Thèse présentée par Sandra Belboom en vue de l obtention du grade de Docteur en Sciences de l Ingénieur

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1 Évaluation de l impact environnemental de la production de bioéthanol à partir de canne à sucre, betterave ou froment par analyse du cycle de vie. Comparaison des utilisations biocarburant et bioplastique. Thèse présentée par Sandra Belboom en vue de l obtention du grade de Docteur en Sciences de l Ingénieur Université de Liège Faculté des Sciences Appliquées Département de Chimie Appliquée Laboratoire de Génie Chimique Procédés et développement durable 2012

2 «Quand on commence quelque chose, on le termine!» À mes parents, mes exemples depuis toujours À Vincent, ma moitié.

3 Remerciements REMERCIEMENTS Une thèse, bien qu étant un travail personnel, nécessite la présence, l encadrement et le soutien de son entourage. Par ces quelques mots, je souhaite remercier plus personnellement les personnes qui ont été présentes pour moi. Mes plus vifs remerciements vont à mes deux promoteurs Albert Germain et Angélique Léonard. Merci au Professeur Germain pour son accueil dans son service dès la réalisation de mon Travail de Fin d Études ainsi que pour l opportunité de continuer par la suite la recherche dans le domaine de l Analyse du Cycle de Vie. Je tiens également à le remercier pour être resté présent dans la recherche menée malgré son admission à la pension. Sa rigueur scientifique, son esprit critique ainsi que ses larges connaissances ont permis d ouvrir la discussion et de finaliser au mieux ce travail. Une reconnaissance infinie va à Angélique Léonard, qui a repris de manière exemplaire le service du Professeur Albert Germain suite à sa mise à la pension, ainsi que la supervision de ma thèse. Elle a su être présente et à l écoute tout au long de ce travail malgré sa charge de travail importante et ses nombreuses responsabilités. Tout le travail effectué lors de la relecture de cette thèse mérite d être souligné et le résultat final ne serait pas ce qu il est sans elle. Son sens du devoir, sa capacité de travail et son sourire à toute épreuve resteront pour moi des exemples à suivre tout au long de ma carrière. Cette thèse n aurait pas eu lieu sans les encouragements de Madame Dominique Toye, Chargée de cours, qui a accepté de prendre à sa charge cette thèse dès ses prémices. Elle a effectué les démarches nécessaires et est restée présente par la suite dans le comité de thèse. Sans le déclic qu elle a provoqué en moi, ce manuscrit n aurait jamais vu le jour. Un tout grand merci à elle. Je remercie également le Professeur Georges Heyen, membre du comité de thèse, qui a toujours répondu présent lors de mes demandes de réunion. Son regard extérieur et ses idées judicieuses ont rendu ces réunions très constructives. Mes remerciements vont également à Monsieur Denis Lambert de la société Total Petrochemicals, qui par grand nombre de ses questions tout au long de ce projet, a permis d améliorer la pertinence des résultats de cette étude. Je tiens également à remercier le Professeur Bernard Bodson de la faculté de Gembloux Agro-Biotech ainsi que Monsieur Jean-Pierre Vandergeten, Directeur de l Institut Royal Belge pour l Amélioration de la Betterave pour avoir partagé leur temps et leurs connaissances sur les cultures belges et ainsi m avoir permis l accès à des données de terrain. Ma reconnaissance va également à Monsieur André Tonneaux, Directeur du site BioWanze et Madame Jacqueline Destain, de la factulté de Gembloux Agro-Biotech pour avoir répondu à mes questions relatives à la production de bioéthanol. Un grand merci aux membres du jury, pour avoir accepté d évaluer ce travail et pour le temps consacré à cette tâche. J adresse un merci particulier aux Professeurs extérieurs à l Université de Liège qui ont accepté un déplacement, Outre-Atlantique pour certains. Merci également au Professeur Michel Crine pour avoir accepté la présidence de ce jury. Une thèse étant un projet de longue haleine où la fin n est pas toujours à portée de main, je tiens à remercier toutes les personnes qui, de près ou de loin, ont contribué à l aboutissement de ce travail. Je tiens particulièrement à remercier Marie-Noëlle Dumont pour son écoute, sa présence et sa bonne humeur. Elle a su être là dans les bons comme dans les

4 Remerciements moins bons moments, telle une amie qu elle est devenue au fil des ans. Je remercie également mes «compagnes de galère», Céline Bodson, Sigrid Douven, Charline Malengreaux et Ludivine Tasseroul pour leur joie de vivre et leur convivialité qui fait le sens de ce département. Sans elles, les journées seraient bien plus longues. Je souhaite également remercier mon compagnon Vincent Alleman, qui par sa détermination, sa présence et ses encouragements de tous les jours, me permet d avancer et de relever un à un les défis qui se présentent. Je tiens aussi à montrer une reconnaissance infinie à mes parents, pour leur présence sans faille, pour leur affection et pour avoir cru en moi depuis toujours. Ils ne sauront jamais assez combien je suis fière d être leur fille.

5 Résumé RÉSUMÉ Cette thèse s inscrit dans la démarche du développement durable avec la mise en évidence du pilier environnemental dans la prise de décision ou encore dans le choix de technologies. La méthode de l Analyse du Cycle de Vie, de plus en plus incontournable, est au cœur de ce travail. Elle a été appliquée au domaine des cultures énergétiques. En effet, au vu de la diminution des ressources fossiles et de l augmentation des émissions de gaz à effet de serre, des mesures ont été prises par les dirigeants politiques pour tenter de trouver des solutions à ces problèmes. Une d entre elles est l exploitation des ressources renouvelables dont les cultures énergétiques font partie. Ces dernières ont principalement été utilisées pour la production de biocarburants grâce à la transformation de matières premières agricoles en bioéthanol ou biodiesel, ensuite incorporés dans l essence ou le diesel fossile, respectivement. Ce travail ne considère que le bioéthanol, qui au-delà de son utilisation traditionnelle en tant que biocarburant, peut servir de matière première pour la production d éthylène, monomère essentiel de l industrie plastique. Le but de cette thèse consiste à évaluer l impact environnemental associé à la production de bioéthanol produit à partir de canne à sucre, de betterave et de froment, et de deux de ses utilisations : biocarburant et bioplastique. L Analyse du Cycle de Vie est utilisée pour déterminer les impacts environnementaux de chacun des scénarios envisagés afin de mettre en évidence la meilleure utilisation du bioéthanol produit, associée à une gestion optimale des sols, ressource également limitée. Le Chapitre I décrit le contexte général dans lequel se situe le travail, c est-à-dire les préoccupations actuelles en relation avec l épuisement de ressources fossiles, le changement climatique et la recherche de solutions durables. Le contexte énergétique mondial et européen y est présenté ainsi que la place des biocarburants de première génération sur le marché de l énergie. La place du bioéthanol parmi les biocarburants est analysée ainsi que les matières premières utilisées à grande échelle. Ensuite, la compétition des terres se déroulant entre les domaines alimentaires et les applications énergétiques est envisagée. Ce chapitre met en évidence les limitations de l utilisation des matières agricoles pour les biocarburants et montre également le potentiel du bioéthanol en tant que substitut au pétrole pour l industrie plastique. Un inventaire des études et des principales caractéristiques relatives aux analyses du cycle de vie présentes dans la littérature est compilé. Il permet de mettre en évidence ce qui a déjà été étudié en ce qui concerne les matières premières ainsi que les deux utilisations envisagées pour le bioéthanol. Il pose ensuite les objectifs majeurs de ce travail et présente la structuration de ce dernier. Le Chapitre II présente la méthode de l Analyse du Cycle de Vie qui est appliquée tout au long de ce travail. Les différentes étapes essentielles à son aboutissement ainsi que ses avantages et inconvénients y sont présentés. Les méthodes d impact utilisées au cours de ce travail sont également explicitées et détaillées. La suite de ce chapitre s applique à effectuer la revue de l état de l art quant à l utilisation d une catégorie permettant de prendre en compte l utilisation et le changement d affectation des sols. Cette catégorie peut être considérée comme essentielle dans le cas de cultures énergétiques. Ce paragraphe montre les divergences et les difficultés inhérentes à l utilisation de cette catégorie. Il explicite ensuite la méthodologie développée par l Union Européenne pour la prise en compte du changement d affectation des sols entraînant des impacts pour la catégorie du changement climatique.

6 Résumé Le Chapitre III regroupe les informations nécessaires à la modélisation de la culture de canne à sucre au Brésil, son transport entre le champ et l unité industrielle ainsi que sa transformation en bioéthanol à partir du jus sucré. Un état de l art de la littérature a été réalisé afin de déterminer une moyenne d inventaire à utiliser. L impact environnemental de la culture d un hectare de canne à sucre est alors présenté suivi par la mise en évidence du changement d affectation des sols sur les résultats. Ensuite, l impact environnemental du transport de la canne à sucre jusqu au lieu de transformation a été évalué. Finalement, l évaluation environnementale de la production de bioéthanol à partir de jus a été réalisée avec la mise en évidence des étapes prépondérantes dans l impact environnemental. Un autre résultat à noter est le gain important provenant de l utilisation de la bagasse à la place des combustibles fossiles dans les chaudières. Différentes analyses de sensibilité ont été réalisées telles que la variation du rendement et le type d allocation envisagée pour les coproduits du bioéthanol. Cela a permis de mettre en évidence l importance du rendement de production, de la quantité d intrants et des pratiques agricoles sur les résultats. Cela montre le besoin de transparence quant à l inventaire permettant de modéliser l étape de culture. Le Chapitre IV est consacré à une matière première plus régionale : la betterave sucrière. La collecte des informations nécessaires à la modélisation de sa culture, sur le sol belge mais également en Ukraine est réalisée. La modélisation de ces deux scénarios a permis de mettre en évidence l importance des pratiques agricoles et du rendement associé dans les impacts environnementaux obtenus. Le changement direct d affectation des sols a également été pris en compte en ce qui concerne les cultures ukrainiennes, les terres belges n étant pas suffisamment disponibles pour subir une expansion de cultures. Néanmoins, un changement indirect d affectation des sols a été pris en compte pour la Belgique qui ne pourra faire face seule à une augmentation de la demande et devra recourir à l importation. L étape de transport de la betterave entre le champ et le lieu de transformation a été étudiée et son impact a été évalué. La production de bioéthanol à partir de jus ou lors d une production combinée avec le sucre a été analysée d un point de vue environnemental amenant à des résultats similaires avec l utilisation d une allocation énergétique. Des analyses de sensibilité ont également été réalisées à ce stade mettant en évidence l importance du rendement de culture et des quantités d intrants, ce qui a déjà été révélé lors de l analyse des impacts de la culture de la canne à sucre. Le Chapitre V réalise l état de l art de la culture de froment sur le sol belge mais également en Ukraine. La culture d un hectare de froment a été traitée afin de mettre en évidence les étapes importantes ainsi que les points d amélioration de l impact environnemental. Le changement direct d affectation des sols est en tout point identique à celui pris en compte pour la betterave sucrière, les sols étant supposés identiques. Le changement indirect d affectation des sols dû à une demande importante de froment en Belgique a également été modélisé pour mettre en évidence les conséquences d une augmentation de la consommation en froment pour la production de bioéthanol. Le transport du froment a été étudié de deux manières. Tout d abord, un transport local a été supposé pour la Belgique. Ensuite, le transport de la matière première depuis l Ukraine jusqu en Belgique, supposée être le lieu de transformation, a également été modélisée. Pour la production de bioéthanol, les deux technologies de production ont été envisagées. La modélisation de la technologie «Wet Milling» a été réalisée sur base de données industrielles alors que le «Dry Milling» a été modélisé sur base de données de la littérature. Cela a permis de comparer les deux technologies. La différence majeure est l utilisation d une partie du froment comme combustible pour permettre une diminution de la consommation énergétique lors de l utilisation de la technologie «Wet Milling», ce qui lui donne un avantage certain. Tout comme pour les chapitres précédents, des analyses de sensibilité ont été réalisées, mettant en

7 Résumé évidence l importance des quantités d intrants pour l étape de culture, du rendement mais également des allocations utilisées pour les coproduits. Le Chapitre VI présente les deux utilisations du bioéthanol étudiées et comparées dans ce travail à savoir la filière «biocarburant (E5 et E85)» ou «bioplastique». La première partie du chapitre est consacrée aux biocarburants qui sont implémentés à hauteur de 5% ou de 85% en volume dans l essence. Une partie théorique présente les conséquences relatives à cette implémentation ainsi que l étape supplémentaire de déshydratation de l éthanol obtenu précédemment en éthanol anhydre. La modélisation est ensuite réalisée et six scénarios sont obtenus sur base des trois matières premières décrites dans les chapitres précédents et ce, pour les deux types de mélange. Ces scénarios, en plus de mettre en relief les différences entre matières premières, montrent également l impact des hypothèses de lieu de production ainsi que de transport. Les étapes prépondérantes des scénarios agricoles sont mises en évidence pour chaque catégorie d impact ainsi que leur comparaison avec la filière classique. À la suite de cette étude sur les biocarburants, l application bioproduit est envisagée avec la déshydratation catalytique du bioéthanol en bioéthylène suivie de sa polymérisation en Polyéthylène Haute Densité (HDPE). Neuf scénarios sont alors envisagés, également basés sur la canne à sucre, la betterave et le froment mais variant les possibilités de transport et l origine des matières premières. Les étapes prépondérantes à chaque scénario ont été mises en évidence et la comparaison avec les polymères fossiles a été réalisée. À la suite de ces comparaisons, des scénarios ont dû être écartés, consommant plus de ressources fossiles et émettant plus de gaz à effet de serre que les filières fossiles. Ce chapitre présente aussi la comparaison des deux utilisations en se basant sur un hectare de terre disponible et le gain obtenu par rapport à la filière fossile. Cela permet de mettre en évidence, sur nos terres limitées, l application à favoriser d un point de vue environnemental. Des analyses de sensibilité mettant en évidence les impacts du changement de méthode d évaluation d impact, les impacts relatifs aux économies d échelle ou encore aux perspectives d avenir ont permis d évaluer les limites de validité de nos résultats. Des analyses d incertitude basées sur la méthode de Monte Carlo ont également été réalisées afin de montrer la robustesse des résultats obtenus, pratique qui n est pas courante dans le domaine de l Analyse du Cycle de Vie. Le travail se termine par une conclusion rassemblant l ensemble des résultats et proposant des perspectives d avenir dans le domaine de l Analyse du Cycle de Vie appliqué à des procédés basés sur des matières premières agricoles.

8 Table des matières TABLE DES MATIÈRES CHAPITRE I. INTRODUCTION Avant-propos Quelques statistiques Le bioéthanol Le bioéthanol et la sécurité d approvisionnement alimentaire Prix des denrées alimentaires Utilisation des terres agricoles Politique européenne pour l utilisation des sols Utilisations possibles du bioéthanol : quel choix poser? Évaluation environnementale des filières de production et d utilisation du bioéthanol : état de l art Inventaire des études concernant le bioéthanol hydraté Inventaire des études réalisées pour l utilisation «biocarburant» Inventaire des études réalisées pour l utilisation «bioplastique» Challenges concernant l évaluation environnementale des utilisations du bioéthanol Objectifs du travail Structuration du travail Références CHAPITRE II. MÉTHODE DE L ANALYSE DU CYCLE DE VIE Définition Historique Harmonisation et étapes d une ACV Définition des objectifs et du champ de l étude Inventaire du cycle de vie Évaluation de l impact Méthodes courantes d évaluation de l impact Interprétation du cycle de vie Degrés de détails de l Analyse du Cycle de Vie ACV attributive et conséquentielle Limitations de l Analyse du Cycle de Vie Développement de la catégorie relative aux sols Définitions importantes Fonctions du sol Mesure des stocks de carbone Modèles disponibles Perspectives des développements méthodologiques pour la prise en compte de l impact de l utilisation des sols Méthodologie utilisée Références CHAPITRE III. IMPACT ENVIRONNEMENTAL ASSOCIÉ À LA PRODUCTION DE BIOÉTHANOL À PARTIR DE CANNE À SUCRE Introduction... 50

9 Table des figures 2. Culture de la canne à sucre Caractéristiques de la canne à sucre Conditions propices à la culture de la canne à sucre Mode de culture et rendement Opérations agricoles liées à la culture de canne à sucre Intrants et émissions de la culture de canne à sucre Récolte de la canne à sucre Impact environnemental de la culture de la canne à sucre Utilisation des sols lors de la production de la canne à sucre Transport de la canne à sucre Caractéristiques du transport de la canne à sucre Impact environnemental du transport de la canne à sucre Production de bioéthanol hydraté à partir de canne à sucre Conversion de la canne à sucre en bioéthanol Étapes de transformation de la canne à sucre Procédés Données d inventaire pour la production de bioéthanol à partir de jus Impact environnemental de la production de bioéthanol à partir de jus de canne à sucre Principaux enseignements Références CHAPITRE IV. IMPACT ENVIRONNEMENTAL ASSOCIÉ À LA PRODUCTION DE BIOÉTHANOL À PARTIR DE LA BETTERAVE SUCRIÈRE Introduction Culture de la betterave Caractéristiques de la betterave Culture de la betterave en Europe : production et rendement Opérations agricoles liées à la culture de la betterave Intrants et émissions de la culture de la betterave Récolte de la betterave Impact environnemental de la culture de la betterave Utilisation des sols lors de production de betterave Transport de la betterave Caractéristiques du transport de la betterave Impact environnemental du transport de la betterave Production de bioéthanol hydraté à partir de betterave Conversion de la betterave en bioéthanol : filières et rendements Étapes de transformation de la betterave Procédés Données d inventaire pour la production de bioéthanol à partir de jus Impact environnemental du bioéthanol hydraté à partir de jus de betterave Production de bioéthanol à partir des résidus de l industrie sucrière Impact environnemental de la production de bioéthanol à partir des résidus de l industrie sucrière Impact environnemental de la production de bioéthanol sur base jus et mélasses Principaux enseignements Références CHAPITRE V. IMPACT ENVIRONNEMENTAL ASSOCIÉ À LA PRODUCTION DE BIOÉTHANOL À PARTIR DE FROMENT Introduction Culture du froment Caractéristiques du froment Culture du froment en Europe - Rendement

10 Table des matières 2.3. Opérations agricoles liées à la culture du froment Intrants et émissions de la culture du froment Impact environnemental de la culture du froment Utilisation des sols lors de production de froment Transport du froment Caractéristiques du transport du froment Impact environnemental du transport du froment Production de bioéthanol hydraté à partir de froment Conversion du froment en bioéthanol hydraté - rendement Étapes de transformation du froment Procédés Données d inventaire pour la production de bioéthanol à partir de froment «Wet Milling» Impact environnemental de la production de bioéthanol à partir de froment «Wet Milling» Inventaire de la production de bioéthanol à partir de froment «Dry Milling» Impact environnemental de la production de bioéthanol à partir de froment «Dry Milling» Principaux enseignements Références CHAPITRE VI. UTILISATIONS DU BIOÉTHANOL HYDRATÉ Introduction Filière carburant Déshydratation du bioéthanol hydraté Caractéristiques des carburants Procédé de déshydratation du bioéthanol hydraté Impact environnemental des biocarburants E5 et E Filière bioplastique Production de polyéthylène Caractéristiques de l éthylène Production de bioplastiques à partir de bioéthanol Impact environnemental des bioplastiques Comparaison des utilisations Canne à sucre Betterave Froment Culture d un hectare Analyses de sensibilité Évaluation de l impact environnemental avec la méthode Impact Prise en compte des économies d échelle Scénarios prospectifs Analyses d incertitudes Filière «Biocarburant» Filière «HDPE» Principaux enseignements Références CHAPITRE VII. CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES Conclusions Biocarburants Bioplastiques Comparaison des filières Perspectives

11 Table des figures ANNEXE I : CALCUL DES ÉMISSIONS DE CO 2 SUITE AU CHANGEMENT INDIRECT D AFFECTATION DES SOLS Culture de la canne à sucre Calcul du stock de carbone pour les cultures de canne à sucre Calcul du stock de carbone pour les prairies Calcul du stock de carbone pour les cultures de soja Calcul du stock de carbone pour la forêt Émissions de dioxyde de carbone suite au passage de la culture de soja à celle de canne à sucre Émissions de dioxyde de carbone suite au passage de prairies à des cultures de soja Émissions de dioxyde de carbone suite à la transformation de forêts en prairies Émissions globales de dioxyde de carbone suite au changement indirect d affectation des sols Betterave Calcul du stock de carbone pour les cultures de betterave Calcul du stock de carbone pour les prairies Calcul des émissions de dioxyde de carbone suite au changement d affectation des sols Froment Calcul du stock de carbone pour les cultures de froment Calcul du stock de carbone pour les prairies Calcul des émissions de dioxyde de carbone suite au changement d affectation des sols. 285 ANNEXE II : BILAN CARBONE DES BIOCARBURANTS ET BIOPLASTIQUES TOUT AU LONG DU CYCLE DE VIE Puits carbone durant la culture Canne à sucre Betterave Froment Contenu carbone dans les produits finis Bioéthanol hydraté Bioéthanol anhydre HDPE Calculs du bilan carbone pour chaque produit tout au long du cycle de vie Bioéthanol hydraté Bioéthanol anhydre HDPE ANNEXE III : REVUE BIBLIOGRAPHIQUE SUR LA BETTERAVE ANNEXE IV : DÉFINITIONS DES ACRONYMES RELATIFS AUX CARACTÉRISTIQUES DES COPRODUITS ANNEXE V : LISTE DES PUBLICATIONS ET COMMUNICATIONS Articles dans des revues scientifiques avec peer reviewing en tant que 1 er auteur Actes de conférence publiés en tant que 1 er auteur avec peer reviewing Communications uniquement orales ou poster Conférences données hors contexte académique

12 Table des figures Table des figures Figure I-1 Production de bioéthanol par continent (Renewable Fuels Association (RFA), 2011) 3 Figure I-2 Répartition des usines de bioéthanol en Europe (Hamelinck et al., 2011) 4 Figure I-3 Utilisations potentielles du bioéthanol 7 Figure I-4 Présentation schématique de la structure du travail 14 Figure II-1 Étapes comprises dans l Analyse du Cycle de vie 19 Figure II-2 Cadre de l Analyse du Cycle de Vie 21 Figure II-3 Schéma de collecte de données 23 Figure II-4 Schéma du fonctionnement de la méthode ReCiPe 2008 (Goedkoop et al., 2009a) 32 Figure II-5 Schéma du cycle du carbone (Arrouays et al., 2002) 38 Figure II-6 Schématisation du modèle Hénin Dupuis 41 Figure III-1 Schéma des étapes prises en compte dans ce chapitre 50 Figure III-2 Composition de la canne à sucre 51 Figure III-3 Localisation des cultures de canne à sucre au Brésil 52 Figure III-4 Importance des étapes de la culture de la canne à sucre gain CO 2 saccharose 62 Figure III-5 Comparaison des impacts environnementaux des scénarios actuel et futur relatifs au brûlis 64 Figure III-6 Variations d impact en fonction de l utilisation d engrais 65 Figure III-7 Répartition des différents types de sols au Brésil (Nassar et al., 2010) 66 Figure III-8 Variations des résultats de la catégorie changement climatique suite au changement direct d affectation des sols 69 Figure III-9 Importance des émissions indirectes de CO 2 selon les scénarios 71 Figure III-10 Importance du transport de la canne à sucre 73 Figure III-11Variations d impact en fonction de la distance parcourue entre le champ et l usine 74 Figure III-12 Description schématique de la production de sucre et de bioéthanol de canne (BNDES et CGEE, 2008) 76 Figure III-13 Schéma de la production de bioéthanol à partir de jus clarifié (Dias et al., 2009) 78 Figure III-14 Importance des étapes de transformation de la canne à sucre en bioéthanol 85 Figure III-15 Importance des étapes de production de bioéthanol hydraté Caractérisation 85 Figure III-16 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique bioéthanol hydraté 87 Figure III-17 Variations de l impact en fonction de l origine de l électricité remplacée 88 Figure III-18 Analyse de sensibilité Variation du rendement de culture Avec gain CO 2 89 Figure III-19 Analyse de sensibilité Variation du rendement de culture Sans gain CO 2 90 Figure IV-1 Schéma des étapes prises en compte dans ce chapitre 96 Figure IV-2 Schéma de la betterave sucrière (INRA, 2012) 97 Figure IV-3 Importance des étapes de la culture de la canne à sucre gain CO 2 culture Belgique 106 Figure IV-4 Variations d impact en fonction de l utilisation d engrais et de produits phytosanitaires 107 Figure IV-5 Influence du changement direct d affectation des sols sur la catégorie changement climatique - Ukraine 111 Figure IV-6 Variations des résultats de la catégorie changement climatique suite au changement indirect d affectation des sols Belgique 112 Figure IV-7 Comparaison des impacts entre les scénarios belges et ukrainiens en tenant compte du changement direct et indirect d affectation des sols 113 Figure IV-8 Importance du transport de betterave sur l impact global pour un hectare cultivé 50 km Belgique 114 Figure IV-9 Importance du transport de betterave sur l impact global pour un hectare cultivé 50 km Ukraine 115 Figure IV-10 Variations d impact en fonction de la distance parcourue entre le champ et l usine - Belgique 115

13 Table des figures Figure IV-11 Schéma général de production de bioéthanol à partir de betteraves (Ballerini et AlzarToux, 2006) 117 Figure IV-12 Importance des étapes de transformation du jus de betterave en bioéthanol Ukraine 126 Figure IV-13 Importance des étapes de transformation du jus de betterave en bioéthanol Belgique 126 Figure IV-14 Importance des étapes de production du bioéthanol hydraté à partir de betteraves Ukraine (U) 127 Figure IV-15 Importance des étapes de production du bioéthanol hydraté à partir de betteraves Belgique (BE) 127 Figure IV-16 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique Ukraine et Belgique 129 Figure IV-17 Variations d impact en fonction des consommations énergétiques de l étape de transformation - Belgique 130 Figure IV-18 Importance des étapes de production du bioéthanol hydraté et de sucre à partir de betteraves Belgique 134 Figure V-1 Schéma des étapes prises en compte dans ce chapitre 142 Figure V-2 Schéma du grain de blé (Gallien, 2009) 143 Figure V-3 Importance des étapes de la culture du froment gain CO 2 amidon Belgique 151 Figure V-4 Variations de l impact environnemental selon les quantités d intrants appliqués 153 Figure V-5 Variations des résultats de la catégorie changement climatique suite au changement direct d affectation des sols 154 Figure V-6 Variations des résultats de la catégorie changement climatique suite au changement indirect d affectation des sols froment 156 Figure V-7 Comparaison des impacts entre les scénarios belges et ukrainiens en tenant compte du changement direct et indirect d affectation des sols froment 156 Figure V-8 Structures de l amylose et de l amylopectine (Thonart, 2000; Whistler et Daniel, 2000) 159 Figure V-9 Schéma général de production de bioéthanol à partir de céréales «Wet milling» (Ballerini et AlzarToux, 2006) 159 Figure V-10 Schéma général de production de bioéthanol à partir de céréales «Dry milling» (Ballerini et AlzarToux, 2006) 160 Figure V-11 Traitement de l hydrolyse aboutissant à différents sous-produits (Thonart, 2000) 161 Figure V-12 Schéma de production de l usine BioWanze (Commune de Wanze, 2005) 163 Figure V-13 Importance des sous étapes de la transformation en bioéthanol par technologie «Wet Milling» 171 Figure V-14 Importance des étapes de production de bioéthanol hydraté BioWanze Caractérisation Scénario belge 172 Figure V-15 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique Belgique 173 Figure V-16 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique Belgique et Ukraine 174 Figure V-17 Importance des étapes de transformation du froment en bioéthanol par «Dry Milling» Ukraine 178 Figure V-18 Importance des étapes de production du bioéthanol hydraté à partir de froment Ukraine 179 Figure V-19 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique Ukraine 180 Figure V-20 Variations d impact en fonction des consommations énergétiques Ukraine 182 Figure VI-1 L éthanol comme matière première pour l industrie chimique (Thonart et al.) 191 Figure VI-2 Mise en évidence des catégories d impact importantes après normalisation E5 205 Figure VI-3 Variation des valeurs de l impact du changement climatique en fonction des hypothèses et des scénarios E5 206 Figure VI-4 Importance des étapes par scénario Catégorie changement climatique E5 207 Figure VI-5 Importance des étapes par scénario Catégorie épuisement des ressources fossiles E5 209

14 Table des figures Figure VI-6 Importance des étapes par scénario Catégorie toxicité humaine E5 210 Figure VI-7 Importance des étapes par scénario Catégorie acidification terrestre E5 210 Figure VI-8 Importance des étapes par scénario Catégorie eutrophisation d eau douce E5 211 Figure VI-9 Importance des étapes par scénario Catégorie écotoxicité de l eau douce E5 212 Figure VI-10 Score unique pour la filière E5 212 Figure VI-11 Mise en évidence des catégories d impact importantes après normalisation E Figure VI-12 Variation des valeurs de l impact du changement climatique en fonction des hypothèses et des scénarios E Figure VI-13 Importance des étapes par scénario Catégorie Changement climatique E Figure VI-14 Importance des étapes par scénario Catégorie épuisement des ressources fossiles E Figure VI-15 Importance des étapes par scénario Catégorie toxicité humaine E Figure VI-16 Importance des étapes par scénario Catégorie acidification terrestre E Figure VI-17 Importance des étapes par scénario Catégorie eutrophisation d eau douce E Figure VI-18 Importance des étapes par scénario Catégorie écotoxicité de l eau douce E Figure VI-19 Score unique pour la filière E Figure VI-20 Mise en évidence des catégories d impact importantes après normalisation HDPE 234 Figure VI-21 Variation des valeurs de l impact du changement climatique en fonction des hypothèses et des scénarios HDPE 235 Figure VI-22 Importance des étapes par scénario Catégorie changement climatique HDPE 236 Figure VI-23 Importance des étapes par scénario Catégorie épuisement des ressources fossiles HDPE 238 Figure VI-24 Importance des étapes par scénario Catégorie toxicité humaine HDPE 239 Figure VI-25 Importance des étapes par scénario Catégorie acidification terrestre HDPE 239 Figure VI-26 Importance des étapes par scénario Catégorie eutrophisation de l eau douce HDPE 240 Figure VI-27 Importance des étapes par scénario Catégorie écotoxicité d eau douce HDPE 240 Figure VI-28 Importance des étapes par scénario Catégorie occupation des terres agricoles HDPE 241 Figure VI-29 Score unique pour la filière HDPE 241 Figure VI-30 Gain par hectare selon les scénarios 247 Figure VI-31 Variations des gains obtenus entre les deux méthodes pour le changement climatique 253 Figure VI-32 Variations des gains obtenus entre les deux méthodes pour les ressources fossiles 255 Figure VI-33 Analyse de Monte Carlo Scénarios (1) vs. Essence «Midpoint» 259 Figure VI-34 Analyse de Monte Carlo Scénario E5 (1) vs. Essence «Endpoint» 259 Figure VI-35 Analyse de Monte Carlo Scénarios (2) vs. Essence «Midpoint» 260 Figure VI-36 Analyse de Monte Carlo Scénarios (2) vs. Essence «Endpoint» 261 Figure VI-37 Analyse de Monte Carlo Scénarios (4) vs. Essence «Midpoint» 261 Figure VI-38 Analyse de Monte Carlo Scénarios E85 (4) vs. Essence «Endpoint» 262 Figure VI-39 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (1) et (2) vs. HDPE Fossile «Midpoint» 262 Figure VI-40 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (1) vs. HDPE Fossile «Endpoint» 263 Figure VI-41 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (3), (4) et (5) vs. HDPE Fossile - «Midpoint» 264 Figure VI-42 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (3) vs. HDPE Fossile - «Endpoint» 264 Figure VI-43 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (6) vs. HDPE Fossile «Midpoint» 265 Figure VI-44 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (6) vs. HDPE Fossile «Endpoint» 265

15 Table des tableaux Table des tableaux Tableau II-1 Catégories prises en compte par la méthode Impact groupées par dommage 28 Tableau II-2 Catégories prises en compte par la méthode ReCiPe Tableau II-3 Présentation des perspectives culturelles pour la méthode ReCiPe Tableau II-4 Stocks de carbone selon le type de sol (Arrouays et al., 2002) 40 Tableau II-5 Catégories relatives aux paramètres F MG et F I pour les cultures et les prairies(ec-guidelines (European Union), 2010) 45 Tableau III-1 Intrants nécessaires à la culture de la canne à sucre 54 Tableau III-2 Composition moyenne du tourteau de filtration en g/kg 55 Tableau III-3 Composition de la vinasse selon la littérature 55 Tableau III-4 Facteurs d émissions de polluants dus à l application d engrais et de phytosanitaires sur champ (% massique de l élément concerné) 56 Tableau III-5 Émissions dues au brûlis des champs de canne à sucre 57 Tableau III-6 Données de modélisation de la culture de la canne à sucre 59 Tableau III-7 Résultats caractérisés «Midpoint» impact par tonne de canne à sucre 60 Tableau III-8 Impact des étapes de culture de la canne à sucre pour un hectare 61 Tableau III-9 Calcul du contenu en CO 2 dans un hectare de canne à sucre 62 Tableau III-10 Différences d impact pour l utilisation ou non d engrais organiques 63 Tableau III-11 Données de modélisation de la culture de canne à sucre sans brûlis 64 Tableau III-12 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les cultures de canne à sucre (EC-Guidelines (European Union), 2010) 67 Tableau III-13 Résultats des stocks de carbone organique dans les sols pour différents paramètres pour les cultures de canne à sucre 67 Tableau III-14 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les prairies (EC-Guidelines (European Union), 2010) 68 Tableau III-15 Résultats des stocks de carbone dans les sols pour différents paramètres en prairie-savane 68 Tableau III-16 Émissions de CO 2 suite au changement direct d affectation des sols moyenne par année 69 Tableau III-17 Émissions indirectes de CO 2 Soja-Pâturages-Forêts 70 Tableau III-18 Émissions indirectes de CO 2 Pâturages - Forêts 70 Tableau III-19 Modifications des ILUC en fonction du taux déforestation 71 Tableau III-20 Facteurs d émissions pour la conversion de terres en t CO 2 par hectare (Nassar et al., 2010) 72 Tableau III-21 Demandes énergétiques des procédés de transformation de la canne à sucre (BNDES et CGEE, 2008) 81 Tableau III-22 Émissions lors de la combustion de la bagasse 83 Tableau III-23 Consommations de produits chimiques relatives à la transformation de la canne à sucre en bioéthanol (Macedo et al., 2004) 83 Tableau III-24 Consommations relatives à la transformation de la canne à sucre en bioéthanol pour 1000 L 84 Tableau III-25 Résultats caractérisés Production de 1000 L de bioéthanol hydraté et d électricité 86 Tableau III-26 Mix énergétique brésilien pour l année Tableau III-27 Variations de l impact par remplacement de l énergie fossile évitée 89 Tableau IV-1 Statistiques pour la culture de la betterave sur le continent européen (FAO, 2010) 99 Tableau IV-2 Intrants nécessaires à la culture de la betterave 101 Tableau IV-3 Facteurs d émissions de polluants dus à l application d engrais et de phytosanitaires sur champ (% massique de l élément concerné) 102 Tableau IV-4 Données de modélisation de la culture de la betterave 104 Tableau IV-5 Résultats caractérisés «Midpoint» Impact par tonne de betterave 104 Tableau IV-6 Impact des étapes de culture de la betterave par hectare 105

16 Table des tableaux Tableau IV-7 Calcul du contenu en CO 2 dans un hectare de betterave 106 Tableau IV-8 Variations des surfaces dédiées aux zones agricoles, aux forêts et à la culture de la betterave (FAO, 2010) 108 Tableau IV-9 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les cultures de betterave en Ukraine (EC-Guidelines (European Union), 2010) 109 Tableau IV-10 Stocks de carbone organique dans les sols pour différents paramètres pour les cultures de betterave 109 Tableau IV-11 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les prairies Ukraine (EC-Guidelines (European Union), 2010) 110 Tableau IV-12 Résultats des stocks de carbone dans les sols pour différents paramètres en prairie Ukraine 110 Tableau IV-13 Émissions de CO 2 suite au changement direct d affectation des sols moyenne par année - Ukraine 111 Tableau IV-14 Émissions de CO 2 suite au changement indirect d affectation des sols moyenne par année Belgique 112 Tableau IV-15 Caractéristiques des feuilles et collets (Besancenot et al., 1988) 119 Tableau IV-16 Composants de la pulpe (Legrand, 2005) 120 Tableau IV-17 Caractéristiques des vinasses de mélasses 122 Tableau IV-18 Demandes énergétiques de production de bioéthanol à partir de betteraves - Chaleur 123 Tableau IV-19 Demandes énergétiques de production de bioéthanol à partir de betteraves Électricité 123 Tableau IV-20 Consommations relatives à la transformation de betterave en bioéthanol 124 Tableau IV-21 Consommations relatives à la transformation de la betterave en bioéthanol pour 1000L 125 Tableau IV-22 Mix énergétiques belge et ukrainien pour l année 2009 (International Energy Agency, 2009) 125 Tableau IV-23 Détail des impacts environnementaux de chaque étape du bioéthanol à partir de betterave 128 Tableau IV-24 Modification de l impact associé à 1000 litres de bioéthanol hydraté scénario belge 131 Tableau IV-25 Bilan de matière pour la production d une tonne de sucre et de bioéthanol 132 Tableau IV-26 Consommations relatives à la transformation de la betterave en bioéthanol pour 1000 L ainsi que la production de 6,29 tonnes de sucre 133 Tableau IV-27 Résultats des impacts environnementaux par étape Production de bioéthanol à partir des résidus de l industrie du sucre 134 Tableau IV-28 Allocations pour la répartition de l impact entre le sucre, les pulpes et le bioéthanol (données dérivées de Malça et Freire (2006) et du marché actuel) 135 Tableau IV-29 Variations de l impact du bioéthanol sur base de mélasse en fonction de l allocation utilisée 135 Tableau IV-30 Impact environnemental d un scénario de production de bioéthanol sur base jus et mélasses. 136 Tableau V-1 Composition moyenne du grain de blé (Anonymous) 143 Tableau V-2 Statistiques pour la culture de blé en Europe (FAO, 2010) 144 Tableau V-3 Quantité de graines nécessaires par hectare en fonction de la zone géographique étudiée 145 Tableau V-4 Consommations nécessaires à la culture du froment 146 Tableau V-5 Facteurs d émissions de polluants dus à l application d engrais et de produits phytosanitaires sur champ (% massique de l élément concerné) 147 Tableau V-6 Données de modélisation de la culture du blé 148 Tableau V-7 Résultats caractérisés «Midpoint» Culture d une tonne de blé 149 Tableau V-8 Impact des étapes de la culture de froment pour un hectare 149 Tableau V-9 Calcul du contenu en CO 2 de l amidon lors de la culture d un hectare de froment 151 Tableau V-10 Allocations entre la paille et le blé pour la production d une tonne de blé (Gnansounou et al., 2009) 151 Tableau V-11 Modification de l impact associé à une tonne de blé pour un rendement de 8,6 tonnes par hectare en fonction des allocations employées - Belgique 152

17 Table des tableaux Tableau V-12 Variations des surfaces dédiées à la culture du froment (FAO STAT) 153 Tableau V-13 Émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols moyenne par année 154 Tableau V-14 Variations des surfaces dédiées aux zones agricoles, aux forêts et à la culture du froment (FAO STAT) 155 Tableau V-15 Émissions de CO 2 suite au changement indirect d affectation des sols moyenne par année froment 155 Tableau V-16 Impact relatif au transport de 2,9 tonnes de froment cultivée sur un hectare 157 Tableau V-17 Caractéristiques de la matière première pour BioWanze (Fluzin, 2007) 162 Tableau V-18 Caractéristiques du bioéthanol carburant obtenu BioWanze (Fluzin, 2007) 166 Tableau V-19 Composition du ProtiWanze (sauf indications les valeurs sont exprimées en g par kg de matières sèches) 167 Tableau V-20 Valeurs nutritionnelles du ProtiWanze par kg de matières sèches 167 Tableau V-21 Consommations de produits chimiques pour 1000 L d éthanol (Commune de Wanze, 2005) 169 Tableau V-22 Consommations de la chaudière (Commune de Wanze, 2005) 169 Tableau V-23 Caractéristiques du transport Froment local pour BioWanze 170 Tableau V-24 Consommations relatives à la transformation du froment en 1000 L de bioéthanol hydraté 170 Tableau V-25 Caractéristiques énergétiques «Wet Milling» 170 Tableau V-26 Consommations de vapeur pour 1000 litres d éthanol hydraté «Wet Milling» 171 Tableau V-27 Données d allocation pour le bioéthanol et ses coproduits 171 Tableau V-28 Résultats caractérisés Production de 1000 L de bioéthanol hydraté BioWanze Scénario belge 173 Tableau V-29 Résultats caractérisés Production de 1000 L de bioéthanol hydraté BioWanze Scénario belge et froment ukrainien 174 Tableau V-30 Données utilisées pour les allocations relatives au gluten et au ProtiWanze 175 Tableau V-31 Modification de l impact associé à 1000 litres de bioéthanol hydraté BioWanze scénario belge 175 Tableau V-32 Consommations nécessaires à la production de bioéthanol par «Dry Milling» 176 Tableau V-33 Consommations de produits chimiques pour la production de 1000 L d éthanol hydraté 176 Tableau V-34 Consommations relatives à la transformation du froment en bioéthanol pour 1000 L 178 Tableau V-35 Résultats caractérisés Production de 1000 L de bioéthanol hydraté 179 Tableau V-36 Comparaison des valeurs avec la littérature avec puits CO Tableau V-37 Allocations entre le bioéthanol et le DDGS 182 Tableau V-38 Modification de l impact associé à 1000 litres de bioéthanol hydraté scénario belge 184 Tableau V-39 Comparaison des technologies «Dry et Wet Milling» Froment belge 185 Tableau VI-1 Caractéristiques de l essence fossile standard (Indice d octane = 95) 193 Tableau VI-2 Normes d émissions Euro pour les véhicules à essence (European Parliament and the Council, 2007) 194 Tableau VI-3 Caractéristiques du bioéthanol pur 194 Tableau VI-4 Caractéristiques des biocarburants (dérivées de Gnansounou et al. (2008)) 195 Tableau VI-5 Variation des émissions au pot d échappement avec l E85 comparativement à l essence dans une voiture classique 197 Tableau VI-6 Données pour la déshydratation de l éthanol hydraté en éthanol anhydre par matière première 198 Tableau VI-7 Mix énergétique brésilien, ukrainien et belge pour l année 2009 (International Energy Agency, 2009) 199 Tableau VI-8 Impact de la production d électricité en fonction du pays d origine 1 MWh 199 Tableau VI-9 Impact de la technologie de déshydratation du bioéthanol hydraté 1000 litres de bioéthanol anhydre 200

18 Table des tableaux Tableau VI-10 Distance à parcourir entre les lieux de production et Anvers (Viamichelin, 2012; Voyage calculator, 2012) 200 Tableau VI-11 Émissions relatives à la combustion d essence, de E5 et de E85 pour 100 km en accord avec la norme Euro Tableau VI-12 Description synthétique des scénarios envisagés - Biocarburants 201 Tableau VI-13 Production de bioéthanol rapportée à l hectare de culture, en fonction de la matière première, du rendement de culture et de la localisation - biocarburants 202 Tableau VI-14 Impact environnementaux de la filière bioéthanol anhydre comparaison avec la littérature 203 Tableau VI-15 Impacts environnementaux pour l E5 100 km parcourus base MJ 204 Tableau VI-16 Importance des étapes pour le changement climatique en kg eq CO 2 E5 206 Tableau VI-17 Gain environnemental par hectare E5 208 Tableau VI-18 Valeurs du changement climatique par MJ de biocarburant 208 Tableau VI-19 Gain environnemental pour la consommation des ressources fossiles par hectare E5 209 Tableau VI-20 Impacts environnementaux pour l E km parcourus base MJ 213 Tableau VI-21 Importance des étapes pour le changement climatique en kg éq CO 2 E Tableau VI-22 Variations moyennes prises en compte pour le biocarburant par rapport à la norme Euro Tableau VI-23 Variations des impacts environnementaux avec les émissions - Biocarburants 222 Tableau VI-24 Comparaison des impacts environnementaux d un litre de E5 et d un litre d essence 223 Tableau VI-25 Comparaison des impacts environnementaux d un litre de E85 et d un litre d essence 223 Tableau VI-26 Caractéristiques des différents grades de l éthylène en % volumique (Kochar et Marcell, 1980) 224 Tableau VI-27 Spécifications du bioéthanol et du bioéthylène produit (Chematur Engineering Group) 225 Tableau VI-28 Consommations du procédé de déshydratation en éthylène de grade polymère 227 Tableau VI-29 Données de Bruscino (2009)utilisées pour la déshydratation catalytique de l éthanol 230 Tableau VI-30 Impacts pour l étape de polymérisation 1 tonne de produit fini 231 Tableau VI-31 Description synthétique des scénarios envisagés - HDPE 232 Tableau VI-32 Production de bioéthanol rapportée à l hectare de culture, en fonction de la matière première, du rendement de culture et de la localisation - HDPE 232 Tableau VI-33 Valeurs d impact pour les scénarios présentés 1 tonne d HDPE 233 Tableau VI-34 Importance des étapes pour le changement climatique en kg eq CO 2 1 tonne d HDPE 234 Tableau VI-35 Gain environnemental par hectare bioplastiques 237 Tableau VI-36 Valeurs utilisées pour la comparaison des filières biocarburant et bioplastique 242 Tableau VI-37 Scores uniques obtenus pour l utilisation d une tonne de canne à sucre 243 Tableau VI-38 Scores uniques obtenus pour l utilisation d une tonne de betterave 243 Tableau VI-39 Scores uniques obtenus pour l utilisation d une tonne de froment 244 Tableau VI-40 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile changement climatique 245 Tableau VI-41 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile ressources fossiles 246 Tableau VI-42 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile scores par hectare 246 Tableau VI-43 Impact environnemental des scénarios pour la filière E5 Impact Tableau VI-44 Comparaison des valeurs pour le changement climatique et les ressources fossiles entre les méthodes ReCiPe 2008 et Impact E5 249 Tableau VI-45 Impact environnemental des scénarios pour la filière E85 Impact Tableau VI-46 Comparaison des valeurs pour le changement climatique et les ressources fossiles entre les méthodes ReCiPe 2008 et Impact E Tableau VI-47 Impact environnemental des scénarios pour la filière HDPE Impact

19 Table des tableaux Tableau VI-48 Comparaison des valeurs pour le changement climatique et les ressources fossiles entre les méthodes ReCiPe 2008 et Impact HDPE 252 Tableau VI-49 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile changement climatique Impact Tableau VI-50 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile ressources fossiles Impact Tableau VI-51 Distances utilisées dans les scénarios de base pour le transport des matières premières 255 Tableau VI-52 Distances de transport entre le champ et l unité de transformation annulant le gain environnemental 256 Tableau VI-53 Unité des catégories d impact utilisées pour les analyses d incertitudes 258 Tableau VI-54 Catégories d impact prises en compte dans chaque catégorie de dommage 260 Tableau 1-1 Résultats des stocks de carbone organiques dans les sols pour différents paramètres pour les cultures de canne à sucre 277 Tableau 1-2 Résultats des stocks de carbone dans les sols pour différents paramètres en prairie-savane 278 Tableau 1-3 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les cultures de soja 278 Tableau 1-4 Résultats des stocks de carbone organiques dans les sols pour différents paramètres pour les cultures de canne à sucre 278 Tableau 1-5 Émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols moyenne par année prairies en culture de soja 279 Tableau 1-6 Émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols moyenne par année forêts en prairies 280 Tableau 1-7 Émissions de CO 2 suite au changement indirect d affectation des sols moyenne par année scénario Tableau 1-8 Émissions de CO 2 suite au changement indirect d affectation des sols moyenne par année scénario Tableau 2-1 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les cultures annuelles pour un climat tempéré doux et humide 281 Tableau 2-2 Stocks de carbone organique dans les sols pour différents paramètres pour les cultures de betterave 281 Tableau 2-3 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les prairies - Europe 282 Tableau 2-4 Résultats des stocks de carbone dans les sols pour différents paramètres pour les prairies régions tempérées 282 Tableau 2-5 Émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols moyenne par année 282 Tableau 3-1 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les cultures annuelles pour un climat tempéré doux et humide et tempéré doux et sec 283 Tableau 3-2 Stocks de carbone organique dans les sols pour différents paramètres pour les cultures de froment en France et en Allemagne 284 Tableau 3-3 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les prairies - Europe 284 Tableau 3-4 Résultats des stocks de carbone dans les sols pour différents paramètres pour les prairies régions tempérées 285 Tableau 3-5 Émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols moyenne par année 285 Tableau 1-1 Calcul du contenu en CO 2 dans un hectare de canne à sucre 286 Tableau 1-2 Calcul du contenu en CO 2 dans un hectare de betterave 287 Tableau 1-3 Calcul du contenu en CO 2 dans un hectare de froment 287 Tableau 2-1 Calcul du contenu en dioxyde de carbone dans 1000 litres de bioéthanol hydraté 287 Tableau 2-2 Calcul du contenu en dioxyde de carbone dans 1000 litres de bioéthanol anhydre 288 Tableau 2-3 Calcul du contenu en dioxyde de carbone dans une tonne de HDPE 288 Tableau 3-1 Quantité de matières premières nécessaires à la production de 1000 litres de bioéthanol et allocation énergétique associée 288 Tableau 3-2 Valeurs d émissions lors de l étape de fermentation pour la production de bioéthanol hydraté à partir de canne à sucre, de betterave et de froment 289

20 Table des tableaux Tableau 3-3 Valeurs d émissions lors de l étape de fermentation pour la production de bioéthanol anhydre pour la canne à sucre 289 Tableau 3-4 Valeurs d émissions de carbone biogénique lors de l étape de polymérisation 290 Tableau 3-5 Valeurs d émissions de carbone biogénique lors de l étape de déshydratation catalytique 290

21 Table des équations Table des équations Équation II-1 Émissions globales de protoxyde d azote (Arrouays et al., 2002). 39 Équation II-2 Quantité de carbone en régime stationnaire 41 Équation II-3 Quantité de carbone en régime transitoire 42 Équation II-4 Calcul des stocks de carbone 42 Équation II-5 Calcul du stock de carbone végétal (EC-Guidelines (European Union), 2010) 43 Équation II-6 Calcul du stock de carbone dans la biomasse vivante au-dessous ou en-dessous du sol 43 Équation II-7 Calcul des paramètres C AGB et C BGB 43 Équation II-8 Autre possibilité de calcul du paramètre C BGB 43 Équation II-9 Calcul du stock de carbone organique du sol 44 Équation III-1 Réaction chimique de photosynthèse 61 Équation III-2 Équation de saccharification 62 Équation III-3 Calcul du stock de carbone par hectare (tc/ha) 66 Équation III-4 Calcul des émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols 68 Équation III-5 Équation globale de fermentation 79 Équation IV-1 Calcul des émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols 111 Équation V-1 Conversion simplifiée de l amidon en éthanol (Logsdon, 2000) 160 Équation VI-1 Calcul des émissions de gaz à effet de serre (Croezen et al., 2010) 193 Équation VI-2 Combustion complète de l essence assimilée à de l octane 194 Équation VI-3 Équation de combustion de l éthanol 194 Équation VI-4 Équation principale de déshydratation de l éthanol (Kochar et al., 1981; Logsdon, 2000) 224 Équation VI-5 Équation principale de déshydratation de l éthanol (Kochar et al., 1981; Logsdon, 2000) 225 Équation VI-6 Réactions en série menant à la production d éthylène 225 Équation VI-7 Équation de production d aldéhyde 226 Équation VI-8 Équation de polymérisation de l éthylène (Sundaram et al., 2000) 228 Équation 1-1 Calcul des émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols 279 Équation 1-1 Réaction chimique de photosynthèse 286

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23 CHAPITRE I. Introduction 1 CHAPITRE I. INTRODUCTION 1. Avant-propos Le monde doit faire face à trois problèmes majeurs qui sont l augmentation de la population, la diminution des ressources naturelles et le changement climatique. La croissance démographique allant de pair avec l augmentation des besoins en consommation, une pression de plus en plus importante s exerce sur les ressources naturelles et sur l eau disponibles (Black et al., 2011). Les combustibles fossiles sont l une des ressources naturelles les plus utilisées depuis l ère industrielle. Ils font partie intégrante de notre façon de vivre depuis cette époque. Ces derniers permettent de rencontrer plus de 80% des besoins énergétiques globaux. Face à la demande croissante et à la raréfaction de ces ressources, l ère des combustibles facilement accessibles et bon marché est révolue. Les experts situent d ailleurs le pic du pétrole entre aujourd hui et 2035, le moment précis dépendant des développements technologiques, des habitudes de consommations ainsi que des alternatives disponibles (Demirbas, 2008; Black et al., 2011). En plus d être de plus en plus rares et donc de plus en plus chers, les combustibles fossiles sont distribués de manière extrêmement irrégulière dans le monde. Le Moyen Orient concentre 65% des réserves mondiales en pétrole, pour 11,7% en Europe et Eurasie, 9,5% en Afrique, 8,6% en Amérique du Sud et Centrale, 5% en Amérique du Nord, l Asie et le Pacifique possédant les 3,4% restants (Escobar et al., 2009). Cette distribution entraîne des climats d insécurité énergétique et de tension géopolitique dans plusieurs régions du monde. Les projections en termes de production mondiale de combustibles fossiles prévoient, dans un futur proche, la diminution de la production de pétrole et le besoin d utiliser d autres ressources pour rencontrer la demande. Cela explique le développement et l intérêt de plus en plus fort porté aux ressources renouvelables. La raison économique était initialement avancée pour le développement de ces techniques. Plus récemment, l argument environnemental a pris beaucoup d ampleur, avec la nécessaire réduction des gaz à effet de serre, dans le but de limiter le réchauffement climatique. La sphère sociale n est pas en reste dans la volonté de développer des alternatives renouvelables, incluant des critères relatifs à la sécurité, l indépendance énergétique et le développement rural dans les pays en voie de développement (Demirbas, 2008; Bekunda et al., 2009; Bento, 2009; Demirbas, 2009; Howarth et al., 2009; Duer et Christensen, 2010). En ce qui concerne la production d électricité, les technologies renouvelables telles que le solaire, l éolien ou l hydraulique sont disponibles mais pour le secteur du transport, seuls les biocarburants sont à même d être utilisés dans les moteurs actuels (Black et al., 2011). En sachant que ce secteur représente plus de 50% de la consommation en combustibles fossiles (Escobar et al., 2009), le rôle à jouer par les biocarburants n est plus à démontrer. L agence Internationale de l Énergie prévoit d ailleurs une augmentation de l utilisation des biocarburants dans le secteur du transport de 1% en 2009 à 7% en 2030 avec des augmentations de consommations principalement aux États-Unis, en Europe, en Asie et au Brésil (Escobar et al., 2009). Les biocarburants utilisés actuellement de manière commerciale sont issus des technologies dites de «première génération» utilisant des cultures alimentaires où seule une partie de la plante est transformée. Deux filières coexistent : la filière huile et la filière sucre.

24 2 CHAPITRE I. Introduction La première permet l obtention de biodiesel, sous la forme d ester méthylique d huiles végétales. La seconde aboutit à la production de bioéthanol par voie fermentaire, utilisé comme additif ou substitut à l essence. La production et l utilisation de ces biocarburants ont donné le jour à nombre de critiques quant à la concurrence avec le secteur alimentaire et à l utilisation des sols à des fins énergétiques (Bento, 2009). Cependant, ils sont les seuls permettant de rencontrer les exigences légales fixées par l Union Européenne en termes de taux d incorporation de biocarburants pour le secteur du transport. Au critère de quantité a été ajouté celui de durabilité dont les caractéristiques sont (Bekunda et al., 2009; Demirbas, 2009; EurObserv'ER, 2012): - un minimum de réduction des émissions de gaz à effet de serre sur tout le cycle de vie du biocarburant égal à 35% par rapport à la filière fossile, - la préservation des sols supportant une haute biodiversité et des stocks de carbone élevés, - une diversification des matières premières utilisées pour leur production. Il apparaît clairement que le remplacement de la totalité des consommations de carburants fossiles pour le transport par des biocarburants n est pas réaliste au vu des terres nécessaires entrant en concurrence avec les cultures alimentaires (Black et al., 2011). 2. Quelques statistiques L utilisation à grande échelle des énergies renouvelables est relativement récente et tend à prendre une part de plus en plus importante dans le mix énergétique. En Europe, la production primaire d énergie renouvelable pour l année 2008 s élevait à 148,1 millions de tonnes équivalent pétrole, ce qui représente 17,6% de la production globale d énergie primaire. Cette production se base en majorité sur de la biomasse et des déchets (69,1%) suivis par l énergie hydraulique (19%) et finalement l éolien (6,9%). Pour cette même année de référence, les plus grands producteurs d énergie renouvelable en Europe étaient l Allemagne (20,1%), la France (13,4%) et la Suède (10,8%) (European Union, 2011). En ce qui concerne le secteur du transport, l objectif de l Europe est d y avoir une part d énergie renouvelable qui s élève à 10% en 2020 avec l utilisation exclusive de biocarburants comprenant les caractéristiques de durabilité requises. En 2008, la part d énergie renouvelable dans ce secteur s élevait à 3,5% (European Union, 2011). Actuellement, la directive européenne relative aux biocarburants (European Parliament and the Council, 2009) autorise l incorporation de biodiesel dans le diesel et de bioéthanol dans l essence à hauteur de 5% en volume. Ce faible taux d incorporation permet l utilisation des véhicules classiques sans modification au niveau de la motorisation. Vu sa prépondérance au niveau mondial, ce travail de thèse se focalise sur le bioéthanol (Howarth et al., 2009) Le bioéthanol Le principal producteur de bioéthanol depuis les années 1970 est le Brésil avec plus de 80% de la production globale jusque dans la moitié des années Le deuxième plus grand producteur de bioéthanol sont les États-Unis avec une croissance continue durant les années 1980 et 1990 et dépassant la production brésilienne en Pour les années à venir, les projections pour la production de bioéthanol sont toujours en hausse avec une part importante à jouer pour d autres nations dont l Union Européenne. Néanmoins, le leadership sera toujours maintenu par les deux pionniers (Howarth et al., 2009). La Figure I-1 présente la production de bioéthanol par continent en 2011 (Renewable Fuels Association (RFA), 2011).

25 CHAPITRE I. Introduction 3 Figure I-1 Production de bioéthanol par continent (Renewable Fuels Association (RFA), 2011) Les matières premières utilisées pour la production du bioéthanol En fonction du lieu de production du bioéthanol, les matières premières utilisées ne sont pas identiques, dépendant principalement du climat et du type de culture adaptée. Le continent qui contribue le plus à la production mondiale de bioéthanol est l Amérique. Les matières premières utilisées ne sont pas identiques sur tout le continent. Pour l Amérique du Nord et Centrale, le maïs est la matière première la plus usitée (World energy council, 2010). Au Canada, le blé joue également un rôle important. Pour l Amérique du Sud, plusieurs cultures sont accessibles telles que le soja, le maïs ou encore la canne à sucre. Le Brésil, apportant la majorité de la production de cette partie du continent, produit du bioéthanol uniquement à partir de canne à sucre, vu son faible coût et sa culture facile et abondante (Kline et al., 2008). Le continent asiatique, malgré sa part très importante dans la production mondiale de ressources telles que le maïs, le soja, la canne à sucre ou encore le blé, ne contribue pas de manière forte à la production de biocarburants. Ces ressources sont principalement dédiées à l alimentation humaine et leur expansion peut être limitée par les faibles surfaces de terres disponibles et le coût de production élevé (Kline et al., 2008). L Océanie et l Afrique produisent un très faible taux de bioéthanol à l heure actuelle, comme cela est visible à la Figure I-1. Le continent européen est le deuxième plus grand producteur de bioéthanol dans le monde après le contient américain avec 5% de la production mondiale. Tout le bioéthanol produit en Europe y est consommé, représentant 76% de la demande en Le surplus nécessaire est importé et provient principalement du Brésil, à hauteur de 16%. Les pays les plus grands consommateurs de bioéthanol sont la France, l Allemagne et la Suède. Le bioéthanol est principalement consommé avec l essence où il est incorporé à hauteur de 5% en volume. En 2008, la production de bioéthanol européen était basée principalement sur trois matières premières, avec pour ordre d importance (Hamelinck et al., 2011) : - la betterave : 25% - le blé : 23% - le maïs : 18%. Le reste de la production provient de matières premières diverses comme le riz, l orge ou encore le vin dont la somme des pourcentages dans la production de bioéthanol atteint moins de 10% (Hamelinck et al., 2011).

26 4 CHAPITRE I. Introduction L Europe compte de nombreux sites de production de bioéthanol, répartis sur une large partie du territoire, comme le montre la Figure I-2 où ils sont représentés par des points bleus. Figure I-2 Répartition des usines de bioéthanol en Europe (Hamelinck et al., 2011) 3. Le bioéthanol et la sécurité d approvisionnement alimentaire Le recours croissant au bioéthanol de première génération ces dernières années est lié à la volonté de sécuriser l approvisionnement énergétique, fortement dépendant des ressources fossiles, et d augmenter la part d énergie renouvelable dans la consommation en Europe. Une question s est dès lors posée directement concernant la sécurité d approvisionnement alimentaire. En effet, des terres préalablement dédiées à l alimentation humaine ou animale ont été en partie consacrées à des fins énergétiques Prix des denrées alimentaires Le prix des denrées alimentaires a connu une inflation très importante entre les années et En effet, les denrées telles que le blé, le maïs et le riz ont vu leur prix augmenter de respectivement 36%, 63% et 27%. Les huiles végétales et les produits laitiers ont également connus une forte augmentation (Bellora, 2007; Food and Agriculture Organization of the United Nations, 2008). Les facteurs ayant entraînés cette hausse des prix sont, entre autres, la diminution des stocks disponibles sur le marché de l offre et de la demande, l augmentation de la population, la croissance économique mondiale et le secteur des biocarburants en plein essor (Bellora, 2007; Food and Agriculture Organization of the United Nations, 2008). Cette augmentation de prix a été synonyme de crise alimentaire directement associée à l utilisation de biocarburants principalement aux États-Unis où la matière première principale est le maïs (Gnansounou, 2011). Certaines études avancent une responsabilité de 65% pour les biocarburants quant à la flambée des prix des denrées alimentaires au vu de la demande croissante des matières premières à des fins non alimentaires. Les biocarburants ne sont pas seuls responsables de la montée des prix. Il s agit de l accumulation de différents facteurs

27 CHAPITRE I. Introduction 5 agissant sur le mécanisme de l offre et de la demande sur le marché. Les facteurs relatifs à l offre sont : un déficit de production liés aux aléas climatiques, la réduction progressive du niveau des stocks, l augmentation des coûts des biocarburants qui est intimement liée avec l augmentation du prix des engrais et du transport des denrées alimentaires. En ce qui concerne la demande, les biocarburants jouent un rôle principal en apportant une nouvelle demande sur le marché de produits tels que le sucre, le maïs ou encore le manioc. Pour répondre à cette demande, ces matières premières doivent être produites en plus grande quantité ce qui a entraîné une augmentation des surfaces dédiées à ces dernières à hauteur de 18% aux États-Unis. Ces surfaces ont été prélevées sur les terres préalablement destinées au soja et au blé ce qui a engendré un envol des prix. L analyse des prix de l essence, de l éthanol et du maïs montre une relation entre ces derniers, ce qui est également le cas au Brésil où le prix du pétrole brut est déterminant pour le marché du sucre et de l éthanol. La structure de la demande a donc évolué avec le développement économique et la hausse des revenus des pays en voie de développement ce qui modifie les demandes concernant les denrées alimentaires (Food and Agriculture Organization of the United Nations, 2008). Les principaux demandeurs en biocarburants sont les États-Unis et l Europe et, ne disposant pas des ressources en interne, une importation des matières premières ou des produits finis peut dès lors devenir nécessaire pour atteindre leur demande et leurs objectifs. Cela est particulièrement le cas pour le biodiesel où 86% des terres relatives aux huiles devraient être consacrées à la production de biocarburant. Pour le bioéthanol, les sources d approvisionnement ne sont pas exclusives, ce qui permet une moins grande sensibilité des prix et des consommations de matières premières. L augmentation d incorporation de bioéthanol, devrait théoriquement pouvoir être prise en charge par l Europe elle-même, sans avoir recours à des importations, pour une certaine quantité de bioéthanol. Au-delà des ressources disponibles en interne et en fonction du prix des matières sur le marché, des importations devront également être envisagées comme cela est le cas aux États-Unis. Ces derniers sont également capables, sur papier, de faire face à la demande en bioéthanol. Dans les faits, ils risquent de recourir à des importations (Bellora, 2007). Les demandes européennes et américaines en biocarburants constituent de belles opportunités pour les pays en développement concernant la valorisation et l exportation de produits agricoles. Cela représente des points positifs pour l économie locale et offre pour ces pays une alternative au pétrole vu la production locale de biocarburants. Cette demande peut également permettre d améliorer les revenus des agriculteurs et susciter des investissements qui amélioreront la productivité. Ces opportunités ne seront réellement profitables aux pays en voie de développement que si la répartition de la valeur ajoutée est réalisée tout au long de la chaîne, c est-à-dire si les agriculteurs bénéficient d un revenu juste. Un autre point à respecter est l équilibre entre les cultures énergétiques et les cultures alimentaires au niveau du sol mais également de l eau. Il ne faut évidemment pas mettre ces deux applications en concurrence (Bellora, 2007). Afin de protéger au mieux la sécurité d approvisionnement alimentaire, l amélioration des rendements doit être poursuivie à la fois pour les cultures alimentaires et énergétiques, ce qui permet de libérer des sols et de ne pas compromettre l équilibre fragile entre ces deux utilisations. La production de coproduits de culture valorisables énergétiquement est également un moyen d améliorer le bilan actuel tout comme la culture des ressources énergétiques sur des sols où le potentiel est plus faible (Bellora, 2007) Utilisation des terres agricoles La surface de sols utilisée, en 2009, pour la production agricole s élevait, à l échelle mondiale à 1500 millions d hectares, soit 11% de la surface terrestre. Une surface s élevant à 2800 millions d hectares a également le potentiel pour être utilisée en partie pour la culture,

28 6 CHAPITRE I. Introduction une fraction de cette surface n étant pas disponible ou destinée à d autres fins avec 45% de bois ou des forêts, 12% de zones protégées et 3% d occupation humaine. Les plus grandes surfaces disponibles se situent en Amérique latine, dans les Caraïbes et en Afrique Sub- Saharienne. Au vu des terres disponibles, les calculs de l International Energy Agency (IEA) indiquent qu il est tout à fait plausible d atteindre un taux remplacement de 5% du pétrole par des biocarburants (Bekunda et al., 2009; Escobar et al., 2009). La surface de sols nécessaire pour rencontrer la demande en biocarburants dépend des projections économiques utilisées ainsi que du type de matière première cultivée à cette fin. En effet, la canne à sucre et l huile de palme sont les deux cultures permettant de rencontrer la demande avec l utilisation la plus faible des sols contrairement aux cultures de jatropha et de maïs qui utilisent une surface plus étendue. Pour atteindre 10% de substitution par les biocarburants en 2030 à l échelle mondiale, un pourcentage variant entre 8 et 36% de la surface actuellement cultivée devra être réquisitionné (Bekunda et al., 2009). Un remplacement de 5% d essence fossile par des biocarburants pourra être réalisé en utilisant 5% des terres cultivées en Europe tandis que ce pourcentage s élève à 8% pour les États-Unis (Demirbas, 2008) Politique européenne pour l utilisation des sols L Europe, à travers ses directives, et plus particulièrement celle relative aux énergies renouvelables (European Parliament and the Council, 2009), émet des lignes directrices pour l utilisation des sols agricoles à des fins énergétiques. Le but étant de réduire au maximum les émissions de gaz à effet de serre, certaines stratégies sont proposées comme exclure un certain type de sol pour la production de bioénergie ainsi que définir une cible pour la diminution des émissions de gaz à effet de serre. La cible minimale à atteindre pour la réduction des gaz à effet de serre s élève à 35% en reprenant tout le cycle de vie du biocarburant ainsi que les émissions provenant du changement d affectation des sols. Ceci est donc plus facile à atteindre lorsqu il n y a pas de modification de sol avec une perte de carbone associée. Les sols dégradés sont donc des premiers choix à envisager pour la production de cultures énergétiques (Lange, 2011). Inversement, certains changements d affectation du sol sont indésirables, par exemple le recours à des sols à haute biodiversité et contenant un fort stock de carbone. En fonction du scénario envisagé et en prenant en compte la compétition des sols avec le secteur alimentaire, le pourcentage de biocarburants présent sur le marché à l horizon 2050 sera compris entre 15 et 23% en utilisant uniquement des biocarburants durables tels qu ils ont été définis dans le paragraphe «1. Avant-propos». D autres critères environnementaux peuvent également être ajoutés à la réduction des émissions de gaz à effet de serre. Il s agit de la performance écologique globale, l utilisation rationnelle de l eau, la qualité des sols, la conservation de la biodiversité, l utilisation de produits chimiques ainsi que les pratiques agricoles avec la réduction du brûlis. Afin d intégrer une démarche durable, les critères sociaux doivent également être pris en compte avec la compétition entre les biocarburants et l alimentation ainsi que les conditions de travail et le bien être local (Gnansounou, 2011). 4. Utilisations possibles du bioéthanol : quel choix poser? L application la plus connue du bioéthanol est son utilisation en tant que biocarburant, à des taux d incorporation dans l essence pouvant varier de 5 à 85% en volume. Les mélanges obtenus sont appelés respectivement E5 et E85. Un des désavantages majeurs du bioéthanol à l heure actuelle est son coût élevé par rapport à l essence fossile et la compétition engendrée au niveau de l utilisation des sols.

29 CHAPITRE I. Introduction 7 Une autre possibilité qu il est intéressant d envisager est l utilisation de ce bioéthanol en tant que matière première pour l industrie chimique. En effet, l éthanol peut être converti en divers produits de base de l industrie chimique, dont l éthylène qui est l intermédiaire actuel le plus consommé au niveau mondial mais produit à partir de ressources fossiles. Le bioéthylène peut être obtenu via la déshydratation catalytique du bioéthanol, soit l enlèvement d une molécule d eau. Cette possible utilisation du bioéthanol pour la production d éthylène et de bioplastique 1 via polymérisation va être envisagée dans ce travail, en parallèle à l utilisation en tant que biocarburant, comme indiqué à la Figure I-3. Bioéthanol hydraté 95% (C 2 H 5 OH) Éthylène (C 2 H 4 ) Éthanol anhydre 99,5% Plastiques (polyéthylène) E5 E85 Figure I-3 Utilisations potentielles du bioéthanol Il est nécessaire de disposer de critères objectifs afin de déterminer quelle est la meilleure utilisation du bioéthanol, en fonction de la matière première utilisée. L approche «développement durable» implique de tenir compte d aspects économiques, sociaux et environnementaux. Du point de vue économique, seul l éthanol produit à partir de canne à sucre au Brésil est considéré comme compétitif actuellement vis-à-vis de l essence. En effet, cette filière devient rentable dès que le baril de pétrole atteint 30 à 35 dollar. Par contre, l éthanol obtenu à partir de maïs et de betterave en Europe obtient un coût de production plus élevé que l équivalent fossile. Ces différences reflètent de nombreux facteurs tels que la taille et l efficacité variables des procédés, le coût des matières premières, le capital et les coûts du travail, la prise en compte des coproduits et la nature des estimations (Demirbas, 2008; Escobar et al., 2009). Ce faisant, les objectifs nationaux ou européens de remplacement de ressources fossiles par les biocarburants ne sont économiquement viables que si ces derniers bénéficient d un soutien public que ce soit pour la culture des matières premières ou pour le coût des capitaux lors de la production. Les soutiens peuvent se matérialiser par une exemption de taxes pour les biocarburants ou encore une obligation d incorporation de ces 1 Le terme bioplastique réfère à des matières plastiques produites (en partie) à partir de matières premières végétales renouvelables. Un bioplastique n est donc pas forcément biodégradable ou compostable bien que ces caractéristiques peuvent également être associées (Van Hoof, V. & T. Geerken (2012). Bioplastiques : Définitions, normes, possibilités d application, impact sur l environnement, VITO.). Seule la première partie de la définition est envisagée dans cette étude, à savoir des plastiques produits à partir de matière premières renouvelables.

30 8 CHAPITRE I. Introduction derniers (Demirbas, 2008). Dans le futur, on s attend tout de même à une diminution du prix de production des biocarburants suite à l apparition de bioraffineries se basant sur la même structure que les raffineries pétrolières. Des développements sont toujours nécessaires avec une intégration énergétique importante comme cela a été le cas pour les raffineries traditionnelles (Demirbas, 2008; Campbell et al., 2009). Du côté de la filière bioplastique, peu de données de nature économique sont disponibles, car leur production est plus récente. Concernant le bioéthylène en particulier, la société Braskem (chemicals-technology.com) a inauguré en 2010 son unité de production de tonnes par an de bioéthylène au Brésil et commercialise différents grade de polyéthylène biosourcé. Cependant l accès aux données de nature économique reste très sensible. Du point de vue environnemental, la production de bioéthanol à partir de cultures alimentaires et son utilisation ultérieure en tant que biocarburant ou pour la synthèse de bioplastique au travers du biopolyéthylène posent diverses questions. Le bilan CO 2 associé permet-il une réduction des émissions de gaz à effet de serre par rapport aux produits fossiles? Quelle est l influence de l extension des cultures énergétiques et des changements directs ou indirects d affectation des sols qui en découlent? Quelle est la meilleure utilisation des ressources renouvelables d un point de vue environnemental? À ce jour, la méthode la plus adaptée pour évaluer les impacts environnementaux associés à un produit est l Analyse du Cycle de Vie, ACV. Elle permet de prendre compte les impacts environnementaux d un produit durant tout son cycle de vie et dès lors d éviter des conclusions hâtives concernant le caractère vert d un produit. Cette méthode ne se limite pas au changement climatique mais permet une réponse globale de par la prise en compte d un grand nombre d impacts environnementaux tels que l acidification terrestre, l eutrophisation, la diminution des ressources, etc.. Ce travail de thèse s attache à la réalisation de cette évaluation environnementale dans le contexte de la production de bioéthanol et des utilisations précédemment mentionnées. Du point de vue social, des méthodes s inspirant de l ACV sont en cours de développement mais dépassent largement la portée de cette thèse (Müller-Wenk et Brandão, 2010). 5. Évaluation environnementale des filières de production et d utilisation du bioéthanol : état de l art L Analyse du Cycle de Vie a été appliquée de nombreuses fois au bioéthanol de première génération. Un inventaire des travaux publiés a été réalisé, en se focalisant sur trois matières premières : la canne à sucre, la betterave et le froment. Ces trois matières premières ont été choisies au vu de leur importance dans le marché de la production de bioéthanol, respectivement au Brésil et en Europe. À la suite de cet inventaire des études réalisées, la littérature concernant les applications bioéthanol carburant et bioplastique a été passée en revue, permettant d illustrer les impacts déjà évalués pour ces deux utilisations Inventaire des études concernant le bioéthanol hydraté Ce paragraphe se veut une synthèse, mettant en évidence les impacts environnementaux évalués. Les résultats détaillés de ces études ne sont pas présentés mais seront utilisés à des fins de comparaison tout au long de ce travail Production des matières premières L évaluation environnementale de la production de la canne à sucre a été envisagée selon différents scénarios de culture dans la littérature (Renouf et al., 2010; De Figueiredo et

31 CHAPITRE I. Introduction 9 La Scala Jr, 2011). L impact sur le changement climatique a été étudié par les deux études. La première étude (Renouf et al., 2008) a également évalué les impacts environnementaux relatifs aux catégories telles que l eutrophisation, l acidification, les effets respiratoires causés par les substances organiques et inorganiques, l écotoxicité terrestre et aquatique ainsi que les effets causés par les substances cancérigènes et non-cancérigènes. L évaluation de l impact environnemental de la production de la betterave a été réalisée pour les catégories relatives au changement climatique, aux ressources fossiles, à l acidification, à l eutrophisation et à l utilisation de l eau (Renouf et al., 2008). L impact sur les catégories changement climatique et ressources fossiles a également été évalué pour la production de froment (Meisterling et al., 2009). Une autre source (Piringer et Steinberg, 2006) utilise uniquement un critère énergétique. La plupart des études réalisées se focalisent sur certaines catégories en particulier et utilisent généralement des méthodes d évaluation de l impact plus anciennes que ReCiPe Production du bioéthanol L analyse du cycle de vie a également été appliquée par de nombreux scientifiques pour obtenir les impacts environnementaux associés à la production de bioéthanol à partir de différentes matières premières. Les catégories d impact relatives au changement climatique et aux ressources fossiles sont généralement évaluées lors de l Analyse du Cycle de Vie du bioéthanol comme cela est montré dans une revue de la littérature (von Blottnitz et Curran, 2007). Le blé est une matière première fortement étudiée dans la littérature. Elle est généralement comparée à une autre matière première telle que la canne à sucre (Bessou et al., 2011), la betterave (Elsayed et al., 2003; Ecobilan, 2006) ou les deux à la fois (dos Santos, 1997; Hoefnagels et al., 2010) en utilisant comme critères de comparaison l impact sur le changement climatique et sur les ressources fossiles. L indicateur relatif aux ressources fossiles a été utilisé seul pour comparer l impact environnemental de bioéthanol à partir de canne à sucre, de betterave et de froment (Malça et Freire, 2006; Connor et Hernandez, 2009). Cela a également été le cas pour la catégorie du changement climatique, avec la seule évaluation de ce critère pour la production de bioéthanol hydraté à partir de canne à sucre (García et al., 2011) ou de froment (Börjesson, 2009). D autres catégories d impact peuvent également être évaluées. Les impacts relatifs aux catégories changement climatique, eutrophisation, acidification, ressources fossiles et formation de photo-oxydants ont été étudiés pour la production de bioéthanol à partir de froment (Bernesson et al., 2006). Toujours pour le froment, les impacts relatifs à la production de bioéthanol pour les catégories changement climatique, diminution de la couche d ozone, acidification, eutrophisation, écotoxicité terrestre, marine et d eau douce, toxicité humaine et diminution des ressources ont également été calculés dans la littérature (Fazio et Monti, 2011). La comparaison du bioéthanol sur base betterave et blé a été réalisée en utilisant les catégories d impact relatives au changement climatique, aux ressources fossiles et à l eutrophisation (Borjesson et Tufvesson, 2011). L originalité des études de Hoefnagels et al. (2010) et de Börjesson (2009) réside dans la prise en compte du changement d affectation direct et indirect des sols.

32 10 CHAPITRE I. Introduction Le type d allocation 2 utilisé pour la prise en compte des coproduits est généralement considéré comme un paramètre sensible soumis à des modifications lors d analyse de sensibilité. Les différentes possibilités ont été explorées dans la littérature (Börjesson, 2009; Hoefnagels et al., 2010; García et al., 2011) à savoir l expansion du système, l allocation massique, énergétique ou économique Inventaire des études réalisées pour l utilisation «biocarburant» La majorité des études prenant en compte tout le cycle de vie du bioéthanol sont relatives à l utilisation de ce dernier en tant que biocarburant. Tout comme précédemment, la majorité des études se basent uniquement sur les catégories d impact relatives au changement climatique et aux ressources fossiles et expriment les résultats sous la forme classique d impact environnemental ou en utilisant le gain obtenu par rapport à l utilisation de l essence classique. Une revue de la littérature réalisée par Cherubini et Strømman (2011) fait la synthèse des résultats majeurs publiés dans 94 articles relatifs aux bioénergies publiés lors des 15 dernières années dont la moitié est dédiée à la production de bioéthanol et son utilisation en tant que biocarburant. Cette revue met en évidence la distribution géographique des études, qui se rapportent aux continents européen et nord-américain pour moitié. Les principaux impacts environnementaux étudiés sont le changement climatique et les consommations de ressources fossiles. Peu d études intègrent l utilisation et la transformation des sols lors de la production de cultures énergétiques. Le cycle de vie du bioéthanol à partir de canne à sucre a été étudié dans la littérature (de Carvalho Macedo, 1998; Macedo et al., 2004) en évaluant les impacts sur le changement climatique et les ressources fossiles. L étude réalisée par Acquaye et al. (2012) s intéresse à la canne à sucre et à la betterave. La canne à sucre et le blé sont comparés sur base de ces critères lors de l étude de Cherubini et al. (2009). Les bioéthanols produits à partir de betterave et de blé ont été comparés lors des études CONCAWE (Edwards et al., 2007) sur base des impacts environnementaux sur le changement climatique et les ressources fossiles. Une autre source de la littérature mentionne également cette comparaison (Rettenmaier et al., 2008). Les biocarburants produits à partir de canne à sucre, de betterave et de froment ont été comparés sur base des mêmes critères (gain CO 2 et gain fossile) dans la littérature (Quirin et al., 2004; Menichetti et Otto, 2009; Hernandez Sobrino et al., 2011). Un autre type de comparaison a été réalisé sur base du volume d éthanol ajouté à l essence. Les mélanges E5, E10 et E85 ont été analysés dans la littérature (Gnansounou et al., 2008; Hernandez Sobrino et al., 2011). Les biocarburants E5 et E85 ont été évalués également sur base de critères environnementaux relatifs à l acidification, l eutrophisation, la toxicité humaine, l écotoxicité, la formation de photo-oxydants, la diminution de la couche d ozone, le changement climatique et les ressources fossiles (Luo et al., 2009). Les cycles de vie du bioéthanol carburant sur base froment et betterave ont été comparés à l aide des catégories d impact suivantes : changement climatique, ressources fossiles, toxicité humaine, émissions photo-oxydantes et eutrophisation (BIO Intelligence Service, 2010). La littérature présente également des études relatives à la comparaison qualitative entre le bioéthanol E5 sur base betterave et froment et l essence fossile (Puppan, 2002) ou encore pour la canne à sucre (Pimentel et Patzek, 2007) en se focalisant sur les catégories du 2 La définition d une allocation se trouve dans le Chapitre II. Méthode de l Analyse du Cycle de Vie, au paragraphe «3.2.2 Les allocations».

33 CHAPITRE I. Introduction 11 changement climatique, des ressources fossiles, de l acidification, la toxicité humaine, l écotoxicité et la diminution de la couche d ozone. Certaines études de la littérature intègrent les impacts relatifs au changement d affectation direct et indirect des sols lors de la culture des matières premières (Gnansounou et al., 2008; Cherubini et al., 2009; BIO Intelligence Service, 2010; Acquaye et al., 2012) Inventaire des études réalisées pour l utilisation «bioplastique» Le bioéthanol peut également être un précurseur pour le bioéthylène qui est l intermédiaire majeur de l industrie plastique. Bien que cette filière soit déjà utilisée de manière industrielle au Brésil (chemicals-technology.com; Novaes, 2010), les analyses du cycle de vie relatives à la production de plastique à partir de matières agricoles n ont pas encore été réalisées de manière approfondie. L impact environnemental de l utilisation de bioéthanol pour la production de polyéthylène basse densité à base de canne à sucre a été étudié pour les catégories changement climatique, acidification, eutrophisation, formation de photo-oxydants et ressources fossiles. Le changement direct et indirect d affectation des sols a également été pris en compte (Liptow et Tillman, 2012). Il s agit de la seule référence relative à cette utilisation du bioéthanol. Pour cette filière, la majorité du travail est donc à faire avec l étude d autres matières premières ainsi que l investigation de toutes les catégories d impact pertinentes Challenges concernant l évaluation environnementale des utilisations du bioéthanol Comme illustré précédemment, la majorité des études réalisées dans la littérature se focalisent sur deux catégories d impact : le changement climatique et les consommations de ressources. Ces impacts, bien qu étant le point de départ de la réflexion sur les bioénergies, ne sont pas les seuls critères pouvant être pris en compte. La production et l utilisation de bioéthanol entraînent d importantes consommations d eau, «or bleu» de plus en plus considérée comme une ressource épuisable. Cette consommation d eau peut entraîner des impacts environnementaux relatifs à la santé humaine, à la qualité de l écosystème et affecter les ressources disponibles. À ce jour, peu d études incluent ces catégories d impact (Cherubini et Strømman, 2011). Les développements méthodologiques visant à prendre en compte ces impacts sont toujours en cours comme illustré par la revue de la littérature réalisée par Kounina et al. (2013). Bien que pertinente dans le contexte des bioénergies, cette évaluation des impacts environnementaux liés à l eau dépassent le cadre de ce travail et ne sera donc pas réalisée. D autres challenges relatifs à l évaluation environnementale de la production du bioéthanol ont été mis en avant par Cherubini et Strømman (2011), à savoir, entre autres, l inclusion des effets indirects de changement d affectation des sols, l estimation des impacts sur la biodiversité et la détermination précise des émissions d azote induites par la fertilisation. La prise en compte du changement indirect d affectation des sols sera envisagée lors de cette étude. Un autre défi concerne le changement d affectation des sols avec les transferts de carbone sous la forme de dioxyde de carbone (CO 2 ) qui peuvent avoir lieu entre le sol (et la végétation) et l atmosphère. Ces derniers reflètent le cycle du carbone en fonction de l horizon de temps envisagé et de l occupation des terres (Müller-Wenk et Brandão, 2010). Bien que l aspect dynamique du cycle du carbone soit également pertinent, cette prise en compte sort du cadre de ce travail.

34 12 CHAPITRE I. Introduction 6. Objectifs du travail Ce travail est centré sur l évaluation environnementale de la production de bioéthanol, à partir de canne à sucre, betterave ou froment, et de ses utilisations en tant que biocarburant ou pour la synthèse de biopolyéthylène. L objectif ultime est la détermination de la meilleure utilisation du bioéthanol, en fonction de la matière première considérée. Pour effectuer la discrimination entre les utilisations sur base de critères objectifs, une méthode standardisée est utilisée : l Analyse du Cycle de Vie. Un point particulièrement critique dans ce contexte est la limitation des terres disponibles pour la culture des matières premières. Plusieurs scénarios sont envisagés dans ce travail, en fonction du type de matière première, du lieu de culture et de transformation et du type d utilisation. Les matières premières étudiées sont la canne à sucre, la betterave sucrière et le froment. Le lieu de production de la canne à sucre est le Brésil, tandis que la betterave et le froment sont produits en Europe. Le Brésil a été choisi comme point de départ au vu des capacités de production importantes, à la fois pour le bioéthanol carburant et pour les bioplastiques issus de l industrie de la canne à sucre. Cette matière première a déjà été étudiée de nombreuses fois dans la littérature et apparaît généralement comme la meilleure alternative agricole, à l heure actuelle pour remplacer l essence. Au vu de la demande croissante vis-à-vis des ressources agricoles, les pays européens pourraient se tourner vers le Brésil pour importer des produits finis. Ce scénario a été étudié en conséquence, afin de mettre en évidence les impacts environnementaux découlant d une importation de produits dérivés de la canne à sucre. D un point de vue européen, il est nécessaire de chercher des solutions locales afin de limiter les importations et donc la dépendance énergétique. Dans cette optique, la betterave et le froment ont été étudiés pour mettre en évidence le potentiel européen de la production de bioéthanol et de son utilisation en tant que biocarburant ou bioplastique. Deux localisations ont été envisagées pour mettre en relief les différences en termes de production et de rendement sur le continent européen, à savoir la Belgique et l Ukraine. La situation belge se caractérise par une très bonne connaissance des cultures de froment et de betterave avec des rendements à l hectare très importants. Les données relatives aux cultures ainsi qu à la transformation des matières premières en bioéthanol sont dans la mesure du possible, des données de terrains, validées par des experts. Cela permet d obtenir une réponse précise quant à l impact environnemental de biocarburant ou de bioplastique issu de cultures belges. La Belgique, malgré ses bonnes performances, dispose d étendues de terres limitées et ne pourra faire face seule à une demande croissante en matières agricoles. Le choix s est alors porté vers l Ukraine, pays aux larges étendues souvent annoncé comme pouvant répondre à la demande en matières premières agricoles. Les cultures ukrainiennes présentent également des caractéristiques très différentes des cultures belges, avec de grandes étendues mais de très faibles rendements. L utilisation du produit fini est réalisée en Belgique, ce qui implique d ajouter des étapes de transport pour les matières premières non belges. Ce point permet de mettre en évidence l importance du transport sur les résultats mais également l impact des mix énergétiques des différents pays utilisés pour les étapes de transformation des matières premières en produit finis. En effet, la quantité et la nature des combustibles fossiles diffèrent en fonction du pays.

35 CHAPITRE I. Introduction 13 Les modélisations des systèmes relatifs aux biocarburants et aux bioplastiques se basent sur l approche attributive 3 de la méthode de l Analyse du Cycle de Vie, c est-à-dire en décrivant tous les flux pertinents aux étapes du cycle de vie. L approche conséquentielle généralement utilisée lors de la prise de décision sera envisagée pour certains points comme le changement d affectation direct ou indirect des sols, permettant de mettre en évidence les conséquences possibles de la décision de remplacer les produits fossiles (combustibles ou matières plastiques) par leur équivalent issu de la biomasse. L approche conséquentielle est utilisée de manière partielle, la modélisation de l ensemble du marché des carburants et des matières plastiques permettant de réaliser l étude complète sort du cadre de cette étude. Néanmoins, les résultats obtenus par le biais de l approche attributive serviront de base fiable pour la réalisation de l approche conséquentielle. Les originalités majeures du travail sont : l utilisation de la méthode d évaluation d impact ReCiPe 2008 la plus récente, à ses deux niveaux d utilisation (médian et dommage) ; l utilisation de données validées par des experts pour les cultures de la betterave et du froment en Belgique ; l utilisation de données industrielles pour la production du froment en bioéthanol hydraté ainsi que pour l étape de polymérisation ; la prise en compte du changement direct et indirect d affectation des sols pour les scénarios brésiliens mais également européens ; la mise en évidence, sur une base environnementale, de la meilleure utilisation du bioéthanol hydraté en fonction de la matière première, des hypothèses de transport et de mix énergétique ; la mise en évidence de la robustesse des résultats par le biais d analyses d incertitude. 7. Structuration du travail La structure générale du travail est présentée à la Figure I-4. Suite à cette introduction et à la présentation de la méthode de l Analyse du Cycle de Vie, la production de bioéthanol hydraté à partir de canne à sucre, de betterave et de froment va être étudiée dans des chapitres séparés. Chacun d entre eux présente l état de connaissance relatif à la culture de la matière première étudiée, à son transport et à sa conversion en bioéthanol hydraté. La suite du chapitre est consacrée à la modélisation permettant d évaluer l impact environnemental associé à ces trois étapes. L impact environnemental relatif aux utilisations du bioéthanol hydraté sur base des trois matières premières fait l objet d un chapitre séparé. Le travail se termine par un chapitre de conclusions et perspectives. 3 Les définitions des approches attributive et conséquentielle se trouvent le Chapitre II. Méthode de l Analyse du Cycle de Vie, au paragraphe «3.7 ACV attributive et conséquentielle».

36 14 CHAPITRE I. Introduction Chapitre I : Introduction générale Chapitre II : Méthode ACV Chapitre III : Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Chapitre IV : Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de betterave Chapitre V : Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Chapitre VI : Utilisations du bioéthanol hydraté Chapitre VII : Conclusions et perspectives Figure I-4 Présentation schématique de la structure du travail

37 CHAPITRE I. Introduction Références Acquaye, A. A., T. Sherwen, A. Genovese, J. Kuylenstierna, S. C. Lenny Koh & S. McQueen-Mason (2012). "Biofuels and their potential to aid the UK towards achieving emissions reduction policy targets." Renewable and Sustainable Energy Reviews 16(7): Bekunda, M., et al. (2009). Biofuels in Developing Countries. Biofuels: Environmental Consequences and Interactions with Changing Land Use. R. W. H. a. S. Bringezu: Bellora, C. (2007). Note de synthèse Hausse des prix agricoles et biocarburants: une opportunité pour les pays en développement?, FARM. Bento, A. (2009). Biofuels: Economic and Public Policy Considerations. Biofuels: Environmental Consequences and Interactions with Changing Land Use. R.W. Howarth and S. Bringezu. Gummersbach, Germany: Bernesson, S., D. Nilsson & P.-A. Hansson (2006). "A limited LCA comparing large- and small-scale production of ethanol for heavy engines under Swedish conditions." Biomass and Bioenergy 30(1): Bessou, C., F. Ferchaud, B. Gabrielle & B. Mary (2011). "Biofuels, greenhouse gases and climate change. A review." Agronomy for Sustainable Development 31(1): BIO Intelligence Service (2010). Analyses de Cycle de Vie appliquées aux biocarburants de première génération consommés en France - Rapport final, ADEME. Black, M. J., C. Whittaker, S. A. Hosseini, R. Diaz-Chavez, J. Woods & R. J. Murphy (2011). "Life Cycle Assessment and sustainability methodologies for assessing industrial crops, processes and end products." Industrial Crops and Products 34(2): Börjesson, P. (2009). "Good or bad bioethanol from a greenhouse gas perspective - What determines this?" Applied Energy 86(5): Borjesson, P. & L. M. Tufvesson (2011). "Agricultural crop-based biofuels - resource efficiency and environmental performance including direct land use changes." Journal of Cleaner Production 19(2-3): Campbell, G. M., A. Azapagic & P. Vadlani (2009). "Managing the transition decades: Tactical options for an uncertain route towards a clear strategic goal." Chemical Engineering Research and Design 87(9): chemicals-technology.com. "Braskem Ethanol-to-Ethylene Plant, Brazil." Retrieved , from Cherubini, F., N. D. Bird, A. Cowie, G. Jungmeier, B. Schlamadinger & S. Woess-Gallasch (2009). "Energy- and greenhouse gas-based LCA of biofuel and bioenergy systems: Key issues, ranges and recommendations." Resources, Conservation and Recycling 53(8): Cherubini, F. & A. H. Strømman (2011). "Life cycle assessment of bioenergy systems: State of the art and future challenges." Bioresource Technology 102(2): Connor, D. J. & C. G. Hernandez (2009). Crops for Biofuel: Current Status and Prospects for the Future. Biofuels: Environmental Consequences and Interactions with Changing Land Use. R.W. Howarth and S. Bringezu. Gummersbach, Germany: de Carvalho Macedo, I. (1998). "Greenhouse gas emissions and energy balances in bioethanol production and utilization in Brazil (1996)." Biomass and Bioenergy 14(1):

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41 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 19 CHAPITRE II. MÉTHODE DE L ANALYSE DU CYCLE DE VIE 1. Définition L analyse du cycle de vie (ACV) est une méthode standardisée par les normes ISO (International Standardization Organization, 2006a) et (International Standardization Organization, 2006b). Elle traite des aspects et des impacts environnementaux potentiels tout au long du cycle de vie d un produit. Ce cycle démarre à l acquisition des matières premières et se termine par la fin de vie en passant par les étapes de production, d utilisation, de transport et de fin de vie comme présenté à la Figure II-1. Le terme «produit» peut définir à la fois un produit au sens physique mais également un procédé ou un service (Curran, 2006; International Standardization Organization, 2006a). Cette méthode peut être assimilée à une approche du berceau à la tombe (Rousseaux, 2005). La méthode de l ACV permet de mettre en évidence l impact environnemental d étapes qui ne sont généralement pas prises en compte dans les études traditionnelles, à savoir l extraction des matières premières, le transport ou encore la fin de vie. Elle ne se limite pas uniquement à l étape d utilisation des produits finis. Cela permet une vision plus précise des transferts de pollution entre les diverses étapes du cycle ainsi que l impact global d un produit, d un procédé ou d un service (Rousseaux, 2005; Curran, 2006). Production Extraction des matières premières Transport Fin de vie Utilisation Figure II-1 Étapes comprises dans l Analyse du Cycle de vie Les normes ISO donnent les lignes directrices à suivre pour réaliser une ACV. Un guide de référence, le International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook, contenant une série de documents techniques a également été créé par le Centre de Recherche Commun de la Commission Européenne, en collaboration avec la DG Environnement. Ce guide explique plus en détail comment analyser le cycle de vie des produits et fait partie du programme de promotion de la consommation et de la production durables de la Commission Européenne (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010). Quatre étapes, contenant chacune des éléments obligatoires, participent successivement, à la réalisation de l Analyse du Cycle de Vie. Il s agit de la description des objectifs et du champ de l étude, de la réalisation de l inventaire, de l évaluation de l impact et finalement de l interprétation des résultats (Rousseaux, 2005; International Standardization

42 20 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie Organization, 2006a). Ces différentes étapes vont être explicitées en détails dans le paragraphe «3. Harmonisation et étapes d une ACV». La méthode de l Analyse du Cycle de Vie a, au départ, été conçue pour permettre la distinction d un point de vue environnemental entre divers produits, services ou procédés. Au fil des années, diverses applications de cette méthode ont vu le jour comme son utilisation pour le développement et l amélioration d un produit, le développement d une stratégie interne ainsi qu un support politique, l utilisation comme outil de marketing ou encore pour la préparation de politique dans les domaines de l éco-labelling ou de la gestion des déchets (Astrup Jensen et al., 1997; Rousseaux, 2005). 2. Historique La première étude d Analyse du Cycle de Vie connue a été réalisée par Coca-Cola en 1969 pour déterminer l intérêt ou non de fabriquer des cannettes métalliques d un point de vue environnemental (Baumann et Tillman, 2004a; Curran, 2006). Le début des études ACV date donc de la fin des années 1960 et du début des années 1970 où les préoccupations étaient relatives à la consommation d énergie et de matières premières ainsi que du traitement des déchets. Les premières études ACV étaient dès lors en relation avec ces thématiques (Astrup Jensen et al., 1997; Baumann et Tillman, 2004a). Au cours des années 1970 et 1980, le recours à l Analyse du Cycle de Vie est resté limité en raison de la méconnaissance de la méthode. Son utilisation est restée confinée aux producteurs d emballage ainsi qu aux politiciens responsables de la gestion des déchets. À cause de la crise énergétique de 1973, l énergie était le point d intérêt principal de ces études (Astrup Jensen et al., 1997; Baumann et Tillman, 2004a). L environnement et les conséquences des actions de l homme sur ce dernier vont connaître un intérêt grandissant dans les années 1980 suite à des catastrophes chimiques comme l accident de Bhopal en 1984 ou encore l explosion nucléaire à Tchernobyl en Dès lors, la méthode de l ACV restée relativement dans l ombre jusqu alors va susciter un regain d intérêt, surtout pour le domaine de l emballage (Baumann et Tillman, 2004a). Cependant, l ACV aboutissant à des résultats différents pour les mêmes produits est soumise à controverse et entraîne de nombreux débats (Astrup Jensen et al., 1997; Baumann et Tillman, 2004a). Dans les années 1990, la méthode de l Analyse du Cycle de Vie va connaître une époque d harmonisation où les différentes expériences et les acquis obtenus durant les deux dernières décennies vont être mis en commun. La Société de Toxicologie et de Chimie Environnementale (SETAC) prend en main l organisation de conférences et de groupes de travail pour l amélioration de la méthode. Une société est également créée en 1992 (SPOLD : Society for the Promotion of Life Cycle Development) pour le développement de bases de données publiques et accessibles. Un code de conduite est publié en 1993 afin d obtenir une harmonisation dans les étapes nécessaires à une telle étude. Des normes ISO sont ensuite développées afin de montrer le chemin pour réaliser une ACV (Baumann et Tillman, 2004a). Loin de résoudre tous les problèmes, mais donnant des pistes d amélioration, les normes européennes ont été créées en 1998 et remises à jour en La norme ISO (International Standardization Organization, 2006a) définit les principes et le cadre de l Analyse du Cycle de Vie, tandis que la norme (International Standardization Organization, 2006b) regroupe le contenu technique nécessaire au bon déroulement d une ACV. Ces normes restent malgré tout peu précises sur la manière dont doit se dérouler une ACV. Afin de guider au mieux le praticien et donc d assurer une plus grande cohérence entre les résultats obtenus pour une même étude, la Commission Européenne a développé le manuel

43 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 21 ILCD décrivant en détail la méthodologie de l Analyse du Cycle de Vie (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010) ou encore donnant des recommandations quant à l application des méthodes d évaluation de l impact (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2011). 3. Harmonisation et étapes d une ACV Les travaux d harmonisation ayant abouti à la norme ISO (International Standardization Organization, 2006a) ont structuré la réalisation d une ACV en 4 étapes ou phases obligatoires : la phase de définition des objectifs et du champ de l étude, la phase d inventaire, la phase d évaluation de l impact et la phase d interprétation des résultats (cf. Figure II-2). Toutes ces étapes sont interdépendantes. Le processus est itératif : des modifications peuvent être réalisées au cours du temps afin d obtenir une cohérence entre les différentes étapes. Les détails de la réalisation de ces différentes étapes sont présentés dans le guide ILCD de la Commission Européenne (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010). Définition des objectifs et du champ de l étude Inventaire du cycle de vie Interprétation du cycle de vie Évaluation de l impact du cycle de vie Figure II-2 Cadre de l Analyse du Cycle de Vie 3.1. Définition des objectifs et du champ de l étude La norme ISO (International Standardization Organization, 2006b) établit que les objectifs et le champ de l étude doivent être clairement définis et cohérents avec l application envisagée des résultats de l étude. Cette étape est essentielle pour la suite de la réalisation, définissant le cadre appliqué. Les objectifs doivent indiquer l application envisagée suite à l ACV, les raisons conduisant à réaliser l étude ainsi que le public concerné. Le but de l étude doit donc être défini de manière précise et ne pas se limiter à vouloir connaître les forces ou les faiblesses d un produit. La précision est nécessaire pour effectuer les bons choix méthodologiques par la suite. Le but peut être exprimé par une question comme par exemple : «Quelles sont les possibilités d amélioration dans le cycle de vie du produit étudié?», «Quelles sont les activités du cycle de vie qui contribuent le plus à l impact environnemental du produit étudié?», etc. (Baumann et Tillman, 2004a; Curran, 2006; International Standardization Organization, 2006b). Lors de l étape de définition des objectifs de l étude, le guide ILCD distingue les contextes de décision qui doivent être différentiés d une étude à l autre. Les

44 22 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie types d ACV sont discriminés en fonction de l application qui est attribuée aux résultats, à savoir la prise de décision suite aux résultats ou non. Trois situations apparaissent : La situation A : elle concerne la prise de décision qui engendre de faibles modifications ; il s agit généralement de questions relatives à des produits. La situation B : elle concerne la prise de décision à des niveaux stratégiques engendrant des conséquences à grande échelle, entraînant des modifications de capacité de production. La situation C : il s agit d une étude purement descriptive sans prise en compte des conséquences potentielles sur d autres secteurs de l économie. Les deux premières situations (A et B) utilisent l approche conséquentielle tandis que l approche attributive est employée pour la situation C (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010). Le champ de l étude doit décrire clairement des éléments tels que le système de produits à étudier, la fonction, l unité fonctionnelle, les frontières, les règles d allocation, la méthodologie, etc. Ces éléments sont repris successivement ci-dessous. Le système étudié doit mentionner les différentes étapes pour la réalisation d un produit depuis le berceau jusqu à la tombe. Il doit rassembler les différentes étapes décrites à la Figure II-1. En fonction des études et de la situation envisagée (A, B ou C), les étapes prises en compte peuvent varier. Il s agit dès lors de définir les frontières du système. Ces dernières déterminent les processus élémentaires qui sont pris en compte dans l étude. Un processus élémentaire définit une étape du cycle de vie pour laquelle les données d entrant et de sortant sont quantifiées, comme présenté à la Figure II-3. Le système étudié regroupe donc un ensemble de procédés élémentaires. Ce choix doit se faire en respect des objectifs de l étude et les critères d exclusion ou d inclusion des étapes doivent être mentionnés. Les frontières doivent être définies selon différentes dimensions à savoir spatiale, temporelle, et technique (Baumann et Tillman, 2004b; International Standardization Organization, 2006b). Le champ de l étude doit mentionner spécifiquement les caractéristiques de performance, à savoir les fonctions, du système étudié. Ce paramètre constitue également une condition pour la comparaison de deux analyses du cycle de vie. Les systèmes étudiés doivent permettre la même performance, c est-à-dire réaliser la même fonction et être basés sur la même unité fonctionnelle. Une unité fonctionnelle est définie comme l unité de référence à laquelle les flux inclus dans les procédés doivent être reliés. Elle permet de normaliser les calculs ainsi que les bilans de matière et d énergie réalisés (Baumann et Tillman, 2004b; International Standardization Organization, 2006b). À la suite de cette étape et de l inventaire du cycle de vie, l évaluation environnementale va avoir lieu. Pour ce faire, le choix d une méthode devra être réalisé, ce qui doit déjà être mentionné à ce stade de l étude. Les normes ISO ne spécifient pas de méthode d évaluation d impact universelle mais demande une justification de son utilisation ainsi que sa reconnaissance par le monde scientifique. Ces méthodes sont abordées plus en détails dans le paragraphe «3.4 Méthodes courantes d évaluation de l impact» (International Standardization Organization, 2006b). Le guide de la Commission européenne fournit, quant à lui, des recommandations quant à l utilisation des méthodes d évaluation des impacts en fonction des catégories envisagées (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2011) Inventaire du cycle de vie Suite à la définition des objectifs et du champ de l étude, les frontières du système sont connues ainsi que les données à collecter. Il s agit de l étape qui consomme le plus de temps car elle demande la collecte de tous les flux pertinents d un point de vue

45 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 23 environnemental, intervenant dans le système étudié, préalablement découpé en processus élémentaires. La Figure II-3 présente un schéma de cette étape. L inventaire consiste donc en la réalisation des bilans de matière et d énergie de tous les flux entrant et sortant pour chaque processus élémentaire. Les modèles utilisés pour réaliser l inventaire sont statiques et linéaires, ne prenant pas en compte le temps comme variable. La modélisation de l inventaire regroupe comme étapes tout d abord la construction d un schéma de procédé en accord avec les frontières du système, ensuite la collecte de toutes les données pour chaque activité comprise dans le système et finalement le calcul des charges environnementales en relation avec l unité fonctionnelle (Benoist, 2009). Matières premières Ressources Énergie Processus élémentaire Émissions dans l air, l eau et le sol Produit(s) Figure II-3 Schéma de collecte de données Certains éléments peuvent être décrits plus en détail comme la qualité des données ou encore l utilisation d allocation lorsque plusieurs coproduits entrent en jeu dans le système étudié Qualité des données Un élément essentiel pour obtenir des résultats fiables est de travailler avec des données de qualité. Plusieurs critères entrent en ligne de compte pour évaluer la qualité des données (Baumann et Tillman, 2004b; European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010). Il peut s agir de la pertinence (temps, géographie, technologie, complétude, représentativité), de la fiabilité (précision) ou encore de la reproductibilité Les allocations Dans un système étudié, un procédé peut aboutir non seulement au produit voulu mais également à d autres coproduits à prendre en compte. Il s agit donc de résoudre le problème des allocations, c est-à-dire, in fine, la répartition de l impact environnemental. Trois types de scénarios imposent ce genre de problème. Tout d abord, il peut s agir de procédés engendrant de nombreux coproduits entre lesquels il faut répartir les différentes émissions et consommations. Une deuxième possibilité concerne la modélisation de traitement de déchets où plusieurs produits entrent dans le procédé et auxquels il faut associer les fardeaux obtenus suite à leur traitement. Le dernier cas est relatif au recyclage en boucle ouverte où un produit est recyclé en un autre produit (Baumann et Tillman, 2004b; European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010). Un niveau de détail plus important permet parfois d éviter ce problème mais il impose une plus grande investigation des données. Deux autres chemins pour résoudre ce souci sont le partitionnement ou l expansion du système (Baumann et Tillman, 2004b; European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010).

46 24 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie Le partitionnement consiste en la division des émissions et des ressources consommées entre les différents produits. Cela s applique plus facilement à une analyse de type attributive, c est-à-dire analysant une situation donnée, figée dans le temps. Pour une analyse conséquentielle (situation A ou B), c est-à-dire évaluant l impact de toute décision sur l économie globale, l expansion du système est plus adéquate. Cette dernière consiste à dire que le fait d obtenir un coproduit permet d éviter de le produire de la manière traditionnelle et donc de créditer le système de ce gain environnemental en utilisant des données moyennes ou spécifiques du marché en fonction de la situation étudiée (Baumann et Tillman, 2004b; European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010). Les normes ISO ne reconnaissent pas de dépendance entre le type d allocation et le but poursuivi par l ACV (attributive ou conséquentielle) (International Standardization Organization, 2006a; International Standardization Organization, 2006b). En effet, les règles reprisent dans les normes proposent par ordre de priorité : l augmentation du niveau de détail du modèle ; l expansion du système ; la répartition des fardeaux environnementaux en fonction de relations de causalité physiques; lorsqu une relation physique ne peut être trouvée, la répartition peut se baser sur d autres relations telles que la valeur économique des produits. Le guide de l Union Européenne émet des recommandations quant à l utilisation de l expansion du système ou des allocations en fonction de la situation étudiée (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010) Évaluation de l impact Une fois les données des bilans de matière et d énergie obtenues pour chaque sousprocessus du système étudié, l impact environnemental peut être calculé. Cela consiste à décrire les conséquences sur l environnement des émissions et des consommations obtenues lors de l inventaire. Les normes ISO imposent des étapes obligatoires lors de cette phase. Il s agit de la définition des catégories d impact, de la classification des données obtenues lors de l inventaire entre les différentes catégories d impact et finalement la caractérisation qui permet le calcul de l impact environnemental par catégorie. La caractérisation se réalise à l aide de facteurs de caractérisation reliant les données de l inventaire avec leur impact environnemental (Baumann et Tillman, 2004d; International Standardization Organization, 2006a; International Standardization Organization, 2006b) Définition des catégories d impact Lors du choix de l inclusion ou non de catégories d impact, des critères doivent être pris en compte tels que : la complétude : la liste des catégories d impact doit couvrir tous les problèmes environnementaux pertinents ; la praticité avec un nombre de catégories suffisant mais non exhaustif ; l indépendance : les catégories doivent être indépendantes entre elles afin d éviter un double comptage des impacts; la pertinence environnementale ; la méthode scientifique : le mécanisme environnemental utilisé pour décrire un indicateur dans une catégorie d impact doit être identifiable. Les modèles sélectionnés doivent être acceptés techniquement et scientifiquement, si possible à l échelle internationale.

47 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 25 De nombreuses catégories d impact sont disponibles et leur utilisation va dépendre de leur pertinence en fonction du système utilisé. Les plus courantes vont être passées en revue afin de donner une idée des impacts potentiellement pris en compte lors d une Analyse du Cycle de Vie (Baumann et Tillman, 2004d; International Standardization Organization, 2006a; ISO, 2006; European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010) Épuisement des ressources Cette catégorie fait l objet de l un des plus grands débats, relatif à la manière dont l impact doit être pris en compte. Les ressources peuvent être divisées en ressources renouvelables ou non-renouvelables ou encore en ressources biotiques et abiotiques. Des sous-catégories peuvent également être développées : les dépôts qui considèrent que les ressources ne se sont pas régénérées sur une durée humaine, ils peuvent aussi être dénommés ressources non-renouvelables ; les fonds dénommant des ressources qui sont régénérées sur des durées de vie humaine ; les écoulements qui sont constamment régénérés et peuvent également être dénommés ressources renouvelables Utilisation du sol La façon d appréhender l utilisation du sol constitue un débat méthodologique grandissant, d autant plus depuis l émergence des cultures à vocation énergétique et non alimentaire. La catégorie couvre l utilisation du sol ainsi que les changements qui lui sont appliqués. Le problème actuel est le manque de consensus relatif à la prise en compte de l utilisation des sols. Un apport de la thèse consiste à rassembler les différentes méthodologies présentes actuellement dans la littérature et d appliquer cette catégorie à notre analyse du cycle de vie. Cette catégorie est décrite plus en détails au paragraphe «5. Développement de la catégorie relative aux sols» Changement climatique Le changement climatique est la préoccupation numéro un actuelle en ce qui concerne l environnement. Cette catégorie regroupe les gaz à effet de serre dont la propriété commune est d augmenter la force radiative dans l atmosphère, c est-à-dire la capacité à absorber les radiations infrarouges, avec pour conséquence une augmentation de la température de la planète. Le dioxyde de carbone (CO 2 ) est le gaz à effet de serre le plus connu mais d autres peuvent absorber beaucoup plus de radiations comme le méthane (CH 4 ), les chlorofluorocarbones (CFC) ou le protoxyde d azote (N 2 O). Ces gaz sont classés en fonction de leur potentiel de réchauffement climatique, calculé par rapport au dioxyde de carbone. Au vu de la durée de vie variable des gaz à effet de serre, les potentiels de réchauffement climatique des substances ont été calculés pour différents horizons de temps La diminution de la couche d ozone L existence d un «trou» dans la couche d ozone a été fortement médiatisée ces dernières décennies. L ozone stratosphérique absorbe les rayons ultraviolets les plus énergétiques émis par le soleil. Cette catégorie d impact évalue l effet des polluants anthropiques sur la destruction de cette couche protectrice.

48 26 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie Toxicité La toxicité est une catégorie d impact dont la modélisation est très compliquée au vu des nombreuses méthodes de caractérisation disponibles. Cette complexité est due à la quantité importante de substances comprises dans cette catégorie ainsi qu aux différents types d impact. Certaines substances peuvent causer des dommages neurologiques, cancérigènes ou encore mutagènes. En général, cette catégorie est divisée en toxicité humaine et en écotoxicité. Une subdivision de l écotoxicité peut à nouveau être réalisée entre la toxicité terrestre ou aquatique, cette dernière se divisant en toxicité d eau douce ou marine Formation de photo-oxydants Les photo-oxydants représentent les polluants formés dans la basse atmosphère suite à la présence d oxydes d azote (NO X ) et d hydrocarbures soumis au rayonnement solaire. La principale conséquence de cette catégorie est la formation de smog photochimique connu également sous le nom de smog d été, avec l ozone comme principal constituant et qui provoque des problèmes de santé comme l irritation des voies respiratoires Acidification Les polluants compris dans cette catégorie d impact sont les oxydes de soufre (SO 2 ) et d azote (NO X ), l acide chlorhydrique (HCl) et l ammoniaque (NH 3 ). Les pluies acides sont une des conséquences de l émission de ces polluants. Les émissions de particules acides et des aérosols sont transformées en acide lors du contact avec la surface de l eau ou au contact de tissus humides. Le point commun des différents polluants est leur possibilité à former des ions H +, ce qui a été utilisé pour modéliser le potentiel d acidification de chacun de ces polluants Eutrophisation L eutrophisation est généralement associée à l excès de nutriments qui entraîne un changement dans la composition des espèces et une productivité biologique intense. Lors d une Analyse du Cycle de Vie, cette catégorie comprend également la pollution organique dégradable. La modélisation des facteurs de caractérisation de ces différents polluants est réalisée sur base de leur consommation en oxygène. L eutrophisation est un phénomène qui peut influencer les systèmes terrestres et aquatiques avec une implication importante des nutriments phosphore (P) et azote (N) Classification La classification consiste à regrouper les polluants et les ressources par catégorie en fonction de leurs effets. Cela nécessite une connaissance des conséquences relatives aux émissions de polluants et aux consommations de ressources. En général, les méthodes d impact scientifiquement reconnues réalisent cette étape directement en classant les émissions et consommations par catégorie d impact (Baumann et Tillman, 2004d; International Standardization Organization, 2006a; International Standardization Organization, 2006b) Caractérisation La caractérisation est la première étape permettant d obtenir une réponse quantitative. Les impacts sont calculés par catégorie en utilisant des facteurs équivalents, appelés facteur de caractérisation, définis lors de la modélisation des chaînes de cause à effet. L impact potentiel représenté par des polluants classés dans la même catégorie est exprimé en fonction de leur effet respectif sur l environnement, en comparaison avec la référence choisie. Au terme de cette étape, l impact environnemental de chaque émission ou consommation est exprimée dans une unité spécifique à la catégorie étudiée. Par exemple, les émissions de gaz à effet de serre sont exprimées en kg équivalent CO 2. Certaines catégories

49 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 27 ont des facteurs de caractérisation validés scientifiquement car le mécanisme est simple et bien connu comme cela est le cas pour le changement climatique ou encore l acidification. D autres catégories comme les effets cancérigènes ou encore la toxicité présentent plus d incertitudes quant à leurs facteurs de caractérisation (Baumann et Tillman, 2004d; International Standardization Organization, 2006a; International Standardization Organization, 2006b) Étapes facultatives La réalisation de l ACV jusqu à l étape de caractérisation est obligatoire selon les normes ISO. Des étapes supplémentaires peuvent être réalisées par la suite, permettant une autre présentation des résultats qui peuvent alors servir de critère d inclusion ou d exclusion dans les frontières du système (Baumann et Tillman, 2004d; International Standardization Organization, 2006a; International Standardization Organization, 2006b; European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010) Normalisation La normalisation permet d obtenir un score exprimé dans la même unité quelle que soit la catégorie d impact. Cela consiste à diviser le score obtenu par un impact de référence pour chaque catégorie. Cette référence peut être, par exemple, la pollution moyenne engendrée par un habitant européen pendant un an. Le but de cette étape est d obtenir une meilleure compréhension de l importance de chaque impact environnemental causé par le système étudié Groupement Le groupement consiste, comme son nom l indique à grouper les scores obtenus pour différentes catégories d impact selon un critère choisi, comme par exemple la pollution locale, régionale, etc. Un groupement peut également être réalisé à l étape de l inventaire en groupant par exemple les émissions de polluants par compartiment (air, eau et sol) Pondération La pondération consiste en l obtention d un score unique pour le système étudié en donnant des valeurs à chaque type de catégorie d impact. Cette présentation facilite la comparaison entre les systèmes mais implique nécessairement le recours à des choix éthiques et idéologiques. En fonction de la pondération accordée à chaque catégorie d impact, les valeurs obtenues peuvent varier grandement. C est pour cette raison que la norme ISO ne permet pas son utilisation lors de la présentation des résultats au grand public Méthodes courantes d évaluation de l impact Des méthodes scientifiquement reconnues ont été développées au fil des années afin de faciliter l utilisation de la méthode ACV. Ces méthodes ne sont pas figées et ils existent des divergences entre elles. En effet, le passage de l inventaire à l impact appelé caractérisation, comme expliqué précédemment n est pas évident pour chacune des catégories et cela peut mener à des variations de résultats. Il est donc important de savoir pourquoi telle ou telle méthode a été employée ainsi que les limitations et les faiblesses de ces dernières. Deux méthodes européennes récentes vont être décrites et utilisées dans le travail. Il s agit d Impact développé par O. Jolliet et S. Humbert ainsi que ReCiPe 2008 qui apparait comme la mise à jour des deux méthodologies européennes les plus usitées, à savoir CML 2001 et Eco-Indicator 99. La méthode ReCiPe 2008 est la méthode d évaluation de l impact recommandée pour la plupart des catégories d impact par le guide de la Commission Européenne (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2011). Le passage d une méthode à l autre pour le calcul des résultats de notre

50 28 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie travail fera l objet d une analyse de sensibilité, permettant d évaluer la robustesse des résultats Impact (Humbert et al., 2005) Cette méthode a pour principal objectif de comparer plusieurs produits, au sens large, sur base d impacts environnementaux potentiels associés à leur cycle de vie respectif. Le développement d une telle méthode n est pas possible sans une définition claire du terme environnement. La définition retenue pour cette méthode est la suivante : «l environnement consiste en un ensemble de paramètres biologiques, physiques et chimiques influencés par l homme qui sont essentiels au fonctionnement de l homme et de la nature». Ces conditions incluent la santé humaine, la qualité de l écosystème, le changement climatique et une quantité suffisante de ressources. Cette méthode propose une manière d implémenter une approche combinée des facteurs médians appelés «midpoint» et des dommages appelés «endpoint» en regroupant les différents résultats obtenus lors de l inventaire à travers 14 catégories médianes et 4 catégories de dommages. Les 14 catégories médianes et les 4 catégories de dommage envisagées par la méthode sont reprises dans le Tableau II-1. Tableau II-1 Catégories prises en compte par la méthode Impact groupées par dommage Santé humaine Toxicité humaine Effets respiratoires Radiations ionisantes Épuisement de la couche d ozone Oxydation photochimique Qualité de l écosystème Écotoxicité aquatique Écotoxicité terrestre Acidification aquatique Acidification/eutrophisation terrestre Eutrophisation aquatique Changement climatique Réchauffement climatique Ressources Extraction de ressources minérales Consommations des énergies non-renouvelables Occupation du sol Les scores de chaque catégorie médiane sont exprimés en kg éq d une substance de référence qui relie la quantité d une substance de référence équivalente à l impact du polluant considéré. Les scores obtenus sont liés aux catégories de dommages «Santé humaine», «Qualité de l écosystème», «Changement climatique» et «Ressources». Les scores de chacune des catégories de dommage sont exprimées respectivement en DALY, PDF.m².an, kg éq CO 2 et MJ. Les catégories médianes entrant dans la catégorie «Santé humaine» sont la toxicité humaine, les effets respiratoires, les radiations ionisantes, l épuisement de la couche d ozone et l oxydation photochimique. Le dommage moyen sur la santé humaine est généralement dominé par les effets respiratoires causés par les substances inorganiques émises dans l air. L unité utilisée pour la catégorie «Santé humaine» est le DALY qui est l acronyme de «Disability Adjusted Life Years». Celle-ci caractérise la sévérité du dommage en comptant à la fois la mortalité en «Years of Life Lost (YLL)» due à une mort prématurée et la morbidité représentant le temps de vie vécu avec une qualité plus basse due par exemple à une maladie exprimée en «Years Lived with Disability (YLD)». Le DALY présente le résultat de la somme de ces deux valeurs. Un produit atteignant le score de 3 DALY s implique la perte de trois ans de vie pour toute la population et non par personne.

51 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 29 La catégorie «Qualité de l écosystème» regroupe les catégories écotoxicité aquatique, écotoxicité terrestre, acidification/eutrophisation terrestre et l occupation du sol. Théoriquement, les catégories acidification aquatique et eutrophisation aquatique contribuent également aux impacts de la qualité de l écosystème. Le lien entre les scores médians et les dommages n ont pas encore été développés et ne permettent pas d inclure ces deux catégories dans la qualité de l écosystème. Le dommage moyen sur la qualité de l écosystème est généralement dominé par l écotoxicité terrestre et l occupation du sol. L unité pour cette catégorie de dommage est le PDF.m².an signifiant «Potentially Disappeared Fraction of species per m² per year». Elle permet de déterminer l impact sur l écosystème et représente la fraction d espèces disparues sur un m² de la surface de la terre pendant un an. Le changement climatique est identique à la catégorie de dommage réchauffement climatique. L unité de référence pour cette catégorie est le kg éq CO 2 dont le dommage moyen est largement dominé par les émissions de dioxyde de carbone. Les catégories médianes entrant dans la catégorie «Ressources» sont la consommation d énergie non-renouvelable et l extraction des ressources minérales. Le dommage sur cette catégorie est largement dominé par la consommation des énergies nonrenouvelables à savoir les combustibles fossiles. Cette catégorie de dommage est exprimée en surplus d énergie qu il faudra fournir pour extraire des ressources de moins en moins disponibles et concentrées, exprimée en MJ. À la suite des résultats obtenus pour les différentes catégories de dommages ou catégories médianes, la normalisation peut s appliquer. Le but est d analyser la contribution respective de chaque impact sur le dommage global de la catégorie analysée. Cette approche peut faciliter l interprétation en comparant les différentes catégories sur le même graphique avec les mêmes unités. La normalisation est effectuée en divisant l impact des catégories de dommages par les facteurs respectifs de normalisation. L unité utilisée pour les résultats de cette étape est le point ou le pers.an. Un point représente l impact moyen dans une catégorie spécifique causé par une personne pendant un an en Europe. En première approximation, pour la santé humaine, il représente aussi l impact moyen sur une personne pendant un an. Il est calculé comme le total annuel du dommage dû aux émissions et extractions en Europe, divisé par le total de la population européenne. L étape de pondération qui consiste à comparer les catégories de dommage entre elles n est pas prévue par la méthode. Les auteurs suggèrent de considérer les quatre catégories de dommages séparément dans l interprétation des résultats obtenus. En effet, cette dernière étape est basée sur des choix de valeurs qui peuvent amener à des résultats différents d une personne à l autre. Cette étape est d ailleurs interdite par les normes ISO lorsque les résultats de l étude doivent être divulgués au public. Certains impacts ne sont pas quantifiés par cette méthode ; il s agit des impacts locaux tels que le bruit, l odeur, les vibrations, les élévations de température, les déchets ultimes, les déchets nucléaires, les risques d accidents majeurs, les effets particuliers sur la santé tels que des dégâts sur le système nerveux, la prise en compte de certaines substances toxiques ou encore des impacts liés à l utilisation de métaux précieux. Cette liste n est pas exhaustive. En pratique, cela signifie que bien qu ils puissent être ajoutés de manière ponctuelle au niveau de l inventaire de l étude, ils ne font pas partie des catégories de dommage.

52 30 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie ReCiPe 2008 (Goedkoop et al., 2009b) Élaboration En 1992, la méthode CML est élaborée par le Centre des Sciences de l Environnement de l Université de Leiden. Elle utilise une approche médiane «midpoint». La méthode Eco-Indicator 99, élaborée par la société Pré-Consultants (Amersfoort, Pays-Bas) se base plus sur l interprétation des résultats et va jusqu à l obtention de dommage. C est une méthode dite «Endpoint». En 2000, une conférence est organisée à Brighton pour évaluer les avantages et les inconvénients de ces méthodes. À l issue de cette réunion, les cinquante experts en ACV présents préconisent une méthode commune dans laquelle les deux types d indicateurs à savoir médians et dommages, seraient utilisés. Ces discussions sont à l origine du développement de ReCiPe 2008 dont le but ultime est d obtenir des indicateurs qui observent le même mécanisme environnemental Caractéristiques ReCiPe 2008 se veut capable de calculer les différentes catégories d impacts d une ACV. Le nom de la méthode représente les initiales des instituts qui ont le plus contribué à ce projet : RIVM et Radboud University, CML et Pré-Consultants. ReCiPe 2008 comprend deux groupes d impacts associés à des groupes de facteurs de caractérisation à savoir les impacts médians «midpoint» et ceux de type dommage «endpoint». Dix-huit catégories d impacts relèvent du niveau médian et sont présentées dans le Tableau II-2. Changement climatique Diminution de la couche d ozone Acidification terrestre Tableau II-2 Catégories prises en compte par la méthode ReCiPe 2008 Catégories d impact Formation des oxydants photochimiques Formation de particules Écotoxicité terrestre Occupation des sols agricoles Occupation des sols urbains Transformation des terres naturelles Eutrophisation de l eau douce Écotoxicité d eau douce Diminution de l eau Eutrophisation de l eau de mer Écotoxicité d eau de mer Diminution des ressources minérales Toxicité humaine Radiations ionisantes Diminution des ressources fossiles Au niveau dommage, la plupart des catégories d impacts ont été rassemblées en trois types de dommages à savoir la «Santé humaine», la «Diversité de l écosystème» et l «Accessibilité des ressources». Les dommages affectant la «Santé humaine», de la génération actuelle ou d une génération future, peuvent être déterminés par une réduction de la durée de vie ou par une invalidité. Ils comprennent les effets causés par les substances cancérigènes, les effets respiratoires ainsi que ceux qui peuvent être occasionnés par le changement climatique, les radiations ionisantes et la diminution de la couche d ozone. Pour les quantifier, on utilise un indicateur dont l unité est le DALY tout comme pour la méthode Impact Les dommages sur la «Diversité de l écosystème» sont très difficiles à déterminer. La diversité des espèces est utilisée comme indicateur de qualité d un écosystème. Les dommages sont ainsi exprimés comme un pourcentage d espèces menacées ou disparues d une certaine région pendant une période donnée. Deux indicateurs permettent de représenter ces dommages. Le premier appelé PAF (Potentially Affected Fraction) exprime la fraction

53 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 31 d espèces exposées à une concentration en polluants supérieure à la concentration pour laquelle aucun effet n est observé. Le second dénommé PDF (Potentially Disappeared Fraction) considère la fraction des espèces qui risquent de ne pas se trouver dans la région donnée suite à des conditions défavorables. Les dommages relatifs à l «Accessibilité des ressources», minérales et fossiles s expriment en unité monétaire, à savoir le dollar. L analyse des ressources va permettre de relier la qualité et la disponibilité de ces dernières. L analyse des dommages va se baser sur le concept de surplus d énergie ou du coût supplémentaire pour extraire ces ressources dans le futur Perspectives culturelles La méthode ReCiPe 2008 prévoit une étape de pondération permettant de calculer un score unique. Pour cette raison, des facteurs de pondération ont été établis en fonction de différentes perspectives culturelles. L opinion des scientifiques a été ainsi répartie en trois catégories présentées dans le Tableau II-3. Tableau II-3 Présentation des perspectives culturelles pour la méthode ReCiPe 2008 Perspective Échelle de temps Gestion Niveau de preuve requis Individualiste Court terme La technologie peut éviter beaucoup de problèmes Seulement les effets prouvés Hiérarchiste Compromis entre court Une bonne gestion peut éviter Inclusion au modèle basée sur et long terme beaucoup de problèmes un consensus Égalitaire Long terme Les problèmes mènent à des Tous les effets possibles catastrophes (principe de précaution) La perspective Hiérarchiste est la plus souvent utilisée car elle donne une valeur moyenne de l impact environnemental obtenu Synthèse La Figure II-4 représente les relations entre les données de l inventaire LCI (à gauche), les indicateurs médians «Midpoint» (au centre) et les indicateurs de dommage «Endpoint» (à droite) avec la méthode ReCiPe 2008.

54 32 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie Figure II-4 Schéma du fonctionnement de la méthode ReCiPe 2008 (Goedkoop et al., 2009a) 3.5. Interprétation du cycle de vie Lors de la réalisation d une analyse du cycle de vie quantitative, le nombre des résultats obtenus et des paramètres intervenant peut être supérieur à 100. Il est donc nécessaire de donner du sens à ces chiffres et d affiner les résultats bruts obtenus. L étape d affinage des résultats, afin d obtenir une présentation claire, nécessite l identification des données critiques et l estimation de l importance des données manquantes. Cette étape est dénommée l interprétation des résultats. L évaluation de la robustesse des conclusions fait également partie de l étape d interprétation. Des analyses de sensibilité, d incertitude et de qualité de données sont comprises dans cette partie (Baumann et Tillman, 2004c). La norme ISO (International Standardization Organization, 2006a) définit l interprétation du cycle de vie comme étant la phase au cours de laquelle les résultats obtenus lors de l analyse de l inventaire ou de l impact sont combinées de manière consistante avec le but et le champ de l étude afin d obtenir des conclusions et des recommandations adéquates et pertinentes. Trois sous-étapes sont envisagées lors de l interprétation du cycle de vie, à savoir l identification des enjeux significatifs, la vérification de l étude et l expression des conclusions, limitations et recommandations (International Standardization Organization, 2006a; International Standardization Organization, 2006b; European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010).

55 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie Identification des enjeux significatifs Le but de cette étape est de structurer les résultats avec l identification des enjeux qui peuvent être les données d inventaire, les catégories d impact ou encore les contributions significatives de certaines étapes. Des données sont nécessaires, telles que les résultats des phases d inventaire et d impact ainsi que des informations sur la qualité des données, les choix méthodologiques, les choix de valeurs et le rôle des différentes parties Vérification de l étude L étape de vérification a pour but d améliorer la confiance et la robustesse des résultats trouvés précédemment. Trois types de contrôle peuvent être réalisés : La complétude qui consiste à s assurer que toutes les informations pertinentes et les données requises pour l interprétation sont disponibles et complètes. Si la complétude n est pas prouvée, une itération supplémentaire doit être réalisée. La sensibilité qui évalue la fiabilité des résultats en déterminant l incertitude dans les données, les méthodes d allocation ou le calcul des résultats. La cohérence qui détermine si les hypothèses, les méthodes et les données sont cohérentes avec les objectifs et le champ de l étude Conclusions, limitations et recommandations Le but de cette dernière partie est de tirer les conclusions ainsi qu identifier les limitations et établir les recommandations pour le public cible. Un cycle logique des étapes à réaliser est d identifier les enjeux significatifs, évaluer la méthodologie et les résultats avec ajout de contrôles, tirer des conclusions préliminaires et vérifier leur cohérence avec les exigences des objectifs et du champ de l étude. Si la cohérence de cette étape n est pas prouvée, les étapes précédentes doivent être recommencées Degrés de détails de l Analyse du Cycle de Vie Suite à la définition même de l Analyse du Cycle de Vie prenant en compte toute les étapes du cycle de vie, il apparaît clairement que la collecte des données décrite au paragraphe «3.2 Inventaire du cycle de vie» est l étape qui demande le plus de temps et de moyen. Afin de remédier à ces problèmes de temps et de moyens, différents niveaux d étude existent allant de l ACV simplifiée à l ACV complète Pensée du cycle de vie L ACV conceptuelle appelée encore Pensée du Cycle de Vie est le niveau de détail le plus bas que peut atteindre une ACV. Elle consiste en la réalisation d une évaluation environnementale basée sur des données limitées et qualitatives. La limitation dans l inventaire peut apparaître par omission de certaines étapes ou flux pour lesquels le preneur de décision ne possède pas de degré de liberté. Il est évident qu un tel type d étude n est pas dédicacé à la comparaison publique de produits. Ce niveau d étude permet néanmoins de mettre en évidence les produits présentant la plus grande marge d évolution ou encore d identifier les étapes pouvant être améliorées sans y consacrer trop de temps et d argent (Astrup Jensen et al., 1997) ACV simplifiée L Analyse du Cycle de Vie simplifiée a comme but d obtenir le même type d informations qu une ACV détaillée mais en y consacrant moins de temps et de moyen. La simplification représente malgré tout un dilemme entre le temps consacré, la précision et la pertinence des résultats obtenus. Pour garder les critères de précision, l identification de zones du cycle de vie pouvant être omises ou simplifiées doit être réalisée. Trois étapes sont alors réalisées à savoir le dépistage des étapes les moins prépondérantes du cycle, la simplification

56 34 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie de ces étapes et des flux associés et finalement la vérification de la pertinence suite à la simplification (Astrup Jensen et al., 1997). Les résultats des études simplifiées peuvent être utilisés de manière externe comme les études détaillées en accord avec les normes ISO et Elles sont néanmoins généralement utilisées en interne à la recherche des étapes les plus impactantes sur l environnement afin d améliorer le procédé, produit ou service étudié (Astrup Jensen et al., 1997) ACV détaillée L ACV détaillée regroupe tous les flux de matière et d énergie pris en compte dans le cycle de vie complet sans en omettre aucun ni en simplifier. Il s agit d une étude complexe à réaliser au vu de la quantité de données à rassembler et du temps à y consacrer. La plupart des études se limitent donc à une ACV simplifiée où les hypothèses et les simplifications sont mentionnées clairement afin de mettre en évidence les limitations des systèmes étudiés ACV attributive et conséquentielle Il existe deux types d Analyse du Cycle de vie, déjà mentionnées lors du paragraphe «3.2.2 Les allocations». Il s agit de l analyse attributive dont le but est de réaliser une photographie du système étudié avec une réalisation la plus exhaustive possible des bilans de matière et d énergie, ce qui se rapporte à la situation C ou l approche conséquentielle qui envisage les effets d une prise de décision au sein d un système, relative aux situations A et B. Le type d analyse conduit devrait être spécifié également dans les objectifs et le champ de l étude mais n est pas demandé par les normes ISO (Benoist, 2009). Ces deux types d analyse ont la même validité scientifique mais poursuivent des objectifs différents. Le premier type d analyse tente de répondre à la question : «Comment sont les choses d un point de vue environnemental si l on regarde une fenêtre de temps définie?» tandis que l analyse conséquentielle a pour but de répondre à la question : «Quel sera l impact d une décision sur le système global?». Le choix à réaliser entre les deux types d approche dépend du but de l étude. L approche attributive permet d obtenir un point de vue global utile pour l identification des points d amélioration. L approche conséquentielle complète la première façon de faire en mesurant les effets occasionnés par une décision sur le système global. Elle permet de comparer ces effets et d identifier l option la plus pertinente. Il est tout à fait possible de combiner les deux démarches en établissant tout d abord une vue globale du procédé et d ensuite réaliser des modifications menant à des améliorations et de les comparer entre elles via une approche conséquentielle (Curran, 2006; Benoist, 2009). 4. Limitations de l Analyse du Cycle de Vie Les principaux points faibles de la méthode n ont pas changé depuis sa création ; ils concernent toujours la qualité et la disponibilité des données ainsi que la nécessité de poursuivre le développement des méthodes d évaluation des impacts. Pour les données à proprement parler, plusieurs problèmes peuvent se présenter lors de la réalisation de l inventaire : Accessibilité des données : confidentialité, pas d accès à des données expérimentales, etc. ; Peu de données informatisées uniformes ; Incertitude des données rarement connue. La faible disponibilité et uniformité des données entraîne l utilisation d hypothèses et de modélisation pour combler ce manque. Des simplifications parfois non justifiables doivent être appliquées ce qui entraîne des incertitudes ainsi qu une non-possibilité de transfert des

57 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 35 résultats d une étude à l autre. La qualité des données étant le paramètre essentiel pour obtenir une étude du cycle de vie pertinente, des développements sont nécessaires afin de pouvoir accéder plus librement à l information permettant la réalisation de l inventaire du cycle de vie (Rousseaux, 2005). La méthode de l Analyse du Cycle de Vie, malgré les progrès importants réalisés au fil des années, connaît encore des zones d ombre comme par exemple la difficulté d intégrer les paramètres géographiques et temporels dans les bilans de matière et d énergie ainsi que la pertinence justifiable de certains indicateurs d impact (Rousseaux, 2005). Des développements concernant la prise en compte des catégories d impact telles que l utilisation des sols, l utilisation de l eau, la toxicité, ou encore la pollution à l intérieur des bâtiments sont en cours tout comme le besoin d une différentiation au niveau spatial pour les impacts (Finnveden et al., 2009). 5. Développement de la catégorie relative aux sols Comme introduit précédemment, la catégorie d impact relative aux sols n est pas encore totalement implémentée dans les méthodes d évaluation de l impact environnemental. Elle a été mise sous les feux des projecteurs suite à la croissance fulgurante du marché des biocarburants et les critiques relatives aux changements d affectation des sols induits par leur production. Au 19 ème siècle, avant l ère industrielle, la déforestation massive et la transformation des zones humides en zones cultivables étaient les principales causes d émissions de carbone d origine anthropique. L utilisation croissante de combustibles fossiles a modifié ces émissions provenant en grande partie des unités industrielles, ce qui ne modifie en rien l importance non négligeable des émissions de dioxyde de carbone suite à la transformation de la forêt en terres cultivables (Sauerbeck, 2001; Popp et al., 2012). L utilisation des sols est soumise au fil des années à des modifications suivant la démographie et le type de politique concernant l agriculture. Il semble donc cohérent d affirmer que les sols vont encore subir des modifications d affectation dans le futur (Schulp et al., 2008) comme cela été le cas cette dernière décennie. Avant l avènement des biocarburants, les terres étaient utilisées principalement dans un but de production de nourriture humaine ou animale. Désormais, l approvisionnement énergétique vient également jouer son rôle dans l occupation des sols. Les terres disponibles pour la production à la fois de nourriture et d énergie n étant pas infiniment multipliables, il s agit d un point critique pour les cultures énergétiques avec la possible mise à mal de la sécurité d approvisionnement alimentaire. Ce paragraphe se veut un historique des développements réalisés pour intégrer cet impact dans l interprétation des résultats du cycle de vie des produits basés sur une culture agricole. Cette intégration peut être réalisée de manière directe en tant que catégorie d impact particulière ou en tant que contributeur à une catégorie particulière. Il s agit généralement d approches présentant la relation importante liant les sols et plus particulièrement les stocks de carbone présents avec le changement climatique. Une méthode générale concernant la prise en compte du changement d affectation des sols sera dès lors choisie et appliquée aux résultats repris dans les Chapitres III-VI relatifs à la production et à l utilisation de bioéthanol en fonction du substrat utilisé Définitions importantes L utilisation de terres pour la production de cultures dédicacées à l alimentation animale, humaine ou encore au domaine énergétique peut provoquer des modifications dans

58 36 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie les caractéristiques du sol et engendrer des impacts environnementaux indirects. Cette activité se réfère à un processus d occupation et d utilisation d une surface pour réaliser un processus contrôlé par les humains comme l agriculture, l habitation ou encore la mise en décharge de déchets. Le sol conserve ses caractéristiques durant toute la phase d utilisation. L unité pouvant représenter cette occupation des sols est l unité de surface et de temps représentant un certain type de sol occupé pendant un laps de temps défini (Milai Canals et al., 2007). Lors de l augmentation de la surface disponible pour réaliser une activité telle que l agriculture, un changement d affection des sols est généralement nécessaire. En effet, les sols disponibles n ont pas directement les caractéristiques nécessaires au nouvel usage. Ce type de processus ne date néanmoins pas de l ère des cultures énergétiques et a été relaté dans de nombreuses études concernant des transformations du sol suite à la récolte du bois, le développement des infrastructures et l expansion de l agriculture (Kim et al., 2009). La transformation des sols est exprimée en surface de terre. Si la transformation des sols n est pas suivie par une occupation, la nature va tendre à retrouver son utilisation d origine avec les caractéristiques de départ après plusieurs années voire décennies ou siècles selon l intensité de la transformation. En général, un processus de transformation des sols est généralement suivi d une occupation de ces derniers qui va engendrer un léger changement dans la qualité des sols. Les impacts de ces deux modifications de sol peuvent donc être additionnés car ils représentent une différence dans la qualité des sols par rapport à l état de référence. Les données à prendre en compte lors d une transformation du sol sont la surface, le temps et la description quantitative des processus d occupation et de transformation afin d estimer la qualité du sol ainsi que les situations de référence avant, pendant et après l occupation (Milai Canals et al., 2007). Le changement d affectation des sols lié à l implémentation de nouvelles cultures énergétiques peut avoir lieu de deux manières distinctes, tout d abord suite à un changement direct par la transformation de terres non cultivées en terres cultivées et ensuite de manière indirecte par le déplacement des cultures dédiées à la nourriture vers des sols préalablement non cultivés. Ce déplacement de cultures de nourriture sur d autres terres peut dès lors entraîner des variations de stock de matière organique et donc des émissions de gaz à effet de serre. L influence de ces résultats sur les valeurs globales de l impact du changement climatique obtenu par les produits découlant des cultures énergétiques dépend de la période de temps envisagée et du changement d affectation de sol effectué (Cherubini, 2010; Borjesson et Tufvesson, 2011). La prise en compte du changement indirect de l utilisation des sols est néanmoins difficile car cela peut se répercuter sur différents continents et concerner différentes cultures et produits en cascade (Gao et al., 2011). Lors de l utilisation de sols à des fins agricoles, après changement d affectation ou non, les terres vont être soumises à des pratiques agricoles qui peuvent varier d un endroit à l autre ainsi que d une culture à une autre. Les pratiques agricoles regroupent les caractéristiques telles que l intensité du labour et l application d engrais minéraux ou de matières organiques Fonctions du sol Le sol est le lieu de divers phénomènes qui sous-tendent la vie comme les cycles du carbone ou de l eau. Il est également le lieu où vivent des humains et des animaux (Milai Canals et al., 2007). Lors de la modification de l utilisation ou des caractéristiques du sol, les fonctions assurées par ce dernier peuvent être perturbées tout comme d autres cycles. Les conséquences d un changement d affectation des sols sont reprises ci-dessous :

59 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 37 les flux de carbone entre le sol et les plantes sont affectés (Schulp et al., 2008; Delucchi, 2011) ; les propriétés physiques du sol en relation avec le changement climatique peuvent être modifiées comme par exemple l albédo (Lobell et al., 2006; Delucchi, 2011) ; le cycle de l azote peut également être perturbé ce qui peut entraîner la production de protoxyde d azote (N 2 O), des modifications de croissance de la plante avec un taux de capture de CO 2 modifié pendant le cycle de la photosynthèse (Delucchi, 2011); le cycle hydraulique est également touché, ce qui engendre des effets sur le climat avec l effet radiatif de la vapeur d eau, le refroidissement par évapotranspiration, par la formation de nuages ou encore avec les pluies. Une modification de la croissance de la plante et de la séquestration du carbone est engendrée (Delucchi, 2011) ; les flux de polluants comme le méthane, les composés organiques volatils ou encore les aérosols contribuant au changement climatique sont modifiés (Delucchi, 2011). Les cycles sur les éléments tels que le carbone, le méthane et le protoxyde d azote vont être décrits plus précisément afin de mettre en évidence les informations importantes à détenir pour comprendre les modèles développés et les implications fondamentales du changement d affectation des sols Cycle du carbone Le cycle du carbone considère trois compartiments : la terre, les océans et l atmosphère. Le climat, la position géologique et les pratiques agricoles sont les trois facteurs déterminant le type de sol et de végétation qui s y développe ainsi que les stocks de carbone initiaux dans les sols. La végétation affecte directement la concentration de dioxyde de carbone dans l atmosphère ainsi que d autres gaz à effet de serre. Elle influence les échanges de chaleur et d humidité avec le sol et combat l érosion du sol (Sauerbeck, 2001; Dawson et Smith, 2007). En termes de flux, le cycle global du carbone comprend les émissions dues aux combustibles fossiles, les émissions suite à la déforestation tropicale et le stockage d émissions grâce au puits océanique. La végétation et les sols se comportent également comme des puits mais les seuls pouvant accumuler du carbone à un rythme rapide sont la matière organique et le bois (Arrouays et al., 2002). Les sols et les arbres ont néanmoins une durée pendant laquelle ils peuvent capter et une quantité toutes deux limitées. La capacité de capture est généralement atteinte endéans les 100 ans. Il existe donc une grande différence entre le carbone stocké géologiquement dans les combustibles fossiles ou les roches géologiques et le carbone stocké dans l écosystème. En effet, le carbone géologique ne sera pas émis tant qu il ne sera pas brûlé contrairement aux arbres qui doivent être maintenus et replantés afin de garder cet avantage de puits de carbone En ce qui concerne les cultures, les produits de l agriculture contenant du carbone ont une durée de vite très limitée en comparaison avec les minerais fossiles, ce qui implique qu ils ne peuvent pas jouer le rôle de puits de longue durée (Sauerbeck, 2001). Il est scientifiquement prouvé que les puits n arrivent pas à contrebalancer les émissions et que la quantité globale de dioxyde de carbone présente dans l atmosphère est en constante augmentation depuis la révolution industrielle. Les modifications de concentration de dioxyde de carbone dans l atmosphère ont eu des conséquences sur les végétaux et leur production. En effet, l augmentation de carbone dans l atmosphère sous forme de CO 2 a engendré un rendement plus important de la photosynthèse et de la production de biomasse suite au phénomène dit de «fertilisation carbonée». L augmentation de température a permis d allonger la durée de croissance des cultures et donc les productions dans les régions tempérées (Arrouays et al., 2002).

60 38 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie La nature peut également influer sur le cycle du carbone suite à des perturbations telles que des feux, des tempêtes ou autres évènements climatiques dont la fréquence a augmenté. Les changements d utilisation des terres ainsi que l augmentation des productions agricoles et sylvicoles représentent des facteurs de modification du cycle du carbone (Arrouays et al., 2002). La Figure II-5 représente le cycle du carbone et les échanges de flux entre le végétal et le sol. Le carbone présent dans la molécule de dioxyde de carbone est capté par le végétal et fixé sous forme de carbone organique suite à la photosynthèse des végétaux ou des algues. Lors de ce processus, à l étape de respiration, une partie du carbone pouvant s élever à plusieurs dizaines de pourcents de la quantité absorbée précédemment retourne à l atmosphère. Le carbone qui a été transformé en biomasse est stocké pour une durée pouvant aller d une année pour les cultures à plusieurs décennies voire siècles pour les forêts. Quatre postes affectent le cycle et sont représentés à la Figure II-5. Le premier est la production primaire de biomasse (1) qui permet un stockage d autant plus élevé que la quantité de celleci est élevée ; le second est relatif aux alternatives de transfert au sol (2) avec la combustion qui relâche directement le carbone dans l atmosphère ; le troisième correspond aux vitesses de biodégradation (3) qui permettent de différer le retour du carbone à l atmosphère et de réaliser un stockage lors du ralentissement de ces dernières et pour finir, le quatrième facteur est la gestion des filières et des résidus (4), à savoir leur durée de vie, ainsi que le retour différé ou le transfert des résidus. Le retour de carbone au sol peut se faire suite au transfert au sol d une partie du carbone capté par la plante, principalement lorsque des résidus de culture restent sur champ (Arrouays et al., 2002). Figure II-5 Schéma du cycle du carbone (Arrouays et al., 2002) Il existe quatre possibilités pour agir positivement sur le stockage du carbone (Sauerbeck, 2001; Arrouays et al., 2002; Borjesson et Tufvesson, 2011): Augmenter le rendement de production de la biomasse ; Gérer l alternative de la combustion des résidus par leur incorporation dans les sols ; Ralentir la vitesse de dégradation de la matière organique suite au changement des pratiques agricoles ; Gérer l exploitation des filières avec la durée de vie et la gestion des résidus. Pour les pratiques agricoles, les pistes principales sont la réduction de l intensité de labour, le contrôle de l érosion du sol, l instauration de la technique de paillis et la réduction des périodes de jachère sans culture. Les résidus d exploitation sont très importants dans le cycle du carbone comme il indiqué à la Figure II-5. Il est donc essentiel de gérer convenablement ces derniers et de prendre en compte les besoins du sol avant de les utiliser à d autres fins (combustion, matière première de bioproduits, etc.). D autres mesures sont également disponibles comme diversifier la rotation des cultures et utiliser des engrais verts

61 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 39 (Sauerbeck, 2001; Kim et al., 2009). L expansion des cultures énergétiques sur des terres à faibles valeurs pour les cultures alimentaires, c est-à-dire ayant un faible contenu en carbone est également une possibilité (Kim et al., 2009; Borjesson et Tufvesson, 2011). Le sol peut être divisé en plusieurs compartiments définis selon la profondeur par rapport à la surface où le carbone peut se trouver. En fonction de l endroit, la vitesse de dégradation de la matière organique est différente. Le premier compartiment contient 75% du carbone des sols et la dégradation est réalisée en une année. Les 25% restant peuvent être répartis dans trois autres compartiments où la durée de vie s élève respectivement à 4, 40 ou plus de 1000 ans. Ces valeurs de temps de séjour du carbone dans le sol peuvent être modifiés suite au changement de paramètres tels que la température, la texture du sol, l humidité, le ph, les éléments nutritifs et la faune (Arrouays et al., 2002) Cycle du méthane Le méthane est également un gaz à effet de serre qui est présent lors du cycle agricole. Le méthane peut être émis et consommé par les sols suite à deux phénomènes appelés respectivement la méthanogénèse et la méthanotrophie. La première est la suite de la dégradation de la matière organique dont la dernière étape est l anaérobie stricte qui conduit au dégagement de méthane. Le phénomène de méthanotrophie est la capacité de certaines bactéries du sol à utiliser le méthane comme source de carbone et d énergie. Les deux phénomènes cohabitent généralement, si bien que la part de méthane émise par les sols est généralement faible. Excepté pour les zones humides comme les rizières, les sols se comportent comme des puits de CH 4 et les émissions de ce polluant provenant de l agriculture résultent de la fermentation entérique à plus de 90% (Arrouays et al., 2002). Les émissions de méthane suite au changement d affectation des sols ne seront pas prises en compte dans la modélisation de cette catégorie. Il s agit en effet du résultat de l utilisation de matières organiques sur les sols et non d une transformation des terres Cycle du protoxyde d azote Les émissions de protoxyde d azote à partir des sols proviennent principalement de la dénitrification biologique consistant en la réduction de nitrates en azote gazeux (N 2 ) et en protoxyde d azote (N 2 O). L oxydation de l ammonium lors de la nitrification peut également s accompagner d émissions de protoxyde d azote. Les émissions de ce composé dans les régions très chaudes sont fortement dépendantes de la minéralisation de l azote qui précède les étapes de nitrification et dénitrification. Dans des conditions plus tempérées et relativement humides, les pratiques agricoles et l usage d engrais sont la cause principale de ces émissions suite à la dénitrification. L émission totale de protoxyde d azote peut être schématisée comme la somme de trois sources présentées par l Équation II-1 (Arrouays et al., 2002). Équation II-1 Émissions globales de protoxyde d azote (Arrouays et al., 2002). Le terme N 2 O direct sols représente les émissions issues des engrais, de la fixation de l azote et des résidus de récolte, le facteur N 2 O direct animaux considère les émissions relatives aux émissions au pâturage et les effluents hors épandage et finalement N 2 O indirect regroupe celles provenant des dépôts atmosphériques et des émissions en solution au cours des transferts (Arrouays et al., 2002). En France, les émissions de protoxyde d azote peuvent être réparties en trois sources prépondérantes à savoir 25% pour les apports d engrais, 33% pour les déjections animales et 33% pour les émissions au cours des transferts vers les aquifères de surface (Arrouays et al., 2002).

62 40 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie Les émissions de protoxyde d azote ont une relation avec le cycle du carbone. Tout d abord, l ajout d engrais azoté qui, en plus de favoriser la croissance des cultures, augmente le carbone contenu dans les sols augmente également le contenu en azote et entraîne les réactions de dénitrification déjà évoquées. Il s agit donc d un effet non désiré de l augmentation de la productivité en biomasse (Sauerbeck, 2001). Les émissions de N 2 O liées à la dénitrification sont également proportionnelles à la quantité de carbone assimilable. La disponibilité du carbone fermentescible favorise la réduction de nitrate en ammonium, réaction qui peut entrer en compétition avec la dénitrification des milieux riches et engendrer une production secondaire de N 2 O (Arrouays et al., 2002). Le non labour du sol qui favorise l augmentation de la matière organique dans les sols entraîne une augmentation de la dénitrification ce qui peut engendrer des émissions non négligeables de N 2 O (Arrouays et al., 2002). Le changement d affectation des sols n a pas de lien direct avec les émissions de protoxyde d azote qui proviennent plus principalement de l utilisation des engrais azotés et donc des pratiques agricoles. Ces dernières sont prises en compte dans le bilan réalisé lors de la culture mais n interviendront pas dans la modélisation de la catégorie d impact relative au changement d affectation des sols Mesure des stocks de carbone Le cycle du carbone est celui qui subit les plus grands changements suite à la transformation des sols. Cela engendre des modifications des stocks de carbone dans le sol avec des transferts vers l atmosphère et donc l émission potentielle de gaz à effet de serre. La mesure de ces stocks serait donc intéressante afin de connaître l évolution, au fil des années, des pratiques agricoles ou encore des transformations réalisées. Malheureusement, cette valeur n est pas facilement mesurable à cause de la forte variabilité de présence du carbone dans le sol lors du déplacement le long des trois axes. La variabilité verticale est due au gradient de présence du carbone dans les sols qui peut être non négligeable, spécialement en ce qui concerne les sols forestiers. Les mesures peuvent donc varier dans le temps en fonction de la densité apparente au moment du prélèvement. Il en résulte que les prélèvements à basse profondeur sous-estiment la quantité de carbone présent globalement et les répétitions de ces mesures peuvent être affectées d une déviation en fonction de la modification de la densité apparente. Une variation latérale est également à noter et à prendre en compte lors des mesures du stock de carbone (Arrouays et al., 2002). Des mesures de stocks de carbone pour différents types d occupation des sols ont tout de même été réalisées en France, donnant les quantités présentées dans le Tableau II-4. Ces valeurs montrent, par exemple, la diminution du stock de carbone lors du passage d une forêt à un verger. En plus de son utilisation, la nature du sol amène également des différences, à savoir des stocks plus importants pour les régions les plus argileuses, hydromorphes à climat froid (Arrouays et al. 2002). Tableau II-4 Stocks de carbone selon le type de sol (Arrouays et al., 2002) Type de sol Vigne/verger Terre arable Prairies Forêts Pelouses Zones humides Stock (tc/ha) Lors d un changement d affectation des sols ou d une occupation des terres, le stock de carbone peut être modifié. La diminution du carbone dans le sol suite à la culture des terres s explique par la diminution du carbone entrant par rapport au carbone présent dans l écosystème ainsi que par la décomposition accélérée de la matière organique présente dans les sols agricoles (Sauerbeck, 2001). En général, la quantité perdue de matière organique suite à la transformation d un sol en une culture n est pas récupérée entièrement même après une

63 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 41 reforestation (Sauerbeck, 2001; Cherubini, 2010). Cela dépend évidemment de la durée de vie des systèmes envisagés. En effet, la transformation d un sol en une culture peut être valable durant quelques années avant retour à l état initial avec par exemple la plantation d une nouvelle forêt. Le cycle du carbone ne sera pas le même si on considère un changement durant 5, 20 ou encore 500 ans (Reinhardt et von Falkenstein, 2011). Lors du passage de la forêt à une zone de culture, une perte de 30 à 50% du carbone initialement présent est supposée et ce principalement pendant les premières dizaines d années qui suivent ce changement. Par la suite, cette diminution s arrête et un nouveau taux d humus est atteint. L amélioration des techniques de gestion des sols permet de revenir à un niveau pouvant atteindre deux tiers du taux de carbone initial (Sauerbeck, 2001). La quantité de carbone organique contenue dans les sols diminue respectivement avec les forêts, les pâturages et les cultures. En plus du stockage dans le sol, les forêts possèdent également du carbone sous forme de biomasse (Schulp et al., 2008) Modèles disponibles Différents modèles permettant d évaluer l évolution des stocks de carbone dans les sols ont été développés, avec des objectifs variables. Deux d entre eux sont présentés en détails : le modèle Hénin-Dupuis (Arrouays et al., 2002) permettant d évaluer l évolution des stocks de carbone dans les sols et celui développé récemment par l Union Européenne (EC- Guidelines (European Union), 2010) permettant d évaluer les émissions de dioxyde de carbone émises suite à un changement d affectation des sols Modèle Hénin-Dupuis Le modèle Hénin-Dupuis est très largement utilisé pour modéliser l évolution des stocks de carbone dans les sols et plus particulièrement en France. Ce modèle datant de 1945, répartit le carbone des sols dans un seul compartiment. La Figure II-6 présente les paramètres associés à ce modèle, à savoir l apport de carbone au sol (m en tonnes de carbone par hectare), le pourcentage K 1 de l apport, appelé coefficient isohumique, entrant dans le compartiment sol, le coefficient K 2 décrivant la destruction de la matière organique exprimé en an -1. Le paramètre m représente les restitutions par type de cultures moyennes, aériennes ou souterraines. Le coefficient K 1 dépend des amendements ou de la production végétale et le paramètre K 2 est quant à lui déterminé par les teneurs en argile ou en calcaire des sols. La cinétique de décomposition est supposée d ordre 1. Des valeurs de ces divers paramètres sont données par Rémy et Martin-Laflèche en Figure II-6 Schématisation du modèle Hénin Dupuis En régime stationnaire, la quantité de carbone peut être estimée par l Équation II-2 tandis que l Équation II-3 présente celle relative au régime transitoire. Équation II-2 Quantité de carbone en régime stationnaire

64 42 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie Équation II-3 Quantité de carbone en régime transitoire Cette méthodologie basée sur un seul compartiment du sol nécessite énormément de données difficilement accessibles vu la dépendance très grande vis-à-vis du type de sol. Elle ne sera donc pas utilisée dans la suite du travail Méthodologie européenne (EC-Guidelines (European Union), 2010; Lange, 2011) Afin d obtenir un impact détaillé et correct du changement d affectation des sols, il est nécessaire de calculer avec précision les émissions de dioxyde de carbone engendrées. La méthodologie proposée par l Union Européenne prend en compte des éléments tels que : le volume de biomasse sur et sous terre avant et après le changement ; le carbone contenu dans chacun des volumes de biomasse sur et sous terre, avant et après le changement ; le carbone stocké dans le sol après ce changement ; le temps nécessaire pour atteindre un nouvel équilibre pour le stock de carbone ; l effet des pratiques agricoles et des cultures sur le stock de carbone ; l influence des conditions locales avec, par exemple, le climat et les précipitations. Tous ces paramètres sont spécifiques au lieu étudié et un calcul précis doit donc passer par un modèle biologique tout aussi précis. Une normalisation a été proposée afin de calculer de manière efficace et sans énormément de données nécessaires ou de mesures réelles, les émissions de dioxyde de carbone Principe méthodologique Dans le guide de l Union Européenne, les émissions provenant du changement d affectation des sols doivent être prises en compte. Leur somme sur une durée de vingt ans est réalisée pour tenir compte des émissions directement engendrées suite à ce changement ainsi que celles se déroulant dans les années qui suivent cette modification. Afin de simplifier le modèle, les émissions sont sommées puis divisées par vingt en supposant une répartition uniforme entre les années. Les émissions sont calculées sur base de la différence du contenu en carbone avant et après la modification (Lange, 2011). Le contenu en carbone d une surface CS i est réparti en deux apports à savoir le contenu en carbone présent dans la biomasse vivante ou morte appelée C VEG ainsi que le contenu en carbone dans le sol dénommé SOC comme présenté à l Équation II-4. La valeur obtenue est exprimée en masse de carbone par unité de surface, c est pourquoi intervient le facteur A, représentant l adaptation des paramètres par rapport à l unité de surface qui est exprimée en hectare. Dans la suite de ce chapitre, l unité de surface sera supposée équivalente à l hectare. Équation II-4 Calcul des stocks de carbone Afin d accéder aux valeurs de SOC et de C VEG, les sols doivent être classés correctement. Il faut donc prendre en compte le type de climat, ainsi que les différents types de biomasse. Les types de biomasse sont classés en catégories: les cultures, annuelles ou pérennes ; les prairies les forêts qui sont divisées en forêts naturelles avec un taux de couverture supérieur à 30% ou compris entre 10-30% ou en forêts plantées.

65 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 43 Pour calculer les valeurs du stock de carbone au-dessus et en-dessous du couvert végétal, soit C VEG, l Équation II-5 peut être utilisée avec C BM le stock de carbone présent dans la biomasse vivante au-dessus et en-dessous du sol et C DOM le stock de carbone présent dans les matières organiques mortes au-dessus et en-dessous du sol. Concernant C DOM, une approche simplifiée consiste à supposer que l entièreté de la biomasse et de la matière organique morte est complètement détruite suite au changement d affectations des sols. La valeur de 0 peut donc être utilisée pour le paramètre C DOM. Cette hypothèse est toujours considérée comme réaliste sauf dans le cas de terres forestières dont la frondaison est supérieure à 30%. Ce cas n entre pas dans le cadre de notre étude et permet donc de négliger le paramètre C DOM. Équation II-5 Calcul du stock de carbone végétal (EC-Guidelines (European Union), 2010) Le paramètre C BM représente la somme des stocks de carbone au-dessus et endessous du sol comme exprimé par l Équation II-6 où les termes C AGB et C BGB représentent respectivement le stock de carbone de la matière vivante présente au-dessus et en-dessous du sol ; ils sont exprimés en kg de carbone par hectare. L Équation II-7 présente la formule permettant de calculer la valeur de ces deux paramètres. Elle utilise le poids de la biomasse vivante présente au-dessus ou en-dessous du sol représenté respectivement par B AGB et B BGB exprimé en masse de matière sèche par hectare et la fraction carbonée de la matière sèche de la biomasse vivante avec C FB exprimée en masse de carbone par masse de matière sèche. Équation II-6 Calcul du stock de carbone dans la biomasse vivante au-dessous ou en-dessous du sol Équation II-7 Calcul des paramètres C AGB et C BGB Une autre formule peut être utilisée pour calculer le paramètre C BGB présentée à l Équation II-8. Elle utilise, non plus le paramètre C FB mais R, ce dernier étant le rapport entre le stock de carbone dans la biomasse vivante en-dessous du sol et celle au-dessus du sol. Équation II-8 Autre possibilité de calcul du paramètre C BGB Connaissant le contenu en carbone obtenu dans la biomasse, il reste à calculer les stocks dans les sols. Les calculs qui suivent sont donnés uniquement pour les sols minéraux ; ceux comprenant une grande quantité de carbone ne sont pas appropriés pour les cultures énergétiques au vu des émissions de gaz à effet de serre libérées lors de la conversion de ces terres en cultures énergétiques. L Équation II-9 présente le calcul de la teneur en carbone organique du sol (SOC) exprimée en masse de carbone par hectare. Les paramètres pris en compte sont : la teneur de référence du sol en carbone organique dans la couche d humus de 0 à 30 centimètres exprimée en masse de carbone par hectare (SOC ST ) ; le facteur d affectation des sols reflétant la différence entre la teneur du sol en carbone organique associée au sol affecté et la teneur de référence du sol en carbone organique (F LU ) ; le facteur de gestion reflétant la différence entre la teneur du sol en carbone organique associée à la gestion nouvelle et la teneur de référence du sol en carbone organique (F MG ) ;

66 44 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie le facteur des intrants reflétant la différence entre la teneur du sol en carbone organique associée aux différents niveaux d intrants de carbone et la teneur de référence du sol en carbone organique (F I ). Équation II-9 Calcul du stock de carbone organique du sol Les valeurs de ces paramètres sont disponibles dans les annexes de la méthode européenne et relatives à des utilisations bien spécifiques. En particulier, les valeurs des termes F MG et F I dépendent de la gestion des sols et des intrants. Les catégories prises en compte pour les cultures et les prairies sont présentées et définies dans le Tableau II-5. L application de cette méthode sera réalisée par la suite en fonction des cas d étude envisagés. Pour accéder aux émissions de dioxyde de carbone (CO 2 ) liées au changement d affectation des sols, le contenu en carbone du sol avant et après implémentation de la culture envisagée doit être calculé. La variation de ces stocks permet d évaluer les émissions de gaz à effet de serre associées.

67 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 45 Tableau II-5 Catégories relatives aux paramètres F MG et F I pour les cultures et les prairies(ec-guidelines (European Union), 2010) Paramètre Application Catégorie Définition F MG F I Culture Prairie Culture Prairies Labour complet Labour réduit Pas de labour Améliorées Avec gestion minimale Modérément dégradées Fortement dégradées Intrants faibles Intrants modérés Intrants importants avec fumier Intrants importants sans fumier Intrants modérés Intrants importants Il s agit d une perturbation importante des sols avec une inversion complète et/ou travaux fréquents de labour dans l année. Les sols possèdent une faible couverture de résidus au moment de la plantation. Le labour est effectué de manière peu profonde et sans inversion complète, ce qui provoque une moindre perturbation que lors du labour complet. La couverture des sols par les résidus est dès lors plus importante au moment de la plantation. La catégorie «pas de labour» concerne un ensemencement direct sans labour primaire, avec une perturbation minimale du sol dans la zone d ensemencement. Des herbicides sont généralement utilisés pour lutter contre les mauvaises herbes. Les prairies améliorées concernent celles gérées de manière durable avec une pression pastorale modérée et auxquelles est apportée au moins une amélioration telle que la fumure ou encore l irrigation. Les prairies avec gestion concernent des prairies non dégradées et gérées de manière durable mais sans amélioration de gestion majeures. Les prairies modérément dégradées font face à une présence importante de bétail, ont une productivité quelque peu réduite par rapport aux prairies indigènes ou avec gestion minimale et ne bénéficient pas de mesures de gestion. Les prairies fortement dégradées connaissent une perte importante de productivité et de couvert végétal à long terme en raison de graves dégâts mécaniques causés à la végétation et/ou d une érosion grave des sols. Des intrants faibles concernent des pratiques telles que l enlèvement des résidus, de fréquentes mises en jachère nue ou encore l absence d utilisation d engrais minéraux. Lors de culture avec intrants modérés, les résidus des cultures précédentes sont laissés sur champ. Si des résidus sont retirés, des matières organiques supplémentaires telles que le fumier sont ajoutées. Cela nécessite aussi des engrais minéraux et des cultures fixant l azote en assolement. Les intrants importants concernent spécifiquement l apport en carbone plus important que lors de cultures avec intrants modérés en raison d une pratique supplémentaire d ajout régulier de fumier. Les intrants importants concernent l apport en carbone via l apport de résidus de culture en raison de pratiques supplémentaires, telles que des cultures produisant beaucoup de résidus, l utilisation d engrais verts, les cultures de couverture, les jachères végétalisées améliorées, l irrigation mais sans application de fumier. Les intrants modérés sont pertinents pour une prairie lorsqu aucune mesure de gestion supplémentaire n a été mise en œuvre. Les intrants importants sont pertinents pour les prairies améliorées lorsqu une ou plusieurs mesures de gestion ont été mises en œuvre (au-delà de ce qui est requis pour que les prairies soient classées comme prairies améliorées).

68 46 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie Principaux enseignements de la méthodologie La méthodologie européenne a permis de mettre en évidence certaines relations entre les émissions de gaz à effet de serre et les conditions spécifiques à un lieu. En résumé, la méthodologie de calcul des émissions de dioxyde de carbone apporte les conclusions suivantes (Lange, 2011) : la densité de la végétation est proportionnelle au contenu en carbone de la zone ; les pratiques agricoles influencent le taux en carbone présent dans les sols ; les cultures annuelles et le labour intense sont deux facteurs importants de décroissance du taux de carbone ; la conversion de terres dégradées en culture augmente le stock de carbone Perspectives des développements méthodologiques pour la prise en compte de l impact de l utilisation des sols À l heure actuelle, l indicateur utilisé dans les analyses du cycle de vie pour relater l impact d utilisation des terres est le m². L impact sera d autant moindre que la surface de terres occupées est faible. Cette approche donne donc l avantage à des procédés nécessitant le moins de terres possibles. Cette approche ne discrimine pas les différents types d utilisation des terres qui, en fonction de l intensité employée peuvent amener des qualités de sols bien différentes ainsi que des émissions associées (Milai Canals et al., 2007). Une approche simplifiée de caractérisation de l impact proposée dans la littérature prend en compte la matière organique du sol comme acteur unique des fonctions du sol et utilise dès lors des indicateurs tels que le rendement ou la production de biomasse sur une durée de vie courte. Les pratiques agricoles sont donc mises en évidence plutôt que la qualité du sol en tant que telle (Milai Canals et al., 2007). Une autre possibilité est de considérer les terres comme une ressource et donc d associer leur utilisation à la diminution d accéder à cette ressource. Les terres utiles ne sont pas uniformément réparties sur la planète et il s agit donc d une catégorie qu il est utile de régionaliser (Brentrup et al., 2004). L impact sur les sols est fortement dépendant de la localisation des sites. En effet, la même intervention sur deux sites différents peut avoir des conséquences très variées en fonction de la sensibilité et de la qualité de départ du sol. Les paramètres définissant un sol sont le climat avec la température et les précipitations, le type de sol, la pente, le type de végétation ainsi que les utilisations antérieures du sol. L inventaire doit reprendre des données concernant le type de terre utilisée, la surface et l intensité d utilisation, ainsi que les conditions dépendant de la géographie du lieu (Milai Canals et al., 2007). En plus des émissions de gaz à effet de serre dues au changement d affectation des sols et donc aux variations des stocks de carbone présentées précédemment dans les méthodes, d autres impacts environnementaux sont engendrés par ces modifications. En effet, la biodiversité, l eutrophisation ou encore les ressources naturelles peuvent être touchées par le biais d une diminution d accessibilité des terres en relation avec la qualité du sol (Brentrup et al., 2004; Milai Canals et al., 2007). Malheureusement, aucune méthodologie n a pu mettre en évidence une relation quantitative entre ces changements et les impacts relatés. D autres développements sont dès lors nécessaires pour pouvoir prendre en compte l effet sur la biodiversité et l eutrophisation en plus de celui sur le changement climatique Méthodologie utilisée Dans le cadre de ce travail, la méthodologie présentée au paragraphe « Méthodologie européenne» sera utilisée pour le calcul de l impact des changements d affectation des sols directs et indirects. Cette méthode est également celle référencée dans le

69 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 47 guide de la Commission Européenne (European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability, 2010). Les différents calculs prennent en compte les valeurs spécifiques pour les cultures étudiées ainsi que la localisation de ces dernières. Il s agit donc d émissions de dioxyde de carbone s intégrant dans la catégorie d impact du changement climatique. Seule cette catégorie d impact sera touchée par ces transformations de sols. 6. Références Arrouays, D., J. Balesdent, J. C. Germon, P. A. Jayet, J. F. Soussana & P. Stengel (2002). Stocker du carbone dans les sols agricoles de France?, INRA, Expertise Scientifique Collective: 332. Astrup Jensen, A., L. Hoffman, B. T. Moller, A. Schmidt, K. Christiansen, J. Elkington & F. van Dijk (1997). Life Cycle Assessment - A guide to approaches, experiences and information sources. European Environment Energy: 119 p. Baumann, H. & A.-M. Tillman (2004a). Development of the LCA concept. The Hitch Hiker's Guide to LCA. Studentlitteratur. Lund, Sweden, Studentlitteratur AB. Baumann, H. & A.-M. Tillman (2004b). Goal and Scope definition. The Hitch Hiker's Guide to LCA. Studentlitteratur. Lund, Sweden, Studentlitteratur AB. Baumann, H. & A.-M. Tillman (2004c). Interpretation and presentation of results. The Hitch Hiker's Guide to LCA. Studentlitteratur. Lund, Sweden, Studentlitteratur AB. Baumann, H. & A.-M. Tillman (2004d). Life cycle impact assessment. The Hitch Hiker's Guide to LCA. Studentlitteratur. Lund, Sweden, Studentlitteratur AB. Benoist, A. (2009). Eléments d'adaptation de la méthodologie analyse du cycle de vie aux carburants végétaux : cas de la première génération PhD, Ecole nationale supérieure des mines de Paris. Borjesson, P. & L. M. Tufvesson (2011). "Agricultural crop-based biofuels - resource efficiency and environmental performance including direct land use changes." Journal of Cleaner Production 19(2-3): Brentrup, F., J. Küsters, H. Kuhlmann & J. Lammel (2004). "Environmental impact assessment of agricultural production systems using the life cycle assessment methodology: I. Theoretical concept of a LCA method tailored to crop production." European Journal of Agronomy 20(3): Cherubini, F. (2010). "GHG balances of bioenergy systems Overview of key steps in the production chain and methodological concerns." Renewable Energy 35(7): Curran, M. A. (2006). Life cycle assessment : principles and practice. National Risk Managment Research Laboratory - Office of Research and Development - U.S. Environmental Protection Agency. Dawson, J. J. C. & P. Smith (2007). "Carbon losses from soil and its consequences for landuse management." Science of The Total Environment 382(2-3): Delucchi, M. (2011). "A conceptual framework for estimating the climate impacts of land-use change due to energy crop programs." Biomass and Bioenergy 35(6): EC-Guidelines (European Union) (2010). Comission Decision of 10 June 2010 on guidelines for the calculation of land carbon stocks for the purpose of Annex V to Directive2009/28/EC. L151/19 of O. J. o. t. E. Union. European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability (2010). International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook - General

70 48 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie guide for Life Cycle Assessment - Detailed guidance. First edition March EUR EN. Luxembourg., Publications Office of the European Union. European Commission - Joint Research Centre - Institute for Environment and Sustainability (2011). International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook- Recommendations for Life Cycle Impact Assessment in the European context. First edition November EUR EN. Luxemburg., Publications Office of the European Union. Finnveden, G., M. Z. Hauschild, T. Ekvall, J. Guinée, R. Heijungs, S. Hellweg, A. Koehler, D. Pennington & S. Suh (2009). "Recent developments in Life Cycle Assessment." Journal of Environmental Management 91(1): Gao, Y., M. Skutsch, R. Drigo, P. Pacheco & O. Masera (2011). "Assessing deforestation from biofuels: Methodological challenges." Applied Geography 31(2): Goedkoop, M., R. Heijungs, M. Huijbegts, A. D. Schryver, J. Struijs & R. v. Zelm (2009a). ReCiPe 2008 : A life cycle impact assessment method which comprises harmonised category indicators at the midpoint and the endpoint level R. O. e. M. Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimte en Milei. Report I - Characterisation: 132. Goedkoop, M., R. Heijungs, M. Huijbregts, A. De Schryver, J. Struijs & R. van Zelm (2009b). ReCiPe A life cycle impact assessment method which comprises harmonised category indicators at the midpoint and the endpoint level. Ruimte en Milieu. Humbert, S., M. Margni & O. Jolliet (2005). IMPACT : User Guide, Ecole Polytechnique Fédérale de Lausanne. International Standardization Organization (2006a). ISO : Management environnemental - Analyse du cycle de vie - Principes et cadre, ISO. International Standardization Organization (2006b). ISO : Management environnemental - Analyse du cycle de vie - Exigences et lignes directrices, ISO. ISO (2006). ISO : Marquages et déclarations environnementaux - Déclarations environnementales de Type III - Principes et modes opératoires. Kim, H., S. Kim & B. E. Dale (2009). "Biofuels, Land Use Change, and Greenhouse Gas Emissions: Some Unexplored Variables." Environmental Science & Technology 43(3): Lange, M. (2011). "The GHG balance of biofuels taking into account land use change." Energy Policy 39(5): Lobell, D. B., G. Bala & P. B. Duffy (2006). "Biogeophysical impacts of cropland management changes on climate." Geophys. Res. Lett.(33). Milai Canals, L., C. Bauer, J. Depestele, A. Dubreuil, R. F. Knuchel, G. Gaillard, O. Michelsen, R. Muller-Wenk & B. Rydgren (2007). "Key elements in a framework for land use impact assessment within LCA." International Journal of Life Cycle Assessment 12(1): Popp, A., M. Krause, J. P. Dietrich, H. Lotze-Campen, M. Leimbach, T. Beringer & N. Bauer (2012). "Additional CO2 emissions from land use change Forest conservation as a precondition for sustainable production of second generation bioenergy." Ecological Economics 74(0): Reinhardt, G. A. & E. von Falkenstein (2011). "Environmental assessment of biofuels for transport and the aspects of land use Competition." Biomass and Bioenergy 35(6): Rousseaux, P. (2005). "Analyse du cycle de vie (ACV)." Techniques de l'ingénieur G5500.

71 CHAPITRE II. Méthode de l analyse du cycle de vie 49 Sauerbeck, D. R. (2001). "CO2 emissions and C sequestration by agriculture perspectives and limitations." Nutrient Cycling in Agroecosystems(60): Schulp, C. J. E., G.-J. Nabuurs & P. H. Verburg (2008). "Future carbon sequestration in Europe Effects of land use change." Agriculture, Ecosystems & Environment 127(3 4):

72 50 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre CHAPITRE III. IMPACT ENVIRONNEMENTAL ASSOCIÉ À LA PRODUCTION DE BIOÉTHANOL À PARTIR DE CANNE À SUCRE 1. Introduction Ce chapitre a pour but l évaluation de l impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre, en considérant les trois grandes étapes décrites à la Figure III-1 : la culture de la canne à sucre, son transport jusqu au site de transformation et sa conversion en bioéthanol. Le calcul des impacts environnementaux relatifs à chaque étape sera précédé par une explication théorique et une revue de la littérature permettant d obtenir les valeurs de l inventaire qui sera utilisé. L unité fonctionnelle adoptée pour les deux premières étapes est l hectare, unité couramment utilisée lors de l étude de cultures agricoles. L unité fonctionnelle utilisée lors de la troisième étape est équivalente à l obtention de 1000 litres de bioéthanol hydraté. Le but de cette étude étant, par la suite, de mettre en évidence la meilleure utilisation du bioéthanol hydraté, il est cohérent d utiliser une quantité de produit fini comme unité fonctionnelle. Figure III-1 Schéma des étapes prises en compte dans ce chapitre 2. Culture de la canne à sucre Ce paragraphe vise à calculer les impacts environnementaux relatifs à la culture de la canne à sucre. Il débute par un bref descriptif de la canne à sucre, de ses propriétés ainsi que des pratiques agricoles relatives à sa production. Ensuite, une modélisation de la culture sur base des données répertoriées de la littérature est réalisée ainsi que le calcul des impacts environnementaux. Il se termine par un point relatif à l utilisation des sols et au changement d affectation de ces derniers, en relation avec l impact de la culture. Comme précédemment indiqué, toutes les données de ce paragraphe sont rapportées à un hectare de culture de canne à sucre Caractéristiques de la canne à sucre La canne à sucre est une plante semi-pérenne avec un cycle photosynthétique en C 4. Elle appartient à la famille des graminées (Clarke, 2000). La plante est composée de pailles comprenant les feuilles sèches et vertes ainsi que les pointes pour un total de 140 kg de matière sèche par tonne de canne à sucre. Les chaumes représentent la partie aérienne où se situent principalement le saccharose et l eau. Elles sont composées d eau (65-75%), de fibres (8-14%), de saccharose (10-17%) et de sucres réducteurs (0,5-1%) (BNDES et CGEE, 2008; Dias et al., 2009; Basso et al., 2011). Les sucres réducteurs présents dans la canne ne

73 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 51 permettent pas de produire du sucre solide mais sont par contre disponibles pour produire du bioéthanol. La Figure III-2 présente un schéma de la composition de la canne à sucre (BNDES et CGEE, 2008). Pointes Feuilles vertes Chaumes Feuilles sèches Figure III-2 Composition de la canne à sucre La canne à sucre est une plante présente dans les régions tempérées chaudes à tropicales, comme au Brésil. Ce chapitre se réfère uniquement au cas brésilien, en commençant par la réalisation d un inventaire des terres disponibles ainsi que celles déjà occupées par les cultures de canne à sucre. Le Brésil a été choisi en raison de sa position dominante au sein des producteurs de canne à sucre : sa production atteint près de 42% de la production mondiale en Cette production a presque doublé en 5 ans, passant d environ tonnes par an en 2005 à tonnes par an en 2010 (FAO, 2010b). Cette position de leader repose sur une longue tradition de la culture de la canne à sucre en vue de son utilisation pour la production de biocarburants depuis les années Conditions propices à la culture de la canne à sucre Le Brésil s étend sur un territoire représentant km². Les terres peuvent être divisées en trois groupes distincts, à savoir les terres utilisées à des fins économiques, les terres naturelles et les terres comprenant les rivières, les rochers ou encore les villes. Les dernières valeurs obtenues en 2009 montrent que les pourcentages relatifs à la superficie de chaque groupe sont respectivement de 31%, 61% et 8% (FAO, 2010a). La canne à sucre, principalement présente dans les régions tempérées chaudes à tropicales, représente une superficie de 9 millions d hectares au Brésil de nos jours. La superficie cultivée représente un peu plus de 3% des terres agricoles brésiliennes (FAO, 2010a). La canne à sucre croît favorablement lors de la présence de deux saisons distinctes, la première chaude et humide pour permettre la germination, la croissance et le développement végétatif puis la seconde, froide et sèche pour permettre la maturation et l accumulation de saccharose dans les chaumes. Les régions équatoriales humides ne présentent pas de bonnes conditions pour la croissance de la canne à sucre, ce qui élimine donc la zone de la forêt amazonienne comme zone de culture potentielle (Coelho et al., 2006; BNDES et CGEE, 2008; Boddey et al., 2008; UNICA - Brazilian sugarcane industry association, 2008). La Figure III-3 montre la localisation des plantations de canne à sucre au Brésil qui sont principalement réparties dans l État de Sao Paulo dans la région Centre-Sud et au Nord-Est du pays (UNICA - Brazilian sugarcane industry association, 2008; Gallardo et Bond, 2011).

74 52 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Canne à sucre État de Sao Paulo Région Centre-Sud Figure III-3 Localisation des cultures de canne à sucre au Brésil Pour l année , la répartition des terres plantées de canne à sucre était de 69,2% à Sao Paulo (SP sur la carte) dans la région Centre-Sud, 10,4% dans l état Minas Geras (MG sur la carte) situé au Centre-Est, 8,8% dans l état de Parana (PR sur la carte) situé au Sud, 8,3% dans l état Golas (GO sur la carte) situé au centre, et de 3,3% dans l état Mata Grosso (MT sur la carte) situé au Centre-Ouest (Dossa et al., 2011). En 2007, la superficie des terres cultivées pour la canne à sucre a été augmentée de 9%. Cette expansion a eu lieu, pour 65% des terres, sur des pâturages. L état de Sao Paulo, qui comptait déjà 60% de la superficie totale des cultures de canne à sucre, a accueilli 50% de cette expansion, le reste s étant déroulé dans la région Centre-Ouest, au sud de la région Amazonienne. Seulement 500 ha de végétation naturelle ont été transformés en champs de canne à sucre. La conversion de terres naturelles en champs de canne à sucre n est pas très courante. Le reste des terres provient de cultures de soja, de citron, de maïs et de terres non cultivées. Le Nord du Brésil, également producteur de canne à sucre, n a pas observé d expansion durant les dernières années (Simpson et al., 2009). La majorité de la production de la canne à sucre ainsi que l expansion de la culture se déroulant majoritairement sur l état de Sao Paulo, il a été choisi comme état de référence pour la suite de l étude. L expansion de la culture de canne à sucre peut avoir des conséquences directes ou indirectes avec le remplacement de cultures préexistantes et leur déplacement sur d autres terres. Les cultures de soja et les pâturages remplacés par les cultures de canne à sucre doivent trouver d autres terres pour pouvoir perdurer. La déforestation de l Amazonie, qui est principalement réalisée pour l industrie papetière, leur offre un espace pour se déplacer, ce qui entraîne des changements indirects d affectation des sols. L intensification de l élevage sur les pâturages, comme cela est la cas à Sao Paulo avec 1,4 tête par rapport à 1 tête de bétail par hectare sur le reste du pays, permet également de libérer des terres pour la culture de la canne à sucre, sans pour autant entraîner des changements indirects d affectation des sols, tout en conservant la même productivité d élevage (BNDES et CGEE, 2008). Plus d informations concernant le changement indirect d utilisation des sols seront fournies au paragraphe «2.8 Utilisation des sols lors de la production de la canne à sucre» Mode de culture et rendement Lors d une première plantation de canne à sucre, la quantité de graines à semer est estimée à 12 tonnes pour un hectare (Macedo et al., 2004; BNDES et CGEE, 2008; Boddey et al., 2008). Lors d une culture continue, la plantation se fait à partir de boutures (Boddey et al., 2008).

75 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 53 Le cycle de la plante est généralement de six ans au Brésil, mais dépend des conditions et des pratiques locales. Lors de ce cycle, cinq coupes ont lieu ainsi que quatre traitements de racines et une replantation. La première coupe a lieu douze à dix-huit mois après la plantation et les suivantes ont lieu une fois par an pendant quatre ans pour les repousses. La productivité diminue au fur et à mesure des coupes et entraîne parfois la replantation plutôt qu une nouvelle coupe (Efe et al., 2005; BNDES et CGEE, 2008). Une partie de la canne produite (environ 8%) est utilisée pour la réforme (replantation) ; la production moyenne annuelle est donc moindre que celle réellement récoltée (BNDES et CGEE, 2008). Avant cette replantation, les surfaces sont soumises au repos pendant quelques mois et peuvent être disponibles pour des cycles courts avec par exemple la culture de légumineuses (BNDES et CGEE, 2008), de maïs, de haricots ou encore d arachides (Coelho et al., 2006). Cette pratique n est néanmoins pas très courante sauf pour les agriculteurs ayant les moyens mécaniques pour planter et récolter d autres cultures que la canne à sucre (Boddey et al., 2008). Dans le cadre d une culture continue, 20% de la plantation de canne à sucre est renouvelée chaque année vu les 5 coupes maximales. Les anciennes cannes à sucre sont enlevées de manière mécanique pour 35,8% d entre elles et chimiquement pour les 64,2% restant (Ometto et al., 2009). Le rendement annuel à l hectare dépend de la région de culture, pouvant passer de 70 tonnes dans l état du Mata Grosso à 85 tonnes dans la région de Sao Paulo (Dossa et al., 2011). Il faut en outre mentionner que le rendement de production de la canne à sucre n a cessé d augmenter ces dernières années suite à l utilisation de nouvelles variétés de canne et l amélioration des techniques agricoles (Coelho et al., 2006). À titre d exemple, le rendement est passé 65 tonnes par hectare par an en 1998 à 85 tonnes dans l état de Sao Paulo, plus grand producteur brésilien en En considérant un cycle de 5 coupes en six ans, ce rendement se situe entre 58 et 71 tonnes par hectare par an pour l année 2011 (Dossa et al., 2011) ce qui est en accord avec la moyenne annuelle du pays égale à 66 tonnes par hectare et par an (FAO, 2010b). D autres sources présentent des valeurs plus importantes dont la moyenne est située entre 80 et 85 tonnes par hectare par an (Clarke, 2000; BNDES et CGEE, 2008) ou encore pour 2011 entre 80 et 120 tonnes (Basso et al., 2011). Au vu des variations des valeurs annoncées, le rendement sera considéré comme un facteur sensible. Des analyses, montrant l importance de ce dernier sur l impact environnemental, seront réalisées par la suite Opérations agricoles liées à la culture de canne à sucre Les terres cultivées pour la canne à sucre subissent généralement un labour intense suivi de deux à trois passages d une charrue pour former les sillons espacés de 20 à 30 cm et de profondeur identique. Ce type de pratique agricole était, jusqu il y a peu, la manière la plus courante pour préparer les sols au Brésil (Boddey et al., 2008). Une nouvelle pratique agricole «zéro labour» est de plus en plus appliquée. Cette dernière traite les mauvaises herbes et les cannes à l aide d herbicides et les machines agricoles sont seulement utilisées pour former les sillons. Grâce à cette nouvelle méthode, 80% du sol n est pas retourné ce qui permet de maintenir la structure du sol et l accumulation de matière organique (Boddey et al., 2008). Une meilleure utilisation et absorption de l eau est également mentionnée tout comme une diminution des émissions de gaz à effet de serre (FAO, 2004).

76 54 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 2.5. Intrants et émissions de la culture de canne à sucre Besoins nutritionnels des terres Afin d obtenir un rendement important lors de la culture de la canne à sucre, des besoins nutritionnels doivent être atteints. Ils sont rencontrés par l application d engrais contenant, entre autres, les minéraux essentiels à savoir l azote (N), le phosphore (P) et le potassium (K). Ces apports peuvent être fournis à l aide d engrais minéraux ou encore par la valorisation de coproduits de l industrie de transformation de la canne à sucre tels que le tourteau de filtration et la vinasse qui sont décrits au paragraphe « Caractéristiques des matières organiques utilisées». Les quantités d engrais à appliquer sont généralement dépendantes du type de sol, de la capacité de la plante à capter ces matières, du contenu préalable dans le sol ainsi que des cultures présentes auparavant. Les données trouvées dans la littérature peuvent différer assez fortement, dépendant, entre autres, de la valorisation ou non des coproduits de l industrie de transformation de la canne à sucre. Une revue de la littérature a été réalisée et a permis d obtenir les données reprises dans le Tableau III-1 qui sont exprimées par hectare et par an. Ces valeurs sont dérivées des références mentionnées en supposant un cycle de 6 ans avec une plantation et 5 coupes successives. Les données entre parenthèses représentent les quantités d engrais appliquées lorsque des matières organiques sont utilisées conjointement aux engrais minéraux. Référence (BNDES et CGEE, 2008) (Ometto et al., 2009) (Contreras et al., 2009) (Boddey et al., 2008) Tableau III-1 Intrants nécessaires à la culture de la canne à sucre P 2 O 5 K 2 O N Chaux Phytosanitaires Tourteau Vinasse kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha 40,83 115,83 (0) 83,33 (70,33) 45,75 120,05 95, , (89,8) 24 (16) 145 (118,7) 176 (83) 136 (69,9) 79,7 (56,7) (FAO, 2004) (de Vries et al., 2010) (Macedo et al., 2008) (Renouf et al., 2008) (Simpson et al., 2009) 41,66 114,5 t/ha en base sèche m³/ha 316,66 2, , , ,5 81,33 (70,5) , ,66 2, Caractéristiques des matières organiques utilisées Les engrais minéraux ne sont pas les seules matières disponibles pour fournir les nutriments nécessaires à la culture de la canne à sucre. La transformation de la matière première en bioéthanol amène des quantités non négligeables de coproduits qui peuvent être valorisés vu leur contenu en nutriments. Les deux coproduits qui vont être détaillés ci-après sont le tourteau de filtration et la vinasse. Leur production lors de la transformation de la canne à sucre en bioéthanol est expliquée au paragraphe «4.2 Étapes de transformation de la canne à sucre Procédés».

77 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Le tourteau de filtration Le tourteau de filtration possède des caractéristiques lui permettant d être utilisé comme amendement organique. Sa composition est présentée dans le Tableau III-2 selon les références consultées. Tableau III-2 Composition moyenne du tourteau de filtration en g/kg Références C Si N P K Ca Mg Na (Benke, 1998) ,7-65,7 8,8-13,8 1,1-11,9 1,5-4,9 1,3-42,3 1,4-15,1 (Boddey et al., 2008) 231,1 6,25 7,67 1,5 10,8 4,90 0,17 L application de tourteau de filtration lors de la plantation à hauteur de 10 tonnes par hectare amène un apport de 63 kg en azote (N), 77 kg en phosphore (P), 15 kg en potassium (K) ainsi que 100 kg en calcium (Ca) et 49 kg en magnésium (Mg). En addition à ce tourteau lors de la plantation, le guide de bonnes pratiques prévoit l ajout de 20 kg d azote, 120 kg de P 2 O 5 et 120 kg de K 2 O. Après chaque coupe, 80 kg d engrais azoté sont ajoutés (Boddey et al., 2008) La vinasse La vinasse, coproduit de la transformation de la canne à sucre, possède des nutriments pouvant être utilisés comme amendement organique sur les champs. La vinasse se présente sous l apparence d un liquide brun composé d eau à 93% et de matières organiques pour les 7% restant. Ce coproduit est obtenu en quantités allant de 10 à 20 L par litre d alcool produit (Lettinga et Van Haandel, 1993; Gómez et Rodríguez, 2000; Mariano et al., 2009). La littérature présente diverses valeurs de composition de la vinasse. Les caractéristiques de cette dernière peuvent varier en fonction de la culture de la canne à sucre ou encore du procédé de production de bioéthanol en tant que tel (Mariano et al., 2009). Les valeurs sont présentées dans le Tableau III-3. Composé Tableau III-3 Composition de la vinasse selon la littérature (Lettinga et Van Haandel, 1993) (Cortez et Brossard Pérez, 1997) Jus (% massique) Mélasses (% massique) (Benke, 1998) DBO 12 g/l g/l (Chabalier et al., 2007) DCO 25 g/l 90 g/l Solides en suspension 12 g/l 51,4 g/kg 46,3 g/kg g/l ph 3,5 4,6 4,8 3,8-5 Acides gras volatils 5 g/l Azote 0,4 g/l 0,1 0,4 1-2,5 g/kg Phosphate 0,1 g/l 0,07 0,1 0,28-2,5 g/kg Potassium 0,8 g/l 1,7 4, g/kg Calcium 0,4 0,7 2,8 g/kg Magnésium 0,1 0,2 2,1 g/kg Cendres 5 19,5 La vinasse permet le remplacement d un engrais minéral avec un pourcentage inférieur à 20% pour l azote et de 100% pour les composés de phosphore (P 2 O 5 ), de potassium (K 2 O), de calcaire (CaO) et de magnésium (MgO) (Chabalier et al., 2007). En supposant une composition moyenne de vinasse, pour 80 m³, l apport sur champ est de 23 kg de N, 8 kg de P, 93 kg de K et 35 kg de S par hectare et par an (Boddey et al., 2008).

78 56 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Irrigation des cultures Le besoin en eau des plantations de canne à sucre se situe entre 1200 et 1500 mm par an avec un minimum de 800 mm (BNDES et CGEE, 2008; Boddey et al., 2008; Basso et al., 2011). Toutes les régions du Brésil ne nécessitent pas les mêmes apports en eau au vu de leur climat différent. Pour pallier les besoins de certaines régions, la vinasse peut être appliquée en ferti-irrigation et permet, par exemple dans la région Centre-Sud d éviter un apport en irrigation de 15 à 20 mm (BNDES et CGEE, 2008; Boddey et al., 2008; Basso et al., 2011) Émissions dues aux besoins nutritionnels de la culture L application d engrais et de phytosanitaires va entraîner des émissions dans l air et dans l eau dérivées des applications d azote, de phosphore et de potassium sur les champs. Les facteurs d émissions des polluants dans l air et dans l eau sont repris dans le Tableau III-4 en fonction de la littérature consultée. Ils sont exprimés en pourcentage par rapport à la masse de l élément concerné. Tableau III-4 Facteurs d émissions de polluants dus à l application d engrais et de phytosanitaires sur champ (% massique de l élément concerné) Émissions N 2 O Air Eau NO X NH 3 Nitrates Phytosanitaires Phosphore Potassium (Ometto et al. 2009) (Ramjeawon 2008) 1,25 0,5 10 0,2 2 (Macedo et al. 2008) 1,325 (Renouf et al. 2008) 6,7 5,3 2,6 5,5 1,5 12,8 (Cherubini et al. 2009) 1, (BIO Intelligence Service 2008) 1,33 (García et al., 2011) 1-5 (Porder et al., 2009) 1,5-2,5 30 Des émissions de 1,5 à 6,5 kg de N 2 O par hectare et par an ont été avancées pour l utilisation d engrais lors de la production de canne à sucre en Amérique du Sud (Silva Lora et al., 2011). Pour Simpson et al. (2009), 20% de l engrais azoté appliqué sur champ est émis lors de la dénitrification en N 2 O ou N 2 et la lixiviation en nitrates a lieu à hauteur de kg par hectare par an. L ajout de chaux sur les champs engendre des émissions de CO 2 à hauteur de 0,477 kg CO 2 par kg de chaux (Macedo et al., 2008) Récolte de la canne à sucre La période de récolte dépend de la région. Elle se déroule d avril à décembre pour le Centre-Sud et d août à avril pour la région Nord-Est (Efe et al., 2005; BNDES et CGEE, 2008). Une particularité de la récolte de canne à sucre est la pratique du brûlis avant ou après récolte. Cette pratique consiste soit à brûler le champ avant la récolte, appelée dans ce cas le pré-brûlis, soit à brûler les résidus après récolte, appelée le post-brûlis. Le pré-brûlis a pour but d éliminer les feuilles vertes, les maladies, les insectes ainsi que les espèces invasives et prévenir les blessures des travailleurs. Le post-brûlis, quant à lui, implique de plus petites quantités et permet d éliminer les résidus et donc une préparation du sol plus rapide (Moreira et Goldemberg, 1999). Les tiges de canne à sucre étant suffisamment humides, le brûlis entraîne la combustion uniquement des feuilles, des sommets et des résidus. Un champ de 50 hectares est brûlé en 3 minutes (Clarke, 2000).

79 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 57 En 2011, le brûlis est toujours pratiqué par 70% des exploitations de canne à sucre. Cette tendance commence à s inverser suite à des mesures législatives brésiliennes imposant une récolte sans brûlis préalable en 2020 et donc une mécanisation croissante. Cette échéance est reportée en 2031 pour les terrains où la moisson mécanique n est pas possible, c est-à-dire pour des terrains donc la pente est supérieure à 12% (BNDES et CGEE, 2008; Boddey et al., 2008; UNICA - Brazilian sugarcane industry association, 2008). Des prévisions annoncent une récolte sans brûlis pour 80% de la superficie en 2014 (Galdos et al., 2010).Une récolte dite verte est donc possible mais les feuilles n ont pas encore d utilité industrielle et sont généralement laissées sur champ comme engrais organique (van den Wall Bake et al., 2009). De nos jours, dans l état de Sao Paulo, les moissons se font manuellement pour 63,8% de la surface et mécaniquement pour les 36,2% restants avec 75% de la surface traitée par brûlis avant moisson (Clarke, 2000; Ometto et al., 2009) Émissions dues au brûlis des champs de canne à sucre Ce type de combustion à l air ambiant entraîne des émissions de polluants variés tels que des particules (PM), de la suie, du monoxyde de carbone (CO), du méthane (CH 4 ) et des composés organiques volatils (COV). Des émissions d hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) ont été mesurées tout comme des émissions de dioxines. Ces polluants peuvent également jouer un rôle sur la demande chimique en oxygène (DCO) dans les eaux (Allen et al., 2004; Lara et al., 2005; Estrellan et Iino, 2010; Galdos et al., 2010; Silva et al., 2010). Le brûlis de la biomasse entraîne 60% des émissions de particules sur la zone étudiée, ce qui prouve l intérêt environnemental de supprimer, à terme, cette pratique (Lara et al., 2005). Un autre argument à sa suppression est la toxicité apportée par les particules émises, toxicité qui peut être comparée à celles des particules produites par le trafic (Mazzoli-Rocha et al., 2008). Les émissions ou facteurs d émissions décrits dans la littérature sont repris dans le Tableau III-5. Tableau III-5 Émissions dues au brûlis des champs de canne à sucre CH 4 N 2 O NO X SO 2 NMVOC Unité (Renouf et al., 2008) 2 0,2 10,6 1,3 6,5 kg/ha (Allen et al., 2004) 40 (N) 20 (S) kg de composé élémentaire /ha (Macedo et al., 2008) 2,7 0,07 kg/t matière sèche brûlée (De Figueiredo et La Scala Jr, 2011) 2,7 0,07 kg/t matière sèche brûlée Un pourcentage de 19% pour le ratio résidus secs sur rendement en canne à sucre est utilisé (Macedo et al., 2008; De Figueiredo et La Scala Jr, 2011). Le brûlis ne permet pas l accumulation de matières organiques sur les champs et peut appauvrir le sol au fil des ans. Des mesures de stocks de carbone ont été réalisées sur différents types de sol en considérant le passage de terres brûlées vers des terres sans brûlis. Le résultat moyen pour le Brésil est une accumulation de 1,5 tonnes de carbone par hectare et par an (Galdos et al., 2010). Lors d une moisson mécanique, la plupart des feuilles et des sommets de la canne, appelés les déchets de la canne à sucre, sont laissés sur le champ et permettent d augmenter la protection et d éviter la croissance de mauvaises herbes ou d autres cultures (Dias et al., 2009). La paille disponible peut s élever à un maximum de 290 kg. Une partie peut être récoltée afin de produire de l électricité via leur combustion mais 50% doivent rester sur champ pour les raisons précisées ci-dessus (Moreira, 2000; BNDES et CGEE, 2008).

80 58 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 2.7. Impact environnemental de la culture de la canne à sucre Modélisation de la culture de canne à sucre Sur base des données issues de la littérature présentées ci-dessus, un scénario moyen «Culture de la canne à sucre» a été établi, avec une préférence pour les données plus pertinentes d un point de vue spatio-temporel. La base de données ainsi constituée est présentée dans le Tableau III-6 utilisant les données répertoriées dans la colonne Moyenne. Ces données ont été obtenues suite à une moyenne pondérée en fonction du nombre d occurrence dans la littérature. Les valeurs minimales et maximales rencontrées dans la littérature ont également été recensées respectivement sous les colonnes Min et Max. Les données ont été normalisées pour obtenir les quantités par hectare, choisie comme étant l unité fonctionnelle pour les étapes de culture. La canne à sucre étant une plante avec un cycle s étendant sur 6 ans, la quantité à replanter par année est d environ 8% en masse sur une surface de 20%. Cette surface est prise en compte pour le travail des terres. Par contre, le rendement donné par hectare et par an est supposé tenir compte de ce paramètre et est donc un rendement moyen sur les 6 années. Le rendement utilisé est de 71 tonnes par hectare et par an ce qui correspond au taux de production de l état de Sao Paulo pour l année 2011 après annualisation (Dossa et al., 2011). Pour la modélisation de l apport en engrais, les coproduits ont été pris en compte en utilisant une allocation de substitution ; l application de vinasse et de tourteau de filtration permet le remplacement d engrais chimiques. Ce type d allocation est le plus cohérent (BIO Intelligence Service, 2008). Les émissions relatives à l application des nutriments N, P et K sur le champ sont relatives à la quantité totale d engrais appliqué. Une étude de sensibilité est réalisée pour l utilisation unique d engrais chimique. Le transport par camion des coproduits du bioéthanol a été comptabilisé avec une distance moyenne entre l unité de transformation et le champ de 20 km comme cela est avancé par la littérature (Luo et al., 2009). La modélisation se base sur une culture de canne à sucre déjà présente ; le défrichage des terres n est donc pas pris en compte dans le modèle utilisé. Lors cette modélisation, la consommation de CO 2 durant la croissance du plant de canne à sucre n a pas été prise en compte. Deux écoles s affrontent : la première, prône le non-comptage du CO 2 capté et donc la non-réémission de ce composé lors de la combustion ou la fin de vie de la plante, la seconde tient compte du puits de carbone mais comptabilise également les émissions biogéniques tout au long de la vie du produit. Le paragraphe « Prise en compte du puits carbone» présente les résultats obtenus lors de la prise en compte de ce gain lors de la culture.

81 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 59 Tableau III-6 Données de modélisation de la culture de la canne à sucre Caractéristique Min Max Moyenne Unité Rendement moyen 71 tonnes/hectare/an Récolte mécanique 40 % de la surface Récolte manuelle 60 % de la surface Brûlis 75 % de la surface Diesel pour opérations agricoles 32 L/ha P 2 O 5 total kg/ha K 2 O total kg/ha N total kg/ha P 2 O 5 chimique kg/ha K 2 O chimique kg/ha N chimique kg/ha Chaux kg/ha Phytosanitaires 0,1 7 3 kg/ha Émissions CH 4 air 35 kg/ha Émissions CO 2 air kg/ha Émissions NH 3 air kg/ha Émissions N 2 O air kg/ha Émissions N eau kg/ha Émissions P 2 O 5 eau 0, kg/ha Émissions K 2 O eau kg/ha Scénario de base caractérisation La méthode ReCiPe 2008 (Goedkoop et al., 2009) a été utilisée pour évaluer l impact environnemental de la production de la canne à sucre. Les résultats sont présentés dans le Tableau III-7 pour une tonne de canne à sucre. Cette unité a été utilisée pour permettre la comparaison avec la base de données commerciale, exprimée en tonne de matière produite. Les impacts par hectare sont étudiés en détails par la suite. En ce qui concerne les catégories de caractérisation disponibles, certaines ne sont pas pertinentes pour le secteur agricole. En effet, l agriculture n émet pas de polluants responsables de la diminution de la couche d ozone. La production de photo-oxydants troposphérique est également négligeable comparé à d autres secteurs comme la production industrielle ou le transport (Brentrup et al., 2004). Les catégories concernant les impacts environnementaux sur l océan sont aussi négligés, l agriculture n ayant pas de lien direct avec ce compartiment. Les radiations ionisantes ne sont pas prises en compte au vu du taux très faible d émissions des particules provenant de l utilisation d électricité produite à partir de nucléaire. Pour l utilisation des sols, seuls les sols agricoles sont utilisés et il est donc pertinent de les prendre en compte.

82 60 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Tableau III-7 Résultats caractérisés «Midpoint» impact par tonne de canne à sucre Catégorie d'impact Unité 74 t/ha Ecoinvent 71t/ha ULg 74 t/ha ULg Changement climatique kg éq CO 2 21,26 37,02 35,62 Acidification terrestre kg éq SO 2 0,30 0,39 0,38 Eutrophisation d'eau douce kg éq P 0,01 0,03 0,03 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB 13,50 2,83 2,72 Formation de particules kg éq PM 10 0,06 0,08 0,08 Ecotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,48 0,00 0,00 Ecotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 0,86 0,06 0,05 Occupation des terres agricoles m 2 136,23 140,66 135,31 Épuisement de l'eau m 3 0,13 2,29 2,20 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 1,20 0,89 0,86 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole 3,59 4,40 4,23 Les résultats obtenus, par tonne de canne à sucre, ont été comparés à la base de données Sugar Cane at farm d Ecoinvent (ecoinvent Centre, 2010) afin de vérifier la validité des données de modélisation. Les résultats montrent une différence non négligeable entre nos résultats (colonne 4) et ceux obtenus via la base de données commerciale (colonne 3). Or, il apparaît que cette base de données utilise un rendement de 74 tonnes de canne à sucre par hectare. En adaptant les données obtenues dans ce travail à un rendement de 74 tonnes, les résultats se rapprochent un peu plus. Les différences qui subsistent sont dues, pour la base de données commerciale, à un besoin plus important en engrais, ainsi qu à des transports importants durant la phase de culture, données pour lesquelles aucune information n était disponible dans les articles étudiés. Lors de la modélisation effectuée, un transport de la vinasse et du tourteau de filtration a été ajouté. La base de données construite à partir de la littérature pour l étape de culture de la canne à sucre a été divisée en trois sous-étapes : l utilisation d engrais et pesticides ainsi que les émissions associées ; les opérations agricoles comprenant l utilisation de diesel ainsi que les émissions provenant du pré-brûlis ; l utilisation du sol. Les impacts environnementaux associés à ces trois sous-étapes «Engrais», «Opérations agricoles» et «Utilisation du sol» sont présentés dans le Tableau III-8 pour la culture d un hectare de canne à sucre.

83 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 61 Tableau III-8 Impact des étapes de culture de la canne à sucre pour un hectare Catégorie d'impact Unité Total Engrais Opérations agricoles Utilisation du sol Changement climatique kg éq CO Acidification terrestre kg éq SO Eutrophisation d'eau douce kg éq P 2,11 2,08 0,03 0 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 5,70 5,08 0,62 0 Ecotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,14 0,12 0,02 0 Ecotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 3,93 3,26 0,67 0 Occupation des terres agricoles m Épuisement de l'eau m Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole En ce qui concerne le changement climatique, l impact des émissions pré-brûlis comprenant du protoxyde d azote (N 2 O) et du méthane (CH 4 ), entrant dans l étape «Opérations agricoles», est très important. Ces émissions représentent 33% de l impact global de la catégorie regroupant les gaz à effet de serre. Ceci concerne 75% de la surface cultivée. L impact du changement climatique calculé (2636 kg éq CO 2 ) est légèrement plus élevé que les 2300 kg éq CO 2 obtenus dans les études de Macedo et al. (2004) et de De Figueiredo et La Scala Jr (2011) pour la culture d un hectare de canne à sucre et le brûlis de 75% de cette surface. En 2030, normalement, plus aucun brûlis ne devra être réalisé et ces émissions seront donc évitées. Ce scénario fait l objet d une analyse de sensibilité. La phase «Opérations agricoles» est celle qui amène le plus d émissions de gaz à effet de serre. Pour la catégorie d épuisement des ressources fossiles, le score de 313 kg éq pétrole est légèrement plus faible que ceux obtenus lors d études publiées pour lesquelles les consommations sont de 345,5 (Renouf et al., 2008), 367 (dos Santos, 1997), 384,5 (de Carvalho Macedo, 1998) ou encore 391 kg éq pétrole par hectare cultivé (Pimentel et Patzek, 2007). En ce qui concerne les autres catégories d impact, peu de points de comparaison existent dans la littérature, l objectif étant généralement de mettre en évidence les émissions de gaz à effet de serre et l utilisation de ressources fossiles. L étape d utilisation d engrais est extrêmement pénalisante pour ces catégories. Ceci s explique, entre autres, par le caractère très énergivore de leur production ainsi que par les émissions associées à leur application Prise en compte du puits carbone Comme expliqué précédemment dans le paragraphe «2.7.1 Modélisation de la culture de canne à sucre», le scénario de base ne prend pas en compte le dioxyde de carbone (CO 2 ) capté par la plante durant sa croissance qui permet la production de matière carbonée suite au mécanisme de photosynthèse présenté à l Équation III-1. Équation III-1 Réaction chimique de photosynthèse 6CO 6H O C H O 6O lumière Cette matière carbonée est en partie constituée de saccharose (C 12 H 22 O 11 ), produit à partir de C 6. Un gain carbone peut donc être considéré pour le CO 2 qui va in fine se retrouver «piégé» dans les sucres destinés à être transformés en bioéthanol.

84 62 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Le saccharose n est pas directement fermentescible en éthanol, il doit subir une réaction de saccharification permettant d accéder au glucose et au fructose, sucres fermentescibles. Cette réaction est présentée à l Équation III-2 (Gnansounou et Dauriat, 2005). Équation III-2 Équation de saccharification invertase C12 H22O11 H2O C6H12O6 C6H12O6 Saccharose Glucose Fructose La réaction de saccharification n est pas complète et considère qu une tonne de saccharose donne une tonne de sucre fermentescible (assimilé à du glucose), ce qui équivaut à un rendement molaire de 95%. Pour calculer la quantité de dioxyde de carbone capté lors de la production de sucre, l équation de photosynthèse est utilisée avec un taux massique en saccharose, et donc en glucose de 14% contenu dans la canne à sucre (BNDES et CGEE, 2008; Dias et al., 2009; Basso et al., 2011). Pour un hectare cultivé, le dioxyde de carbone capté s élève à kg. Le calcul complet est présenté dans le Tableau III-9. Les valeurs présentées ont été arrondies, les décimales ayant été conservées durant tous les calculs. Tableau III-9 Calcul du contenu en CO 2 dans un hectare de canne à sucre Masse Mole de Masse Masse de Teneur en Quantité Mole de Rendement molaire du CO 2 molaire du CO 2 saccharose de glucose glucose (t/ha) glucose absorbé CO 2 absorbé (%) (t/ha) (mol/ha) (kg/mol) (mol/ha) (kg/mol) (kg/ha) 71, ,97 0, , La Figure III-4 présente les résultats avec le gain en saccharose. Pour la catégorie changement climatique, l impact des étapes «Engrais» et «Opérations agricoles» précédemment définies devient négligeable par rapport au gain obtenu lors de la culture de la canne à sucre. Figure III-4 Importance des étapes de la culture de la canne à sucre gain CO 2 saccharose Ce puits de carbone ne sera pas pris en compte lors de l évaluation de l impact de scénarios alternatifs pour la culture de la canne à sucre Scénarios alternatifs Des hypothèses ont été réalisées lors de la modélisation du scénario de base présenté au paragraphe «2.7.2 Scénario de base caractérisation», comme l utilisation des coproduits en remplacement d engrais minéraux ou encore le brûlis des champs. Afin de

85 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 63 mettre en évidence l importance de ces hypothèses ainsi que l impact environnemental engendré par de nouvelles politiques en ce qui concerne le brûlis, les études des impacts environnementaux de ces scénarios sont réalisées dans les paragraphes ci-dessous Remplacement des engrais organiques Dans le scénario de base, on a posé l hypothèse que les coproduits de la production de l éthanol, à savoir la vinasse et le tourteau de filtration étaient récupérés et appliqués sur les champs. Un transport de 20 km avait donc été comptabilisé. En supposant que la législation évolue et interdise cet épandage, un autre scénario reposant sur la seule utilisation d engrais de nature chimique doit être envisagé. Le Tableau III-10 présente les impacts environnementaux correspondants pour l étape utilisation d engrais. Les résultats montrent que le fait d éliminer le transport de produits principalement liquides, à savoir la vinasse et le tourteau permet une amélioration du score en ce qui concerne le changement climatique et les ressources fossiles. Il faut noter que dans ce scénario alternatif, la fin de vie des coproduits n a pas été prise en compte et que leurs rejets, au vu de leur composition, engendrerait des impacts importants dans les eaux. Cette pollution entraînerait dès lors des scores plus importants pour les catégories toxicité et écotoxicité. Tableau III-10 Différences d impact pour l utilisation ou non d engrais organiques Catégorie d'impact Unité Avec matières organiques Sans matières organiques Changement climatique kg éq CO Acidification terrestre kg éq SO Eutrophisation d'eau douce kg éq P 21 2,1 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 5,1 4,4 Ecotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,12 0,09 Ecotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 3,3 3,3 Occupation des terres agricoles m Épuisement de l'eau m Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole La différence entre les deux scénarios pour la plupart des catégories d impact est assez faible. En effet, l utilisation d énergie pour la production d engrais est contrebalancée par la réduction de l énergie nécessaire au transport des vinasses et du tourteau de filtration. Dans l état actuel des choses, l utilisation des matières organiques permet la valorisation de coproduits et évite leur traitement ultérieur avant rejet dans les eaux. Au vu de leur composition, un traitement de type traitement des eaux usées devra avoir lieu avant rejet dans la nature, engendrant des consommations de produits chimiques et d énergie. L avantage est, pour cet aspect, donné au scénario utilisant les matières organiques en tant qu amendement sur champ. De plus, il s agit de la situation dominante à l heure actuelle Scénario 2030 Interdiction du brûlis Des mesures légales ont été prises pour remplacer progressivement la récolte manuelle précédée de brûlis par une récolte mécanique sans brûlis préalable. Cette modification dans les pratiques agricoles va permettre de réduire les émissions de gaz à effet de serre liées à une combustion non contrôlée mais va entraîner une plus grande utilisation de combustibles fossiles pour les opérations de culture mécanisées. Le Tableau III-11 reprend les entrées du Tableau III-6 qui sont affectées suite à la suppression du brûlis et à la mécanisation globale de la culture de canne à sucre.

86 64 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Tableau III-11 Données de modélisation de la culture de canne à sucre sans brûlis Caractéristique Scénario de base Scénario 2030 Unité Rendement moyen tonnes/hectare/an Récolte mécanique % de la surface Récolte manuelle 60 0 % de la surface Brûlis 75 0 % de la surface Diesel pour récolte L/ha Émissions CH 4 air 35 0 kg/ha Émissions N 2 O air 3 2,05 kg/ha La Figure III-5 présente la comparaison entre le scénario actuel et le scénario de 2030 sans brûlis. Excepté pour la catégorie changement climatique où le score est amélioré vu la disparition des émissions de CH 4 et de N 2 O provenant de l étape du brûlis, toutes les autres catégories obtiennent un score plus élevé. Cela s explique par la plus grande consommation de diesel nécessaire à une récolte mécanisée à 100%, au lieu des 40% pris en compte précédemment. Figure III-5 Comparaison des impacts environnementaux des scénarios actuel et futur relatifs au brûlis Les émissions ponctuelles engendrées par le brûlis des champs, telles que les émissions de particules ou d imbrûlés n ont pas pu être prises en compte dans le scénario de base faute de données disponibles. Cela explique le score défavorable du scénario «zéro brûlis» dans des catégories telles que la formation des particules où seul l effet de l augmentation de l utilisation de diesel est perceptible Analyse de sensibilité - Variation des quantités d engrais Au vu de la grande importance des engrais dans l impact environnemental obtenu pour la culture de la canne à sucre, deux scénarios extrêmes vont être envisagés, à savoir l utilisation des quantités minimale et maximale répertoriées dans la littérature et présentées dans le Tableau III-6. Les variations d impact pour les deux scénarios sont présentées à la Figure III-6. L impact obtenu suite au scénario de base est représenté par la barre bleue et les barres verticales présentent la gamme de valeur d impact pour chaque catégorie pouvant être obtenue en modifiant les quantités d engrais appliqués sur les champs. Les impacts environnementaux des scénarios extrêmes se trouvent donc aux extrémités de la barre verticale, l extrémité inférieure représentant le scénario minimal et l extrémité supérieure le scénario maximal.

87 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 65 Figure III-6 Variations d impact en fonction de l utilisation d engrais L utilisation de données extrêmes entraîne une modification non négligeable des impacts obtenus. Pour la catégorie du changement climatique, les variations sont comprises entre -24% et +94% de l impact obtenu par le scénario de base. La catégorie relative à l acidification terrestre connait des variations très importantes, allant de -74% à +183%. Les variations les plus importantes sont obtenues pour la catégorie d eutrophisation d eau douce allant de -84% à +209%. Ces variations proviennent de l utilisation d engrais en plus ou moins grande quantité sur les champs, ainsi que l association d émissions de protoxyde d azote (N 2 O), d oxydes d azote (NO X ), d ammoniaque (NH 3 ) ou encore de nitrates dont la quantité est fonction des facteurs d émissions utilisés. L utilisation d engrais représente donc un facteur sensible qu il est important de maîtriser et de réduire au maximum afin d obtenir l impact environnemental le plus faible possible, tout en gardant un rendement élevé. Il s agit donc de trouver un juste milieu permettant de conserver ou d augmenter le rendement en canne à sucre tout en diminuant les consommations associées Utilisation des sols lors de la production de la canne à sucre L utilisation et la transformation des sols est un point critique concernant l impact environnemental lié aux cultures agricoles. En effet, l idée communément admise est que les végétaux captent du CO 2 durant leur croissance par photosynthèse et que celui-ci est réémis lors de leur combustion, donnant un bilan carbone nul. Or la situation est bien plus complexe, en particulier lors d un changement d affectation de terres : diverses études tentent à prouver qu une partie du carbone stocké dans les terres est libéré lors cette pratique. Ceci réduirait, voire annulerait complètement l avantage de l utilisation de produits agricoles à des fins énergétiques ou chimiques (BNDES et CGEE, 2008). Deux types de changements d affection des sols, direct et indirect, sont considérés par la suite, ainsi que définis au Chapitre II Changement d affectation direct des sols Dans le cas du Brésil, comme cela a été explicité, il est fort peu probable que des pertes forestières soient induites directement par la production de canne à sucre. En effet, le type de sol présent dans la forêt amazonienne n est pas propice à la culture de canne à sucre (Coelho et al., 2006; BNDES et CGEE, 2008; UNICA - Brazilian sugarcane industry association, 2008). De plus, l expansion des terres cultivées pour la culture de la canne à sucre s est réalisée pour 65% sur des pâturages de basse productivité ou des terres avec des cultures annuelles où la concentration en carbone dans les sols était plus faible qu actuellement. Le stock de carbone présent dans les sols suite à la culture de canne à sucre pourra également augmenter grâce au changement des pratiques agricoles avec notamment

88 66 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre l interdiction de brûlis. Cette mesure engendre une plus grande disponibilité de pailles restant sur les champs, ce qui accroît également le stock de carbone présent (BNDES et CGEE, 2008; UNICA - Brazilian sugarcane industry association, 2008). La méthodologie développée par l Union Européenne (EC-Guidelines (European Union), 2010) permet de calculer les émissions de dioxyde de carbone relatives à l expansion des terres dédiées à la canne à sucre ces dernières années, en supposant une transformation de pâturages ou de cultures annuelles. La Figure III-7 présente les différents types de sols présents au Brésil en fonction de leur localisation. La région de référence choisie précédemment est Sao Paulo (SP sur la carte) où le type de sol est composé de savanes et de forêts atlantiques. Le climat y régnant est de type tropical humide. Le sol où se situent actuellement les cultures de canne à sucre est principalement composé d argile de faible activité. Dans les zones possibles d expansion, le sol a la même composition (EC-Guidelines (European Union), 2010). Figure III-7 Répartition des différents types de sols au Brésil (Nassar et al., 2010) Les émissions de dioxyde de carbone relatives au changement d affectation des sols vont être calculées sur base de la modification des stocks de carbone C Si présentée à l Équation III-3, décrite précédemment dans le Chapitre II. Les termes SOC et C VEG doivent donc être calculés pour l état initial, concernant les terres d accueil et l état final avec l implémentation des cultures de canne à sucre. Équation III-3 Calcul du stock de carbone par hectare (tc/ha) Calcul du stock de carbone pour les cultures de canne à sucre La quantité de carbone organique présente naturellement dans des sols argileux de faible activité, SOC ST, est de 47 tonnes par hectare dans une région tropicale humide. Pour les facteurs F LU, F MG, F I, plusieurs possibilités vont être envisagées et sont présentées dans le Tableau III La canne à sucre étant une culture semi-pérenne, le facteur d utilisation des sols (F LU ) vaut 0,48. 4 Les facteurs utilisés ici se basent sur la méthodologie européenne suivie. L explication de la méthodologie ainsi que la définition de ces facteurs se trouvent dans le Chapitre II. Méthode de l Analyse du Cycle de Vie.

89 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 67 Tableau III-12 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les cultures de canne à sucre (EC-Guidelines (European Union), 2010) Type de pratique agricole F MG Intrants F I Labour complet 1 Faibles 0,92 Labour réduit 1,15 Modérés 1 Pas de labour 1,22 Importants avec ou sans fumier 1,44 1,11 Plusieurs cas sont envisagés, permettant de mettre en évidence l influence des pratiques agricoles ainsi que des apports en engrais. Le Tableau III-13 présente les valeurs des stocks de carbone (SOC) pour les cultures de canne à sucre en fonction des différents paramètres utilisés. À titre illustratif, la première valeur de 20,76 est obtenue de la manière suivante : 47 0,48 1 0,92. La valeur du stock du carbone végétal spécifique (C VEG ) à la canne à sucre mentionnée par les lignes directrices de l Union Européenne (EC-Guidelines (European Union), 2010) s élève à 5 tonnes de carbone par hectare en zone tropicale humide. Tableau III-13 Résultats des stocks de carbone organique dans les sols pour différents paramètres pour les cultures de canne à sucre Pratique agricole Labour complet Labour réduit Pas de labour Intrant SOC (tc/ha) Faible 20,76 C VEG (tc/ha) C Si (tc/ha) 25,76 Modéré 22,56 27,56 Important avec fumier 32,49 37,49 Important sans fumier 25,04 30,04 Faible 23,87 28,89 Modéré 25,94 30,94 5 Important avec fumier 37,36 42,36 Important sans fumier 28,80 33,80 Faible 25,32 30,32 Modéré 27,52 32,52 Important avec fumier 39,63 44,63 Important sans fumier 30,55 35,55 Pour la zone tropicale humide, en fonction des pratiques agricoles et des intrants utilisés lors de la culture de canne à sucre, le Tableau III-13 indique que le stock de carbone C Si ou encore C S,culture situé au-dessus et en-dessous des sols varie entre 26 et 45 tonnes par hectare. Des valeurs passant du simple au double peuvent donc intervenir. Il est nécessaire de bien définir les scénarios envisagés et de calculer le plus précisément possible le contenu en carbone du sol Calcul du stock de carbone pour les prairies Pour pouvoir prendre en compte la transformation de prairies en culture de canne à sucre, les paramètres de calcul pour ces terres doivent également être connus. La quantité de carbone organique présente dans les sols (SOC) est identique à précédemment, à savoir de 47 tonnes par hectare. Pour les prairies appelées également savanes lorsqu elles sont situées dans une région tropicale humide, le facteur d utilisation des sols F LU est de 1. Les valeurs des facteurs F MG et F I se trouvent dans le Tableau III Les facteurs utilisés ici se basent sur la méthodologie européenne suivie. L explication de la méthodologie ainsi que la définition de ces facteurs se trouvent dans le Chapitre II. Méthode de l Analyse du Cycle de Vie.

90 68 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Tableau III-14 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les prairies (EC-Guidelines (European Union), 2010) Pratique agricole F MG F I Améliorée avec intrants modérés / importants 1,17 1 / 1,11 Gestion minimale avec intrants modérés 1 1 Modérément dégradés avec intrants modérés 0,97 1 Fortement dégradés avec intrants modérés 0,7 1 La valeur du stock du carbone végétal (C VEG ) spécifique aux savanes est de 8,1 tonnes de carbone par hectare (EC-Guidelines (European Union), 2010). En ce qui concerne les prairies, le même exercice a été réalisé pour obtenir le stock de carbone présent dans les sols (C Si ou C S,prairie ) et apporte les résultats présentés dans le Tableau III-15. Des valeurs variant entre 41 tonnes et 69 tonnes de carbone par hectare sont obtenues en fonction des pratiques agricoles et des intrants adoptés. Tableau III-15 Résultats des stocks de carbone dans les sols pour différents paramètres en prairie-savane Pratiques agricoles et intrants SOC (tc/ha) Améliorées et intrants modérés 54,99 C VEG (tc/ha) C Si (tc/ha) 63,09 Améliorées et intrants importants 61,04 69,14 Gestion minimale et intrants modérés 47,00 8,1 55,1 Modérément dégradée et intrants modérés 45,59 53,69 Fortement dégradée et intrants modérés 32, Calcul des émissions de dioxyde de carbone suite au changement direct d affectation des sols Au vu des deux tableaux précédents, il est possible d évaluer l impact de la transformation de prairies en terres plantées de canne à sucre, pour diverses pratiques agricoles. Examinons les cas extrêmes pouvant se présenter. Le premier, envisagé comme la meilleure situation, est le passage d une zone fortement dégradée à une culture sans labour et avec un apport important de nutriments ainsi que du fumier. Cette transformation permet de de passer de 41 tonnes à 44,63 tonnes de carbone par hectare, ce qui équivaut à un stockage proche 4 tonnes par hectare. La moins bonne des situations consiste au passage d une savane entretenue avec des intrants importants (69,14 tc/ha) à une culture avec un labour intense et des intrants faibles (25,76 tc/ha). Des émissions proches de plus de 43 tonnes de carbone par hectare sont ainsi atteintes. Pour obtenir un scénario moyen, un stock moyen de carbone est considéré pour les savanes et les zones cultivées. Pour les savanes, la moyenne en carbone se rapproche des stocks contenus lors d une gestion minimale avec des intrants modérés. Pour les terres cultivées, le scénario obtenant un stock moyen de carbone est un labour réduit avec des intrants importants sans fumier. Le résultat des émissions de dioxyde de carbone suite à la transformation de prairies en une culture semi-pérenne est repris dans le Tableau III-16pour les trois cas envisagés, le tout moyenné sur 20 ans comme recommandé par la méthodologie européenne. Les émissions de CO 2 sont calculées selon l Équation III-4. Des émissions négatives correspondent à un stockage net de carbone dans les sols, agissant comme un puits de carbone. Équation III-4 Calcul des émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols

91 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 69 Tableau III-16 Émissions de CO 2 suite au changement direct d affectation des sols moyenne par année Scénario Émissions de CO 2 (t CO 2 /ha) Meilleur -0,67 Pire 7,95 Moyen 4,55 Les valeurs présentées dans le Tableau III-16 sont en accord avec une étude de la littérature (La Scala Jr et al., 2006) prouvant que la réduction du labour permet de diminuer de manière considérable les émissions de dioxyde de carbone en comparaison avec les terres labourées. La prise en compte d un changement direct d affectation des sols peut fortement modifier l impact environnemental associé à la culture de canne à sucre, comme illustré par la Figure III-8. Celle-ci compare les résultats obtenus en terme d émissions de CO 2 pour la culture de la canne à sucre sans et avec prise en compte du puits carbone, et avec ajout des trois scénarios de changement d affectation des sols. Le losange orange illustre l impact net (impacts positifs + impacts négatifs) de chaque scénario. La réduction du gain en CO 2 lié à la culture, c est-à-dire pour le scénario prenant en compte le carbone fixé par la plante (deuxième sur le graphique), s élève respectivement à 38% et 66% pour le scénario moyen et le plus pessimiste concernant le changement d affectation des sols. Pour le scénario le plus optimiste, un gain supplémentaire de 6% est observé. Ces résultats se basent sur le principe que seules les prairies et savanes à faible contenu organique sont utilisées pour calculer le changement d affectation des sols. Cela reflète la réalité brésilienne vu l expansion des terres cultivées pour la canne à sucre sur ce type de terre. Afin d obtenir les 35% de réduction de gaz à effet de serre, demandé par l Union Européenne comme critère de durabilité et permettre dès lors l importation des produits du Brésil en Europe, l expansion des cultures de canne à sucre ne peut avoir lieu que sur des terres avec un faible contenu en carbone organique. Figure III-8 Variations des résultats de la catégorie changement climatique suite au changement direct d affectation des sols Changement indirect d affectation des sols Au Brésil, l expansion de la culture de la canne à sucre sur des terres déjà cultivées s est effectuée dans le sud du pays : la plantation de canne à sucre a remplacé la culture du soja qui s est alors déplacée vers le Centre-Ouest ce qui, à son tour, a forcé le déplacement du bétail dans la région amazonienne, engendrant dès lors une déforestation. Certains défenseurs

92 70 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre de la canne à sucre assurent qu il n y a pas de lien de cause à effet démontré entre l augmentation de la production de canne à sucre et la déforestation au vu des 2000 km qui séparent les zones concernées (Gao et al., 2011). Cette hypothèse est malgré tout remise en question et le calcul des effets indirects de changement d utilisation des sols va être réalisé cidessous. En se basant sur l hypothèse du déplacement des cultures de soja suite à l implantation de canne à sucre, un hectare de canne à sucre remplace un hectare de soja qui, à son tour va remplacer un hectare de pâturages. Les pâturages sont alors déplacés dans la forêt, entraînant une déforestation. En se basant sur la méthodologie européenne et en additionnant au changement direct de la culture de soja en culture de canne à sucre ces deux modifications indirectes, les valeurs des émissions de CO 2 ont été calculées et sont présentées dans le Tableau III-17. Trois scénarios sont envisagés comme précédemment pour le changement direct d affectation des sols. Il s agit des deux scénarios extrêmes ainsi qu un scénario moyen basé sur les mêmes pratiques agricoles et intrants que précédemment. Les calculs complets de ces émissions se trouvent à l Annexe I. Scénario Tableau III-17 Émissions indirectes de CO 2 Soja-Pâturages-Forêts Émissions de CO 2 (t CO 2 /ha) Direct (soja en canne à sucre) Pâturages en culture Forêts en pâturages Total Meilleur -0,92 0,25 32,24 31,57 Pire -0,92 8,87 37,40 45,35 Moyen -0,92 5,47 34,82 39,37 Le Tableau III-18 présente les résultats d un scénario alternatif qui envisage l extension de la canne à sucre sur des pâturages et le déplacement de ces derniers dans des zones forestières. Tableau III-18 Émissions indirectes de CO 2 Pâturages - Forêts Scénario Émissions de CO 2 (t CO 2 /ha) Direct Forêts en pâturages Total Meilleur -0,67 32,24 31,57 Pire 7,95 37,40 45,35 Moyen 4,55 34,82 39,37 Peu importe le scénario, la transformation de forêts en pâturages engendre des émissions de CO 2 non négligeables. Ce type de résultats est évidemment à prendre avec discernement car il repose sur des hypothèses difficilement vérifiables. Malgré tout, cela permet d avoir une idée des effets engendrés par l expansion de la culture de la canne à sucre et d envisager les effets dominos consécutifs. Ces résultats sont présentés à la Figure III-9 avec sc1 et sc2 représentatifs respectivement des scénarios 1 (soja-pâturages-forêts) et 2 (pâturages-forêts). Les émissions totales dues au changement d affectation direct (LUC = Land Use Change) et indirect (ILUC = Indirect Land Use Change) des sols sont divisées par 20 en estimant une répartition de l émission globale sur 20 ans comme recommandé par la méthodologie européenne. L importante contribution du changement indirect d affectation des sols apparaît clairement en mauve sur cette figure.

93 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 71 Figure III-9 Importance des émissions indirectes de CO 2 selon les scénarios Les valeurs des émissions dues à un changement indirect d affectation des sols calculées et présentées dans le Tableau III-18 ont été obtenues en considérant un taux de déforestation de 100%. Le taux de déforestation moyen au Brésil a été évalué à 16% durant les 20 dernières années (FAO, 2010c). En utilisant un taux de déforestation spécifique à chaque type d usage ou de plantation, une déforestation moyenne de 48% sur les 20 dernières années est obtenue en liaison avec la culture de canne à sucre (Rossi et Humbert, 2011). Les valeurs modifiées en fonction du taux déforestation se trouvent dans le Tableau III-19 et prouvent, une fois de plus, l importance des hypothèses sur les résultats obtenus. Tableau III-19 Modifications des ILUC en fonction du taux déforestation Scénario Émissions de CO 2 (t CO 2 /ha) 16% 48% 100% Meilleur 4,49 14,81 31,57 Pire 13,93 25,90 45,35 Moyen 10,12 21,26 39,37 Les résultats obtenus pour 100% de déforestation sont semblables à ceux présentés par l étude de Nassar et al. (2010) pour les transformations présentées dans le Tableau III-20. À noter que ces résultats ne sont pas moyennés sur 20 ans.

94 72 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Tableau III-20 Facteurs d émissions pour la conversion de terres en t CO 2 par hectare (Nassar et al., 2010) Région Cultures pérennes Terres naturelles en Cultures pérennes en Pâturages en Cultures temporaires Pâturages Cultures temporaires Pâturages Cultures temporaires Cultures pérennes Sud Sud-Est Cerrado Centre- Ouest Nord de l Amazone Côte Nord Est Cerrado Nord-Est En prenant une expansion des cultures sur les pâturages présents dans le Centre- Ouest, des émissions de CO 2 sont évaluées à 116 tonnes par hectare ou encore 5,8 tonnes en exprimant par annuité auxquelles il faut ajouter le déplacement des pâturages sur la forêt amazonienne. Ce déplacement entraîne des émissions de 620 tonnes ou 31 tonnes par annuité et au total donne des émissions de 36,8 tonnes par hectare ce qui est bien dans la même gamme de valeurs que les résultats obtenus dans ce travail. Les résultats obtenus pour le changement indirect d affectation des sols sont sujets à beaucoup de variations en fonction des hypothèses retenues. Ils permettront de nuancer ou discuter les résultats obtenus en ce qui concerne le changement climatique des produits finis issus de la culture de la canne à sucre. 3. Transport de la canne à sucre Ce paragraphe est relatif à la deuxième étape de la Figure III-1 qui considère le transport de la canne à sucre récoltée jusqu à l usine de production de bioéthanol. Il va permettre de calculer l impact environnemental de cette étape. La quantité de canne à sucre à transporter est équivalente à la production d un hectare de culture, à savoir 71 tonnes Caractéristiques du transport de la canne à sucre Après la coupe, la canne à sucre est transportée directement vers l unité de transformation pour réduire au maximum les pertes de saccharose. Il s agit généralement de transport par camion d une capacité variant entre 15 et 60 tonnes (BNDES et CGEE, 2008; Ometto et al., 2009), excepté pour les sites disposant d un transport fluvial. Le transport de la canne ainsi que toutes les opérations de logistique ont évolué au cours des années afin de diminuer les coûts ainsi que les problèmes de compaction du sol dus aux passages des machines agricoles (BNDES et CGEE, 2008). Différentes données relatives aux distances de transport sont disponibles dans la littérature. Une première étude mentionne que le transport de la canne devient non rentable économiquement si la distance entre les champs et l unité de transformation est supérieure à 30 km (Boddey et al., 2008). Une seconde étude se base, quant à elle, sur une distance de transport égale à 46 km (Macedo et al., 2008). Dans le scénario de référence utilisé dans ce travail de thèse, le choix d une distance de 20 km est posé, en accord avec une troisième étude (Luo et al., 2009). Toutefois, vu l impact potentiel de cette étape, une analyse de sensibilité sera réalisée en faisant varier la distance à parcourir.

95 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Impact environnemental du transport de la canne à sucre Scénario de base - caractérisation Pour modéliser ce transport, des camions d une charge utile allant de 16 à 32 tonnes ont été utilisés, en adoptant une distance moyenne de 20 km. La charge à transporter est considérée comme la production de canne à l hectare, soit 71 tonnes. La Figure III-10 permet de visualiser, en blanc, la contribution du transport de la canne à sucre depuis les champs jusqu à l usine de transformation sur l impact environnemental global. Ce calcul a été réalisé pour le scénario de base, à savoir sans puits carbone et sans tenir compte du changement direct ou indirect d affectation des sols. Les résultats indiquent que le transport contribue à l impact de manière similaire aux opérations agricoles de la culture à l exception de quatre catégories : le changement climatique, l acidification terrestre, l eutrophisation d eau douce et l épuisement en eau où les contributions de l étape du transport sont très faibles. Figure III-10 Importance du transport de la canne à sucre Analyse de sensibilité variation des distances de transport L impact moyen obtenu précédemment est représenté par la barre bleue. Il s agit donc de l impact du scénario de base, sans puits carbone ni changement d affectation des sols auquel l impact du transport de la canne à sucre du champ jusqu à l usine de transformation est ajouté. En faisant varier la distance du transport entre les valeurs minimales et maximales trouvées dans la littérature, l impact environnemental du scénario culture et transport est modifié et la valeur obtenue peut varier entre les barres verticales présentes sur les barres bleues de la Figure III-11. La barre horizontale inférieure présente le score pouvant être obtenu suite à l utilisation d un transport de 10 km et la barre horizontale supérieure le score atteint lorsque la distance de transport s élève à 40 km.

96 74 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Figure III-11Variations d impact en fonction de la distance parcourue entre le champ et l usine Les plus grandes variations induites par la modification de la distance parcourue sont celles relatives aux catégories de l épuisement des ressources fossiles (-11% à +21%), de l écotoxicité terrestre (-11% à +23%) et de la toxicité humaine (-6% à +12%). Comme obtenu précédemment pour les quantités d engrais utilisées, la distance de transport constitue un second paramètre à minimiser afin d obtenir l impact environnemental le plus favorable possible. 4. Production de bioéthanol hydraté à partir de canne à sucre Ce paragraphe regroupe les données nécessaires à la modélisation de la production de bioéthanol hydraté à partir de canne à sucre. Une revue de la littérature a été réalisée afin de recenser les différents paramètres nécessaires à la modélisation de cette étape. La première partie de ce paragraphe est donc dédiée à la récolte de ces données tout en expliquant de manière théorique les procédés, pour terminer par la modélisation de cette étape et obtenir les impacts environnementaux. Les impacts environnementaux obtenus sont relatifs à la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté Conversion de la canne à sucre en bioéthanol La production annuelle brésilienne de canne à sucre s est stabilisée aux environs de 600 millions de tonnes ces dernières années (Basso et al., 2011; Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011). Cette canne à sucre a permis en 2008, de produire un peu plus de 30 millions de tonnes de sucre et 22 millions de m³ d éthanol. À ces productions était également associée une production d électricité qui a atteint 664 MWh en 2008 (BRIENS et al., 2008; UNICA - Brazilian sugarcane industry association, 2008; Ometto et al., 2009). D autres sources donnent des valeurs assez semblables pour les années 2007 à nos jours (BRIENS et al., 2008; UNICA - Brazilian sugarcane industry association, 2008) Utilisation de la canne à sucre : importance des filières «sucre» et «éthanol» La canne à sucre peut être utilisée soit pour la production de sucre, soit pour la production de bioéthanol. La proportion d utilisation entre les deux filières évolue dans le temps. En 1999, la proportion annoncée est de 33% pour le sucre contre 66% pour l alcool (Moreira, 2000). En 2005, cette proportion passe à 45% pour le sucre et 55% pour l alcool (Efe et al., 2005). En 2006, l égalité parfaite est obtenue entre les deux filières (Boddey et al., 2008) pour finalement être annoncée par Luo et al. (2009) à 52% pour le sucre contre 48% pour le bioéthanol.

97 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 75 En 2008, le nombre de distilleries dédiées au bioéthanol au Brésil s élevait à plus de 300 (Stambuk et al., 2008; Ensinas et al., 2009; da Graça Stupiello Andrietta et al., 2011). Une augmentation de 86 distilleries est prévue pour 2015 (Stambuk et al., 2008). En 2008, la répartition était la suivante : 240 d entre elles produisent du sucre et de l éthanol, 109 sont dédiées uniquement à la production de bioéthanol (Stambuk et al., 2008). La tendance est à la production simultanée de sucre et d éthanol et donc une usine intégrée (Ensinas et al., 2007). Deux types de bioéthanol peuvent être produits : le bioéthanol hydraté et anhydre. Le premier est celui obtenu après distillation et dont le pourcentage du mélange en éthanol atteint l azéotrope. Une quantité résiduelle d eau de 5% en volume est donc présente. Pour l éthanol anhydre, une étape supplémentaire de déshydratation est réalisée afin d obtenir un produit dont le pourcentage en eau ne dépasse pas l unité. Le bioéthanol produit en 2006 était réparti équitablement entre la filière anhydre (49%) et la filière hydratée (51%) (Boddey et al., 2008) Rendements des filières Lors de la production exclusive de sucre, une tonne de canne à sucre permet d obtenir 100 kg de sucre ainsi que 23 litres de bioéthanol hydraté grâce à la transformation ultérieure de la mélasse. Ces chiffres sont obtenus en supposant un taux en glucose de 14% au départ et des pertes tout au long du procédé égales à 0,7% lors du lavage de la canne, 3,9% lors de l extraction, 0,5% dans le tourteau de filtration, 3,5% dans des pertes diverses, 0,2 à 0,4% lors de la distillation et avec un rendement de fermentation de 90% (Soccol et al., 2005; BNDES et CGEE, 2008; Dias et al., 2009). Lors de la production exclusive de bioéthanol, un rendement dans les environs de 80 L d éthanol anhydre par tonne de canne à sucre broyée est souvent annoncé ou encore 82 à 86 L d éthanol hydraté (Moreira, 2000; Borrero et al., 2003; Coelho et al., 2006; Pimentel et Patzek, 2007; Boddey et al., 2008; Quintero et al., 2008; Ometto et al., 2009; Basso et al., 2011). Au Brésil, le jus de canne à sucre est généralement la matière première principale pour la production de bioéthanol alors qu en Australie ou en Inde, les mélasses sont généralement les plus utilisées (Sánchez et Cardona, 2008; Renouf et al., 2011) Étapes de transformation de la canne à sucre Procédés Comme indiqué par la Figure III-12, la canne à sucre va subir diverses étapes de transformation permettant la production de sucre et/ou éthanol (BNDES et CGEE, 2008). Ces étapes vont être décrites de manière successive.

98 76 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre CANNE À SUCRE Lavage - Broyage BAGASSE Chaudière JUS SUCRÉS Traitement chimique Filtration TOURTEAU DE FILTRATION Évaporation Fermentation MÉLASSES Cuisson Distillation VINASSE Centrifugation Séchage SUCRE Rectification ÉTHANOL HYDRATÉ Déshydratation ÉTHANOL ANHYDRE Figure III-12 Description schématique de la production de sucre et de bioéthanol de canne (BNDES et CGEE, 2008) Lavage et broyage À son arrivée, la canne à sucre, non découpée, est lavée dans de l eau à 80 C (Efe et al., 2005) et rejoint ensuite le système de préparation et d extraction permettant l obtention du jus sucré. Ces premières étapes sont identiques pour la production de sucre ou de bioéthanol. Deux types d extraction peuvent être rencontrés : l extraction mécanique avec utilisation de pressoirs ou l extraction par diffusion. La première configuration est la plus répandue au Brésil (BNDES et CGEE, 2008). L extraction mécanique du jus se fait à l aide de rouleaux et de meules. Le jus contenant le saccharose est séparé des fibres encore appelées bagasse grâce aux pressoirs. Ce coproduit sert à la fourniture de l énergie nécessaire au procédé et le surplus est transformé en électricité réinjectée sur le réseau (Ensinas et al., 2007; BNDES et CGEE, 2008; Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011). Ce point est discuté dans le paragraphe «4.3.1Consommations énergétiques» concernant le bilan énergétique des procédés. La consommation énergétique de l extraction par broyage suivie de l utilisation de pressoirs est estimée à 15 kwh/t canne à sucre et le rendement d extraction en sucre est de l ordre de 96%. Ce type d extraction permet d obtenir une bagasse ayant un contenu en humidité plus faible que dans le cas de la diffusion, ce qui permet une meilleure efficacité de la chaudière et également une plus grande pureté du jus (Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011). L extraction par diffusion consiste en des lavages successifs de la canne à sucre broyée et défibrée à l eau chaude dans les diffuseurs, la canne perdant ses sucres par lixiviation. La bagasse doit ensuite être séchée afin d obtenir un pouvoir calorifique suffisant pour la production d énergie. Ce type de technologie permet de diminuer les consommations énergétiques de l étape d extraction avec 10 kwh/t canne à sucre et l obtention d un rendement en sucre de 99% (BNDES et CGEE, 2008; Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011).

99 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 77 Le jus obtenu par l une ou l autre technologie peut alors être dédié à la production de sucre ou de bioéthanol. Il contient 84% d eau et 14% en saccharose (Gnansounou et Dauriat, 2005) Traitement chimique et filtration Après extraction, le jus est tamisé et soumis à un ensemble de traitements physiques et chimiques afin d éliminer divers types d impuretés : minéraux, sels, acides, fibres, etc. Le traitement physique comprend des cribles et des hydrocyclones qui permettent d éliminer la majorité des fibres et des particules. Le traitement chimique est réalisé à l aide d acide phosphorique qui augmente le contenu en phosphates du jus et permet d éliminer les impuretés par précipitation. Le jus est ensuite chauffé de 30 à 70 C, température à laquelle de la chaux est ajoutée. Ce flux est mélangé au filtrat issu de l étape ultérieure de filtration. Ce mélange est alors chauffé à 105 C, période au cours de laquelle des produits chimiques sont ajoutés pour ajuster le ph du mélange ainsi que pour faire floculer les impuretés. Le jus passe ensuite dans un décanteur où deux flux sont récupérés : la boue et le jus clarifié. En plus du résidu phosphaté, la boue contient encore du sucre qui peut être récupéré par une opération de filtration rotative sous vide. Le filtrat recueilli est celui dont il est fait mention à l étape de chaulage du jus (BNDES et CGEE, 2008; Dias et al., 2009; Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011). Le gâteau de filtration appelé «tourteau» peut être utilisé comme engrais comme indiqué au paragraphe « Le tourteau de filtration». Il est obtenu à hauteur de 40 kg humide par tonne de canne traitée (BNDES et CGEE, 2008) Production de sucre Le jus traité est concentré dans des évaporateurs multi effets avant d être cristallisé. Seule une partie du saccharose est cristallisé et la solution résiduelle, toujours riche en saccharose, peut subir à nouveau le même processus afin de récupérer une plus grande partie de sucre. Le miel final, appelé également mélasse, désigne la solution résiduelle contenant du saccharose ainsi qu une teneur élevée en fructose et glucose qui sont des sucres réducteurs impropres à la production de sucre. La mélasse n est donc pas utilisée dans la production du sucre mais peut l être pour la production de bioéthanol après fermentation (BNDES et CGEE, 2008) Production de bioéthanol La production de bioéthanol peut être réalisée soit directement à partir du jus d extraction de canne, soit à partir d un mélange de jus avec les mélasses issues de la production de sucre. Vu la faible utilisation des mélasses au Brésil, seule la production de bioéthanol à partir de jus est envisagée dans le cadre de cette thèse. Les étapes nécessaires à cette production de bioéthanol sont présentées à la Figure III-13.

100 78 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre CANNE À SUCRE Lavage SABLE, MÉTAUX, SALETÉ Broyage - extraction BAGASSE Traitement du jus SABLE, FIBRES, IMPURETÉS JUS CLARIFIÉ Concentration du jus Stérilisation du jus LEVURES Fermentation GAZ DE FERMENTATION Centrifugation Absorption CO2 Traitement des levures VIN Distillation et Rectification ÉTHANOL GRADE SECONDAIRE, VINASSE, FUSEL, ETC. ÉTHANOL HYDRATÉ Déshydratation ÉTHANOL ANHYDRE Figure III-13 Schéma de la production de bioéthanol à partir de jus clarifié (Dias et al., 2009) Le jus traité obtenu via les mêmes opérations que pour la production de sucre subit une opération de concentration afin d élever la teneur en sucre. Cette concentration se fait à l aide de multi évaporateurs pour obtenir un contenu en saccharose équivalent à 65% en poids. Avant d entrer dans le réacteur de fermentation, le jus concentré est stérilisé pour éviter tout risque de contamination. Pour ce faire, il est chauffé à 130 C pendant trente minutes et rapidement refroidi à la température de fermentation (Ensinas et al., 2007; Dias et al., 2009) Fermentation La fermentation, au Brésil, comprend généralement trois parties distinctes : une unité de fermentation, une unité de séparation des levures et une unité de traitement des levures recyclées. Les fermenteurs sont fermés et équipés d un système de nettoyage. Ils sont généralement composés d acier carboné peint afin d éviter tout risque de corrosion et ils ne comportent pas de joints dans les parois afin de permettre un nettoyage plus rapide (da Graça Stupiello Andrietta et al., 2011). Le type de fermentation le plus courant au Brésil est de type anaérobique, semicontinu (fed batch) appelé Melle-Boinot modifié. Il se caractérise par la récupération des levures du jus fermenté par centrifugation. Cette configuration prévaut dans 75% des distilleries, les 25% restant utilisant le mode continu, avec recyclage des levures. Le mode Melle-Boinot amène une plus grande productivité ainsi qu un rendement plus important, une facilité de nettoyage et un niveau de contamination moindre que la configuration continue (Soccol et al., 2005; BNDES et CGEE, 2008; Sánchez et Cardona, 2008; Basso et al., 2011; da Graça Stupiello Andrietta et al., 2011; Dias et al., 2011; Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011). La fermentation semi-continue a les caractéristiques suivantes (BNDES et CGEE, 2008; Basso et al., 2011) : Le substrat à fermenter est ajouté jusqu à ce que le volume final du fermenteur soit atteint.

101 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 79 Les levures sont transférées de la zone de stockage au fermenteur par pompage. Après la conversion du sucre en éthanol, le milieu de culture est envoyé en centrifugeuse où les levures sont séparées du jus fermenté, encore appelé vin, et envoyées en tank de traitement avant d être réutilisées dans une seconde fermentation. Une récupération des levures allant jusqu à 90 voire 95% peut avoir lieu, ce qui amène une concentration importante en cellules dans le réacteur. La fermentation continue utilise 4 à 5 fermenteurs en série. Le substrat et les levures traitées sont ajoutés de manière continue et contrôlée dans le premier fermenteur. Le but de cette configuration est de se rapprocher de l écoulement piston afin d éviter l effet d inhibition engendré par l éthanol produit. La durée de fermentation est de l ordre de 7 à 8 heures, en fonction de la souche de levure et de la biomasse utilisées. Le milieu de culture passe d un fermenteur à l autre jusqu à atteindre le dernier où il est traité afin de séparer les levures du vin, comme pour le fermenteur semi-continu (da Graça Stupiello Andrietta et al., 2011). La comparaison des deux types de fermentation indique que l utilisation des équipements atteint 100% dans le cas de la fermentation continue, ce qui garantit une plus grande productivité. La taille des équipements peut également être réduite par rapport à la configuration semi-continue et le coût également. D un autre côté, les fermenteurs discontinus sont plus faciles à entretenir et tout le flux de levures est envoyé pour traitement ce qui garantit un ferment plus propre que dans le cas continu. Cela induit donc une contamination moins grande des réacteurs semi-continus. Afin de pallier le taux de contamination des fermenteurs continus, de nouvelles technologies de nettoyage en ligne des fermenteurs, tanks et échangeurs de chaleur sont développées. Le rendement des deux fermenteurs est peu différent lorsqu ils sont en opération courante (da Graça Stupiello Andrietta et al., 2011). Les levures de type Saccharomyces Cerevisiae sont généralement adoptées pour plusieurs raisons (Ballerini et AlzarToux, 2006): Leur tolérance à de fortes concentrations en alcool (10-12% en volume) ; Leur tolérance à de fortes teneurs en sucre ; Leur résistance aux fortes pressions osmotiques ; Leur stabilité à l échelle industrielle ; Leur capacité à fermenter les sucres à des ph de 3-4 permettant ainsi d éviter l apparition d agents bactériens de type Lactobacillus ; Leur taille permettant une séparation du milieu de culture par centrifugation ou filtration. En présence de levures de type Saccharomyces Cerevisiae, la fermentation du moût a lieu à une température de C (Gnansounou et Dauriat, 2005; da Graça Stupiello Andrietta et al., 2011). La quantité de levures présente dans le fermenteur atteint 8-10% en volume (Gnansounou et Dauriat, 2005). Le produit de cette fermentation est un vin d une concentration en alcool variant entre 7-12% (BNDES et CGEE, 2008; Basso et al., 2011). La réaction globale de transformation de sucres C 6 en éthanol se déroulant lors de la fermentation et établie par Gay-Lussac est exprimée par l Équation III-5 (Gnansounou et Dauriat, 2005; Ballerini et AlzarToux, 2006; Dias et al., 2009). Équation III-5 Équation globale de fermentation zymase C H O 2CH CH OH 2CO 23,5 cal Lors de la production de bioéthanol à partir de canne à sucre, une transformation préalable du saccharose présent dans le jus concentré en glucose et en fructose est nécessaire. Cette étape est réalisée à l aide d enzymes présents naturellement dans les levures selon la

102 80 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre réaction de saccharification (Gnansounou et Dauriat, 2005) présentée à l Équation III-2 dans la paragraphe « Prise en compte du puits carbone». Théoriquement, une tonne de C 6 (glucose ou fructose) peut donner 511 kg d éthanol. Cette production doit être revue à la baisse suite aux réactions secondaires se déroulant en même temps que la fermentation des sucres en éthanol. En effet, Pasteur a démontré qu une partie des sucres est transformée pour 3% en glycérol, 0,5% en acide succinique, 0,5 à 0,8% en huile de fusel, et finalement 0,8 à 1% sont consommés par les microorganismes pour leur développement. Ces réactions secondaires permettent d atteindre un rendement maximal de conversion des sucres en alcool de 94,7% et est appelé rendement de Pasteur. Dans la pratique, un rendement de 90% est considéré comme acceptable (Gnansounou et Dauriat, 2005; Ballerini et AlzarToux, 2006; Dias et al., 2009). À l issue de la fermentation, deux flux sont obtenus : les gaz qui sont envoyés dans une colonne d absorption afin de récupérer l éthanol évaporé et le vin qui est centrifugé afin de recycler les levures. Deux centrifugeuses sont placées en série, permettant d atteindre successivement une concentration en levures équivalant à 35% et 70% en volume (Basso et al., 2011; da Graça Stupiello Andrietta et al., 2011)). La «crème» de levures est diluée avec de l eau pour obtenir une concentration résiduelle de 30-40% en volume et est traitée avec de l acide sulfurique pour diminuer le risque de contamination (Basso et al., 2011; da Graça Stupiello Andrietta et al., 2011). Le vin centrifugé est, quant à lui, mélangé avec l éthanol récupéré de l absorbeur et amené à la zone de distillation (Dias et al., 2009) Distillation Le jus fermenté ayant une concentration en éthanol de l ordre de 8% en masse est envoyé, après préchauffage, dans des colonnes de distillation (Ensinas et al., 2007). À la sortie de ces colonnes est récupéré du bioéthanol hydraté dont le degré d alcool varie de 96 (BNDES et CGEE, 2008; Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011) à 97 (Ometto et al., 2009) en volume. En exprimant ces valeurs en pourcentages massiques, le concentration en alcool est comprise entre 92,8% et 93,5% (Dias et al., 2009), ce qui équivaut à environ 6% d eau en poids (BNDES et CGEE, 2008).Ce degré d alcool ne peut être dépassé par distillation à cause de la présence d un azéotrope à 95,5% massique en éthanol (Gnansounou et Dauriat, 2005). La distillation se déroule avec le passage du vin à travers deux colonnes, assurant en série la distillation et la rectification. Leurs pressions de fonctionnement sont respectivement comprises entre 19 et 25 kpa et entre 101 et 135 kpa (Dias et al., 2009). Un coproduit de la distillation, appelé vinasse, est obtenu à hauteur de 10 à 15 litres par litre de bioéthanol hydraté ou encore 800 à 1000 litres par tonne de canne traitée (BNDES et CGEE, 2008; Ometto et al., 2009; Basso et al., 2011). La valorisation de cette vinasse a été envisagée précédemment au paragraphe « La vinasse» par le biais de la ferti-irrigation lors de la modélisation de la culture de la canne à sucre (Basso et al., 2011) Étapes supplémentaires Le bioéthanol hydraté peut être stocké tel quel ou encore être envoyé dans des colonnes de déshydratation pour obtenir un bioéthanol de grade supérieur à l azéotrope. La méthode la plus utilisée est la déshydratation chimique par cyclohexane. D autres méthodes existent, comme la déshydratation par membranes moléculaires ou la distillation extractive au monoéthylèneglycol. Ces nouvelles méthodes, bien que consommant moins d énergie, demeurent peu utilisées car elles engendrent, à l heure actuelle, des coûts supérieurs à la déshydratation par cyclohexane (BNDES et CGEE, 2008; Dias et al., 2009).

103 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 81 Pour la déshydratation chimique, le cyclohexane est ajouté en tête de colonne et le bioéthanol anhydre est récupéré en pied avec une composition de 99,7% en volume ou 0,4% en poids d eau. Le mélange ternaire est condensé et décanté suivi par l envoi de la partie riche en eau à la colonne de récupération du cyclohexane (BNDES et CGEE, 2008). Pour la distillation extractive au monoéthylèneglycol, deux colonnes de distillation sont mises en série, une extractive et une récupératrice. La première fonctionne à pression atmosphérique alors que la pression de la seconde se situe aux alentours de 20 kpa afin d éviter la décomposition du solvant en travaillant à basse température. L éthanol anhydre se récupère en tête de colonne extractrice et la colonne régénératrice permet de récupérer du solvant pur, envoyé à la colonne extractrice après refroidissement (Dias et al., 2009). Cette étape est négligée dans ce chapitre, le bioéthanol hydraté étant le produit attendu, mais sera prise en compte ultérieurement lors de l utilisation du bioéthanol en tant que biocarburant Données d inventaire pour la production de bioéthanol à partir de jus Après avoir décrit les procédés permettant la transformation de la canne à sucre lors du paragraphe précédent, les données spécifiques aux bilans de matière et d énergie de la production de bioéthanol à partir de jus vont être explicitées Consommations énergétiques La production de bioéthanol à partir du jus de canne à sucre est un procédé énergivore au vu des opérations nécessaires telles que la concentration, la stérilisation ou encore la distillation. Les demandes en énergie sont présentées dans le Tableau III-21 (BNDES et CGEE, 2008) pour la production de sucre, de bioéthanol hydraté ou de bioéthanol anhydre. Tableau III-21 Demandes énergétiques des procédés de transformation de la canne à sucre (BNDES et CGEE, 2008) Énergie Unité Sucre Thermique = Vapeur 1,5 bar (chauffe-eau, évaporateur, distillerie) Mécanique (préparation et mouture de la canne, pompes) Électrique (moteurs électriques divers, illumination, charges diverses) kg/ tonne de canne kwh/ tonne de canne kwh/ tonne de canne Bioéthanol hydraté Bioéthanol anhydre En tenant compte d une production de 80 L de bioéthanol par tonne de canne, on obtient une consommation de vapeur qui varie entre 4,6 et 5,1 kg par litre de bioéthanol hydraté auxquels il faut ajouter 1,5-2 kg pour la distillation au cyclohexane pour obtenir du bioéthanol anhydre (BNDES et CGEE, 2008). Cette énergie est fournie par la canne elle-même par le biais de la bagasse dont la combustion est réalisée dans des unités de cogénération chaleur-électricité. Au Brésil, la valorisation de la bagasse permet une production d électricité excédentaire aux besoins du procédé, cette électricité est alors envoyée sur le réseau. La vapeur produite à l aide de la bagasse dans les unités de cogénération a comme caractéristiques une pression de 22 bar et une température de 300 C. Sa production est basée sur un cycle vapeur de Rankine. Afin d augmenter la production d électricité, certaines installations sont modifiées pour produire de la vapeur à la pression de 60 bar. Le type de système de cogénération est appelé backpressure (pression à 2,5 bar) et est le plus commun dans les industries de canne à sucre au Brésil. D autres configurations existent comme un

104 82 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre cycle vapeur avec une turbine d extraction et de condensation ou basé encore sur la gazéification de la biomasse (Ensinas et al., 2007; Ensinas et al., 2009; Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011). Le mix énergétique brésilien est constitué pour 45% de sources renouvelables comprenant de l hydroélectricité, du bois ou charbon de bois ou encore des produits issus de la canne à sucre tels que le bioéthanol ou la bagasse. Pour l électricité, la contribution de la canne à sucre par le biais de la bagasse excédentaire est assez marginale, comme d autres sources renouvelables avec une production approchant les 5% (International Energy Agency, 2009; Pellegrini et de Oliveira Junior, 2011) Caractéristiques de la bagasse La bagasse est le résidu fibreux obtenu après l extraction du jus de la canne à sucre par pressage ou par diffusion. Sa production est de l ordre de 250 kg par tonne de canne traitée (Moreira, 2000; BNDES et CGEE, 2008; Dias et al., 2009; Ometto et al., 2009; Stanmore, 2010; Basso et al., 2011). La bagasse de canne à sucre est composée en moyenne de 50% de fibres, 48% d humidité et 2% de sucres (Chauhan et al., 2011). Le taux de cendres est estimé entre 1 et 5% (Efe et al., 2005; Stanmore, 2010) La bagasse sèche a un pouvoir calorifique inférieur (PCI) estimé à 19 GJ/t ou encore 8 à 9 GJ/t de bagasse humide (Ramjeawon, 2008; Stanmore, 2010). Sa composition sur base sèche, sans cendres, varie entre 44 et 49% de carbone, 5 et 6,1% d hydrogène, 0,2 et 1% d azote, 0,01 et 0,4% de soufre et finalement entre 43,1 et 48% d oxygène (Khatami et al.; Efe et al., 2005; Ramjeawon, 2008; Stanmore, 2010; Kazanc et al., 2011; Levendis et al., 2011). La bagasse permet la production de 500 à 600 kg de vapeur par tonne de canne à sucre, ce qui est du même ordre que les besoins du procédé se situant entre 370 et 580 kg en fonction du type de bioéthanol produit. L utilisation de 1 kg de bagasse permet donc la production de 2 à 2,5 kg de vapeur. Une fois les besoins énergétiques du procédé couverts, les unités de production de bioéthanol disposent d un excès en bagasse se situant entre 5 et 30% (BNDES et CGEE, 2008; Quintero et al., 2008; Ometto et al., 2009) Émissions lors de la combustion de la bagasse Lors de la combustion, la bagasse va émettre des polluants dont font partie le dioxyde de carbone (CO 2 ), le monoxyde de carbone (CO) ou encore les oxydes d azote (NO X ) et de soufre (SO 2 ). Ces émissions peuvent être calculées sur base du contenu en carbone, soufre et azote de la bagasse (Efe et al., 2005). En utilisant une moyenne des compositions trouvées dans la littérature pour la bagasse (Stanmore, 2010), des émissions dans l air par tonne de bagasse brûlée sont calculées et présentées dans le Tableau III-22 sous la mention «Calcul personnel». La combustion de la bagasse est considérée comme totale. Le carbone contenu dans les cendres n est pas supposé émis au vu de l hypothèse de combustion complète. Ces résultats sont comparés aux valeurs d émissions trouvées dans la littérature et se situent dans des gammes de valeurs similaires. Ces émissions sont relatives à la valorisation globale de la bagasse utilisée, que ce soit pour assurer les besoins énergétiques du procédé de transformation de la canne à sucre ou pour la production d électricité injectée sur le réseau.

105 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 83 Tableau III-22 Émissions lors de la combustion de la bagasse Polluant Émissions (kg/t bagasse) Source CO 2 CO NO X SO X 840,65 (Quintero et al., 2008) 706,68 (EPA, 1996) 1716 (Efe et al., 2005) 799,27 Calcul personnel 8,1478 (Quintero et al., 2008) - Calcul personnel 0,7592 (Quintero et al., 2008) 0,8497 (Renouf et al., 2008) 13 (Efe et al., 2005) 1,131 Calcul personnel 0,355 (Renouf et al., 2008) 0,2 (Efe et al., 2005) 0,140 Calcul personnel Des émissions de particules (PM 10 ), de méthane (CH 4 ), de protoxyde d azote (N 2 O) et de composés organiques volatils non méthaniques (NMVOC) sont avancées dans une étude australienne (Renouf et al., 2008) avec des valeurs de respectivement 0,473, 0,099, 0,044 et 9, kg/t de bagasse Consommations de produits chimiques L utilisation d eau, par le fait du lavage de la canne, est très importante dans le procédé. En effet, pour les conditions Centre-Sud, elle atteint 1,8 m³ par tonne de canne traitée (BNDES et CGEE, 2008). En ce qui concerne les consommations de produits chimiques, le Tableau III-23 présente les divers produits utilisés. Les données les plus récentes relatives à l ensemble du procédé, disponibles dans la littérature datent de Tableau III-23 Consommations de produits chimiques relatives à la transformation de la canne à sucre en bioéthanol (Macedo et al., 2004) Consommations Quantité Unité Acide sulfurique 9,05 g/l de bioéthanol hydraté Chaux 930 g/t canne à sucre Lubrifiants 13,37 g/t canne à sucre Cyclohexane 0,60 kg/m³ de bioéthanol anhydre La quantité de chaux donnée par Efe et al. (2005) par tonne de canne à sucre s élève à la moitié de celle présentée dans le Tableau III-23, c est-à-dire à 492 g. Une étude australienne mentionne, quant à elle, des consommations de 500 g de chaux, 40 g d acide phosphorique, et 0,114 g de floculant pour la transformation d une tonne de canne à sucre (Renouf et al., 2008). Pour la chaux, une moyenne des données de la littérature a donc été calculée et utilisée pour la modélisation de cette étape. La quantité de chaux nécessaire à la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté s élève à 8 kg Impact environnemental de la production de bioéthanol à partir de jus de canne à sucre Modélisation de la production de bioéthanol à partir de jus de canne à sucre Lors de cette modélisation, les pratiques les plus communes au Brésil pour la production de bioéthanol sont considérées. Seule la culture de canne à sucre dédiée à la

106 84 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre production de bioéthanol est prise en compte du point de vue environnemental. Les mélasses provenant de l industrie du sucre n entrent pas dans le modèle au vu du contexte brésilien actuel. La modélisation est relative à la production de 1000 L de bioéthanol hydraté obtenus à partir de 12,5 tonnes de canne à sucre représentant 1755,86 m² de terres cultivées. Cette hypothèse est basée sur la production de 80 L de bioéthanol hydraté par tonne de canne à sucre transformée, en accord avec la littérature (Bessou et al., 2011). La modélisation de la production de bioéthanol inclut les étapes suivantes : L extraction et le traitement chimique du jus avec la consommation de produits chimiques La cogénération chaleur-électricité à partir de bagasse et les émissions associées, ainsi que la revente de l électricité excédentaire La fermentation avec les consommations et émissions associées La distillation avec les consommations et émissions associées Le Tableau III-24 présente les consommations de produits chimiques utilisées pour 1000 L de bioéthanol hydraté. Tableau III-24 Consommations relatives à la transformation de la canne à sucre en bioéthanol pour 1000 L Consommations Quantité Unité Acide sulfurique 9,05 kg Chaux 8,08 kg Lubrifiants 167,125 g Après calcul des besoins en vapeur et en électricité pour produire 1000 L de bioéthanol hydraté, un surplus de bagasse équivalent à 4,86% est obtenu en utilisant un pouvoir calorifique inférieur de 8,5 MJ/kg de bagasse. En supposant un rendement électrique de 20% lors de la cogénération, le surplus d électricité envoyée au réseau est de 358,3 kwh pour 1000 L de bioéthanol hydraté. Le surplus annoncé dans la littérature est généralement plus important que les 4,86% annoncé ici avec par exemple 9,6% (Galdos et al., 2010). Cela peut s expliquer par la plus grande proportion de bagasse récupérée ou encore par un plus grand rendement de la transformation en électricité que les 20% supposés ici. L étude de Macedo (Macedo et al., 2008) annonce quant à elle, un équivalent de 115 kwh pour 1000 L de bioéthanol hydraté, ce qui est moindre que les chiffres calculés. La quantité d électricité obtenue fera l objet d une analyse de sensibilité. L impact environnemental global doit être réparti entre la production de bioéthanol d une part et d électricité excédentaire, d autre part. Cette répartition va être réalisée à l aide d une allocation énergétique bien que généralement la substitution soit recommandée (BIO Intelligence Service, 2008). En effet, la substitution ne pourra pas être utilisée pour tous les coproduits rencontrés lors de l utilisation d autres matières premières telles que la betterave et le froment. Dans un souci de cohérence, l allocation énergétique est retenue. L approche par substitution sera toutefois réalisée lors d une analyse de sensibilité. Les valeurs prises en compte pour la combustion de la bagasse sont celles relatives aux calculs personnels présentés dans le Tableau III-22, excepté pour le CO 2 qui, n ayant pas été comptabilisé lors de la croissance de la canne sera considéré comme ayant un effet nul lors de sa combustion. Lors de la fermentation, des émissions de CO 2, préalablement capté par la plante ont lieu. Ces émissions sont comptabilisées uniquement si un gain a été pris en compte lors de la culture. Elles s élèvent alors à 1127 kg pour 1000 L de bioéthanol hydraté. Ces valeurs sont basées sur le bilan carbone du bioéthanol hydraté dont les calculs sont présentés à l Annexe II.

107 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 85 L impact environnemental de l étape de transformation de la canne à sucre en bioéthanol est présenté à la Figure III-14. La combustion de la bagasse amène des émissions d oxydes d azote et de soufre ayant un impact important en ce qui concerne les catégories formation de particules et acidification terrestre. En tenant compte du puits carbone lors de la croissance, la fermentation est à l origine d émissions de gaz à effet de serre non négligeables. Lors de la non prise en compte du puits carbone, les émissions de gaz à effet de serre proviennent principalement de l utilisation de chaux et d acide sulfurique. Figure III-14 Importance des étapes de transformation de la canne à sucre en bioéthanol Scénario de base - caractérisation La Figure III-15 présente l importance relative des différentes étapes liées à l obtention de 1000 litres de bioéthanol hydraté, en incluant la culture de la canne à sucre et son transport, pour les impacts pris en compte par la méthode ReCiPe Les valeurs d impact correspondantes sont reprises dans le Tableau III-25. Les valeurs entre parenthèses tiennent compte du gain carbone durant la croissance de la canne à sucre et des émissions associées lors des étapes suivantes. L électricité excédentaire est une étape particulière qui représente une quantité constante de l impact, relative à l allocation énergétique utilisée qui s élève à 5,73%. Cette valeur est basée sur la répartition de l énergie entre les 1000 L de bioéthanol hydraté et l électricité produite à savoir respectivement MJ (basé sur un PCI du bioéthanol de 21,23 MJ/L) et 1290 MJ d électricité excédentaire. Figure III-15 Importance des étapes de production de bioéthanol hydraté Caractérisation

108 86 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Les résultats indiquent que la culture de la canne à sucre est l étape contribuant le plus à chacune des catégories d impact. L impact de la transformation de la canne à sucre en éthanol est négligeable pour la majorité des catégories, excepté pour la formation de particules et l acidification terrestre, suite à la combustion de la bagasse. L impact sur la catégorie de l épuisement de l eau est également important. Catégorie d'impact Changement climatique Tableau III-25 Résultats caractérisés Production de 1000 L de bioéthanol hydraté et d électricité Unité kg éq CO 2 Total 513 (-1014) Total bioéthanol 483 (-956) Culture 436 (-1983) Transformation Transport Électricité 8 (988) Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules Acidification terrestre Eutrophisation eau douce Écotoxicité terrestre Écotoxicité d eau douce Épuisement de l eau Épuisement des ressources minérales Épuisement des ressources fossiles kg éq PM 10 2,0 1,8 0,9 0,8 0,1 0,1 kg éq SO 2 7,6 7,2 4,7 2,4 0,1 0,4 kg éq P 0,4 0,4 0,3 0,0 0,0 0, (-58) kg éq 1,4-DB 0,03 0,03 0,02 0,00 0,01 0,00 kg éq 1,4-DB 0,8 0,8 0,7 0,0 0,1 0,0 m kg éq Fe kg éq pétrole En ce qui concerne la consommation de ressources fossiles, la culture représente 77% de l impact global associé à la production de bioéthanol, ce qui est dans la même gamme de valeur que les 83% annoncés par Garcia (García et al., 2011). Cet auteur mentionne également une contribution de l étape de transport pour la catégorie des ressources fossiles comprise entre 3 et 17% de l impact global. Dans ce travail, l impact du transport s élève à 20,7% ce qui est légèrement plus élevé mais peut s expliquer par la plus grande distance de transport parcourue soit 20 km. L étape de transformation consomme 1,29 kg éq pétrole, ce qui est dans la gamme de valeur annoncée par de Carvalho Macedo (de Carvalho Macedo, 1998) avec 1,80 kg éq pétrole. En calculant un rapport énergétique, à savoir le rapport entre l énergie contenue dans le bioéthanol et l énergie fossile fournie pour la production de ce dernier, une valeur de 7,2 est obtenue, située dans la gamme de valeurs annoncées dans la littérature comprises entre 2,2 et 8,4 (von Blottnitz et Curran, 2007; Connor et Hernandez, 2009; Bessou et al., 2011). Pour la catégorie changement climatique, la culture de la canne à sucre représente 90,3% de l impact global associé à production de bioéthanol. Cette valeur est légèrement plus élevée que la fourchette allant de 56 et 81% avancée par Garcia (García et al., 2011) sans tenir compte du puits de carbone. L étape de transformation entraîne des émissions de dioxyde de carbone contribuant pour près de 1,7 % à l impact global, toujours en accord avec la même étude (García et al., 2011) qui donne 3%. Le transport atteint 8,1% de l impact global, valeur également située entre celles fournies par Garcia (García et al., 2011) allant de 4 à 15%.

109 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 87 La Figure III-16 présente les résultats pour la catégorie du changement climatique, mettant en évidence les hypothèses de la prise en compte du puits de carbone durant la culture, ainsi que les scénarios moyens relatifs au changement d affectation direct et indirect des sols. Le losange orange indique le score net obtenu lors de la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté en fonction du scénario envisagé. Figure III-16 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique bioéthanol hydraté La prise en compte du puits carbone lors de la culture permet un gain environnemental lors de la production de bioéthanol hydraté. Ce gain est réduit, mais toujours présent lors de la prise en compte du changement direct d affectation des sols. Par contre, lorsque le changement indirect d affectation des sols est ajouté, ce gain disparaît, entraînant des émissions 10 fois plus importantes que lors du scénario de base sans puits de carbone Analyses de sensibilité Électricité L impact environnemental associé à l électricité produite par le surplus de bagasse a été obtenu par simple répartition, sur base énergétique, de l impact global entre la production de bioéthanol d une part et la production d électricité excédentaire d autre part. Une autre façon de faire est d utiliser la substitution plutôt qu une allocation physique. Deux concepts peuvent être utilisés, à savoir l approche attributive ou l approche conséquentielle. Dans l approche attributive, la quantité d électricité produite à partir de la bagasse et vendue au réseau va permettre de remplacer la production de la même quantité d électricité à partir de combustibles fossiles dans une proportion égale au mix énergétique brésilien. Le mix énergétique brésilien donné pour 2009 par l Agence Internationale de l énergie (International Energy Agency, 2009) est repris dans le Tableau III-26. Tableau III-26 Mix énergétique brésilien pour l année 2009 Combustible % Charbon 2,10 Pétrole 3,14 Gaz naturel 2,86 Biomasse 4,95 Nucléaire 2,78 Hydroélectricité 83,82 Vent 0,27 Autres 0,09

110 88 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre Dans l approche conséquentielle, l ajout sur le marché d une quantité marginale d électricité a pour conséquence la modification du mix énergétique. La récolte et la transformation de canne à sucre a généralement lieu pendant les périodes plus sèches, où l hydroélectricité est plus difficile à produire. La bagasse permet donc de compenser cette perte. Sans apport de bagasse, cette perte serait compensée par la production d électricité à partir de gaz ou de charbon qui tous deux, représentent une faible proportion du mix énergétique brésilien. Le remplacement de l électricité provenant de ces combustibles, par celle issue de la bagasse, est donc envisagé. Cette possibilité a été étudiée par (Galdos et al., 2010) sur base d électricité produite à partir de gaz naturel. La prise en compte de l électricité excédentaire produite à partir de bagasse a été réalisée selon les trois possibilités mentionnées précédemment à savoir la substitution respectivement d une électricité produite à partir du mix énergétique brésilien, de charbon ou de gaz naturel. Le nouvel impact environnemental obtenu pour chaque catégorie et chaque scénario comprend les mêmes étapes que pour le scénario de base. Les variations entre les scores obtenus sont présentées à la Figure III-17. Figure III-17 Variations de l impact en fonction de l origine de l électricité remplacée Dans le scénario de base en bleu, aucune substitution n a lieu ; il s agit d une allocation physique sur base énergétique entre le bioéthanol et l électricité produite. Cela explique le score positif obtenu pour chaque catégorie. Pour les trois approches supplémentaires étudiées, la substitution a été utilisée, ce qui implique le remplacement de combustibles fossiles avec des proportions relatives aux scénarios envisagés. L impact global (bioéthanol + électricité) obtenu précédemment pour le scénario de base est conservé. De cette valeur est retiré l impact environnemental associé à la production de la quantité d électricité excédentaire à partir du mix énergétique brésilien (rouge), du charbon (vert) ou du gaz (mauve). Les valeurs chiffrées d impact environnemental obtenues pour chaque scénario sont reprises dans le Tableau III-27. Comme déjà observable à la Figure III-17, les résultats montrent que la substitution de charbon est la plus favorable d un point de vue environnemental, avec un impact qui diminue pour toutes les catégories. Par contre, la substitution d électricité produite à partir du mix brésilien donne des résultats proches du scénario de base utilisant l allocation énergétique. Les faibles différences sont liées à la forte proportion de ressources renouvelables dans le mix énergétique brésilien et permettent de conclure à la cohérence entre ces deux scénarios.

111 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 89 Tableau III-27 Variations de l impact par remplacement de l énergie fossile évitée Catégorie d'impact Unité Base Mix brésilien Charbon Gaz Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 1,8 1,9 0,9 0,9 Acidification terrestre kg éq SO 2 7,2 7,5 4,5 4,8 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,4 0,4 1,3 1,8 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,03 0,03-1,01 0,77 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 0,8 0,7-0,8 0,9 Épuisement de l eau m Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole Rendement de culture À surface cultivée égale et quantités d intrants identiques, une variation du rendement de production en canne à sucre va influencer les impacts environnementaux associés à la production de bioéthanol. L impact de rendements allant de 50 à 90 tonnes de canne à sucre par hectare a été déterminé avec ou sans la prise en compte du puits de carbone associé, pour un transport réalisé sur une distance de 20 km. Les résultats obtenus sont relatifs à la production de 1000 L d éthanol hydraté. Avec puits de CO2 et changement direct moyen d affectation des sols La Figure III-18 montre l avantage d un rendement élevé pour la plupart des catégories. En effet, une augmentation du rendement permet de diminuer les apports globaux en nutriments, en diesel pour les engins et autre consommations nécessaires à la culture. L impact environnemental s en trouve amélioré. Il est possible d estimer que lorsque le rendement devient inférieur à 65 tonnes par hectare, le gain environnemental du puits carbone de la canne à sucre est contrebalancé par les émissions en CO 2 liées à la culture et au changement direct d affectation des sols. Les données utilisées pour modéliser le changement direct d affectation des sols sont celles du scénario moyen. Figure III-18 Analyse de sensibilité Variation du rendement de culture Avec gain CO 2 Sans puits de CO2 et changement direct moyen d affectation des sols En considérant les mêmes scénarios mais sans prendre en compte le puits de carbone durant la croissance de la canne à sucre, les résultats présentés à la Figure III-19 sont obtenus

112 90 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre pour la catégorie du changement climatique. Ils montrent la diminution de l importance de l étape de culture ainsi que du changement direct moyen d affectation des sols avec l accroissement du rendement. Figure III-19 Analyse de sensibilité Variation du rendement de culture Sans gain CO 2 5. Principaux enseignements La canne à sucre est une culture tropicale avec un rendement élevé dont l impact environnemental pourrait être amélioré par une diminution de la consommation d engrais ainsi que par l élimination de l étape de brûlis. La quantité d engrais et de pesticides utilisée est soumise à une grande variation et peut entraîner des scores très différents en fonction de la valeur utilisée, vu la large gamme recensée dans la littérature. Le changement direct d affectation des sols a été calculé sur base des stocks en carbone du Brésil pour la transformation d un hectare de pâturage en un hectare de culture de canne à sucre. Divers scénarios ont été étudiés comparant l effet des pratiques agricoles sur les résultats. Les émissions de dioxyde de carbone émises par le biais du changement direct d affectation des sols sont à prendre en compte dans l impact global du produit issu de canne à sucre. L impact du changement indirect d affectation des sols a également été évalué mais est malheureusement soumis à de fortes incertitudes. Le cas d étude réalisé, à savoir le déplacement de pâturage en zone forestière, a montré l importance des émissions de dioxyde de carbone lors d une déforestation. La production de bioéthanol a été réalisée sur base de la fermentation du jus de canne à sucre avec la technologie Melle-Boinot. La bagasse est utilisée comme combustible, ce qui permet d éviter la consommation de ressources fossiles pour la production d électricité et de vapeur nécessaires à la transformation de la canne à sucre en bioéthanol hydraté. Le surplus de bagasse est transformé en électricité qui est revendue sur le réseau. L impact environnemental global a été réparti entre le bioéthanol hydraté et l électricité sur base de l allocation énergétique. Des analyses de sensibilité relative à cette allocation ont été réalisées. L approche attributive utilisant l expansion du système avec le remplacement de l électricité brésilienne par l électricité produite par la bagasse obtient des résultats similaires à ceux du cas de base, ce qui montre la cohérence des deux approches. L étape prépondérante pour la production de bioéthanol hydraté est la culture de la canne à sucre, suivie du transport et finalement la transformation. La prise en compte du puits de carbone durant la culture de la canne à sucre permet d obtenir un gain environnemental pour la catégorie changement climatique lors de la

113 CHAPITRE III. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre 91 production de 1000 litres de bioéthanol hydraté à partir de canne à sucre. L impact moyen du changement direct d affectation des sols réduit ce gain alors que la prise en compte du changement indirect par le biais d une déforestation avec un taux de 100% entraîne des émissions de gaz à effet de serre 10 fois plus importantes que celles obtenues lors du cas de base, c est-à-dire sans la prise en compte du puits de carbone ni du changement d affectation des sols. Pour améliorer l impact environnemental associé à la production du bioéthanol hydraté, la diminution des quantités d engrais et de pesticides utilisées lors de la culture de la canne à sucre est un paramètre clé, pour autant qu un rendement élevé soit conservé. Un transport réduit entre le champ et l usine de transformation permet également de diminuer l impact environnemental du bioéthanol. L augmentation de la quantité d électricité excédentaire produite suite à la combustion de la bagasse, permettrait d améliorer l impact du bioéthanol, attribuant un plus grand poids sur l électricité produite, par le biais de l allocation énergétique utilisée. Cela pourrait être réalisé via une optimisation et une meilleure intégration énergétique des unités de transformation. 6. Références Allen, A. G., A. A. Cardoso & G. O. da Rocha (2004). "Influence of sugar cane burning on aerosol soluble ion composition in Southeastern Brazil." Atmospheric Environment 38(30): Ballerini, D. & N. AlzarToux (2006). Les biocarburants : Etat des lieux, perspectives et enjeux du développement. Paris, Technip. Basso, L. C., T. O. Basso & S. N. Rocha (2011). Ethanol Production in Brazil: The Industrial Process and Its Impact on Yeast Fermentation. Biofuel Production Recent Developments and Prospects. M. A. dos Santos Bernardes, InTech. Benke, M. B. (1998). Characterization and interaction of sugar cane industry residues with soil, kaolinite and Fe-oxides. Doctor of Philosophy, University of Saskatchewan. Bessou, C., F. Ferchaud, B. Gabrielle & B. Mary (2011). "Biofuels, greenhouse gases and climate change. A review." Agronomy for Sustainable Development 31(1): BIO Intelligence Service (2008). Elaboration d'un référentiel méthodologique pour la réalisation d'analyses de Cycle de Vie appliquées aux biocarburants de première génération en France, ADEME/MEDAD/MAP/ONIGC/IFP. BNDES & CGEE (2008). Bioéthanol de canne à sucre Energie pour le développement durable. Rio de Janeiro. Boddey, R. M., L. H. d. B. Soares, B. J. R. Alves & S. Urquiaga (2008). Bio-Ethanol Production in Brazil. Biofuels, Solar and Wind as Renewable Energy Systems. D. Pimentel, Springer Netherlands: Borrero, M. A. V., J. T. V. Pereira & E. E. Miranda (2003). "An environmental management method for sugar cane alcohol production in Brazil." Biomass and Bioenergy 25(3): Brentrup, F., J. Küsters, H. Kuhlmann & J. Lammel (2004). "Environmental impact assessment of agricultural production systems using the life cycle assessment methodology: I. Theoretical concept of a LCA method tailored to crop production." European Journal of Agronomy 20(3): BRIENS, C., J. PISKORZ & F. BERRUTI (2008). "Biomass Valorization for Fuel and Chemicals Production -- A Review." International Journal of Chemical Reactor Engineering 6(R2). Chabalier, P.-F., V. van de Kerchove & H. Saint Macary (2007). Fiches matières organiques - vinasse de distillerie. Guide de fertilisation organique à la Réunion. CIRAD.

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118 96 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière CHAPITRE IV. IMPACT ENVIRONNEMENTAL ASSOCIÉ À LA PRODUCTION DE BIOÉTHANOL À PARTIR DE LA BETTERAVE SUCRIÈRE 1. Introduction Il existe deux types de betteraves : la betterave fourragère destinée à l alimentation animale et la betterave sucrière destinée à la production de sucre. Ce travail est basé uniquement sur la betterave sucrière qui, au long du travail, sera dénommée «betterave» afin de simplifier l appellation. Ce chapitre est consacré à la détermination de l impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de betterave sucrière. De manière similaire à ce qui a été effectué au chapitre précédent, trois étapes sont examinées : la culture, le transport entre les champs et l unité de transformation et la conversion en bioéthanol (cf. Figure IV-1). Le calcul des impacts environnementaux relatifs à chacune de ces étapes sera précédé par une explication théorique et une revue de la littérature permettant d obtenir les valeurs des données d inventaire. Tout comme pour le Chapitre III relatif à la canne à sucre, l unité fonctionnelle utilisée pour les étapes de la culture et du transport est l hectare. L unité fonctionnelle relative à l étape de production de bioéthanol hydraté est 1000 litres de bioéthanol hydraté. Figure IV-1 Schéma des étapes prises en compte dans ce chapitre 2. Culture de la betterave Ce paragraphe vise à calculer les impacts environnementaux relatifs à la culture de la betterave. Il débute par un bref descriptif de la plante, de ses propriétés ainsi que des pratiques agricoles associées à sa production. Ensuite, une modélisation de la culture sur base des données répertoriées de la littérature est réalisée ainsi que le calcul des impacts environnementaux. Un point spécifique est consacré à l utilisation des sols et au changement d affectation de ces derniers, en relation avec l impact de la culture. Toutes les données de ce paragraphe sont rapportées à un hectare de culture de betterave Caractéristiques de la betterave La betterave est constituée d une racine de forme conique blanche ou grise où se trouve le sucre, un sillon saccharifère, un collet et des feuilles (INRA, 2012), comme illustré à la Figure IV-2. La racine contient 75% d eau et 25% de matières sèches. Ces dernières sont réparties entre le sucre d une part (10%) et les pulpes et les mélasses d autre part (15%) (CIBE et CEFS, 2003).

119 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 97 Feuilles Collet Sillon saccharifère Racine Figure IV-2 Schéma de la betterave sucrière (INRA, 2012) La betterave est une plante bisannuelle. Au cours de la première année du cycle, appelée période végétative, la plante se développe et accumule un stock de sucre dans sa racine. La deuxième année correspond à la phase reproductive pendant laquelle la plante puise dans ses réserves pour produire des fleurs et des graines. Lors d une culture de betteraves dédicacée à la production de sucre, les plantes sont récoltées après la première année, c est-àdire après environ 200 jours (SEDA, 2006). La préparation des terres et l ajustement de la teneur en azote commence dès l hiver précédant le semis : un labour ou une décompaction est réalisé, suivi de la préparation du lit de semences à l aide du passage de machines adaptées. Au printemps, mi-mars ou début avril, les graines sont déposées avec des semoirs de précision dans le sol à 2 ou 3 cm de profondeur et régulièrement espacées de 45 cm. Après quelques semaines, un binage est réalisé pour supprimer les mauvaises herbes. La récolte est généralement réalisée à l automne, mécaniquement, à l aide d une machine comportant une effeuilleuse à l avant et une arracheuse à l arrière (SEDA, 2006; Bodson, 2012). De manière générale, la terre doit être régulièrement aérée pour permettre une bonne pénétration de l eau. Des traitements contre les maladies doivent également être appliqués pour contrecarrer la fragilité de la betterave (SEDA, 2006; Bodson, 2012). La culture de la betterave nécessite des conditions favorables avec des apports en eau, en lumière et en chaleur suffisants. Un sol comportant 2% de matière organique et 15 à 20% d argile avec un ph neutre, c est-à-dire égal à 7 est également préférable (SEDA, 2006). La culture de la betterave n est pas réalisée de manière continue sur une parcelle, mais en rotation avec d autres types de cultures comme les céréales (CIBE et CEFS, 2003). En Belgique, la culture de la betterave est intégrée dans un cycle de rotation comprenant généralement la culture de la betterave, suivie de blé, d une autre tête de rotation telle que la pomme de terre puis du blé avant de recommencer avec la betterave (Bodson, 2012) Culture de la betterave en Europe : production et rendement Les terres, en principe accessibles, pour l agriculture sur le continent européen atteignent 586 millions d hectares. Cependant, la présence de cultures sur ces terres est limitée en pratique à cause de la pauvreté des sols, des faibles pluies ou encore de la topographie escarpée. La surface de terres utilisables pour la culture est ainsi réduite à 261 millions d hectares (Connor et Hernandez, 2009).

120 98 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Au sein de l Europe des 27, les cultures de betterave s étendent sur environ 0,6% de la surface utilisable, représentant plus de 1,5 millions d hectares en 2008 et atteignant 1,6 millions d hectares en 2012 (Polet, 2011). La Belgique représente, quant à elle, un territoire de 3 millions d hectares répartis uniformément en quatre zones: les forêts; les terres agricoles et horticoles ; les pâturages ; les zones naturelles, les infrastructures industrielles routières et les habitations. En 2002, les grandes cultures s étendaient sur une surface de ha, soit 21% de la superficie totale avec un tiers de céréales, un tiers de maïs, un septième de betteraves sucrières et un dixième de pommes de terre (Tits et Misonne, 2002). En 2012, hectares de terres sont consacrés à la culture de la betterave. L extension de ces surfaces est limitée par les quotas imposés par l Union Européenne en ce qui concerne la production de sucre (Bodson, 2012). Le Tableau IV-1 présente des données fournies par la Food and agriculture organization of the united nations concernant la proportion de surfaces occupées par la culture de betterave, la contribution à la production européenne et le rendement de production dans 10 pays d Europe, pour les années 2005 à Parmi ces pays se trouvent les 5 plus grands territoires en termes de surfaces occupées par la culture de la betterave (Russie, Ukraine, Allemagne, France, Pologne), la Belgique et 4 autres pays présentant des conditions climatiques particulières (Espagne, Italie, Royaume-Uni, Suède) (FAO, 2010). La production de betteraves sucrières sur le continent européen s élève à 150,6 millions de tonnes en En ce qui concerne l union européenne (UE 27), la production s élève à 104 millions de tonnes avec 16 % pour l Allemagne et 21% pour la France suivies par la Pologne avec 7% et le Royaume-Uni avec 4%. Cela montre l importance des pays tels que l Ukraine (9%) et la Russie (15%) dans la production globale sur le continent européen (FAO, 2010).

121 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 99 Tableau IV-1 Statistiques pour la culture de la betterave sur le continent européen (FAO, 2010) Année Caractéristique Russie Ukraine Allemagne France Pologne Belgique Espagne Italie Royaume- Uni % Production UE 12% 8% 14% 17% 7% 3% 4% 8% 5% 1% % Surface UE 20% 16% 11% 10% 7% 2% 3% 7% 4% 1% Rendement (t/ha) 28,2 24,8 60,2 82,3 41, ,4 55,9 58,7 48,4 % Production UE 18% 13% 12% 17% 7% 3% 3% 3% 4% 1% % Surface UE 24% 20% 9% 10% 7% 2% 2% 2% 3% 1% Rendement (t/ha) 32,5 28,5 57,7 78,7 43,8 68,3 68,1 52,3 56,5 49,5 % Production UE 17% 10% 15% 19% 7% 3% 3% 3% 4% 1% % Surface UE 27% 16% 11% 11% 7% 2% 2% 2% 3% 1% Rendement (t/ha) 29,2 29,4 62,4 84,5 51,3 69, ,1 53,9 52,4 % Production UE 19% 9% 15% 20% 6% 3% 3% 2% 5% 1% % Surface UE 28% 13% 13% 12% 6% 2% 2% 2% 4% 1% Rendement (t/ha) 36,2 35,6 62,3 86,8 46,5 73,3 76,2 57,6 62,7 53,7 % Production UE 16% 6% 16% 22% 7% 3% 3% 2% 5% 2% % Surface UE 27% 11% 13% 13% 7% 2% 2% 2% 4% 1% Rendement (t/ha) 32,3 31,5 67,6 94,1 54,3 82,7 83,6 54,6 74,2 60,4 % Production UE 15% 9% 16% 21% 7% 3% 2% 2% 4% 1% % Surface UE 29% 15% 11% 12% 6% 2% 1% 2% 3% 1% Rendement (t/ha) 24,1 27, ,2 49,1 75,3 76,7 56,6 70,5 52,1 Le Tableau IV-1 montre que les pays de l est (Russie et Ukraine) ont les plus grandes surfaces d exploitation sur le continent européen mais que cela n entraîne pas forcément le même pourcentage de participation pour la production de betterave en raison de faibles rendements. Les meilleurs rendements du continent européen sont obtenus par la France, la Belgique et l Espagne tandis que les plus gros producteurs de betterave sont la France, la Russie et l Allemagne. Le rendement d une culture de betteraves sucrières peut changer en fonction de l année, du lieu et d autres paramètres (Kuhnt et al., 2008; Gebler et Koznarova, 2009) tels que les effets des conditions climatiques, le changement climatique, la fertilisation azotée, les différences dans la densité des plantes ou encore le compactage du sol (Blomberg et Hoffmann, 2004). Une revue bibliographique a été réalisée et publiée, concernant les pratiques agricoles relatives à la culture de la betterave, dans le but de modéliser cette étape (Belboom et Léonard, 2011). La revue complète se trouve à l Annexe III, seuls les éléments pertinents ayant été retenus dans le corps principal du travail en relation avec la localisation et les pratiques agricoles envisagées. Au vu des différences marquées au sein du continent européen au niveau du rendement ou encore de la production de betterave, deux modélisations sont envisagées afin de mettre en évidence l importance de ces critères. Les choix se sont portés vers les modélisations de la culture belge et ukrainienne. La première représente un des pays atteignant les meilleurs rendements du continent et le niveau national de cette modélisation permet également l accès à des données plus précises. La deuxième modélisation se base sur l Ukraine, pays présentant une des plus grandes surfaces de culture de betterave sur le continent mais dont le rendement de culture est l un des plus faibles. Suède

122 100 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 2.3. Opérations agricoles liées à la culture de la betterave Les étapes de préparation du sol dépendent de la nature de ce dernier. Pour un sol dont la teneur en argile est supérieure à 30%, les opérations consistent en un déchaumage en plusieurs passages, pour enlever les pailles de l interculture, complété par un désherbage chimique. Le labour est suivi par une préparation superficielle à l aide d une herse rotative ou d un vibroculteur. Un passage supplémentaire est réalisé en hiver sur le sol gelé. Le semis est généralement réalisé après la préparation superficielle (Institut Technique de la Betterave, 2007; Institut Technique de la Betterave, 2011a). Pour un sol en limon fin, sableux ou calcaire, les étapes comprennent le labour suivi de la plantation d autres cultures comme par exemple de la moutarde, avec leur destruction chimique et le semis des betteraves dans les résidus des cultures précédentes. Le semis est réalisé à l aide de chasse-débris ou de disques ouvreurs (Institut Technique de la Betterave, 2007; Institut Technique de la Betterave, 2011a). La quantité de graines nécessaires à la culture d un hectare diffère selon les sources passant de 1,2 kg (Mortimer et al., 2004; Renouf et al., 2008) à 3,9 kg (Elsayed et al., 2003; De Ruyck et al., 2006) Consommations énergétiques des opérations agricoles Pour effectuer les opérations agricoles, les machines consomment des carburants d origine fossile, essentiellement du diesel. Certaines sources bibliographiques mentionnent une consommation énergétique globale à l hectare, avec des valeurs qui diffèrent selon les auteurs : 2307 MJ/ha (Elsayed et al., 2003), 7948 MJ/ha (Mortimer et al., 2004) et 8752 MJ/ha (Tzilivakis et al., 2005a; Tzilivakis et al., 2005b; Renouf et al., 2008). Compte tenu d un pouvoir calorifique inférieur (PCI) de 38,1 MJ/L, les valeurs avancées précédemment sont équivalentes respectivement à 60,5 L, 209 L et 230 L de diesel. En France, la consommation de diesel varie entre 161 litres (Malça et Freire, 2006) et 170 litres (BIO Intelligence Service, 2010b) par hectare et par an. Une source belge (De Ruyck et al., 2006) fournit par contre des valeurs dix fois plus importantes avec des consommations de 2259 litres de diesel pour les opérations agricoles relatives à un hectare de betterave. Les bases de données Ecoinvent (ecoinvent Centre, 2010) considèrent une consommation de 164 litres de diesel par hectare et par an. Cette valeur, située dans la gamme de consommations françaises (161 à 170 litres), sera utilisée pour la modélisation de la culture de betterave Intrants et émissions de la culture de la betterave Besoins nutritionnels des terres Les fertilisants chimiques et organiques sont nécessaires à une croissance optimale de la betterave et représentent le deuxième facteur le plus important influençant le rendement après les conditions climatiques (Potarzycki et Lewicka, 2002). Ces éléments essentiels peuvent être fournis à l aide d engrais minéraux ou encore par la valorisation de coproduits de l industrie de transformation de la betterave tels que la vinasse. Les quantités d engrais à appliquer sont généralement dépendantes du type de sol, de la capacité de la plante à capter ces matières, du contenu préalable dans le sol ainsi que des cultures présentes auparavant. En plus des apports N, P et K habituels, d autres éléments sont également indispensables au bon déroulement de la culture de la betterave. Il s agit des produits phytosanitaires, de la chaux et du magnésium. Les données trouvées dans la littérature peuvent différer assez fortement, dépendant, entre autres, de la valorisation ou non des coproduits de l industrie de transformation de la betterave. Les données reprises dans le Tableau IV-2 sont exprimées par hectare et par an et sont dérivées des références mentionnées. Les données entre parenthèses correspondent aux quantités consommées suite à l utilisation de vinasse.

123 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 101 Référence Tableau IV-2 Intrants nécessaires à la culture de la betterave (CIBE et CEFS, 2003) (Malnou et al., 2006) (Institut Technique de la Betterave, 2007) N P 2 O 5 K 2 O Phytosanitaires Chaux Magnésium kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha 95 1,89 (Elsayed et al., 2003) 147, ,15 (De Ruyck et al., 2006) ,3 (Mortimer et al., 2004) ,3 2,9 (BIO Intelligence Service, 2010b) 129,9 (97,30) 47,84 159,27 0,6 (de Vries et al., 2010) 107 3,5 (Renouf et al., 2008) , (Märländer et al., 2003) ( ) (Bodson, 2012) ,2-2,5 (Hanegraaf et al., 1998) 290 3,8 (Panagiotopoulos et al., 2010) (Malça et Freire, 2006) (Jossart et al., 1995) ,4 (Tits et Misonne, 2002) ,7 (CIBE et CEFS, 2010) ,1-4 (Vandergeten et al., 2010) (Wojciechowski et al., 2002) Il faut noter que les quantités d engrais appliquées ont diminué au fil des années et que cela est appelé à continuer. Cette diminution n engendre pas d effet négatif sur la betterave, le rendement en sucre ayant continué d augmenter au fil du temps (CIBE et CEFS, 2010). L engrais azoté peut être appliqué sous forme liquide avec une solution d urée et de nitrate d ammoniaque ou uniquement du nitrate d ammoniaque à 27% (Bodson, 2012). L engrais potassique peut être appliqué sous la forme sulfate ou chlorure (Institut Technique de la Betterave, 2011a). La modélisation utilise dès lors un apport d engrais azoté sous forme urée et un apport de potassium sous la forme sulfate. Lors de la transformation de la betterave en éthanol, des vinasses sont obtenues. Ces solutions concentrées contiennent des éléments nutritifs importants et sont considérées comme un engrais potassique de même efficacité qu un engrais minéral. Lors de l épandage de 3 tonnes par hectare de vinasse concentrée, les nutriments sont apportés à hauteur de 180 à 240 kg pour l oxyde de potassium K 2 O, 45 à 75 kg d azote élémentaire, 5 à 8 kg de P 2 O 5 et 1 à 2 kg de magnésie MgO (Institut Technique de la Betterave, 2007; Institut Technique de la Betterave, 2011a). Lors de l utilisation des vinasses, en remplacement de matières chimiques, une allocation de substitution de 100% des engrais N, P et K est utilisée. L utilisation de la vinasse sur champs en Belgique n est pas courante car cette dernière trouve une utilisation dans l alimentation animale ou en industrie pour la production de l acide citrique (Bodson, 2012). Les besoins de la culture en fertilisants sont donc uniquement apportés par des engrais synthétiques lors de la modélisation.

124 102 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Influence de l irrigation La betterave a une demande absolue en eau qui s élève de 300 à 500 mm de précipitations par an, sans quoi le rendement de production chute. En Belgique, Pologne, Danemark et Finlande (20% de la surface cultivée dans l Union européenne), la culture de la betterave ne nécessite pas d irrigation. Pour la République Tchèque, l Allemagne, la France, les Pays-Bas, la Roumanie, la Suède et le Royaume-Uni, dont la surface de culture représente 2/3 de la surface totale de l Union Européenne pour la culture de la betterave, moins de 10% de la surface cultivée est irriguée ; seules les betteraves cultivées sur sol sableux ont des apports en eau. En Italie, Hongrie, Autriche et Slovaquie, représentant 10% de la surface de l UE, entre un quart et un tiers de la surface connaît des besoins en eau. En Espagne et en Grèce, l irrigation est presque générale pour une surface représentant moins de 5 % des cultures de betterave en UE (Märländer et al., 2003; CIBE et CEFS, 2010; Bodson, 2012). Une alternative à l irrigation est l utilisation de variétés de betterave sucrière avec une tolérance à la sécheresse, pratique usuellement répandue dans les régions semi-arides pour résoudre le problème d approvisionnement en eau (Tognetti et al., 2003; Bloch et Hoffmann, 2004; Qi et Jaggard, 2006) Émissions dues aux besoins nutritionnels de la culture L application d engrais contenant de l azote, du phosphore et du potassium ou encore de phytosanitaires va entraîner diverses émissions de polluants dans l air et dans l eau. Les facteurs d émissions des polluants dans l air et dans l eau mentionnés dans la littérature sont repris dans le Tableau IV-3. Ils sont exprimés en pourcentage par rapport à la masse de l élément concerné. Tableau IV-3 Facteurs d émissions de polluants dus à l application d engrais et de phytosanitaires sur champ (% massique de l élément concerné) Référence Air Eau N 2 O NO X NH 3 Nitrates Phytosanitaires Phosphore (BIO Intelligence Service, 2010a) 1,75 1 6,7 13,6 1 (Cherubini, 2010) 1-5 (Renouf et al., 2008) ,8 27,8 1,5 12,8 (De Ruyck et al., 2006) 2,5 (Poitrat, 2007) 1,6 Actuellement, les émissions au champ dues aux engrais ne sont pas mesurées. Il s agit donc de facteurs de caractérisation théoriques qui sont soumis à une forte incertitude. Les émissions de N 2 O vont dépendre fortement de la façon d appliquer les engrais sur les champs. En effet, pour des engrais déposés à même le sol et non enfouis, les émissions seront plus importantes que si l engrais est mélangé à la terre (Bodson, 2012). Les émissions de nitrates vers les eaux suite à l application d engrais azoté sont quasi nulles en région wallonne. En effet, l azote restant dans les terres est intégralement consommé par la culture de blé qui suit la betterave dans le cycle de rotation (Bodson, 2012) Récolte de la betterave La récolte consiste à extraire les racines en enlevant les feuilles, les collets et la terre attenante. Les racines sont alors soit chargées et conduites à la sucrerie, soit déposées en silo. La récolte est entièrement mécanisée (Institut Technique de la Betterave, 2007). Les feuilles sont laissées sur les champs où elles sont incorporées dans le sol permettant d augmenter les nutriments pour la culture suivante (CIBE et CEFS, 2003). La première étape est appelée l effeuillage et le scalpage. Les objectifs de cette étape sont d obtenir moins de 20% de betteraves comportant une partie de la feuille appelée pétiole

125 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 103 et moins de 10% de betteraves trop décolletées. Les résultats dépendent de la façon dont le scalpeur est passé. La seconde étape est l arrachage et le nettoyage dont le but est de trouver le meilleur compromis entre la quantité de terre exportée et la perte de betteraves (Institut Technique de la Betterave, 2011b). La récolte des betteraves est soumise à un planning qui permet de traiter la récolte en 24 heures afin d éviter le maximum de pertes en sucre lors du stockage (Bodson, 2012) Impact environnemental de la culture de la betterave Modélisation de la culture de la betterave Suite à l inventaire réalisé pour les consommations et les émissions associées à la culture de la betterave, une moyenne arithmétique des valeurs de la littérature a été réalisée et est présentée dans le Tableau IV-4 dans la colonne dénommée Moyenne. Les valeurs des colonnes Min et Max du Tableau IV-4 présentent les valeurs extrêmes recensées précédemment dans la littérature. Comme annoncé dans le paragraphe «2.2 Culture de la betterave en Europe : production et rendement», deux scénarios sont considérés, à savoir un scénario belge et un scénario se déroulant en Ukraine. Le principal changement est le rendement moyen obtenu, comme présenté dans le Tableau IV-1. Le rendement utilisé est basé sur une moyenne des six dernières années pour la Belgique et pour l Ukraine, ce qui donne respectivement 73 t et 30 t par hectare. Les consommations en engrais et produits chimiques sont supposées identiques pour la culture d un hectare en Belgique ou en Ukraine, le rendement dépendant principalement des conditions climatiques et de la maîtrise de la culture. Lors de cette modélisation, la consommation de CO 2 durant la croissance de la betterave n a pas été prise en compte. Le puits carbone obtenu suite à la culture d un hectare est calculé au paragraphe « Prise en compte du puits carbone». Les bases de données construites pour la culture de la betterave en Ukraine et en Belgique comprennent trois étapes distinctes : l utilisation d engrais et pesticides, incluant leur production, et les émissions associées ; les opérations agricoles comprenant l utilisation de diesel, les consommations des graines ; l utilisation du sol.

126 104 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Tableau IV-4 Données de modélisation de la culture de la betterave Caractéristique Min Max Moyenne Unité Graines 2,6 kg/ha Rendement moyen Belgique 73 tonnes/hectare/an Rendement moyen Ukraine 30 tonnes/hectare/an Diesel pour opérations agricoles 6260 MJ/ha P 2 O kg/ha K 2 O kg/ha N kg/ha Phytosanitaires 0,1 8,6 3,23 kg/ha Émissions NH 3 air 1,68 19,43 4,98 kg/ha Émissions NO X air 0,6 49,3 4,74 kg/ha Émissions N 2 O air 0,6 17,4 2,8 kg/ha Émissions Nitrate eau 0 80,62 0 kg/ha Émissions Phosphate eau 2,3 14,08 8,74 kg/ha Émissions Pesticides eau 0,001 0,129 0,029 kg/ha Scénario de base - caractérisation La méthode ReCiPe 2008 (Goedkoop et al., 2009) a été utilisée pour évaluer l impact environnemental de la production de betterave. Les résultats sont présentés dans le Tableau IV-5 pour une tonne de betterave produite en Ukraine ou en Belgique, sur base des données du Tableau IV-4. Cette unité a été utilisée pour permettre la comparaison avec la seule base de données commerciale Ecoinvent disponible, relative à la production de betterave en Suisse, exprimée en tonne de matière produite (ecoinvent Centre, 2010). Tableau IV-5 Résultats caractérisés «Midpoint» Impact par tonne de betterave Catégorie d'impact Unité Ukraine Belgique Ecoinvent Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB 12 4,83-23 Formation de particules kg éq PM 10 0,2 0,1 0,1 Acidification terrestre kg éq SO 2 0,8 0,3 0,7 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,11 0,04 0,01 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,01 0,00-0,04 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 0,2 0,1 0,5 Occupation de terres agricoles m² Épuisement de l eau m³ 0,4 0,2 0,1 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 4,9 2,0 2,4 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole 15 6,0 6,3 Les résultats de la modélisation pour l Ukraine et la Belgique sont assez différents pour une tonne de betterave. Cela provient du rendement très différent entre les deux cultures, les intrants étant identiques. L impact de la production d une tonne betterave ukrainienne est donc au minimum deux fois plus important que celui de la production d une tonne de betterave belge, quel que soit l impact considéré. Les résultats obtenus pour la betterave belge sont du même ordre de grandeur que ceux de la base de données commerciale. Les quantités d intrants utilisés pour la modélisation de la culture de la betterave peuvent donc être considérées comme cohérentes. En particulier, les valeurs obtenues pour l épuisement des ressources fossiles et minérales sont en très bon accord avec Ecoinvent. Les valeurs relatives au changement climatique sont plus dispersées, ce qui va être justifié par la suite.

127 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 105 Le Tableau IV-6 indique les contributions des trois étapes envisagées lors de la culture d un hectare de betterave pour chaque catégorie d impact et pour les scénarios belge et ukrainien. Tableau IV-6 Impact des étapes de culture de la betterave par hectare Catégorie d'impact Unité Total Opérations agricoles Engrais Utilisation du sol Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 6,43 2,21 4,22 0 Acidification terrestre kg éq SO Eutrophisation eau douce kg éq P 3,3 0,1 3,2 0 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,16 0,05 0,11 0 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 6,8 2,4 4,4 0 Occupation de terres agricoles m² Épuisement de l eau m 3 11,6 1,5 10,1 0 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole En ce qui concerne le changement climatique, l étape de production et d utilisation des engrais amène plus de 70% d impact avec la moitié provenant des émissions aux champs. La littérature apporte des valeurs de 1000 (CIBE et CEFS, 2010) à 1500 (Hoefnagels et al., 2010) kg éq CO 2 contre plus de 2000 dans la modélisation ici réalisée pour un hectare. Cela s explique par un facteur d émission pour le protoxyde d azote (N 2 O) supérieur (3%) à celui utilisé dans les sources précédentes (1%) lors de l utilisation d engrais azoté, mais également par les différences dans les quantités d engrais utilisées. Il s agit donc d un facteur clé qui sera soumis à une analyse de sensibilité. Pour la catégorie d épuisement des ressources fossiles, le score obtenu est de 439 kg éq pétrole. La littérature mentionne des valeurs plus faibles ou plus élevées, en fonction des hypothèses de modélisation retenues. Ainsi, des valeurs plus faibles sont obtenues dans trois travaux, respectivement 195,4 (Renouf et al., 2008), 244,3 (Elsayed et al., 2003) et 375,7 kg éq pétrole (Hoefnagels et al., 2010). Les quantités d engrais prises en compte dans ces études sont plus faibles que celles utilisées pour modéliser la culture de la betterave. Cela entraîne donc des consommations moindres pour les ressources fossiles au vu du caractère énergivore de ces produits. Une étude relative aux cultures du nord de l Europe avec un rendement similaire, aboutit à 470,6 kg éq pétrole ce qui est en accord avec la valeur obtenue par la modélisation (Borjesson et Tufvesson, 2011). En Belgique, une valeur d environ 560 kg éq pétrole par hectare et par an est annoncée (Tits et Misonne, 2002). Concernant les autres catégories d impact, peu de points de comparaison existent dans la littérature, l objectif étant généralement de mettre en évidence les impacts concernant les émissions de gaz à effet de serre et l utilisation de ressources fossiles Prise en compte du puits carbone Tout comme pour la canne à sucre, le carbone assimilé durant la croissance de la betterave peut être ou ne pas être comptabilisé comme un puits carbone. Afin de quantifier l importance potentielle de ce puits, il est nécessaire de calculer le contenu en carbone de la betterave, sur base de l équation modélisant la photosynthèse (cf. Équation II-1). Dans la betterave, le contenu carboné est de type saccharose. La fermentation se déroulant avec des C 6 tels que le glucose ou le fructose, une réaction de saccharification doit

128 106 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière avoir lieu (cf. Équation II-2). Une tonne de saccharose est supposée produire une tonne de C 6 assimilé à du glucose. Compte tenu d une teneur en saccharose de 15% et d un rendement de 30 ou 73 tonnes par hectare, cette surface de culture permet respectivement la production de 4,5 ou 10,95 tonnes de saccharose. Pour un hectare, le dioxyde de carbone capté s élève donc à 6600 kg ou kg selon que la culture est localisée en Ukraine ou en Belgique. Les calculs amenant ce résultat se trouvent dans le Tableau IV-7. Les résultats intermédiaires ont été arrondis à l unité, les décimales ayant été gardées tout le long des calculs. Rendement (t/ha) Tableau IV-7 Calcul du contenu en CO 2 dans un hectare de betterave Teneur en saccharose (%) Quantité de glucose (t/ha) Masse molaire du glucose (kg/mol) Mole de glucose (mol/ha) Mole de CO 2 absorbé (mol/ha) Masse molaire du CO 2 (kg/mol) Masse de CO 2 absorbé (kg/ha) , ,18 0, , La Figure IV-3 présente les résultats avec la prise en compte du puits carbone lors de la culture pour le cas belge. Figure IV-3 Importance des étapes de la culture de la canne à sucre gain CO 2 culture Belgique Pour la catégorie changement climatique, l impact des étapes strictement liées aux opérations de culture devient négligeable par rapport au gain obtenu via la fixation du carbone par la betterave. Dans la suite du travail envisageant l impact de scénarios alternatifs pour la culture, le puits carbone ne sera pas pris en compte Analyse de sensibilité - Variation des quantités d intrants Au vu de la grande contribution des engrais et de produits phytosanitaires à l impact environnemental obtenu pour la culture de la betterave, deux scénarios extrêmes sont envisagés en étude de sensibilité. Il s agit de l utilisation des quantités minimale et maximale de nutriments ainsi que des facteurs d émissions extrêmes mentionnés dans la littérature (cf. Tableau IV-4) pour la culture d un hectare de betterave. Les variations d impact pour les deux scénarios minimal et maximal sont présentées à la Figure IV-4. L impact obtenu pour le scénario de base est représenté par la barre bleue et les barres verticales présentent la gamme de valeurs d impact pour chaque catégorie pouvant être obtenue en modifiant les quantités d engrais appliqués sur les champs ainsi que les facteurs d émissions associés. Les impacts environnementaux des scénarios extrêmes se trouvent donc aux extrémités de la barre verticale.

129 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 107 Figure IV-4 Variations d impact en fonction de l utilisation d engrais et de produits phytosanitaires L utilisation de données extrêmes entraîne une modification non négligeable des impacts obtenus. Des variations comprises entre -50% et plus de 300% de l impact environnemental calculé pour le scénario de base sont obtenues. Les catégories d impact les plus affectées sont le changement climatique, l acidification terrestre et l écotoxicité d eau douce. L épuisement des ressources fossiles et la toxicité humaine peuvent également connaître des variations non négligeables. Les émissions de gaz à effet de serre dépendent fortement des facteurs d émissions en protoxyde d azote, également liées à la quantité d élément azote ajouté sur le champ. L augmentation ou diminution simultanée de ces deux paramètres permet donc d augmenter ou de diminuer fortement l impact de cette catégorie. L impact obtenu pour la catégorie acidification terrestre dépend des émissions d ammoniaque relatif à l utilisation d engrais sur champ et du facteur d émission associé. Des variations conjointes de ces deux paramètres entraînent des modifications non négligeables sur l impact obtenu. La production d engrais est une étape fortement énergivore ce qui entraîne des variations pour la catégorie des ressources fossiles mais également pour les autres catégories d impact précédemment citées qui sont touchées de manière indirecte. La quantité d intrants utilisée est donc un facteur majeur dont il importe d avoir une connaissance précise pour évaluer rigoureusement l impact environnemental associé à la culture. Par ailleurs, ces résultats indiquent qu il s agit d un paramètre clé et qu il convient dans la mesure du possible de le maîtriser ou de le réduire au maximum afin d obtenir l impact environnemental le plus faible possible tout en gardant un rendement élevé en betterave Utilisation des sols lors de production de betterave Le calcul de l impact relatif à l utilisation des sols pour la culture de la betterave utilise la même méthodologie que pour la culture de la canne à sucre. Les détails des calculs sont explicités ci-après. Ces derniers se réfèrent à l évaluation de scénarios prospectifs sous l hypothèse de décisions politiques favorables à ces transformations de sols Changement direct d affectation des sols Comme décrit précédemment, la majorité de la production de la betterave sur le continent européen se situe en Europe de l Ouest contrairement aux plus grandes étendues cultivées, qui elles, se trouvent en Europe de l Est. Il est fortement accepté et reconnu que l Europe de l Ouest ne subit pas de changement direct d affectation des sols à des fins de culture. En effet, au vu des terres déjà occupées dans cette zone et des quotas européens mis

130 108 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière en place pour le sucre combinés à la forte demande en protéines pour l alimentation animale par le biais des cultures céréalières, l expansion de la culture de betterave, que ce soit sur des terres naturelles ou déjà utilisées à d autres fins, n est pas d actualité. Afin de justifier le choix de tenir compte ou non du changement direct d affectation des sols pour la culture de la betterave en Belgique et en Ukraine, les statistiques relatives à l utilisation des sols durant les années 1992 à 2009 ont été analysées. Les variations des surfaces relatives aux zones cultivées, aux pâturages, aux forêts et spécifiquement à la culture de la betterave se trouvent dans le Tableau IV-8. Lorsque les valeurs n étaient pas disponibles, l acronyme n.d. (non disponible) est utilisé. Tableau IV-8 Variations des surfaces dédiées aux zones agricoles, aux forêts et à la culture de la betterave (FAO, 2010) Pays Zones cultivées Pâturages Forêts Culture de la betterave Belgique -2,4% n.d. -1% n.d. +1,4% n.d. -31% n.d. Ukraine -0,4% -3,1% -0,1% +5,7% +1,8% +3,8% -57% -78% Les tendances actuelles des deux pays sont à la diminution des zones cultivées, spécialement lorsqu il s agit de culture de betteraves. Les surfaces dédiées aux pâturages diminuent également en Belgique. En Ukraine, lorsque la moyenne est réalisée sur 17 ans, un accroissement de près de 6% est obtenu pour les surfaces dédiées aux pâturages. Les surfaces de forêts ont tendance à augmenter pour les deux pays. En 2009, les surfaces agricoles regroupant les zones cultivées ainsi que les pâturages s élèvent à 45% de la surface du pays en Belgique contre 71% en Ukraine. En analysant la demande en betterave pour ces deux pays lors des dix dernières années, la production locale est généralement suffisante pour subvenir aux besoins. Les importations sont quasi inexistantes en Ukraine et restent faibles pour la Belgique (FAO, 2010). Néanmoins, ces données permettent d imaginer les conséquences d une augmentation de demande marginale en betterave en Belgique ou en Ukraine. Pour la Belgique, l hypothèse la plus probable est une importation de betterave au vu des faibles surfaces disponibles, ce qui engendrera des changements indirects d affectation des sols dans les pays exportateurs. Aucun changement direct n aura lieu dans ce cas comme cela avait été avancé précédemment. Pour l Ukraine, les surfaces disponibles sont importantes. D après le Tableau IV-8, les zones cultivées ont été transformées en pâturages au fil du temps, tendance qui pourrait être inversée par une intensification du pâturage et donc la transformation d une partie de ces derniers en culture de betterave. Un changement direct d affectation des sols est alors à prendre en compte pour l Ukraine. Par contre aucun changement indirect d affectation des sols n est pris en compte, en supposant que ce pays est capable de faire face seul à une augmentation marginale de la demande au vu des surfaces disponibles. Les calculs de stocks de carbone sont effectués en tenant compte du climat tempéré frais et sec régnant dans cette zone Calcul des stocks de carbone pour la culture de betterave La quantité de carbone présente naturellement dans des sols argileux de faible activité tels qu on les trouve en Ukraine, SOC ST, est de 50 tonnes par hectare pour un climat tempéré frais et sec. Pour les facteurs F LU, F MG, F I, plusieurs possibilités peuvent être envisagées, en fonction des pratiques agricoles et de la quantité d intrants, comme présentées

131 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 109 dans le Tableau IV-9. La betterave étant récoltée chaque année, le facteur d utilisation des sols (F LU ) adopte la valeur de 0,8 pour les régions tempérées sèches. Tableau IV-9 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les cultures de betterave en Ukraine (EC-Guidelines (European Union), 2010) Type de pratique agricole F MG Intrants F I Labour complet 1 Faibles 0,95 Labour réduit 1,02 Modérés 1 Pas de labour 1,1 Importants avec ou sans fumier 1,37 1,04 Selon les lignes directrices de l Union Européenne (EC-Guidelines (European Union), 2010), la valeur du stock de carbone végétal spécifique (C VEG ) à une culture annuelle comme la betterave est nulle. Le Tableau IV-10 présente les valeurs des stocks de carbone (C Si ) pour les cultures de betterave en fonction des différents paramètres utilisés. Ces dernières sont identiques à la valeur SOC calculée précédemment vu la valeur nulle de C VEG. Tableau IV-10 Stocks de carbone organique dans les sols pour différents paramètres pour les cultures de betterave Labour complet Labour réduit Pas de labour Intrant SOC (tc/ha) Faible 38,00 C VEG (tc/ha) C Si (tc/ha) 38,00 Modéré 40,00 40,00 Important avec fumier 54,80 54,80 Important sans fumier 41,60 41,60 Faible 38,76 38,76 Modéré 40,80 40,80 0 Important avec fumier 55,90 55,90 Important sans fumier 42,43 42,43 Faible 41,80 41,80 Modéré 44,00 44,00 Important avec fumier 60,28 60,28 Important sans fumier 45,76 45,76 Pour la zone étudiée, en fonction des pratiques agricoles et des intrants utilisés, les valeurs de carbone contenu dans les sols lors de la mise en place d une culture de betterave varient entre 38 et 60 tonnes par hectare. Il importe donc de définir précisément les scénarios envisagés lors d un changement direct d affectation des sols afin de calculer le plus rigoureusement possible le stockage ou l émission de carbone Calcul du stock de carbone pour les prairies Pour évaluer l impact de la transformation de prairies en culture de betterave en Ukraine, il est nécessaire d évaluer le stock de carbone initial. La quantité de carbone présente dans les sols (SOC ST ) est identique à précédemment, à savoir 50 tonnes par hectare. Pour les prairies, le facteur d utilisation des sols F LU est de 1. Les valeurs des facteurs F MG et F I se trouvent dans le Tableau IV-11.

132 110 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Tableau IV-11 Valeurs de facteurs F MG et F I pour les prairies Ukraine (EC-Guidelines (European Union), 2010) Pratiques agricoles F MG F I Améliorées avec intrants modérés / importants 1,14 1 / 1,11 Gestion minimale avec intrants modérés 1 1 Modérément dégradées avec intrants modérés 0,95 1 Fortement dégradées avec intrants modérés 0,7 1 La valeur du stock du carbone végétal (C VEG ) spécifique aux prairies est de 3,3 tonnes de carbone par hectare pour un climat tempéré, frais et sec (EC-Guidelines (European Union), 2010). Compte tenu de ces données, le Tableau IV-12 présente le stock de carbone contenu dans le sol des prairies. La gamme de valeurs est également étendue allant de 38 tonnes à 66 tonnes de carbone en fonction des pratiques de gestion. Tableau IV-12 Résultats des stocks de carbone dans les sols pour différents paramètres en prairie Ukraine Pratiques agricoles SOC (tc/ha) Améliorées et intrants modérés 57 C VEG (tc/ha) C Sf (tc/ha) 60,8 Améliorées et intrants importants 62,7 66 Gestion minimale et intrants modérés 50 3,3 53,3 Modérément dégradées et intrants modérés 47,5 50,8 Fortement dégradées et intrants modérés 35 38, Calcul des émissions de dioxyde de carbone suite au changement direct d affectation des sols Au vu du Tableau IV-10 et du Tableau IV-12, il est possible d évaluer l impact de la transformation de prairies en cultures de betterave en Ukraine, pour diverses pratiques agricoles. Examinons les cas extrêmes pouvant se présenter. Le premier, envisagé comme la meilleure situation, est le passage d une zone fortement dégradée à une culture sans labour et avec un apport important d intrants et du fumier. Cette transformation permet de passer d un contenu en carbone dans le sol de 38,3 tonnes à 60,28 tonnes par hectare, ce qui équivaut à un stockage proche de 22 tonnes de carbone par hectare. La moins bonne des situations consiste en la transformation d une prairie améliorée avec des intrants importants (66 tc/ha) à une culture avec un labour intense et des intrants faibles (38 tc/ha). Des émissions proches de 28 tonnes de carbone par hectare sont alors atteintes. Compte tenu de ces situations extrêmes, le scénario moyen retenu dans ce travail, basé sur une moyenne arithmétique des valeurs obtenues, est le passage d une prairie avec une gestion minimale et des intrants modérés à une culture de betterave sans labour avec des intrants importants sans fumier. Les émissions, ou stockages, de dioxyde de carbone faisant suite à la transformation de prairies dans une zone tempérée fraiche et sèche en une culture annuelle sont indiquées dans le Tableau IV-13 pour les trois cas envisagés, le tout moyenné sur 20 ans. Ils sont calculés selon l Équation IV-1.

133 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 111 Équation IV-1 Calcul des émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols Tableau IV-13 Émissions de CO 2 suite au changement direct d affectation des sols moyenne par année - Ukraine Scénario Émissions (t CO 2 /ha) Meilleur -4,03 Pire 5,13 Moyen 1,38 La Figure IV-5 présente l effet de ces trois possibilités de changement direct d affectation des sols pour la catégorie du changement climatique en comparant les résultats obtenus avec le scénario de base pour la culture de betterave en Ukraine, sans et avec prise en compte du puits carbone. Le losange présente le total net de l impact des différentes étapes. Figure IV-5 Influence du changement direct d affectation des sols sur la catégorie changement climatique - Ukraine Les résultats montrent l importance du type de scénario envisagé sur la modification du score obtenu pour le changement climatique. Par rapport au scénario de base avec puits CO 2, un gain CO 2 de 89% est obtenu pour le meilleur scénario, alors que des émissions CO 2 supplémentaires réduisent le gain obtenu de 30% et de 114% pour respectivement les cas qualifiés de «moyen» et «pire». Selon les directives européennes mises en place, un changement d affectation direct des sols n est normalement pas à prendre en compte (BIO Intelligence Service, 2008) lors d une analyse du cycle de vie relative aux cultures énergétiques. Cette recommandation est suivie pour la production de betteraves en France ou en Belgique. Cependant, pour la culture effectuée en Ukraine, au vu de la possible extension, ce changement direct d affectation des sols et ses conséquences, seront mis en évidence sur l impact environnemental obtenu par les produits finis. L impact global du changement d affectation des sols va dépendre de l importance de la production liée à ce changement. Les résultats obtenus pour un hectare sont à mettre en relation avec la quantité de terres nécessaires à l obtention du produit fini, ce qui intègre la notion de rendement.

134 112 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Changement indirect d affectation des sols Pour l Ukraine, un changement indirect d affectation des sols n est pas envisagé, supposant que le pays sera capable de faire face à une augmentation marginale de la demande en betterave par une conversion directe de ses pâturages en terres cultivées. Cela a été pris en compte dans le changement direct d affectation des sols. Pour la Belgique, comme mentionné précédemment, une augmentation de la demande en betterave ne pourra pas être fournie par le pays, lui-même. Il devra faire face à une importation qui peut avoir comme conséquence un changement indirect d affectation des sols. En analysant les statistiques des plus grands producteurs de betteraves dans le monde, et plus spécifiquement ceux situés proches de la Belgique, le candidat le plus probable au vu des statistiques des 10 dernières années semble être les Pays-Bas (FAO, 2010). L'impact du changement indirect des sols pour la culture de la betterave belge a été calculé avec la même méthode que précédemment et les résultats sont présentés dans le Tableau IV-14. Le détail des calculs est repris à l Annexe I. Tableau IV-14 Émissions de CO 2 suite au changement indirect d affectation des sols moyenne par année Belgique Scénario Émissions (t CO 2 /ha) Meilleur -5,89 Pire 11,42 Moyen 3,23 La Figure IV-6 présente les variations des scores obtenus par la betterave belge lors de la prise en compte d un changement indirect d affectation des sols suite à une importation en provenance des Pays-Bas. En tenant compte du gain CO 2 durant la culture de la betterave, l impact environnemental net reste négatif («gain») pour les trois scénarios même en prenant en compte le changement indirect d affectation des sols. Ce paramètre ne renverse pas le gain obtenu lors de la culture. Le cas étudié ici suppose que le changement indirect d affectation des sols aux Pays-Bas est uniquement lié à la demande de betterave en Belgique, ce qui peut évidemment être nuancé. Il s agit donc du pire cas possible. Figure IV-6 Variations des résultats de la catégorie changement climatique suite au changement indirect d affectation des sols Belgique

135 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 113 La Figure IV-7 compare, quant à elle, les scénarios belges et ukrainiens en tenant compte, respectivement, des scénarios moyens de changement indirect et direct d affectation des sols. Figure IV-7 Comparaison des impacts entre les scénarios belges et ukrainiens en tenant compte du changement direct et indirect d affectation des sols Sans prendre en compte le gain CO 2 durant la culture, le déplacement d un hectare de pâturages en Ukraine par rapport aux Pays-Bas entraîne des émissions de CO 2 moins importantes, ce qui donne un impact environnemental net plus grand pour un hectare de betterave belge. Par contre, lorsque le gain carbone est pris en compte, vu le rendement belge (73 t/ha) important par rapport au rendement ukrainien (30 t/ha), les résultats sont inversés. Le gain environnemental obtenu par le scénario belge devient plus important, malgré le changement indirect d affectation des sols pris en compte. 3. Transport de la betterave Ce paragraphe est relatif à la deuxième étape de la Figure IV-1 qui considère le transport de la betterave récoltée jusqu à l usine de production de bioéthanol. Il va permettre de calculer l impact environnemental associé à cette étape. La quantité de betterave à transporter est équivalente à la production d un hectare de culture, à savoir 73 tonnes en Belgique et 30 tonnes en Ukraine Caractéristiques du transport de la betterave Après la récolte, les betteraves sont acheminées vers le lieu de transformation en sucre et/ou en bioéthanol. En fonction de l implantation de cette unité, les distances parcourues données dans la littérature sont généralement importantes, allant de 80 à 100 km pour des études réalisées au Royaume-Uni (Elsayed et al., 2003; Mortimer et al., 2004) ou aux Pays-Bas (Langeveld et al., 2008). Conscient de l impact environnemental du transport, Ballerini et Lemarchand (2007) donne quant à lui un rayon d approvisionnement de maximum 50 km. Cette valeur est en accord avec les statistiques européennes de 2009 présentant une distance moyenne de 44 km (CIBE et CEFS, 2010) tout comme avec l étude française sur les biocarburants qui situe la distance de transport entre 20 et 60 km (BIO Intelligence Service, 2010b). Le moyen de transport utilisé est le camion ou le tracteur avec benne lorsque les distances sont assez courtes (Bodson, 2012). En fonction du pays envisagé, les distances de transport peuvent donc varier de manière significative. Des données belges n étant pas directement disponibles, le cas français est utilisé lors de l évaluation de l impact du transport. Les diverses possibilités de distance de

136 114 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière transport sont envisagées lors d une analyse de sensibilité afin évaluer l impact de la distance séparant le champ de l unité de transformation sur l impact environnemental global de la culture de la betterave Impact environnemental du transport de la betterave Scénario de base - caractérisation Pour modéliser ce transport, un camion de 16 à 32 tonnes a été utilisé, en adoptant une distance moyenne de 50 km en Belgique. Vu les hypothèses effectuées dans le scénario de base, la masse à transporter s élève à 73 tonnes par hectare. En ce qui concerne l Ukraine, une masse de 30 tonnes est à considérer. La distance de transport en Ukraine est supposée identique, soit 50 km, avec la transformation de la betterave effectuée dans le pays d origine. En effet, vu les pertes en sucre qui sont observées au fil du stockage de la betterave, leur importation en vue de leur transformation en Belgique n est pas envisageable. L impact environnemental «absolu» du transport, rapporté à la tonne de betterave est identique pour la Belgique ou pour l Ukraine vu la même distance prise en compte, mais son importance relative diffère si on considère un hectare de culture. La Figure IV-8 présente la contribution du transport de la betterave depuis les champs jusqu à l usine de transformation pour le scénario belge. Une masse de 73 tonnes a donc été transportée. Les résultats obtenus pour une culture effectuée en Ukraine sont présentées à la Figure IV-9, c'est-à-dire pour le transport de 30 tonnes de betteraves. La partie blanche des bâtonnets représente l impact du transport. Pour le cas belge, le transport prend une place relativement importante variant de 1,64% pour la catégorie eutrophisation d eau douce à 39% pour la catégorie écotoxicité terrestre. La contribution du transport pour la catégorie épuisement des ressources fossiles vaut 33% et 23% pour la catégorie changement climatique. Figure IV-8 Importance du transport de betterave sur l impact global pour un hectare cultivé 50 km Belgique

137 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 115 Figure IV-9 Importance du transport de betterave sur l impact global pour un hectare cultivé 50 km Ukraine Pour l Ukraine, l impact relatif du transport est plus faible, allant de 0,7% pour la catégorie eutrophisation d eau douce à 21% pour l écotoxicité terrestre. La part du transport dans l impact global pour la catégorie épuisement des ressources fossiles atteint 17% contre 11% pour le changement climatique Analyse de sensibilité variation des distances de transport En faisant varier la distance du transport entre les valeurs minimales et maximales trouvées dans la littérature, l impact environnemental du scénario culture et transport est modifié et la valeur obtenue peut varier entre les barres verticales présentes sur les barres bleues de la Figure IV-10. L impact obtenu précédemment pour le scénario belge prenant en compte une distance de transport de 50 km est représenté par la barre bleue. Il s agit donc de l impact du scénario de base, sans puits carbone ni changement d affectation des sols auquel l impact du transport de la betterave du champ jusqu à l usine de transformation est ajouté. La barre horizontale inférieure présente le score pouvant être obtenu suite à la prise en compte d un transport de 20 km et la barre horizontale supérieure est le score atteint lorsque la distance de transport monte à 100 km. Figure IV-10 Variations d impact en fonction de la distance parcourue entre le champ et l usine - Belgique Les plus grandes modifications par rapport au scénario de base sont obtenues pour les catégories relatives à l épuisement des ressources fossiles (-20% à +33%), à l écotoxicité

138 116 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière terrestre (-24% à +39%) et au changement climatique (-14% à +23%). Dans le cadre du scénario belge où l impact relatif au transport présente jusqu à 30% de l impact global, la diminution des distances à parcourir permet de diminuer l impact environnemental du système. 4. Production de bioéthanol hydraté à partir de betterave Ce paragraphe regroupe les données nécessaires à la modélisation de la production de bioéthanol hydraté à partir de betterave, sur base d une revue de la littérature. Ce paragraphe aborde successivement la récolte de ces données, en parallèle avec un descriptif des procédés impliqués, la modélisation résultante et l analyse des impacts environnementaux associés. Ces derniers sont rapportés à la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté. Le bioéthanol hydraté peut être produit à partir du jus de betterave ou de mélasses résultant de la production du sucre. Les deux matières premières vont être étudiées lors de ce paragraphe afin d évaluer la différence obtenue entre les impacts environnementaux pour la production du bioéthanol en tant que produit ou en tant que coproduit de l industrie sucrière Conversion de la betterave en bioéthanol : filières et rendements Pour la saison , la betterave cultivée dans les pays de l Union Européenne des 27 a permis de produire 16,8 millions de tonnes de sucre brut. Cette production est répartie entre l industrie de fermentation et le sucre alimentaire avec des pourcentages de respectivement 11,9% et 88,1% (Flach et al., 2011; Polet, 2011). La production de bioéthanol à partir de betterave est caractérisée par des rendements se situant entre 5500 et 8500 litres par hectare en Europe dépendant du rendement de betterave à l hectare, ou encore équivalant à la production de 100 litres par tonne de betterave (Hot et al.; Tits et Misonne, 2002; Koga, 2008; Sánchez et Cardona, 2008; CIBE et CEFS, 2010; Bessou et al., 2011). La production de 100 litres de bioéthanol hydraté par tonne de betterave est la valeur utilisée dans la modélisation Étapes de transformation de la betterave Procédés La Figure IV-11 présente les grandes étapes associées à la production bioéthanol à partir de betteraves sucrières (Ballerini et AlzarToux, 2006).Une première série d opérations conduit à l obtention de jus sucrés. Dans une unité de production du sucre, les intermédiaires comme le jus brut, le sirop concentré ou les mélasses sont disponibles pour produire du bioéthanol à partir de betteraves (Santek et al., 2010). Les mélasses sont constituées à 50% en poids de sucres mais également d éléments minéraux et de matières organiques non fermentescibles (Ballerini et AlzarToux, 2006). Pour une production dédicacée d éthanol, les jus sucrés subissent une fermentation directe ou sont préalablement concentrés en sirops de sucre. Les deux dernières étapes sont la distillation et la déshydratation. Chacune des étapes représentées va faire l objet d une présentation plus détaillée.

139 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 117 Raffinerie du sucre MÉLASSES BETTERAVES SUCRIÈRES Lavage - découpage Extraction JUS SUCRÉS Concentration SIROPS DE SUCRE Pressage Fermentation Séchage Distillation VINASSES PULPES Déshydratation ÉTHANOL À 99,98% Figure IV-11 Schéma général de production de bioéthanol à partir de betteraves (Ballerini et AlzarToux, 2006) Extraction Une fois arrivées à l usine de transformation, les betteraves sont transportées par convoyeurs ou par canaux d eau pour atteindre l installation de lavage permettant de les débarrasser de la terre qui les recouvrent et de séparer les feuilles et les pierres. Elles sont ensuite découpées en cossettes. Les sucres sont alors extraits par diffusion à l eau chaude afin d obtenir une solution contenant 15% en sucre. La fermentation peut alors avoir lieu à partir des jus sucrés, concentrés ou non sous forme de sirop. La concentration permet d éviter les contaminations et de garantir un temps stockage plus important (CIBE et CEFS, 2003; Ballerini et AlzarToux, 2006; Didderen et al., 2008). Après la diffusion des sucres, les cossettes restantes peuvent être pressées, séchées et utilisées en alimentation animale. Elles sont également appelées pulpes (CIBE et CEFS, 2003). Contrairement à la production de bioéthanol à partir de canne à sucre, le jus est obtenu après diffusion et non après broyage et pressage (Didderen et al., 2008). Le jus obtenu après diffusion contient encore des impuretés comme des protéines provenant de la culture. Ces impuretés peuvent être enlevées en ajoutant de la chaux. La solution restante après filtration est dénommée jus fin (CIBE et CEFS, 2003) Fermentation Avant la fermentation, une étape de pasteurisation est réalisée comme pour le procédé de la canne à sucre afin d éliminer les bactéries présentes. Cette dernière est réalisée à l aide de vapeur. Le temps de fermentation optimal et la fraction massique initiale en sucre pour la production d éthanol en mode discontinu à l aide de Saccharomyces Cerevisiae en anaérobie, à une température de 30 C et sous une vitesse d agitation de 200 tours par minute sont estimées respectivement à 30 h (jusqu à 38h) et de 12,30% à 20% (Dodic et al., 2009; Rankovic et al., 2009; Popov et al., 2010). Pour optimiser l étape de fermentation, d autres conditions opératoires doivent être prises en compte, comme s assurer que la température de dilution est de C, que les racines sont bien nettoyées avant broyage, de l utilisation d un facteur de croissance pour stimuler le développement des levures et de l utilisation de composés azotés lors de la fermentation (Barsan et al., 2010) Distillation La distillation permet de passer du jus fermenté à un éthanol dont la concentration est celle de l azéotrope. À la suite de la colonne de distillation se trouve une colonne de

140 118 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière rectification qui permet de séparer l éthanol concentré des impuretés s étant retrouvées dans la phase gazeuse suite à l étape précédente (Didderen et al., 2008) Déshydratation Lors de l utilisation du bioéthanol en tant que carburant, une déshydratation doit avoir lieu pour obtenir une composition en eau inférieure à celle présente à l azéotrope. Cette étape est négligée dans ce chapitre, le bioéthanol hydraté étant le produit attendu, mais sera prise en compte ultérieurement lors de l utilisation du bioéthanol en tant que biocarburant Valorisation des coproduits Au fil des étapes de transformation de la betterave en vue d obtenir du sucre ou du bioéthanol, différents coproduits sont obtenus et peuvent être valorisés. Ce paragraphe a pour but de caractériser ces derniers et de montrer les voies de valorisation possible Feuilles et collets de betterave Lors de la récolte de la betterave pour la production de sucre ou d éthanol, seules les racines sont utilisées. Les feuilles et les collets de betterave peuvent être récupérées et connaître une valorisation dans l alimentation animale. Il s agit d un produit dont la composition est variable surtout en ce qui concerne la teneur en minéraux. Sa teneur en potassium est élevée et tandis que son pourcentage en cellulose est faible (Besancenot et al., 1988). La quantité de feuilles produites est non négligeable. En effet, lors de la production d une tonne de betteraves, 0,75 tonne de feuilles est produite simultanément. Ces feuilles sont une source importante de protéines et en particulier de rubisco. Ce complexe protéique se retrouve dans beaucoup de plantes telles que la luzerne, les pois, les herbes, etc. Il possède des qualités nutritionnelles importantes qui pourraient sans doute concurrencer les protéines du soja. Outre cet aspect, le jus des feuilles après extraction possède aussi des molécules intéressantes. D autres possibilités existent donc pour les feuilles autres que de les laisser sur champ (Destain et al.). Les caractéristiques des feuilles et des collets sont présentées dans le Tableau IV-15.

141 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 119 Tableau IV-15 Caractéristiques des feuilles et collets (Besancenot et al., 1988) Caractéristique Unité Feuille & Collet Propre Sale Matière sèche % Matières minérales % MS MAT 6 % MS Cellulose brute % MS Calcium g/kg MS Phosphore g/kg MS 2 2 Potassium g/kg MS Sodium g/kg MS 8 8 Valeur nutritive Unité Feuille & Collet Propre Sale UFL 1 par kg MS 0,87 0,79 UFV 1 par kg MS 0,85 0,76 PDIA 1 g/kg MS PDIN 1 g/kg MS PDIE 1 g/kg MS Au vu des propriétés recensées ci-dessus, l utilisation des feuilles en tant que substitut d alimentation animale pourrait être envisagée. Cette utilisation n est pas commune actuellement et ne sera pas modélisée dans le corps du travail. Il s agit uniquement de données théoriques. La pratique n ayant pas été mise en œuvre, il est difficile d imaginer un scénario cohérent pour l utilisation de ces feuilles et collets, surtout au vu de l allocation énergétique utilisée dans ce travail. Les feuilles et les collets ne participent pas à l impact environnemental de la production de bioéthanol hydraté Pulpes de betteraves Lors de la transformation de la betterave en sucre ou en bioéthanol apparaissent les pulpes de betteraves qui contiennent de grandes quantités d éléments minéraux ainsi que des matières organiques non converties en éthanol. La pulpe surpressée a une composition relativement stable mais qui peut toutefois varier selon l origine géographique et les années (Legrand, 2005). Les constituants de la pulpe sont présentés dans le Tableau IV-16 ainsi que les valeurs nutritives associées. 6 Les définitions des acronymes se trouvent à l Annexe IV

142 120 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Tableau IV-16 Composants de la pulpe (Legrand, 2005) Caractéristique Unité (Besancenot et al., 1988) (Legrand, 2005) Matière sèche % 22 Matières minérales % MS 9 MAT % MS 10 1,6 Dont Azote ammoniacale % de N total Cellulose brute % MS Calcium g/kg MS 15 1 Phosphore g/kg MS 1 0,1 Potassium g/kg MS 8 0,5 Sodium g/kg MS 1 1 Matières grasses % MS 1,5 1 Magnésium g/kg MS 1,5 0,25 Soufre g/kg MS 2 Manganèse mg/kg MS 50 Cuivre mg/kg MS 5 Zinc mg/kg MS 19 Aluminium mg/kg MS 700 Valeur nutritive Unité (Besancenot et al., 1988) 9% matières minérales (Legrand, 2005) UFL par kg MS 1,01 1,040 UFV par kg MS 0,99 1,114 PDIA g/kg MS (G VRE) PDIN g/kg MS (G DVE) PDIE g/kg MS (G OEB) Les pulpes peuvent être valorisées pour leur contenu «matière» ou «énergétique» : elles peuvent être utilisées comme apport sur les champs, être valorisées pour l alimentation animale, séchées et utilisées pour produire de la chaleur, transformées par digestion anaérobique en méthane pouvant à son tour servir de combustible pour l installation ou encore être utilisées pour la production d hydrogène (Malça et Freire, 2006; Ballerini et Lemarchand, 2007; Pfeffer et al., 2007; Panagiotopoulos et al., 2010). Les quantités de pulpes sèches récupérées varient entre 410 kg et 1000 kg (Renouf et al., 2008) pour 1000 litres de bioéthanol hydraté, alors que les quantités de pulpes humides varient entre 564 kg (His, 2005), 587 kg (Ballerini et Lemarchand, 2007) et 1800 kg (BIO Intelligence Service, 2010b) pour 1000 litres de bioéthanol hydraté. La quantité de pulpes sèches utilisées dans la modélisation est de 431 kg basée sur la moyenne des données recensées dans la littérature. Dans la pratique, les pulpes de betteraves sont actuellement valorisées en alimentation animale, la demande étant très élevée. Les pulpes de betterave contiennent de la cellulose permettant de remplacer l utilisation de céréales pour l alimentation animale mais vu leur faible taux en protéines, une partie de céréales doit tout de même être conservée (Panagiotopoulos et al., 2010; Bodson, 2012). Le PCI des pulpes de betteraves est estimé à 15,6 MJ/kg par Malça et Freire (2006), valeur utilisée pour l allocation énergétique dans le corps du travail. La valeur de 9,7 MJ/kg avancée par Renouf et al. (2008) fera l objet d une analyse de sensibilité. L expansion du système pour prendre en compte la valorisation des pulpes peut également être réalisée. Cela fera l objet d une analyse de sensibilité ultérieure.

143 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Vinasse de distillerie La vinasse de distillerie provient de la fermentation directe des jus de diffusion de la betterave. Elle contient beaucoup de pectines et ne peut être concentrée. Une forme de valorisation consiste en son épandage sur champ (Comité National des Coproduits; Besancenot et al., 1988) mais cette pratique n est pas réalisée dans nos régions. La vinasse peut également être transformée en biogaz à la suite d une fermentation anaérobie (Ballerini et AlzarToux, 2006; Szopa et Patelski, 2006). Vu la faible quantité d informations récoltées à ce sujet, il est de coutume de négliger la valorisation de la vinasse, ce qui sera adopté dans cette étude Vinasse de mélasse Les vinasses de mélasse, c est-à-dire issue de la fermentation des mélasses en bioéthanol, proviennent de la production d éthanol réalisée conjointement à la production de sucre. Elles peuvent être utilisées en alimentation animale après réduction de leur teneur en potassium. Les vinasses de mélasse interviennent dans l alimentation animale des ruminants de diverses façons à savoir : par la fabrication d aliments composés, granulés ou déshydratés avec un taux d incorporation de 4 à 8% du produit brut ; pour la fabrication d aliments composés liquides avec 15 à 20% d incorporation, une complémentation protéique de la pulpe de betterave surpressée avec 3,5 à 4% d incorporation ; une utilisation directe à l auge. Vu leur importante teneur en azote (cf. Tableau IV-17), l ajout de vinasse dans l alimentation animale permet de supprimer d autres apports azotés. Cette vinasse amène également de l énergie à la ration qui peut remplacer des céréales, des pulpes de betterave surpressées ou de l ensilage de maïs (Comité National des Coproduits). Les caractéristiques et les valeurs nutritives des vinasses de mélasses se trouvent dans le Tableau IV-17.

144 122 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Caractéristiques Tableau IV-17 Caractéristiques des vinasses de mélasses Unité (Troccon et Demarquilly, 1989) (Besancenot et al., 1988) Normale Dépotassifiée Matière sèche g/kg Cendres g/kg MS 42 Potassium g/kg MS Sodium g/kg MS Chlore g/kg MS 18 Soufre g/kg MS Phosphore g/kg MS 1,4 1,5 3 Calcium g/kg MS 0,1 Matières azotées totales g/kg MS Matières azotées ammoniacales g/kg MS ,8 Bétaïne g/kg MS 176 Éther éthylique g/kg MS 6 Éther de pétrole g/kg MS 2 Énergie brute kcal/kg MS 4626 kcal/kg MO 4830 Valeur nutritive Unité (Troccon et Demarquilly, 1989) (Besancenot et al., 1988) Normale Dépotassifiée UFL par kg MS 0,8 0,75 0,80 UFV par kg MS 0,71 0,65 0,71 PDIA g/kg MS PDIN g/kg MS PDIE g/kg MS Les vinasses de mélasses ont également été négligées lors de la modélisation de la production de bioéthanol conjointe à celle du sucre par manque de données sur les quantités obtenues. À notre connaissance, aucune référence bibliographique ne mentionne la prise en compte de ce coproduit dans l évaluation de l impact environnemental du bioéthanol produit à partir de mélasses Données d inventaire pour la production de bioéthanol à partir de jus Après avoir décrit les procédés nécessaires à la transformation de la betterave lors du paragraphe précédent, les données spécifiques aux bilans de matière et d énergie de la production de bioéthanol à partir de jus vont être explicitées. Ces consommations sont rapportées, autant que possible, à l unité fonctionnelle choisie qui est la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté Consommations énergétiques Comme déjà explicité lors des différentes étapes, la production de bioéthanol à partir de betteraves est un procédé énergivore. Les consommations relevées dans la littérature pour les différentes étapes sont présentées dans le Tableau IV-18 pour la chaleur et dans le Tableau IV-19 pour l électricité. Les valeurs disponibles pour la chaleur, présentées dans le Tableau IV-18, varient entre 2000 et MJ, soit d un facteur 5 en fonction de la source consultée. Une moyenne arithmétique a été utilisée dans la modélisation pour refléter les disparités obtenues. Une analyse de sensibilité sera menée pour évaluer l impact des variations des consommations

145 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 123 énergétiques entre les minimas et les maximas annoncés par la littérature. La chaleur est supposée être fournie via la combustion de gaz naturel. Les valeurs entre parenthèses sont relatives aux consommations de l étape de déshydratation, étape qui sera prise en compte lors de l utilisation du bioéthanol hydraté sous la forme de biocarburant. Tableau IV-18 Demandes énergétiques de production de bioéthanol à partir de betteraves - Chaleur Référence Unité Diffusion Pasteurisation Fermentation Distillation Déshydratation Total (De Ruyck et al., 2006) (Elsayed et al., 2003) (Ballerini et AlzarToux, 2006) (Mortimer et al., 2004) (Malça et Freire, 2006) (BIO Intelligence Service, 2010b) MJ/ t betterave MJ/ t betterave kg vapeur/1000 L éthanol MJ/ t betterave GJ/t bioéthanol MJ/1000 L bioéthanol , , (550) 1050 (1600) En ce qui concerne la consommation d électricité, les valeurs varient d un facteur trois, passant de 94,5 kwh à 277 kwh en fonction de la littérature, comme indiqué dans le Tableau IV-19. Une moyenne de consommation électrique a également été calculée et est utilisée dans le cas de base, les minimas et maximas étant employés dans une analyse de sensibilité. Tableau IV-19 Demandes énergétiques de production de bioéthanol à partir de betteraves Électricité , Référence Unité Lavage Stockage Découpage Diffusion Fermentation Distillation Déshydratation Total (De Ruyck et al., 2006) (Elsayed et al., 2003) (Ballerini et AlzarToux, 2006) (Mortimer et al., 2004) (BIO Intelligence Service, 2010b) kwh/ t betterave kwh/ t betterave kwh/1000 L éthanol kwh/ t betterave kwh/ 1000 L ethanol hydraté 3,7 0,35 4,72 1,1 0,6 1,60 3,2 9,45 0,83 2,22 3,2 12, (10) 200 (210) 20 7,7 27, Consommation de produits chimiques et d eau En plus de consommations énergétiques, des consommations de produits chimiques sont nécessaires pour la production de bioéthanol, ainsi que rapporté par diverses publications (cf. Tableau IV-20). 118,25 165,55

146 124 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Tableau IV-20 Consommations relatives à la transformation de betterave en bioéthanol Consommations (Santek et al., 2010) (Mortimer et al., 2004) (Speichim) kg/t betterave (kg/t betterave) (kg/1000 L éthanol) Oxyde de soufre 0,13 Carbonate de sodium 0,05 Antitartre 0,04 EDTA 0,055 Chaux 15,3 23 Coke 1,8 Anti-mousse 0,02 Acide sulfurique 0,48 10 Gypse 1,06 Formaldéhyde 0,15 Acide chlorhydrique 0,025 Huile 0,03 Biocide 0,024 Une moyenne des données d inventaire du Tableau IV-20 est utilisée dans la modélisation du scénario de base Impact environnemental du bioéthanol hydraté à partir de jus de betterave Modélisation de la production de bioéthanol à partir de jus de betterave Lors de cette modélisation, la production de bioéthanol à partir de jus est considérée en cas de base. Une variante prenant en compte l utilisation des mélasses issues de l industrie sucrière sera effectuée par la suite. La production de 1000 litres de bioéthanol hydraté est utilisée comme unité fonctionnelle, ce qui équivaut à la transformation de 10 tonnes de betterave, en utilisant un rendement de 100 litres de bioéthanol par tonne de betterave, comme cela a été justifié précédemment. Deux scénarios sont envisagés en ce qui concerne la culture, à savoir la culture belge et ukrainienne dont les rendements à l hectare sont respectivement de 73 tonnes et de 30 tonnes. Les surfaces relatives à la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté sont donc de 1369,86 m² en Belgique contre 3333,33 m² en Ukraine. Les lieux de transformation de la betterave sont situés en Belgique et en Ukraine. Les résultats de production de bioéthanol hydraté sont présentés lors de deux scénarios distincts comme cela était le cas pour la culture. Les étapes prises en compte pour l évaluation des impacts de la production de bioéthanol hydraté sont la culture de la betterave, son transport du champ jusqu à l unité de transformation en bioéthanol et l étape de transformation en tant que telle. Le Tableau IV-21 présente les consommations en énergie et en produits chimiques relatives à la production de 1000 L de bioéthanol hydraté. Il s agit des valeurs moyennes des données présentées précédemment dans les tableaux d inventaires, à la fois pour les consommations énergétiques et pour les produits chimiques. Les minimas et maximas ont également été ajoutés afin d obtenir les données nécessaires à l analyse de sensibilité envisagée.

147 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 125 Tableau IV-21 Consommations relatives à la transformation de la betterave en bioéthanol pour 1000L Consommations Min Max Moyenne Unité Vapeur MJ Électricité 94, kwh Acide sulfurique ,4 kg Gypse 11 kg Calcaire kg Huile 0,3 kg Acide chlorhydrique 0,3 kg EDTA 0,6 kg Carbonate de sodium 0,5 kg Coke 18 kg Oxyde de soufre 1,3 kg Formaldéhyde 1,5 kg La quantité d électricité nécessaire à l installation est supposée être de type belge ou ukrainien avec le mix de combustibles approprié. La composition du mix énergétique est obtenue via les données publiées par l Agence Internationale de l énergie (International Energy Agency, 2009). Les valeurs les plus récentes, datant de 2009, sont reprises dans le Tableau IV-22. Tableau IV-22 Mix énergétiques belge et ukrainien pour l année 2009 (International Energy Agency, 2009) Belgique Ukraine Combustible % % Charbon 6,74 36,53 Pétrole 0,31 0,53 Gaz naturel 32,13 8,10 Biomasse 3,82 0,00 Nucléaire 51,76 47,92 Hydroélectricité 1,93 6,90 Vent 1,09 0,02 Autres 2,22 0,00 Les pulpes de betteraves récupérées sont généralement utilisées en alimentation animale. Vu la difficulté de connaître exactement les substitutions réalisées, une allocation énergétique est utilisée dans le corps du travail ce qui est généralement recommandé lorsque des coproduits sont utilisés en alimentation animale (BIO Intelligence Service, 2008). Les autres possibilités seront envisagées lors d une analyse de sensibilité comme explicité lors du paragraphe « Pulpes de betteraves». Si le puits carbone est pris en compte lors de la culture, les émissions lors de la fermentation doivent également être comptabilisées. Elles s élèvent à 304,09 kg lors de la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté. Les calculs relatifs au puits de carbone se trouvent à l Annexe I. Les impacts environnementaux de l étape de transformation de la betterave en bioéthanol sont détaillés à la Figure IV-12 pour l Ukraine et à la Figure IV-13 pour la Belgique.

148 126 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Figure IV-12 Importance des étapes de transformation du jus de betterave en bioéthanol Ukraine Figure IV-13 Importance des étapes de transformation du jus de betterave en bioéthanol Belgique L utilisation d énergie sous forme d électricité en vert et de vapeur en mauve entraîne la majorité des impacts pour toutes les catégories pertinentes. Ces contributions importantes n apparaissaient pas dans le cas de transformation du jus de canne à sucre en bioéthanol (cf. Figure III-14). Le mix électrique n est pas identique entre les deux pays avec un pourcentage de charbon plus important pour l Ukraine. Cela se remarque par l impact plus important de l électricité ukrainienne dans les catégories toxicité humaine, formation de particules et acidification terrestre. La vapeur est produite à partir de gaz naturel pour les deux pays, cette consommation a donc un impact identique pour les deux scénarios Scénarios de base - caractérisation La Figure IV-14 présente l importance des différentes étapes, à savoir la culture, le transport entre le champ et l unité de transformation, l étape de transformation des betteraves en bioéthanol hydraté ainsi que la valorisation des coproduits, pour les catégories d impact de la méthode ReCiPe 2008 lors de l obtention de 1000 litres de bioéthanol hydraté en Ukraine. La Figure IV-15 présente ces mêmes étapes pour le scénario belge. Sur ces figures, le puits de

149 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 127 carbone associé à la culture n est pas pris en compte. La principale différence entre les deux scénarios est le rendement obtenu en betterave avec une importance plus grande de l étape de la culture pour l Ukraine. L impact relatif aux pulpes, le coproduit, est identique pour chaque catégorie d impact et chaque scénario, au vu de l allocation énergétique utilisée. Cette allocation a été calculée sur base du contenu énergétique du bioéthanol (21300 MJ) et des pulpes (6734 MJ) et donne une répartition de 76% de l impact pour le bioéthanol et 24 % pour les pulpes. Figure IV-14 Importance des étapes de production du bioéthanol hydraté à partir de betteraves Ukraine (U) Figure IV-15 Importance des étapes de production du bioéthanol hydraté à partir de betteraves Belgique (BE) Le Tableau IV-23 présente le détail de l impact environnemental obtenu par chaque étape pour chaque catégorie. Les valeurs entre parenthèses représentent les scores lorsque le gain CO 2 pendant la culture est pris en compte.

150 128 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Tableau IV-23 Détail des impacts environnementaux de chaque étape du bioéthanol à partir de betterave Catégorie d'impact Changement climatique Unité kg éq CO 2 Culture Transformation Transport Coproduits U B U B B-U U B 527 (-1143) 217 (-1453) 678 (909) 648 (879) Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules Acidification terrestre Eutrophisation eau douce Écotoxicité terrestre Écotoxicité d eau douce Épuisement de l eau Épuisement des ressources minérales Épuisement des ressources fossiles (-54) 295 (-162) kg éq PM 10 1,6 0,7 0,3 0,3 0,1 0,6 0,3 kg éq SO 2 6 2,5 1 0,8 0,2 2,3 1 kg éq P 0,8 0,3 0,03 0,02 0,01 0,3 0,1 kg éq 1,4-DB 0,04 0,02 0,02 0,02 0,01 0,02 0,01 kg éq 1,4-DB 1,7 0,7 0,6 0,5 0,2 0,8 0,4 m 3 2,9 1, , kg éq Fe 37 15,2 3,5 3, ,8 6,9 kg éq pétrole L impact environnemental pour la catégorie d épuisement des ressources fossiles obtenu pour le scénario belge, lors de la production de bioéthanol, est réparti de la manière suivante : 15,6% pour la culture de betterave, 7,6% pour le transport et 76,8% pour la transformation de la betterave en bioéthanol. Ces pourcentages sont uniquement relatifs à l impact environnemental du bioéthanol produit, l impact des coproduits étant alloué de manière énergétique. Ces valeurs sont en accord avec les études réalisées par l Ademe, GM et Concawe mentionnées à la référence (Ecobilan, 2006) et où la production de la betterave en Europe représente entre 10 et 16% de l impact global, le transport entre 2 et 4% et la transformation entre 81 et 85%. Les résultats obtenus par une étude française sont également en accord avec la modélisation. La répartition de l impact est alors de 9% pour la culture, 2% pour le transport et 89% pour la transformation (Malça et Freire, 2006). En Ukraine, les étapes de culture, de transport et de transformation de la betterave représentent respectivement 30,4%, 6,1% et 63,5% de l impact énergétique. En rapportant les résultats obtenus au MJ de bioéthanol de betterave, en utilisant un PCI de 44,2 MJ/kg pour le pétrole et un PCI de 21,23 MJ/L pour le bioéthanol, pour respectivement la Belgique et l Ukraine, nous obtenons 0,10 MJ ou 0,23 MJ pour la culture, 0,05 MJ pour le transport et 0,47MJ ou 0,48MJ pour la transformation. Ces valeurs sont dans la même gamme de valeurs que les résultats publiés à savoir 0,11 MJ pour la culture, 0,02 MJ pour le transport et 0,46 MJ pour la transformation (Hoefnagels et al., 2010). Les ressources globales consommées par MJ de bioéthanol de betterave sont de 0,48 MJ en Belgique et de 0,62 en Ukraine, ce qui est compatible avec les 0,592 MJ obtenus en France (BIO Intelligence Service, 2010b). Le rapport entre le contenu énergétique du bioéthanol et l énergie nécessaire à sa production est donc de 1,63 pour la Belgique et de 1,31 pour l Ukraine. Ces valeurs sont comprises dans les gammes de résultats trouvés dans la littérature allant de 1,2 à 2,2 dont la

151 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 129 moyenne pondérée est 2 (Poitrat, 2007; von Blottnitz et Curran, 2007; Connor et Hernandez, 2009; Bessou et al., 2011). Pour le changement climatique, par MJ de bioéthanol de betterave, nous obtenons, pour la Belgique et l Ukraine, respectivement, 10,20 ou 24,83g éq CO 2 pour la culture, 3,00g éq CO 2 pour le transport et 30,54 ou 31,93g éq CO 2 pour la transformation. Ces valeurs sont légèrement plus importantes pour le transport et la transformation que celles mentionnées dans la littérature soit de 8,92 à 9,8 g éq CO 2 pour la culture, 1,2 à 3,3g éq CO 2 pour le transport et 22,5 à 25,4 g éq CO 2 pour la transformation (BIO Intelligence Service, 2010b; Hoefnagels et al., 2010). La répartition de l impact entre les différentes étapes est néanmoins similaire entre la modélisation réalisée et les données de la littérature. La Figure IV-16 présente les résultats pour la catégorie du changement climatique, mettant en évidence les hypothèses de la prise en compte du puits de carbone durant la culture, ainsi que les scénarios moyens relatifs au changement d affectation direct des sols pour l Ukraine et indirect pour la Belgique. Le losange orange présente le score net obtenu lors de la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté en fonction du scénario envisagé. Figure IV-16 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique Ukraine et Belgique La prise en compte du puits carbone lors de la culture permet un gain environnemental lors de la production de bioéthanol hydraté, d autant plus important que cette transformation est réalisée à partir de betteraves belges. Lors de la prise en compte du changement direct d affectation des sols pour le scénario ukrainien, le gain environnemental est annulé. Pour la Belgique, la prise en compte du changement indirect d affectation des sols réduit le gain environnemental du puits de carbone de 66%. Même en tenant compte du changement d affectation des sols, le scénario belge obtient, peu importe le scénario, un impact favorable par rapport au scénario ukrainien pour la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté Analyses de sensibilité Au vu des grandes variations de consommations énergétiques et de produits chimiques mentionnées dans la littérature, des analyses de sensibilité vont permettre de modifier ces paramètres afin de voir leur influence sur le résultat final. L allocation des coproduits sera également modifiée afin de montrer et discuter les différents types de résultats pouvant être obtenus.

152 130 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Variation des consommations pour l étape de transformation Au vu de la grande importance des consommations énergétiques dans l impact environnemental obtenu pour l étape de transformation de la betterave, deux scénarios extrêmes vont être considérés, prenant en compte les quantités minimale et maximale répertoriées dans la littérature. La même démarche est appliquée à la consommation de produits chimiques lorsque les données sont accessibles. Les données utilisées sont celles reprises dans le Tableau IV-21. Les résultats sont présentés à la Figure IV-17. Figure IV-17 Variations d impact en fonction des consommations énergétiques de l étape de transformation - Belgique L utilisation des données extrêmes entraîne une modification non négligeable des impacts obtenus. Des variations comprises entre -41% et plus de 90% sont obtenues pour les catégories changement climatique et épuisement des ressources fossiles, catégories les plus pertinentes lorsqu il est question d énergie. Pour la catégorie du changement climatique, l étape de la transformation passe d une contribution de 69,8% à l impact global de production du bioéthanol pour le scénario moyen à 53,9% pour le scénario minimal et 78,2% pour le scénario maximal. Pour la catégorie des ressources fossiles, l impact de l étape de transformation est compris entre 61 et 84% de l impact global pour respectivement les scénarios minimal et maximal alors que la moyenne est de 76,9%. Comme attendu, si les consommations sont plus faibles, l impact environnemental du bioéthanol sera également réduit Modifications des allocations pour les coproduits Lors de la transformation de la betterave, un impact environnemental basé sur une allocation énergétique a été attribué aux pulpes récupérées. Les pulpes étant valorisées en alimentation animale, la substitution peut également être utilisée avec les possibilités reprises dans le paragraphe suivant. L orge est souvent supposé remplacé par l utilisation de pulpes de betteraves. Ce remplacement est effectué sur base du contenu en matières sèches et en protéines, ainsi que sur le pouvoir calorifique (Renouf et al., 2008; Rettenmaier et al., 2008). Une quantité de 944,7 kg d orge peut être remplacée par 1000 kg de pulpes de betteraves (Renouf et al., 2008). D autres types de substitution sont évoqués dans la littérature tel que le remplacement de 760 kg de blé (Hoefnagels et al., 2010) ou encore 580 kg de pois protéagineux auxquels il faut ajouter une consommation de 280 kg de céréales par tonne de pulpes (Halleux et al., 2008).

153 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 131 Les allocations massiques et économiques sont également envisagées. Pour l allocation massique, un rapport de 600 kg de pulpes par tonne de bioéthanol peut être utilisé (Malça et Freire, 2006). Pour une allocation économique, le prix des pulpes est donné à 37 par tonne (Malça et Freire, 2006). Le prix du marché pour le bioéthanol est utilisé avec 600 euros la tonne, valeur moyenne des années 2010 et 2011 pour l éthanol brésilien. Les résultats associés aux allocations sont présentés dans le Tableau IV-24. Seul le scénario belge est illustré ; les modifications pour le scénario ukrainien suivent les mêmes tendances. La valeur énergétique de 9,7 MJ/kg recensée par (Renouf et al., 2008) pour la pulpe a également été utilisée et est présentée dans la colonne «énergétique» entre parenthèses, la valeur principale étant celle du cas de base avec un PCI des pulpes évalué à 15,6 MJ/kg. La colonne intitulée «Sans valorisation» suppose que l impact environnemental est uniquement associé à la production de bioéthanol hydraté, les coproduits ayant un impact nul. Tableau IV-24 Modification de l impact associé à 1000 litres de bioéthanol hydraté scénario belge Catégorie d'impact Unité Sans valorisation Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4- DB 91 Formation de particules kg éq PM 10 1,3 Acidification terrestre kg éq SO 2 4,5 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,5 Écotoxicité terrestre Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4- DB kg éq 1,4- DB 0,06 1,7 Épuisement de l eau m Épuisement des ressources minérales Épuisement des ressources fossiles kg éq Fe 28 kg éq pétrole 387 Énergétique Blé Orge 929 (1022) 69 (76) 1,0 (1,1) 3,4 (3,7) 0,4 (0,4) 0,04 (0,05) 1,3 (1,4) 90 (100) 22 (24) 294 (323) Pois et céréales Massique Économique ,8 0,7 1,3 0,9 1,3 1,7 1,2 5,1 2,9 4,3 0,4 0,4 0,5 0,3 0,5-4,44-4,19 1,43 0,04 0,06-0,2-0,4 1,1 1,1 1, L allocation la moins favorable est l allocation économique, vu le prix important du bioéthanol par rapport aux pulpes. La presque globalité de l impact est alors associée au bioéthanol. Ces valeurs varient évidemment en fonction des prix du marché. L allocation massique est la plus favorable tandis que l allocation énergétique, préconisée par la littérature, atteint une gamme de valeurs semblables à celles obtenues lors des allocations par substitution, d autant plus si la valeur de 9,7 MJ/kg de pulpes est utilisée comme PCI Production de bioéthanol à partir des résidus de l industrie sucrière Les consommations énergétiques présentées au paragraphe «4.3 Données d inventaire pour la production de bioéthanol à partir de jus» peuvent être utilisées moyennant plusieurs modifications. En effet, la production de bioéthanol ici considérée est conjointe à la production de sucre. Cette production devra également être prise en compte afin d attribuer un impact à l obtention de mélasses. L étape de production de bioéthanol est

154 132 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière modifiée avec le remplacement de l étape de diffusion par l étape de concentration des mélasses. La production de bioéthanol peut devenir une coproduction d une usine sucrière lorsque la quantité de betteraves est plus importante que la demande en sucre correspondante (Krajnc et Glavic, 2009). Afin d évaluer le potentiel et l impact environnemental de la production de bioéthanol à partir de mélasses, les informations nécessaires à la modélisation ont été rassemblées dans les paragraphes suivants Consommations énergétiques pour la production de sucre et de bioéthanol Au point de vue du procédé de production bioéthanol en tant que tel, l étape de diffusion du procédé de production de bioéthanol est remplacée par une étape de concentration des résidus de l industrie sucrière avant envoi en fermentation. Cette dernière demande 750 kg de vapeur et 30 kwh d électricité pour 1000 L d éthanol hydraté (Ballerini et AlzarToux, 2006). La production de 1000 litre de bioéthanol est réalisée à partir d une quantité en mélasse variant entre 3,175 tonnes (Olbrich, 1963) et 3,39 tonnes (Speichim), valeurs assez similaires. Diverses données de consommations énergétiques peuvent être trouvées dans la littérature concernant la production associée de sucre et d éthanol ou la production de sucre exclusivement. Pour la production d une tonne de sucre et 126,6 kg de bioéthanol, les consommations s élèvent à 8661 MJ de chaleur et 165 kwh d électricité (Malça et Freire, 2006). Les consommations énergétiques nécessaires à la production d une tonne de sucre sont de 2520 MJ de chaleur et 205,6 kwh d électricité (Renouf et al., 2008) Consommations de produits chimiques et d eau pour la production de sucre et de bioéthanol Les différentes consommations nécessaires pour produire du sucre seul ou avec du bioéthanol sont présentées dans le Tableau IV-25. Tableau IV-25 Bilan de matière pour la production d une tonne de sucre et de bioéthanol Consommations (Renouf et al., 2008) (Malça et Freire, 2006) (Bessou et al., 2011) Betteraves (t) 6,5 17,89 Calcaire (kg) 150,5 Gypse (kg) 6,9 Acide sulfurique (kg) 1,10 Acide chlorhydrique (kg) 0,16 Dioxyde de soufre (kg) 0,85 Carbonate de sodium (kg) 0,327 Formaldéhyde (kg) 0,982 Produits (Renouf et al., 2008) (Malça et Freire, 2006) (Bessou et al., 2011) Sucre (t) (0) Pulpes (kg) ,36 Éthanol (t) 0,126 0,82 (1,58)

155 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Impact environnemental de la production de bioéthanol à partir des résidus de l industrie sucrière Modélisation de la production de bioéthanol à partir des résidus de l industrie sucrière Ce paragraphe va prendre en compte l utilisation de mélasses pour la production de bioéthanol conjointement à la production de sucre. Des allocations massiques, énergétiques et économiques vont être utilisées pour déterminer l impact du bioéthanol par rapport au sucre. Par rapport à l utilisation de jus sucrés, une étape de concentration des mélasses est à considérer à la place de la diffusion du jus ainsi que la cristallisation du sucre. Les données utilisées pour la production de sucre sont uniquement basées sur la référence (Renouf et al., 2008). À cette étape de production de sucre va être ajoutée l étape de production de bioéthanol. Les données relatives à la modélisation de la production de bioéthanol à partir de jus vert peuvent toujours être utilisées, moyennant une modification dans les consommations en ressources fossiles, en remplaçant l étape de diffusion par l étape de concentration. Le Tableau IV-26 présente les consommations nécessaires à la production de 1000 L de bioéthanol et de 6,29 tonnes de sucre. Cette hypothèse est basée sur la production de 159 L de bioéthanol hydraté par tonne de sucre produit, en accord avec Malça et Freire (2006). Cela nécessite 46,49 tonnes de betteraves ce qui représente respectivement 6368 m² et m² en Belgique et en Ukraine. Pour réaliser ce tableau, les données relatives au sucre (Renouf et al., 2008) ont été utilisées conjointement avec les valeurs recensées par Ballerini et AlzarToux (2006) pour le calcul des consommations énergétiques de la production de bioéthanol hydraté à partir de mélasses. Il s agit du scénario minimal. Le scénario maximal est obtenu par Malça et Freire (2006). Le scénario moyen concerne la moyenne arithmétique de ces deux scénarios. Les consommations de produits chimiques sont basées sur la référence sucre (Renouf et al., 2008) et sur la moyenne précédemment utilisée pour la production de bioéthanol à partir de jus (cf. Tableau IV-21). Tableau IV-26 Consommations relatives à la transformation de la betterave en bioéthanol pour 1000 L ainsi que la production de 6,29 tonnes de sucre Consommations Min Max Moyenne Unité Vapeur MJ Électricité kwh Acide sulfurique 14,32 kg Gypse 43,4 kg Calcaire 1138 kg Huile 0,3 kg Acide chlorhydrique 1,27 kg EDTA 0,55 kg Carbonate de sodium 2,5 kg Coke 18 kg Oxyde de soufre 6,65 kg Formaldéhyde 7,7 kg Pour la modélisation, une allocation énergétique est utilisée pour répartir l impact entre le sucre, les pulpes et le bioéthanol. Cette allocation s élève à 62,2% pour le sucre, 24,2% pour les pulpes et 13,6% pour le bioéthanol. Les autres types d allocation font l objet d une étude de sensibilité.

156 134 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Scénario de base - caractérisation La Figure IV-18 présente les résultats de caractérisation pour la production de bioéthanol, de sucre et de pulpes pour le scénario belge. Les commentaires sont identiques pour le scénario ukrainien au vu des impacts similaires obtenus. Les valeurs d impact du sucre et des pulpes sont identiques pour chaque catégorie au vu de l allocation énergétique utilisée. Figure IV-18 Importance des étapes de production du bioéthanol hydraté et de sucre à partir de betteraves Belgique La proportion de l impact relative au sucre et aux pulpes est importante au vu de leur apport énergétique atteignant près de 87 % du total par rapport aux 13% du bioéthanol. En se focalisant sur la production de bioéthanol, les mêmes conclusions que précédemment sont obtenues. L étape de culture est la plus pénalisante dans toutes les catégories exceptées pour le changement climatique, l épuisement de l eau et pour l utilisation des ressources fossiles où la transformation est prépondérante. Le Tableau IV-27 présente les résultats obtenus pour chaque catégorie d impact lors de la production de bioéthanol à partir de mélasses, sur base d allocation énergétique. Tableau IV-27 Résultats des impacts environnementaux par étape Production de bioéthanol à partir des résidus de l industrie du sucre Catégorie d'impact Unité Culture Transformation Transport B U B U B-U Changement climatique kg éq CO Acidification terrestre kg éq SO 2 2,05 4,99 0,58 0,89 0,16 Eutrophisation d'eau douce kg éq P 0,28 0,69 0,02 0,03 0,00 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 0,56 1,35 0,21 0,30 0,07 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,01 0,03 0,01 0,01 0,01 Écotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 0,58 1,42 0,41 0,58 0,13 Occupation des terres agricoles m² Épuisement de l'eau m 3 1,01 2,45 94,61 94,62 0,20 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 12,7 30,8 2,9 2,9 2,5 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole

157 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 135 Les impacts obtenus lors de la production de bioéthanol à partir de sucre sont moindres, pour chaque catégorie que ceux calculés lors de l utilisation du jus. Néanmoins, même en utilisant les résidus de l industrie sucrière en Ukraine, l impact obtenu pour la production de bioéthanol est plus important que celui de la filière belge à base de jus Modification des allocations utilisées entre le sucre et le bioéthanol Afin d obtenir la part de l impact relative à l éthanol, les données utilisées pour les allocations sont présentées dans le Tableau IV-28. Tableau IV-28 Allocations pour la répartition de l impact entre le sucre, les pulpes et le bioéthanol (données dérivées de Malça et Freire (2006) et du marché actuel) Produit Massique (t) Énergétique (kj/kg) Économique /t Sucre 7,92 15,5 360 Bioéthanol 1 26,8 600 Pulpes 3,06 15,6 37 L impact de l éthanol sur base de mélasses en fonction de l allocation est présenté dans le Tableau IV-29. Tableau IV-29 Variations de l impact du bioéthanol sur base de mélasse en fonction de l allocation utilisée Catégorie d'impact Unité Énergétique Massique Économique B U B U B U Changement climatique kg éq CO Acidification terrestre kg éq SO 2 2,79 6,03 1,72 3,71 3,46 7,48 Eutrophisation d'eau douce kg éq P 0,31 0,72 0,19 0,44 0,38 0,89 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB 61,01 112,93 37,48 69,39 75,59 139,93 Formation de particules kg éq PM 10 0,84 1,72 0,51 1,06 1,04 2,13 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,03 0,05 0,02 0,03 0,04 0,07 Écotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 1,13 2,14 0,69 1,31 1,40 2,65 Épuisement de l'eau m Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole L allocation massique est la plus avantageuse pour l impact environnemental, suivie par l allocation énergétique et finalement l économique Impact environnemental de la production de bioéthanol sur base jus et mélasses En reprenant les résultats obtenus précédemment pour la production de bioéthanol sur base mélasse et sur base jus, une moyenne peut être obtenue et est présentée dans le Tableau IV-30 pour les deux localisations envisagées, à savoir la Belgique et l Ukraine. Une base énergétique a été utilisée pour les deux scénarios, sans prise en compte du puits carbone. Cette allocation permet de refléter une moyenne dans la répartition d impact et est conseillée selon la littérature (BIO Intelligence Service, 2008).

158 136 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière Tableau IV-30 Impact environnemental d un scénario de production de bioéthanol sur base jus et mélasses. Catégorie d'impact Unité Base jus Base mélasse 50/50 B U B U B U Changement climatique kg éq CO Acidification terrestre kg éq SO 2 3,40 7,14 2,79 6,03 3,10 6,59 Eutrophisation d'eau douce kg éq P 0,37 0,86 0,31 0,72 0,34 0,79 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 1,01 2,03 0,84 1,72 0,92 1,87 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,04 0,07 0,03 0,05 0,04 0,06 Écotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 1,31 2,43 1,13 2,14 1,22 2,28 Épuisement de l'eau m Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole Sur base d une allocation énergétique, la production de bioéthanol à partir de mélasse réduit, par rapport à la filière jus sucré, l impact environnemental du bioéthanol de 15 à 25% selon les catégories. Les impacts obtenus sont toutefois situés dans une gamme de valeurs similaires au vu de l approche simplifiée utilisée pour la modélisation de l impact environnemental de la production de sucre. L utilisation ou non de mélasses ne renversera pas les conclusions préétablies, ce qui réduit l intérêt de connaître la répartition exacte de production de bioéthanol sur base de mélasse ou de jus. De plus, en Belgique, les mélasses sont rarement dédicacées à la production de bioéthanol. Elles sont utilisées comme matières premières dans l industrie de production d acide citrique (Bodson, 2012). Pour l allocation massique, l utilisation de mélasse permettra de diminuer l impact environnemental et cela l augmentera sur base d une allocation économique. Dans la suite du travail, seule la production de bioéthanol à partir de jus sucré de betterave sera utilisée. 5. Principaux enseignements La betterave est une culture qui se situe dans des pays possédant des climats tempérés comme c est le cas dans nos régions. Sur le continent européen, le rendement de cette culture peut varier du simple au double comme cela a été montré entre la Belgique et l Ukraine. L utilisation d engrais et de pesticides est le poste qui entraîne les plus grandes émissions de polluants et donc le plus grand impact environnemental. Cette étape est soumise à de grandes incertitudes avec une gamme de valeurs assez importante en ce qui concerne les quantités de produits appliqués. Le changement direct d affectation des sols a été calculé pour le scénario ukrainien. En effet, en Europe occidentale, ces changements directs d affectation des sols ont déjà été réalisés, il y a de nombreuses années. Les émissions de dioxyde de carbone émises sont, comme pour la canne à sucre, non négligeables pour les résultats de la catégorie changement climatique. Le changement indirect d affectation des sols a été pris en compte pour la culture belge. En effet, aucune expansion n est disponible au sein du pays. L augmentation marginale de la demande va engendrer une importation de betteraves qui ont été supposées provenir des Pays-Bas. Cela entraîne le remplacement de pâturages par des terres cultivées dans ce pays. Des émissions de dioxyde de carbone ont également été calculées dans ce cas et, tout comme pour le scénario ukrainien, ne sont pas négligeables pour la catégorie du changement climatique. Bien que ces valeurs soient soumises à de grandes incertitudes, elles permettent de

159 CHAPITRE IV. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de la betterave sucrière 137 mettre en évidence les conséquences plausibles de l accroissement de la demande de la betterave en Belgique. La production de bioéthanol a été envisagée premièrement à partir de jus, suite à une culture de la betterave dédicacée à la production d alcool et deuxièmement à partir de résidus de l industrie sucrière. En utilisant une allocation énergétique entre le bioéthanol et les coproduits, les deux scénarios se valent du point de vue impact environnemental avec un impact obtenu plus faible pour le bioéthanol à partir de mélasses. Suite à ces résultats et à l utilisation actuelle des mélasses de betterave, il est possible de réaliser la suite de l étude en se basant uniquement sur le jus de betterave sans tenir compte des effets de marché entre le prix du sucre et du bioéthanol. Contrairement au bioéthanol de canne à sucre, aucun apport de la plante ne permet de rencontrer les besoins énergétiques de l étape de transformation de la betterave en bioéthanol. Des combustibles fossiles doivent donc être utilisés et représentent un impact non négligeable sur le cycle de vie du bioéthanol. Néanmoins, la culture obtient l impact le plus élevé pour toutes les catégories excepté le changement climatique, les ressources fossiles et l épuisement de l eau où la transformation est prépondérante. Les valeurs d impact obtenues par le bioéthanol ukrainien sont supérieures à celles du bioéthanol belge au vu du score plus important de la culture mais également du mix énergétique différent pour la production d électricité. La part de charbon est plus élevée en ce qui concerne l Ukraine, ce qui engendre un impact environnemental plus important que le mix énergétique de la Belgique. Lors de la prise en compte du gain carbone lors de la culture de la betterave, l impact environnemental obtenu pour le changement climatique devient négatif, ce qui représente un gain. Ce gain est annulé ou réduit respectivement lorsque les scénarios moyens relatifs au changement d affectation des sols direct pour l Ukraine et indirect pour la Belgique sont pris en compte. Il reste supérieur lors du scénario belge. L étape prépondérante reste donc la culture pour la plupart des catégories suivie de la transformation et finalement du transport. L impact environnemental du bioéthanol sera d autant moins marqué que le rendement en betterave sera important et l utilisation des intrants réduite. Une production locale avec des rendements élevés et un transport faible entre les champs et l unité de transformation est également à recommander. 6. Références Ballerini, D. & N. AlzarToux (2006). Les biocarburants : Etat des lieux, perspectives et enjeux du développement. Paris, Technip. Ballerini, D. & J.-L. Lemarchand (2007). Le plein de biocarburants? Enjeux et réalités, Technip. Barsan, S. C., E. Luca, M. G. Sima, A. M. Puscas, A. P. David & A. M. Gog (2010). "Sugar beet fermentation process for obtaining bioethanol." Agricultura - Revista de Stiinta si Practica Agricola 19(3/4): Belboom, S. & A. Léonard (2011). "Improving bioethanol production by increasing sugar beet crop yield." CAB Reviews: Perspectives in Agriculture, Veterinary Science, Nutrition and Natural Resources 6(24): Besancenot, J.-M., H. NBoeuf, M. Cheverry, P. Chapouto & F. Morel d'arleux (1988). Les sous-produits en alimentation animale - Guide de l'utilisation, ITEB & D.G.E.R. Bessou, C., F. Ferchaud, B. Gabrielle & B. Mary (2011). "Biofuels, greenhouse gases and climate change. A review." Agronomy for Sustainable Development 31(1): BIO Intelligence Service (2008). Elaboration d'un référentiel méthodologique pour la réalisation d'analyses de Cycle de Vie appliquées aux biocarburants de première génération en France, ADEME/MEDAD/MAP/ONIGC/IFP.

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164 142 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment CHAPITRE V. IMPACT ENVIRONNEMENTAL ASSOCIÉ À LA PRODUCTION DE BIOÉTHANOL À PARTIR DE FROMENT 1. Introduction Ce chapitre est consacré à l étude de l impact environnemental associé à la production de bioéthanol hydraté à partir de froment, incluant la culture du froment, son transport et sa transformation (cf. Figure V-1). Le chapitre aborde successivement ces trois grandes étapes. Le calcul des impacts environnementaux relatifs à chaque étape sera précédé par une explication théorique et une revue de la littérature permettant d obtenir les valeurs de l inventaire utilisé. L unité fonctionnelle utilisée pour les deux premières étapes est l hectare tandis que l impact environnemental de la production de bioéthanol hydraté est exprimé pour 1000 litres de produit fini. 2. Culture du froment Figure V-1 Schéma des étapes prises en compte dans ce chapitre Ce paragraphe a pour but la détermination des impacts environnementaux relatifs à la culture du froment. Il commence par un bref descriptif du froment, de ses propriétés ainsi que des pratiques agricoles relatives à sa culture. Une modélisation de la culture sur base des données répertoriées dans la littérature est ensuite réalisée ainsi que le calcul des impacts environnementaux. Comme pour les deux autres cultures envisagées dans ce travail de thèse, un point spécifique est consacré à l utilisation des sols et au changement d affectation de ces derniers, en relation avec l impact de la culture. Toutes les données sont rapportées à la culture d un hectare de froment Caractéristiques du froment Le froment, du latin Triticum aestivum, est une céréale appartenant à la famille des graminacées, cultivée annuellement et dont la taille se situe entre 50 cm et 1,5 m de haut. Il s agit d un type de blé particulier, appelé blé tendre. Tout au long de ce chapitre, la matière première sera appelée à la fois froment ou blé, sans distinction. Cette plante produit un épi blanc contenant 12 à 15 épillets ainsi que 2 à 3 fleurs fertiles. Les grains obtenus sont arrondis et les enveloppes épaisses. La Figure V-2 présente le schéma d une coupe du grain de blé avec ses différentes parties.

165 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 143 Houppe Son Albumen Cotylédon unique Embryon Figure V-2 Schéma du grain de blé (Gallien, 2009) Le grain de blé est constitué de trois parties majoritaires avec le son représentant 14 à 16% en poids, l amande farineuse ou albumen avec 81 à 88% en poids et finalement le germe ou embryon représentant 2,5 à 3% en poids (Anonymous). La composition moyenne du grain de blé se trouve dans le Tableau V-1. Tableau V-1 Composition moyenne du grain de blé (Anonymous) Composition Pourcentage massique Eau 12-18% Glucides (amidon et sucres) 63-74,5% Protéines (gluten) 8-12% Lipides 1,5-2% Cellulose 2,5-3% Matières minérales 1,5-2% Cette céréale possède beaucoup d utilisations comme la production de la farine utilisée en boulangerie dont la qualité est bonne avec une forte proportion de son. De nombreuses variétés sont disponibles et se différencient par leur classe et les saisons de semis et de récolte. Il existe le blé d hiver semé à partir d octobre, le blé de printemps semé de mifévrier à mars et le blé alternatif dont la période de semis se situe de février à mi-mars (Anonymous; INRA, 2012). En Belgique, le blé produit est majoritairement du blé d hiver avec un semis situé généralement entre le 10 octobre et le 1 er novembre (Bodson et al., 2012). La culture du blé se déroule dans des régions possédant un climat tempéré et une humidité moyenne, une terre riche et bien préparée, sans mauvaises herbes et avec apport d engrais. La culture du blé se réalise lors d une rotation sur trois ou quatre ans comprenant par exemple la première année la culture de la betterave, de la pomme de terre ou du maïs, la seconde le blé et finalement la culture de l orge (Anonymous). En Belgique, la culture du froment est principalement comprise dans un cycle de rotation betterave blé tête de rotation variée telle que la pomme de terre blé. Il existe seulement 4 à 5% de monoculture blé sur blé dans notre pays. Après la récolte du blé et en attendant la culture suivante, la terre est couverte à plus de 75% à l aide de cultures intercalaires telles que la moutarde. Cette action permet de pomper l eau et de conserver l azote dans le profil pour qu il soit utilisable par la culture suivante (Bodson, 2012) Culture du froment en Europe - Rendement La culture de froment a lieu sur des terres qui se situent entre 0 et 950 m d altitude et soumises à des températures variant de 11 à 32 C. Les niveaux de précipitation nécessaires sont compris entre 400 et 1600 mm d eau. Le blé peut être cultivé sur une grande partie de l Europe possédant les caractéristiques explicitées ci-avant. Des statistiques fournies par l organisation Food and agriculture organization of the united nations sont présentées dans le Tableau V-2 pour le continent européen avec un zoom

166 144 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment sur 10 pays représentant les plus grandes surface de production (Russie, Ukraine, France et Allemagne), les rendements les plus importants du continent (Belgique et Royaume-Uni) ou encore des conditions climatiques très différentes (Espagne, Italie, Pologne et Suède) pour les années 2005 à 2010 (FAO, 2010). Tableau V-2 Statistiques pour la culture de blé en Europe (FAO, 2010) Année Caractéristique Russie Ukraine France Allemagne Belgique Royaume- Uni Espagne Italie Pologne Suède % Production UE 23% 9% 18% 11% 1% 7% 3% 4% 4% 1% % Surface UE 41% 11% 9% 5% 0,40% 3% 4% 4% 4% 1% Rendement (t/ha) 1,9 2,8 7 7,5 8,3 8 1,8 3,6 4 6,3 % Production UE 23% 7% 18% 12% 1% 8% 3% 4% 4% 1% % Surface UE 52% 10% 9% 6% 0,40% 3% 3% 3% 4% 1% Rendement (t/ha) 1,9 2,5 6,7 7,2 8,3 8 2,9 3,7 3,2 5,5 % Production UE 26% 7% 17% 11% 1% 7% 3% 4% 4% 1% % Surface UE 42% 11% 9% 5% 0,40% 3% 3% 4% 4% 1% Rendement (t/ha) 2,1 2,3 6,3 7 7,9 7,2 3,6 3,4 3,9 6,3 % Production UE 26% 10% 16% 10% 1% 7% 3% 4% 4% 1% % Surface UE 42% 11% 9% 5% 0,30% 3% 3% 4% 4% 1% Rendement (t/ha) 2,4 3,7 7,1 8,1 8,8 8,3 3,2 3,9 4,1 6,1 % Production UE 27% 9% 17% 11% 1% 6% 2% 3% 4% 1% % Surface UE 43% 11% 8% 5% 0,30% 3% 3% 3% 4% 1% Rendement (t/ha) 2,3 3,1 7,4 7,8 9,5 7,1 2,7 3,5 4,2 6,1 % Production UE 21% 8% 19% 12% 1% 7% 3% 3% 5% 1% % Surface UE 39% 11% 10% 6% 0,30% 3% 3% 3% 4% 1% Rendement (t/ha) 1,9 2,7 7 7,3 8,8 7,7 2,9 3,7 3,9 5,4 Ce tableau indique que les pays de l Est possèdent les plus grandes surfaces d exploitation sur le continent européen mais que cela n entraîne pas forcément le même taux de participation à la production de froment à l échelle du continent, en raison de plus faibles rendements que la moyenne. Les rendements les plus importants sont obtenus en Belgique et au Royaume-Uni avec une moyenne aux alentours de 8 à 9 tonnes de blé par hectare. L Ukraine et la Russie se situent au quart du rendement belge avec 2 tonnes par hectare. Les moyennes du Tableau V-2 sont parfois légèrement inférieures aux valeurs relatives à une région spécifique des pays mentionnés mais se situent néanmoins dans la même gamme de valeurs de rendement annoncées par des études réalisées en France (Malça et Freire, 2006; Marsac, 2007), en Suède (Börjesson, 2009) ou au Royaume-Uni (Punter et al., 2004). En ce qui concerne les pays situés hors du continent européen, des rendements similaires à ceux des pays de l Est sont atteints. Pour les États-Unis et le Canada, les rendements avoisinent les 2 tonnes par hectare (Piringer et Steinberg, 2006; Espinoza-Orias et al., 2011). Tout comme pour la culture de la betterave, deux cultures de froment se déroulant dans deux pays distincts du continent européen peuvent différer par leur part de production dans le marché européen ou encore par leur rendement. Les deux mêmes modélisations que lors du chapitre précédent ont été choisies, à savoir la culture de froment en Belgique et en Ukraine afin de mettre en évidence l importance de ces localisations sur l impact environnemental associé. Ces deux pays ont été choisis pour les mêmes raisons que

167 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 145 précédemment. L intérêt du cas belge est double : le développement d une base de données locale combiné à une culture caractérisée par de hauts rendements. Le cas ukrainien permet d évaluer l impact de rendements faibles. Par ailleurs, vu les importantes surfaces cultivées, cette région est parfois pressentie comme un futur fournisseur de matière première à destination des pays d Europe occidentale Opérations agricoles liées à la culture du froment Le blé est une culture qui se trouve généralement dans un cycle de rotation sur les terres. La première étape consiste donc à répartir uniformément les chaumes restant des anciennes cultures (Rosenberger et al., 2000). En fonction du type de sol, et vu la faible sensibilité de la culture du froment à la compacité du sol, le labour n est pas toujours justifié. La préparation du sol peut donc se limiter à la couche superficielle. Le labour est toutefois conseillé lorsque la compaction se situe en profondeur c est-à-dire en dessous de 15 cm, lorsque des ornières ont été créées lors de la récolte de la culture précédente ou encore lorsqu il y a des résidus d herbicides à disperser (Bodson et al., 2012). Selon le type de terre sur lequel la culture de froment va se dérouler, une charrue est utilisée en conséquence pour le labour. Après la préparation de la zone de culture, le semis est réalisé à l aide d un semoir composé d une herse rotative (Rosenberger et al., 2000). La quantité des graines utilisées pour cultiver un hectare de froment varie en fonction des zones géographiques comme le montrent les données de la littérature présentées dans le Tableau V-3. Tableau V-3 Quantité de graines nécessaires par hectare en fonction de la zone géographique étudiée Source Quantité (kg/ha) Zone géographique (Pelletier et al., 2008) 46 Canada (Piringer et Steinberg, 2006) 94,17 États-Unis (Marsac, 2007) 150 France (Fazio et Monti, 2011) 150 / (SenterNovem, 2005) Pays-Bas (Coppola et al., 2009) Danemark (Scacchi et al., 2010) 209 Italie (Bernesson et al., 2006) 220 Suède (Punter et al., 2004) 185 Royaume-Uni Une moyenne relative à ces données est utilisée dans l inventaire pour la modélisation de la culture d un hectare de froment, aucune donnée n étant disponible pour la Belgique et pour l Ukraine Intrants et émissions de la culture du froment Besoins nutritionnels des terres La culture du blé nécessite des apports en nutriments et en produits phytosanitaires afin d obtenir une productivité importante. Ils sont rencontrés par l application d engrais contenant, entre autres, les minéraux essentiels à savoir l azote (N), le phosphore (P) et le potassium (K). Les quantités d engrais à appliquer sont généralement dépendantes du type de sol, de la capacité de la plante à capter ces matières, du contenu préalable dans le sol ainsi que des cultures présentes auparavant. Les données trouvées dans la littérature peuvent différer assez fortement, dépendant, entre autres, de la valorisation ou non des pailles. Les données reprises dans le Tableau V-4 sont exprimées par hectare et par an et sont dérivées des références mentionnées. Les données entre parenthèses sont les quantités d engrais associées

168 146 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment à l incorporation des pailles sur champ. Les consommations de produits phytosanitaires et de chaux sont également reprises dans ce tableau. Tableau V-4 Consommations nécessaires à la culture du froment Référence P 2 O 5 K 2 O N Chaux Phytosanitaires Pailles kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha kg/ha t/ha (Piringer et Steinberg, 2006) 24,66 8,97 68,37 44,83 0,49 (Rosenberger et al., 2000) (Punter et al., 2004) 102 (79,2) 53 (41) 180 (55,2) 164 (46) 253 (185) (Vancutsem et al., 2012) 185 (Marsac, 2007) ,36 (9,6) (Bernesson et al., 2006) ,3 (Coppola et al., 2009) (Fazio et Monti, 2011) (Malça et Freire, 2006) 33,9 33,5 211,5 (Meisterling et al., 2009) 8,7 66 0,4 (Pelletier et al., 2008) 75,6 65,64 4,3 (Scacchi et al., 2010) 59, (SenterNovem, 2005) (de Vries et al., 2010) 191 4,8 (Tits et Misonne, 2002) (BIO Intelligence Service, 2010) 128 6,3 2 3,5 (CIBE et CEFS, 2010) 2,1 Lors de la réalisation de l inventaire pour la culture du froment, une moyenne des données reprises dans le Tableau V-4 est réalisée ainsi que la mise en évidence des valeurs extrêmes trouvées dans la littérature Utilisation de matières organiques Les engrais minéraux peuvent être remplacés en partie par la paille comme cela a été montré dans le Tableau V-4. De la vinasse provenant de la transformation du froment en bioéthanol pourrait également être utilisée. Dans la littérature analysée, ce cas de figure n a pas été mis en évidence. Seule la paille va être envisagée en tant qu amendement organique. Lors de la production de froment, des pailles sont coproduites. Leur quantité varie entre 40% et 86% de la quantité de froment récoltée, dépendant de leur teneur en eau (Punter et al., 2004; SenterNovem, 2005; Marsac, 2007; Börjesson, 2009; Gnansounou et al., 2009). Selon les circonstances, elles peuvent être laissées sur le champ, incorporées après labour, utilisées pour d autres applications agricoles ou comme apport énergétique (Punter et al., 2004). Seule une partie de la paille peut être récoltée, une certaine quantité devant rester sur champ pour assurer une bonne conservation de la matière organique et limiter l érosion des sols (Börjesson, 2009). La paille possède des qualités d amendement organique, permettant un apport de 3,5 kg de P 2 O 5, 19,8 kg de K 2 O et 5,2 kg de CaO par tonne restant sur le champ (Rosenberger et al., 2000). Les données relatives à l application de pailles sur champ sont peu nombreuses et manquent de cohérence au niveau de la réduction des quantités d engrais minéraux qui en découle (Rosenberger et al., 2000; Punter et al., 2004). Cependant, les valeurs mentionnées pour les consommations d engrais minéraux lors de l utilisation de pailles restent proche de la

169 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 147 valeur moyenne obtenue en tenant compte de l ensemble des données du Tableau V-4. L utilisation ou non de pailles n aura donc pas d influence sur les quantités d engrais appliquées dans le contexte de ce travail Émissions dues à l application de produits chimiques sur champ L ajout de produits chimiques sur champ lors de la culture de blé va amener des émissions dans l air et dans les eaux. Le Tableau V-5 présente les diverses valeurs des facteurs d émission recensés dans la littérature. Il s agit de pourcentages massiques du composé actif ajouté sur champ. Tableau V-5 Facteurs d émissions de polluants dus à l application d engrais et de produits phytosanitaires sur champ (% massique de l élément concerné) Référence N 2 O Air Eau NO X NH 3 Nitrates Phytosanitaires Phosphates (BIO Intelligence Service, 2010) 1, (Poitrat, 2007) 0,5 (Bernesson et al., 2006) 1,96 4 (BIO Intelligence Service, 2008) 1,33 (Cherubini et al., 2009) 1, (Gabrielle et al., 2006) 0,07-1,25 (Meisterling et al., 2009) 1,3 (Pelletier et al., 2008) 2, ,1 (Scacchi et al., 2010) 3,35 18,2 20,6 2,4 (SenterNovem, 2005) 1, En exprimant les valeurs par hectare, les émissions de N 2 O recensées dans la littérature sont les suivantes : 1,45 kg (Ecobilan, 2006), 2,23 kg (Edwards et al., 2007) et 5,2 kg (De Ruyck et al., 2006). Les différences importantes reflètent les grandes incertitudes qui demeurent en ce qui concerne ces émissions qui ne sont actuellement pas mesurées. Il s agit donc de facteurs d émission théoriques. Les émissions de N 2 O vont dépendre fortement de la manière d appliquer les engrais sur les champs. En effet, pour des engrais déposés à même le sol et non enfouis, les émissions seront plus importantes que si l engrais est mélangé à la terre (Bodson, 2012). Les émissions de nitrate vers les eaux suite à l application d engrais azoté sont quasi nulles en région wallonne (Bodson, 2012). L ajout de chaux sur les champs engendre des émissions de CO 2 à hauteur de 0,477 kg CO 2 par kg de chaux (Macedo et al., 2008) Impact environnemental de la culture du froment Modélisation de la culture du froment Au vu de la littérature décrite ci-dessus, une moyenne basée sur ces données a été réalisée et se trouve dans le Tableau V-6, dans la colonne nommée Moyenne. Ces valeurs sont le point de départ de la base de données constituée pour modéliser la culture d un hectare de froment. Les deux colonnes appelées Min et Max représentent respectivement les valeurs minimales et maximales pour chaque paramètre trouvées dans la littérature. La consommation en diesel est basée sur les consommations relatives aux bases de données Ecoinvent (ecoinvent Centre, 2010) utilisées pour prendre en compte les opérations agricoles telles que le labour ou le semis.

170 148 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment La paille est supposée rester sur les champs et sert donc d amendement. La prise en compte de cette paille peut se faire de diverses façons. Les différentes allocations sont présentées en analyse de sensibilité. Dans le corps du travail, la substitution a été utilisée pour prendre en compte l application de paille qui permet le remplacement d engrais minéraux. Ce type d allocation est le plus cohérent (BIO Intelligence Service, 2008). Cette utilisation est supposée comprise dans la moyenne réalisée comme expliqué lors du paragraphe «2.4.2 Utilisation de matières organiques» et n apparaît donc pas dans le Tableau V-6. La paille est considérée comme ayant un impact environnemental nul. Comme annoncé, deux scénarios sont envisagés, le scénario belge et le scénario ukrainien qui diffèrent par les rendements de production. Les rendements utilisés sont basés sur la moyenne des rendements durant les six dernières années pour chacun des pays, présentés dans le Tableau V-2. Dans le scénario de base, la consommation de CO 2 durant la croissance du froment n est pas prise en compte. L importance du puits carbone et son impact sont traités au paragraphe « Prise en compte du puits carbone». Tableau V-6 Données de modélisation de la culture du blé Caractéristique Min Max Moyenne Unité Graines 158 kg/ha Rendement moyen Belgique 8,6 tonnes/hectare/an Rendement moyen Ukraine 2,9 tonnes/hectare/an Diesel pour opérations agricoles 5200 MJ/ha P 2 O kg/ha K 2 O kg/ha N kg/ha Chaux kg/ha Phytosanitaires 0,4 4,8 2,5 kg/ha Émissions NH 3 air 1, kg/ha Émissions NO X air 0,7 5,1 2,3 kg/ha Émissions N 2 O air 0,04 8,5 2,3 kg/ha Émissions Nitrate eau kg/ha Émissions Phosphate eau 0,2 4,6 1,3 kg/ha Émissions Pesticides eau 0,004 0,05 0,03 kg/ha Scénario de base - caractérisation La méthode ReCiPe 2008 (Goedkoop et al., 2009) a été utilisée pour évaluer l impact environnemental de la production de froment en utilisant les mêmes catégories d impact que dans les chapitres relatifs à la canne à sucre et à la betterave. Les résultats sont présentés dans le Tableau V-7 pour une tonne de froment. Cette unité a été utilisée pour permettre la comparaison avec la base de données commerciale Ecoinvent relative à la production d une tonne de blé issue d une culture dont le rendement est de 6,6 tonnes par hectare. Les deux premières colonnes concernent les impacts obtenus par les scénarios ukrainien et belge en utilisant la base de données constituée sur base de la littérature. La troisième colonne montre les résultats pour la base de données Ecoinvent (ecoinvent Centre, 2010).

171 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 149 Tableau V-7 Résultats caractérisés «Midpoint» Culture d une tonne de blé Catégorie d'impact Unité ULg 2,9 t/ha ULg 8,6 t/ha Ecoinvent 6,6 t/ha Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 2,7 0,9 1,6 Acidification terrestre kg éq SO 2 14,3 4,8 8,6 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,30 0,10 0,12 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,3 0,1 13,7 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 2,1 0,7 5,8 Occupation de terres agricoles m² Épuisement de l eau m 3 43,8 14,8 1,8 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 37,9 12,8 24,3 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole Les résultats obtenus pour l Ukraine (2,9 t/ha) ou la Belgique (8,6 t/ha) encadrent, pour la plupart des catégories, ceux obtenus à partir de la base de données Ecoinvent (6,6 t/ha). Cette observation tend à prouver la pertinence de la base de données développée dans le cadre de ce travail, sur base d une revue de la littérature et de rencontres avec des experts du secteur. Cette base de données a été divisée en trois étapes comprenant l utilisation d engrais et pesticides ainsi que les émissions associées ; les opérations agricoles comprenant l utilisation de diesel ainsi que les émissions dues à l application de chaux ; l utilisation du sol. Le Tableau V-8 présente les scores obtenus dans chaque catégorie pour un hectare cultivé. Ces valeurs sont identiques pour les scénarios ukrainien et belge ; les mêmes pratiques agricoles et des intrants similaires ont été supposés, le rendement dépendant principalement du climat. Tableau V-8 Impact des étapes de la culture de froment pour un hectare Catégorie d'impact Unité Total Engrais Opérations agricoles Utilisation du sol Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 7,8 6,1 1,7 0 Acidification terrestre kg éq SO 2 41,5 37,9 3,6 0 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,88 0,80 0,08 0 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,94 0,11 0,84 0 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 6,1 3,7 2,4 0 Occupation de terres agricoles m² Épuisement de l eau m Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole En ce qui concerne le changement climatique, deux études relatives à la Suède ont montré des impacts de 1572 kg éq CO 2 (Borjesson et Tufvesson, 2011) et de 2210 kg éq CO 2 (Bernesson et al., 2006), valeurs encadrant celle obtenue par notre étude (2046 kg éq CO 2 ). L impact du changement climatique pour notre modélisation provient principalement de

172 150 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment l étape relative aux engrais minéraux avec 65% de l impact, les opérations agricoles représentant les 35% restants. Pour la catégorie épuisement des ressources fossiles, le score obtenu de 405 kg éq pétrole ou encore 17,9 GJ/ha est en accord avec des études mentionnant des valeurs de 13,1 GJ/ha (Bernesson et al., 2006), 15,2 GJ/ha (Borjesson et Tufvesson, 2011) et 17,2 GJ/ha (Feillet, 2007). L impact est réparti entre les engrais et les opérations agricoles qui représentent respectivement 64% et 36%. Les opérations agricoles comprennent également les semences qui contribuent pour 3% à l impact global. Cette répartition est comparable à celle donnée par Marsac (2007) et Börjesson (2009). Les opérations agricoles nécessitent une consommation de 147,7 kg éq pétrole, ce qui est en accord avec les 147,6 kg éq pétrole mentionnés pour la France (Malça et Freire, 2006) ou encore dans la même gamme que les 178,6 kg éq pétrole calculés par Fazio et al. (2011). Des études présentent des valeurs moindres pour la consommation de diesel avec 60 kg éq pétrole aux États-Unis (Meisterling et al., 2009), 65,4 kg éq pétrole en Italie (Coppola et al., 2009), 69,4 kg éq pétrole (Piringer et Steinberg, 2006) aux Etats-Unis ou encore 78,8 kg éq pétrole en Suède (Bernesson et al., 2006). Ces valeurs sont directement liées aux hypothèses d opérations agricoles réalisées avant, pendant et après la culture, opérations qui peuvent varier d un pays à un autre. En ce qui concerne les autres catégories d impact, peu de points de comparaison existent dans la littérature, l objectif étant généralement de mettre en évidence les émissions de gaz à effet de serre et l utilisation de ressources fossiles. En analysant les résultats obtenus suite à notre modélisation, l étape d utilisation d engrais peut être qualifiée d extrêmement pénalisante pour ces catégories. Ceci s explique par le caractère très énergivore des engrais lors de leur production ainsi que par les émissions dues à leur application sur champ. Une seule étude donne des valeurs pour l acidification avec 13,3 kg éq SO 2, ce qui est trois fois plus faible que les valeurs obtenues après modélisation. Cela peut s expliquer par la plus faible consommation en ressources fossiles qui engendre donc moins d émissions d oxydes d azote ou de soufre ainsi que par un facteur d émissions en ammoniaque beaucoup plus faible que celui utilisé dans notre modélisation. Pour la catégorie eutrophisation, un score de 2,18 kg éq PO 4 3- est obtenu par la même étude ce qui est proche des 2,7 kg éq PO 4 3- obtenus dans ce travail étude en modifiant l unité (P vers PO 4 3- ) (Bernesson et al., 2006) Prise en compte du puits carbone Tout comme pour la canne à sucre et la betterave, le carbone assimilé durant la croissance du froment peut être ou ne pas être comptabilisé comme un puits carbone. Contrairement aux cultures sucrières, le carbone n est pas présent sous la forme de sucre mais d amidon dans le froment. Cet amidon peut être transformé en sucre suite à une réaction d hydrolyse. Afin d obtenir l impact sur le changement climatique avec ou sans puits carbone, le contenu en carbone du froment va être calculé sur base de l équation modélisant la photosynthèse (cf. Equation II-1). Un contenu en amidon de 62,5% (Saunders et al., 2011) associé à un rendement molaire en hydrolyse de 90% donne un contenu en glucose de 1,8 et 5,4 tonnes pour respectivement un rendement de production de 2,9 et 8,6 tonnes de froment par hectare. Le dioxyde de carbone capté par hectare s élève donc à 2658 kg ou 7883 kg pour une culture en Ukraine ou une culture en Belgique, en prenant uniquement en compte le contenu utile. Les 10% non transformés lors de l hydrolyse n ont pas été comptabilisés lors du gain de la culture. Les calculs amenant ce résultat se trouvent dans le Tableau V-9.

173 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 151 Tableau V-9 Calcul du contenu en CO 2 de l amidon lors de la culture d un hectare de froment Rendement (t/ha) Teneur en amidon (%) Quantité d amidon (t/ha) Masse molaire de l amidon (kg/mol) Mole d amidon (mol/ha) Mole de glucose après hydrolyse (mol/ha) Mole de CO 2 absorbé (mol/ha) Masse molaire du CO 2 (kg/mol) Masse de CO 2 absorbé (kg/ha) 2,9 1, ,5 0,162 0,044 8,6 5, La Figure V-3 présente les résultats avec la prise en compte du gain CO 2 pour l amidon dans le cas du scénario belge. Toutes les valeurs d impact pour chaque catégorie sont identiques pour le scénario ukrainien excepté pour le changement climatique où le gain sera moindre. Cela s explique par le plus faible rendement de production obtenu et donc un puits plus faible. Le gain en carbone réalisé par l amidon lors de la culture est plus important que les émissions associées aux opérations agricoles et à l utilisation d intrants lors de la culture. Figure V-3 Importance des étapes de la culture du froment gain CO 2 amidon Belgique Analyses de sensibilité Allocation entre la paille et le froment Dans le corps du travail, la paille est supposée rester sur champ et éviter l utilisation d une quantité d engrais chimique calculée sur base de la composition N, P et K. La quantité remplacée n étant pas disponible, cette paille a été supposée prise en compte dans la moyenne des quantités des engrais minéraux ajoutés sur champ et ne possède pas d impact environnemental. D autres possibilités existent pour prendre en compte la paille comme coproduit de la culture du blé. Des allocations peuvent être utilisées en se basant sur le prix, le contenu énergétique ou encore le contenu en carbone. En considérant que la quantité de paille obtenue est équivalente à 50% de la production de blé, basée sur une moyenne de la littérature (Punter et al., 2004; SenterNovem, 2005; Marsac, 2007; Börjesson, 2009; Gnansounou et al., 2009), les différentes possibilités ont été envisagées et sont présentées dans le Tableau V-10. Tableau V-10 Allocations entre la paille et le blé pour la production d une tonne de blé (Gnansounou et al., 2009) Produit Massique (t) Énergétique (GJ/t) Économique ( /t) Blé 1 15,1 620 Paille 0,5 17,2 83

174 152 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment En utilisant ces allocations, l impact associé à la production d une tonne de froment varie comme le montrent les valeurs présentées dans le Tableau V-11. En fonction de l allocation utilisée, l impact associé au froment peut diminuer de 35% en utilisant l allocation massique ou énergétique par rapport au cas de base. Le cas de base considère que les pailles n ont pas d impact environnemental associé. En utilisant l allocation économique, vu le faible coût de la tonne de paille par rapport au blé, le changement n est pas visible. Tableau V-11 Modification de l impact associé à une tonne de blé pour un rendement de 8,6 tonnes par hectare en fonction des allocations employées - Belgique Catégorie d'impact Unité Base Massique Énergétique Économique Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 0,9 0,6 0,6 0,9 Acidification terrestre kg éq SO 2 4,8 3,2 3,1 4,5 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,10 0,07 0,07 0,10 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,10 0,07 0,07 0,10 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 0,7 0,5 0,5 0,7 Épuisement de l eau m 3 14,8 9,8 9,4 13,8 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 12,8 8,5 8,1 12 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole La paille peut également être valorisée en tant que nourriture animale ou combustible (Gnansounou et al., 2009). Dans ce cas, il s agit d utiliser l expansion du système et de considérer un apport énergétique ou matière. Dans la suite du travail, l apport de pailles, considéré comme pris en compte dans la moyenne des engrais minéraux ajoutés, n aura pas d impact environnemental associé Variation des quantités de produits chimiques utilisés Au vu de l importance de l étape d utilisation de produits chimiques, les valeurs extrêmes recensées dans le Tableau V-6 vont être utilisées pour obtenir les valeurs d impact reflétant un scénario minimal et maximal. Le scénario minimal est calculé sur bases des valeurs minimales reprises dans le Tableau V-6. Le scénario maximal, à l inverse, utilise les valeurs maximales de ce tableau. Les résultats sont illustrés à la Figure V-4. L impact obtenu suite au scénario de base est représenté par la barre bleue et les lignes verticales présentent la gamme de valeur d impact pouvant être obtenue pour chaque catégorie d impact, en modifiant les quantités de produits chimiques appliqués sur les champs entre les deux valeurs extrêmes envisagées. Les impacts environnementaux des scénarios extrêmes se trouvent donc aux extrémités de la barre verticale.

175 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 153 Figure V-4 Variations de l impact environnemental selon les quantités d intrants appliqués Les variations de l impact peuvent être très importantes. Les catégories le plus soumises à modification sont l acidification terrestre, la toxicité humaine, l épuisement des ressources fossiles et le changement climatique. La variation d impact de la catégorie d acidification terrestre dépend fortement des émissions aux champs en ammoniaque et en oxydes d azote, relatives à l utilisation d engrais azoté et des facteurs d émission associés. Les variations observées vont d une réduction de 80% jusqu à une augmentation de 340% en fonction des catégories d impact étudiées. Il s agit donc de réduire au maximum les consommations de produits chimiques sur champ afin d éviter les émissions aux champs ainsi que les consommations énergétiques et les émissions induites Utilisation des sols lors de production de froment Le calcul de l impact relatif à l utilisation des sols pour la culture du froment utilise la même méthodologie que précédemment. Les détails des calculs sont explicités ci-après. Ces derniers se réfèrent à l évaluation d un scénario prospectif sous l hypothèse de décisions politiques favorables à ces transformations de sols Changement direct d affectation de sols Les sols utilisés pour la culture du froment se trouvent dans les mêmes pays, à savoir la Belgique et l Ukraine, que lors de la culture de la betterave. Les statistiques utilisées précédemment pour savoir s il y avait lieu de prendre en compte ou non un changement d affectation direct des sols sont toujours d applications. Les variations des surfaces cultivées dédiées au froment sont présentées dans le Tableau V-12 pour les années 1992 à Lorsque les valeurs n étaient pas disponibles, l acronyme n.d. (non disponible) est utilisé. En Belgique, les surfaces dédiées au froment ont diminué les 10 dernières années. En Ukraine, cette diminution est moindre et, en analysant les 17 dernières années, la tendance inverse peut être observée. Tableau V-12 Variations des surfaces dédiées à la culture du froment (FAO STAT) Pays Culture du froment Belgique -5% n.d. Ukraine -1,9% +2,7% En analysant la demande en froment pour ces deux pays lors des dix dernières années, les tendances sont inversées en fonction du pays. La Belgique connaît une demande plus grande que sa production. Elle importe donc des quantités importantes en provenance de ses voisins directs tels que l Allemagne ou la France. Aucun changement direct d affectation

176 154 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment des sols n est à prévoir en Belgique. L Ukraine, produit quant à elle, des quantités largement supérieures à sa demande, entrainant une exportation des produits. Les hypothèses précédemment utilisées pour calculer le changement direct d affectation des sols lors du Chapitre IV relatif à la betterave peuvent dont être supposées identiques pour le froment. L expansion d un hectare de culture de froment en Ukraine va donc remplacer un hectare de pâturage. Les calculs ont été effectués en suivant les lignes directrices de l Union Européenne et amènent les résultats présentés dans le Tableau V-13. Trois scénarios (meilleur, pire et moyen) ont été envisagés, en fonction des pratiques agricoles de la culture et des prairies préalablement présentes à l implémentation de la culture de blé. Le scénario moyen retenu dans ce travail est le passage d une prairie avec une gestion minimale et des intrants modérés à une culture de froment sans labour avec des intrants importants sans fumier. Tableau V-13 Émissions de CO 2 suite au changement d affectation des sols moyenne par année Scénario Émissions (t CO 2 /ha) Meilleur cas -4,03 Pire cas 5,13 Cas moyen 1,38 La Figure V-5 présente les résultats pour la culture du froment, avec ou sans puits de carbone durant la culture et pour les trois scénarios de changement d affectation des sols considérés. Le losange orange situe le résultat net tenant compte des gains et des émissions de gaz à effet de serre pour les différentes étapes prises en compte. Figure V-5 Variations des résultats de la catégorie changement climatique suite au changement direct d affectation des sols Selon le scénario envisagé, les scores du changement climatique peuvent être modifiés et les résultats complètement renversés. Pour la culture du froment en Ukraine, les résultats peuvent varier d un gain, par rapport au scénario de base avec puits de CO 2, 6,6 fois supérieur pour le meilleur scénario à des émissions de dioxyde de carbone supplémentaires par rapport au cas de base sans puits CO 2 de l ordre de 68% à 251% pour respectivement les cas qualifiés de «moyen» et de «pire». Tout comme pour la betterave, le changement direct d affectation des sols est pris en compte pour l Ukraine. Les résultats obtenus pour le changement direct d affectation des sols interviendront pour mettre en relief ce qui concerne la catégorie changement climatique associée aux produits finis.

177 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Changement indirect d affectation des sols En cas d expansion des surfaces cultivées, l Ukraine, de par l étendue des surfaces accessibles, aura plutôt tendance à connaître un changement direct d affectation des sols sans pour autant engendrer des effets indirects. Ce pays est capable de répondre à une demande marginale supplémentaire de froment sans entraîner de conséquences en cascade. Pour la Belgique, par contre, la demande en froment entraîne déjà des importations provenant d autres pays tels que la France ou l Allemagne. En analysant les statistiques relatives à l utilisation des sols entre les années 1989 et 2009 présentées dans le Tableau V-14, des tendances peuvent être dégagées quant au changement indirect d affectation des sols engendrés par une augmentation marginale de la demande belge. Tableau V-14 Variations des surfaces dédiées aux zones agricoles, aux forêts et à la culture du froment (FAO STAT) Pays Zones cultivées Pâturages Forêts Culture du froment Allemagne +0,9% -2% -7,3% -16,3% +0,3% +3,1% +8,7% +26,3% France -0,6% +1,5% -5% -14,7% +4,2% +9,4% -1,9% +2,7% L Allemagne a connu, au cours de 20 dernières années, un accroissement assez important de la production de froment ainsi qu une augmentation de ses zones de cultures au détriment des pâturages. Lors d une augmentation de la demande en blé, il est donc plausible d assister à la transformation d un hectare de pâturage en un hectare de blé. Au vu de l augmentation de la surface des forêts, la déforestation ne sera pas envisagée. Pour la France, malgré le recul de la culture du froment lors des dix dernières années, la même tendance peut être supposée si la demande venait à s accroître. Les calculs relatifs au changement indirect d affectation des sols utilisent la méthodologie européenne en se basant sur les climats relatifs à la France et à l Allemagne. Trois cas de base ont également été envisagés, comportant les mêmes hypothèses que pour le changement direct d affectation des sols et permettant de dégager un scénario moyen, le meilleur et le pire. Les résultats sont présentés dans le Tableau V-15 tandis que le détail des calculs est présenté à l Annexe I. Tableau V-15 Émissions de CO 2 suite au changement indirect d affectation des sols moyenne par année froment Scénario France Émissions (t CO 2 /ha) Allemagne Meilleur cas -5,89-7,59 Pire cas 11,42 8,72 Cas moyen 3,23 1,70 La Figure V-6 présente les variations des scores obtenus par le froment belge lors de la prise en compte d un changement indirect d affectation des sols en France ou en Allemagne. Le losange présente la valeur nette de l impact obtenu pour chaque scénario.

178 156 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Figure V-6 Variations des résultats de la catégorie changement climatique suite au changement indirect d affectation des sols froment Les impacts obtenus lors de la prise en compte du changement indirect d affectation des sols sont plus important en France qu en Allemagne. Excepté pour le pire cas, le gain en CO 2 obtenu durant la culture permet de contrebalancer ces effets de ce changement d affectation des sols. La Figure V-7 compare, quant à elle, les scénarios belges et ukrainiens en tenant compte, respectivement, des scénarios moyens de changement indirect et direct d affectation des sols. Figure V-7 Comparaison des impacts entre les scénarios belges et ukrainiens en tenant compte du changement direct et indirect d affectation des sols froment Le changement indirect d affectation des sols de la culture belge entraîne un impact plus grand que le changement direct d affectation des sols en Ukraine, d autant plus si celui-ci a lieu en France. Lorsque le gain en CO 2 de la culture est pris en compte, cette tendance s inverse grâce au rendement belge de 8,6 tonnes par hectare, près de trois fois supérieur au rendement ukrainien de 2,9 tonnes par hectare. 3. Transport du froment Ce paragraphe est relatif à la deuxième étape de la Figure V-1 qui considère le transport du froment récolté jusqu à l usine de production de bioéthanol. Il va permettre de

179 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 157 calculer l impact environnemental de cette étape. La quantité de froment à transporter est équivalente à la production d un hectare de culture, c est-à-dire 8,6 tonnes pour le scénario belge et 2,9 tonnes pour le scénario ukrainien Caractéristiques du transport du froment Après la récolte, le froment est stocké soit à la ferme, soit chez des négociants en attendant la transformation. Les distances recensées dans la littérature vont de 50 km (Gnansounou et al., 2009) à 100 km (SenterNovem, 2005). Le transport se fait généralement par camion ou par bateau lorsque des voies navigables sont à portée (Bodson, 2012). Dans ce paragraphe, cette étape est uniquement réalisée pour le scénario ukrainien basé sur la littérature. Lors du scénario belge, des données industrielles seront utilisées, également pour le transport, ce qui sera détaillé dans le paragraphe «4.3 Données d inventaire pour la production de bioéthanol à partir de froment «Wet Milling»». Pour le froment cultivé en Ukraine, deux scénarios sont pris en compte pour le transport, à savoir un rayon moyen de 75 km pour sa transformation en bioéthanol dans le pays même ou une distance de 2300 km pour une transformation de la matière première en Belgique. Ce transport est réalisé par camion Impact environnemental du transport du froment Scénario de base - caractérisation Le transport d un hectare de froment ukrainien, à savoir 2,9 tonnes a été modélisé selon les hypothèses ci-dessus. Les impacts relatifs au transport de 2,9 tonnes de forment par camion d un tonnage entre 16 et 32 tonnes et répondant aux critères EURO 5 sur 75 km ou sur 2300 km se trouvent dans le Tableau V-16. Tableau V-16 Impact relatif au transport de 2,9 tonnes de froment cultivée sur un hectare Catégorie d'impact Unité 75 km 2300 km Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 0,05 1,49 Acidification terrestre kg éq SO 2 0,11 3,37 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,00 0,10 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,01 0,19 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 0,09 2,81 Épuisement de l eau m 3 0,14 4,17 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 2 52 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole Ces impacts seront ajoutés aux scores obtenus pour la culture en fonction des scénarios envisagés pour la production de bioéthanol hydraté. 4. Production de bioéthanol hydraté à partir de froment Ce paragraphe regroupe les données nécessaires à la modélisation de la production de bioéthanol hydraté à partir de froment. Une revue de la littérature a été réalisée afin de recenser les différents paramètres nécessaires à la modélisation de cette étape. La première partie de ce paragraphe est dédiée à la récolte de ces données tout en expliquant de manière théorique les procédés de transformation impliqués, pour terminer par la modélisation de cette étape et obtenir les impacts environnementaux. Les impacts environnementaux obtenus sont relatifs à la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté.

180 158 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 4.1. Conversion du froment en bioéthanol hydraté - rendement Selon la littérature, une tonne de froment permet d obtenir des quantités de bioéthanol allant de litres (Sánchez et Cardona, 2008; Yu et Tao, 2009) à litres (Punter et al., 2004; Ballerini et AlzarToux, 2006; Ballerini et Lemarchand, 2007). Le meilleur rendement atteint est de l ordre de litres de bioéthanol par tonne de blé (Bernesson et al., 2006; Börjesson, 2009; Coppola et al., 2009; Gnansounou et al., 2009). D autres sources expriment le rendement en bioéthanol par hectare de froment cultivé et annoncent une production comprise entre 2550 et 2800 litres (CIBE et CEFS, 2010; Bessou et al., 2011). Ces valeurs sont cohérentes avec les valeurs précédentes pour un rendement aux alentours de 7,5 tonnes par hectare. Les rendements de conversion du froment en bioéthanol hydraté dépendent de la technologie utilisée. Les valeurs adoptées dans le cadre de ce travail seront mentionnées à la suite de la description des technologies étudiées permettant la conversion de froment en bioéthanol Étapes de transformation du froment Procédés Le blé utilisé pour la production de bioéthanol ne doit pas posséder les mêmes caractéristiques que celui dédié à la nourriture animale ou humaine. Pour améliorer la productivité en bioéthanol, un haut contenu en carbohydrates est nécessaire. Cela permet dès lors de réduire la quantité de céréales nécessaires pour atteindre le même rendement qu avec des grains contenant des plus hauts contenus en protéines comme cela est le cas pour les applications alimentaires (Rosenberger et al., 2000; Rosenberger et al., 2002). Le froment va subir différentes étapes successives avant l obtention de bioéthanol : broyage, liquéfaction, saccharification, fermentation et distillation (Puppan, 2002; Sánchez et Cardona, 2008). Le glucose utilisé comme matière première lors de la fermentation pour la production de bioéthanol n est pas directement accessible dans le froment. Les polymères d amidon qui composent le grain de blé doivent être préalablement hydrolysés afin de libérer le glucose Amidon - propriétés L amidon représente plus de 60% en poids du grain de blé et consiste en un mélange d amylose et d amylopectine, qui sont deux types distincts de polymères D-glucopyranose. La première partie peut être modélisée par un polymère comprenant des unités de D-glucose reliées entre elles par des liaisons α 1-4 avec une majorité de chaînes linéaires. Dans le cas du froment, l amidon contient entre 19 et 25% d amylose et entre 75 à 81% d amylopectine (Thonart, 2000). La majorité de l amidon se retrouve sous la forme d amylopectine qui comprend une structure ramifiée avec des masses moléculaires élevées. Les chaînes sont plus courtes et les unités de D-glucose sont reliées entre elles par des liaisons α 1-6 (Thonart, 2000; Whistler et Daniel, 2000; Ballerini et AlzarToux, 2006). La Figure V-8 présente les structures de l amylose et de l amylopectine (Thonart, 2000; Whistler et Daniel, 2000).

181 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 159 Amylose Amylopectine Figure V-8 Structures de l amylose et de l amylopectine (Thonart, 2000; Whistler et Daniel, 2000) Procédés de transformation Deux types de mise en œuvre sont envisageables pour la production d éthanol à partir de céréales : le procédé «Wet Milling» (cf. Figure V-9) et le procédé «Dry Milling» (cf. Figure V-10), le second étant le plus répandu (Ballerini et AlzarToux, 2006). CÉRÉALES Trempage Extraction du germe et des fibres Extraction des protéines Liquéfaction - Saccharification HUILE FIBRES GLUTEN (CORN GLUTEN MEAL) Fermentation Distillation Déshydratation Contentration et séchage des effluents ÉTHANOL À 99,98% CORN GLUTEN FEED Figure V-9 Schéma général de production de bioéthanol à partir de céréales «Wet milling» (Ballerini et AlzarToux, 2006) Au vu de la Figure V-9, le procédé «Wet Milling» engendre des coproduits tels que de l huile extraite du germe des céréales, des fibres ainsi que du gluten, tous récupérés en tête du procédé et pouvant être valorisés en alimentation humaine ou animale. À la suite de la fermentation alcoolique, de l éthanol est obtenu ainsi que du gluten valorisable en alimentation animale (Ballerini et AlzarToux, 2006). Le procédé «Dry Milling» représenté à la Figure V-10 entraîne la production de deux produits à savoir l éthanol et les drèches (Ballerini et AlzarToux, 2006).

182 160 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment CÉRÉALES Nettoyage - Broyage Liquéfaction - Saccharification VINASSES RECYCLÉES Fermentation Traitement CO 2 LIQUIDE CO 2 Distillation Séparation des drèches Concentration des vinasse Séchage des D.D.G.S. Granulation Déshydratation DRÈCHES D.D.G.S. DRÈCHES RICHES EN PROTÉINES ÉTHANOL À 99,98% Figure V-10 Schéma général de production de bioéthanol à partir de céréales «Dry milling» (Ballerini et AlzarToux, 2006) La production de bioéthanol à partir de froment diffère des deux matières premières précédemment étudiées, à savoir la canne à sucre et la betterave, par l étape de liquéfaction, nécessaire pour hydrolyser l amidon et libérer les sucres nécessaires à la fermentation. Cette étape est présentée à l Équation V-1. En se basant sur une hydrolyse complète, 162 kg d amidon réagissent avec 18 kg d eau pour donner 180 kg de glucose. Le rendement de 100% n étant pas atteint en pratique, un rendement de conversion de 90% molaire a été supposé. Équation V-1 Conversion simplifiée de l amidon en éthanol (Logsdon, 2000) enzymes levures C H O H O C H O C H OH CO Cette étape va être analysée en détail ci-dessous Liquéfaction Hydrolyse de l amidon Le procédé le plus ancien pour permettre d accéder aux sucres du froment via l amidon est l hydrolyse acide. Elle se réalise à ph 2 à l aide d acide chlorhydrique à une température située entre 140 et 150 C. Bien que le coût de cette opération soit faible, elle présente néanmoins des désavantages tels que la présence de produits dérivés non désirables, un rendement faible en glucose dû à la repolymérisation et des coûts élevés d investissement pour des matériaux résistants à la corrosion. Un autre procédé permettant de pallier ces inconvénients a été développé pour remplacer l hydrolyse acide ; il s agit de l hydrolyse enzymatique (Thonart, 2000; Whistler et Daniel, 2000; Ballerini et AlzarToux, 2006; Sánchez et Cardona, 2008). Un prétraitement a lieu afin de libérer l amidon des grains et de le séparer des autres constituants présents. Les techniques diffèrent en fonction des substrats de départ mais permettent d obtenir des constituants pouvant être valorisés dans le secteur de l agroalimentaire comme le gluten ou le son. En général, le procédé d isolement de l amidon correspond à des étapes de broyage mécanique, de séparation par décantation, centrifugation et filtration (Thonart, 2000). Le blé est broyé pour obtenir une farine qui par la suite est humidifiée et pétrie avant séparation. L introduction d enzymes peut être appliquée, à savoir des hémicellulases, afin de dégrader les polysaccharides très structurés et entraîner alors la libération de composants amidonnés et protéiques. La séparation des constituants est donc améliorée tout en diminuant la viscosité du milieu dans les premières étapes du procédé. Les enzymes sont généralement ajoutées à raison de 0,01 à 0,05% en poids sec à l étape de broyage à sec ou lors de l humidification de la farine (Thonart, 2000). Après le prétraitement, un lait d amidon est obtenu à partir duquel le macropolymère, est transformé en D-glucose suite à l hydrolyse enzymatique. Des produits intermédiaires

183 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 161 valorisables composés de polysaccharides ou oligosaccharides aux propriétés diverses sont générés (Thonart, 2000). Les produits générés lors de l hydrolyse sont comparés au dextrose à l aide d un indice appelé Dextrose Équivalent (DE), ce qui permet de rendre compte du pourcentage de liaisons hydrolysées. Une faible dépolymérisation donnera un DE inférieur à 10 tandis que celui du dextrose est égal à 100. Cette valeur est proportionnelle au pouvoir sucrant et à la fermentescibilité d un produit (Thonart, 2000). Mécanisme général d hydrolyse via des amylases Le mécanisme général d hydrolyse de l amidon par les amylases pour les liaisons de type α1-4 ou α1-6 est de type acide-base (Thonart, 2000). Les α-amylases sont des enzymes capables de rompre les liaisons α-1,4 du D-glucose mais pas les α-1,6. Afin d agir, l amidon doit être gélatinisé thermiquement pour libérer des oligosaccharides encore appelés α-dextrines linéaires et ramifiées avec une longueur pouvant aller de 2 à 7 résidus glucose. Cette étape s appelle la liquéfaction et a lieu à des températures situées entre 120 et 150 C. La température est réduite à 90 C lorsque l amidon est liquéfié. Le type d enzyme généralement utilisé pour la liquéfaction de la suspension d amidon est produit par des bactéries de l espèce Bacillus, à un ph compris entre 6 et 7 et est optimum à des températures entre 65 et 70 C. La suspension est constituée de 20 à 40% de matières sèches, de dextrines et d un peu de glucose (Thonart et al.; Thonart, 2000; Whistler et Daniel, 2000; Puppan, 2002; Ballerini et AlzarToux, 2006; Sánchez et Cardona, 2008). À la suite de l étape de liquéfaction a lieu l étape de saccharification. Il s agit de l hydrolyse de l amidon liquéfié en glucose après refroidissement de la suspension à C et l ajout d une enzyme de type amyloglucosidase. Cette enzyme est produite à partir de la fermentation de champignons de type Aspergillus Niger ou de glucoamylase à un ph entre 3,5 et 4,5. Ces enzymes permettent la libération de molécules de glucose par une dégradation rapide des liaisons α-1,4 à partir des extrémités non réductrices des chaînes d amidon. Ces enzymes fonctionnent sur base d un amidon liquéfié suite au traitement de ce dernier avec une α-amylase afin de donner un produit d hydrolyse avec un Dextrose Équivalent de 98 (Thonart et al.; Thonart, 2000; Ballerini et AlzarToux, 2006). Prétraitement des grains BLÉ Broyage - Pétrissage Concentration - Séparation LAIT D'AMIDON HÉMICELLULASE αamylase Liquéfaction GLUTEN - SON AMIDON LIQUÉFIÉ AMULOGLUCOSIDASE αamylase FONGIQUE Saccharification SIROP DE GLUCOSE HYDROLYSATS D'AMIDON Cristallisation DEXTROSE Figure V-11 Traitement de l hydrolyse aboutissant à différents sous-produits (Thonart, 2000) Les sirops de glucose, obtenus à la suite des traitements montrés à la Figure V-11, sont des produits dont le Dextrose Équivalent (DE) est compris entre 20 et 100. Ses applications se retrouvent dans des domaines tels que la confiserie, les conserves de fruits, les fruits confits, les confitures, etc. Les hydrolysats d amidon, sont quant à eux, des sirops de

184 162 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment glucose à haut DE, typiquement 96 à 98, et sont utilisés comme matières premières fermentaires (Larreta-Garde, 1997). Afin d éviter des réactions intermédiaires aboutissant à des composés non fermentescibles lorsque la composition du milieu en glucose devient importante, la fermentation des sucres en alcool doit être réalisée le plus rapidement possible. Deux possibilités sont envisagées avec, soit la fermentation directe des sucres lors du refroidissement de la suspension hydrolysée de 60 à C, soit la fermentation lors de la deuxième étape d hydrolyse qui est alors réalisée à une température optimale pour la fermentation à savoir C (Ballerini et AlzarToux, 2006) Données d inventaire pour la production de bioéthanol à partir de froment «Wet Milling» La transformation du froment peut être réalisée par le procédé «Wet Milling» comme cela est le cas en Belgique, à l usine de BioWanze. Les consommations relatives à ce procédé vont être détaillées sur base du permis unique de l unité industrielle (Commune de Wanze, 2005) et d une notice générale descriptive (Fluzin, 2007). Cette modélisation va permettre de comparer les résultats obtenus par la littérature dans le cas du procédé de «Dry Milling» avec un cas industriel local. BioWanze est une unité de production de bioéthanol située dans la région liégeoise. La production de bioéthanol anhydre atteint m³ par an. Les matières premières sont théoriquement composées de tonnes de blé et de tonnes de betteraves sucrières. Dans les faits, le froment est la matière première qui entre toujours dans la composition de bioéthanol, l utilisation de la betterave dépendant des cours du marché. Une partie de la production de bioéthanol anhydre, à hauteur de m³ est dédié au marché belge, le reste est exporté (BioWanze S.A.). Les matières premières, à savoir majoritairement le froment, provient en partie des alentours de BioWanze, c est-à-dire de la zone limoneuse. Le reste provient de l Union Européenne, prioritairement de Belgique mais également des pays limitrophes. La distance moyenne parcourue est évaluée à 250 km autour du site. La moitié de la production de froment utilisée est d origine belge et est située dans un rayon moyen de 50 km pour l année Le France approvisionne un quart des consommations en froment et le reste provient d Allemagne, des Pays-Bas et du Luxembourg. Vu la situation de BioWanze, les voies d approvisionnement possibles pour les matières premières sont la route, les cours d eau et la voie ferroviaire. La majorité du froment transite par bateau (70-75%) pour les productions originaires de Belgique, du Nord de la France ou d Allemagne. Le reste arrive par camion (Fluzin, 2007; Tonneaux, 2012). La matière première utilisée a les caractéristiques reprises dans le Tableau V-17. Tableau V-17 Caractéristiques de la matière première pour BioWanze (Fluzin, 2007) Caractéristique Valeur Unité Poids spécifique 72 kg/hl Humidité 14,5 % Protéines 10 à 12 % Grains cassés/échaudés Max 5 % Graine germés Max 5 % Amidon Min 67,8 % Le diagramme schématique de production se trouve à la Figure V-12. Il décrit les différentes étapes prises en compte par la suite, ainsi que les coproduits valorisés dans le processus. Ces derniers sont en couleur et soulignés dans le schéma de production. En plus du

185 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 163 bioéthanol, le site de BioWanze produit du gluten et des aliments pour bétail, appelés DDGS ou encore ProtiWanze. Les résidus de la distillation appelés fusel sont valorisés à la chaudière (Commune de Wanze, 2005; Fluzin, 2007). L usine fonctionne 331 jours par an, 24 heures sur 24, 7 jours par semaine (Tonneaux, 2012). FROMENT SIROP Émondage/Mouture Séparation du Gluten Liquéfaction Saccharification Développement des levures OFFGAS OFFGAS GLUTEN DDGS Séchage du Gluten (Vapeur) Séchage DDGS Fermentation CO 2 Évaporation Distillation OFFGAS Station d'épuration des eaux EAUX INDUSTRIELLES OFFGAS FUSEL Déshydratation (Tamis moléculaire) SONS ETHANOL CENDRES Vapeur/électricité par biomasse GAZ Figure V-12 Schéma de production de l usine BioWanze (Commune de Wanze, 2005) Certaines particularités sont inhérentes à l usine, à savoir l utilisation d une chaudière à biomasse et l existence d une station d épuration d eau permettant de traiter les eaux usées du site et celles provenant de la sucrerie voisine (Commune de Wanze, 2005). Les différentes étapes reprises à la Figure V-12 vont être explicitées dans les paragraphes suivants Acheminement du froment L approvisionnement des céréales se fait par voie fluviale pour la majorité des matières premières. La voie routière est également utilisée pour un maximum de 30% des céréales. La voie ferroviaire peut également être utilisée, mais ne l est pas en pratique. Les installations de déchargement pour camions et pour trains ont des capacités de 7200 tonnes par jour et une puissance de respectivement 110 kw et 200 kw (Commune de Wanze, 2005; Fluzin, 2007) Mouture du froment Le froment, avant broyage, est dépoussiéré, brossé et nettoyé. Les résidus sont envoyés vers la chaudière à biomasse. Le froment, après nettoyage, est humidifié afin de faciliter la séparation du son et est ensuite broyé dans des moulins à cylindres comprenant un séparateur magnétique afin d éliminer les pièces métalliques. Cet équipement a une capacité de 1920 tonnes par jour et une puissance de 1600 kw. La farine est alors transportée vers une unité de tamisage où les particules trop grossières sont renvoyées au moulin. Le son ainsi séparé est envoyé à la chaudière à biomasse. Un stockage du son est prévu en cas d arrêt de la chaudière (Commune de Wanze, 2005; Fluzin, 2007) Séparation du gluten La farine récoltée après mouture et tamisage est envoyée dans l unité de séparation du gluten. Le froment contient 10 à 12 % de protéines dont une partie est soluble. La partie insoluble est récupérée après extraction et est dénommée Gluten. Ce produit est un additif utilisé dans l industrie alimentaire animale et humaine (Fluzin, 2007). La séparation du gluten se fait par un procédé humide d une capacité de 480 tonnes par jour avec une puissance de 2655 kw (Commune de Wanze, 2005).

186 164 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment La farine est mélangée avec de l eau potable, dans un rapport 1:1 à 35 C pendant 20 minutes et est ensuite envoyée dans une pompe à haute pression, ce qui permet la formation de la structure élastique du gluten. Les autres parties peuvent alors être séparées à l aide d appareils centrifuges. Trois phases sont obtenues : la phase 1 comprenant une pâte de gluten composée de gluten et de l amidon de type B 7, la phase 2 comprenant un lait d amidon consistant en de l amidon de type A 1 et la phase 3 qui inclut les pentosanes, les matières solubles et les petites particules. La première phase contient le gluten vital et est pompée à l étage de séparation sur tamis où le gluten pâteux est isolé avant son séchage. Les phases 2 et 3 sont mélangées pour former le lait d amidon. La phase 1, quant à elle, subit un lavage complémentaire afin d extraire les éléments enfermés dans la structure du gluten. Le filtrat est ajouté au lait d amidon. Le gluten obtenu est composé à 28% de matières sèches et il est séché à une étape ultérieure (Fluzin, 2007). Le lait d amidon contenant 25 à 30% d amidon rejoint alors l unité de liquéfaction qui à terme, amènera la production d alcool (Fluzin, 2007) Séchage du gluten et fabrication des pellets de son Le gluten rejoint les sécheurs après passage sur une presse équipée d un tamis. La ligne comprend un sécheur et un broyeur final. Le séchage s effectue sur trois lignes parallèles équipées d une presse à vis pour la déshydratation mécanique, d un sécheur avec désintégrateur à l air chaud, d un classificateur centrifuge pour la recirculation des particules encore trop grandes vers le désintégrateur, d un filtre à manche pour séparer l air et le produit séché et des échangeurs de chaleur à eau chaude et à vapeur saturée où l air de procédé est chauffé. L installation possède une capacité de 175 tonnes par jour et une puissance de 6330 kw. Le séchage a lieu jusqu à obtention d un gluten contenant 92 à 94% de matières sèches, avec une teneur en protéines de minimum 75% et une teneur en cendres de maximum 1% (Commune de Wanze, 2005; Fluzin, 2007). Le produit séché est transporté vers des broyeurs pour produire une fine poudre. Un système pneumatique est utilisé pour amener cette poudre de gluten dans les silos de stockage (Fluzin, 2007). Le gluten vendu contient encore 6 à 8% d eau. Il est utilisé en alimentation humaine, et animale. Son prix de vente, lorsqu il contient 75% de protéines, est compris entre 800 et 1000 euros par tonne en fonction de la qualité du gluten (Tonneaux, 2012) Liquéfaction enzymatique L étape de liquéfaction de l amidon a lieu à l aide d enzymes de type amylase qui servent à découper les molécules d amidon en dextrines. L amidon est converti en hydrates de carbone inférieurs en deux étapes par l addition de deux types d enzymes. La liquéfaction permet de réduire la viscosité et l étape de saccharification permet la transformation du substrat liquéfié en glucose. Les conditions de réaction sont une température de 88 à 90 C pendant 2 heures. Cette étape nécessite de la vapeur basse pression à hauteur de 15 tonnes par heure (Fluzin, 2007). Le lait d amidon liquéfié est ensuite transféré vers l unité de pré-fermentation et de fermentation suite à un refroidissement vers C. Lors de ce refroidissement, de l énergie 7 L amidon peut être classé en trois groupes, selon le type de diagramme de diffraction obtenu. Les types A et B sont différentiés par leur arrangement cristallin et plus précisément par l empilement des doubles hélices et de la quantité d eau présente entre ces doubles hélices. Le type A est caractéristique des amidons de blé, avec une maille monoclinique et une structure dense alors que le type B caractérise des amidons riches en amylose avec une maille hexagonale. (Angellier, H. (2005). Nanocristaux d'amidon de maïs cireux pour applications composites Université Joseph Fourier.)

187 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 165 va pouvoir être récupérée et les vapeurs sont traitées avec les gaz de fermentation (Fluzin, 2007) Pré-fermentation et fermentation L équipement de fermentation comprend 4 fermenteurs qui fonctionnent en continu et 3 pré-fermenteurs (Fluzin, 2007). Le but de la pré-fermentation est de produire la quantité de levures nécessaire à partir d une levure de type Saccharomyces Cerevisiae. La croissance des levures va utiliser les dextrines préalablement transformées en glucose lors de la liquéfaction. Lors de la production de levures, un dégagement de chaleur a lieu et des eaux de refroidissement sont nécessaires afin de maintenir ne température de 36 C (Fluzin, 2007). La croissance des levures nécessite l apport d azote qui est réalisé à l aide d une solution d urée. La consommation de levure sèche est de l ordre de 380 kg par jour (Fluzin, 2007). Une fois les levures produites et transférées vers les fermenteurs, elles vont transformer les sucres en éthanol en milieu anaérobique. Cette réaction va entraîner la libération de chaleur et nécessite le contrôle de paramètres tels que le ph, le taux de sucre, la température et la présence de nutriments dans le milieu (Fluzin, 2007). La technologie utilisée est une fermentation et une saccharification en discontinu afin d obtenir un bon rendement tout en évitant les risques de contamination. Le glucose, préalablement obtenu suite à la saccharification enzymatique, est transformé en éthanol. À ce stade, le sirop sucré de betteraves peut être ajouté dans le procédé. Ce sirop doit préalablement subir une pasteurisation à 90 C afin de réduire la présence de microorganismes (Fluzin, 2007). Le taux d alcool obtenu après fermentation est de 12% en volume. Ce flux, également appelé bière, est stocké avant d être distillé. Des gaz de fermentation comprenant du CO 2 mais également de l éthanol doivent être lavés afin de récupérer l alcool produit. Le gaz restant est traité thermiquement pour neutraliser les composants odorants. Il passe alors par un bio-filtre de finition pour assurer un rejet de CO 2 débarrassé d impuretés. Les rejets doivent respecter une teneur maximale de 150 mg/m³ en composés organiques volatils (COV). L eau de lavage est transférée vers l unité de distillation avec la bière ou vers un tank de recyclage d eau (Fluzin, 2007). Le dégagement de CO 2 lors de la fermentation est envoyé vers un épurateur de CO 2 qui permet de récupérer les résidus en alcool (Fluzin, 2007) Distillation et déshydratation Le procédé BioWanze est basé sur une distillation à colonnes multiples travaillant à différentes pressions. La capacité de production de cette installation est de 570 tonnes par jour d alcool et nécessite une puissance de 1200 kw. Quatre colonnes sont présentes : une colonne à bière, une colonne de rectification, une colonne de séparation des aldéhydes et une colonne d évaporation (Fluzin, 2007). Des préchauffeurs permettent d amener les flux de liquide aux niveaux de température correspondant aux étages de pression respectifs (Fluzin, 2007). La bière est tout d abord dégazée pour éliminer les gaz incondensables. Cette colonne est chauffée à l aide d une partie des vapeurs produites au même endroit ; le reste est utilisé dans l unité d évaporation des vinasses. La bière dégazée alimente la colonne à bière où l éthanol est évaporé et envoyé dans la colonne de rectification. La bière sans éthanol atteint le fond de la colonne et est appelée vinasse. Les vapeurs provenant de la colonne à bière sont traitées dans une colonne à aldéhydes où l éthanol est concentré en pied de colonne

188 166 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment et ensuite pompé vers la colonne de rectification. Les incondensables sont envoyés dans la chaudière biomasse afin d éliminer les composés organiques volatils (COV) (Fluzin, 2007). La colonne de rectification permet d extraire les vapeurs d éthanol à 93-94% en volume. En pied de colonne sont récupérées des eaux contenant des acides organiques volatils qui sont amenés dans un tank de stockage après refroidissement (Fluzin, 2007). La vapeur d alcool produite après la distillation rejoint un surchauffeur qui est alimenté par une vapeur de pression moyenne. La technologie utilisée pour la déshydratation de l éthanol est appelée Pressure Swing Adsorption (PSA). De la vapeur d alcool brute surchauffée part vers l un des deux lits de tamis moléculaires à base de zéolithes pour déshydrater l éthanol à un minimum de 99,7%. L eau est piégée dans les pores de la zéolithe jusqu à saturation de la colonne. Le flux est alors transféré sur la deuxième colonne et la première subit une étape de régénération. La régénération a lieu par dépression de la cuve. L eau du tamis et de l éthanol sont condensés et injectés dans la colonne de distillation (Fluzin, 2007). L éthanol anhydre est refroidi à 35 C et transféré vers des tanks de stockage. Ses caractéristiques sont présentées dans le Tableau V-18 (Fluzin, 2007). Tableau V-18 Caractéristiques du bioéthanol carburant obtenu BioWanze (Fluzin, 2007) Éthanol % en poids >99,7% Eau mg/kg <1000 Alcools supérieurs (n-propanol inclus) mg/kg <1000 Méthanol mg/kg <100 Esters mg/kg <100 Aldéhydes mg/kg <100 Acétone mg/kg <10 Acide acétique mg/kg < Évaporation de la vinasse La vinasse, extraite en pied de la colonne à bière est commercialisée comme aliment pour bétail. La vinasse, dont le contenu en matières sèches est de 5%, comprend des protéines solubles, des levures et tous les produits n ayant pas servi en fermentation. Une partie de la vinasse est recyclée en liquéfaction et le reste peut être vendu sous deux formes, selon la teneur en matière sèche (Fluzin, 2007). Le produit obtenu après évaporation est appelé ProtiWanze. Il est produit à hauteur de tonnes par an. Il s agit d un produit contenant 28% en matières sèches et un minimum de 24 à 25% de protéines. Ce produit est exporté aux Pays-Bas, ce qui permet d éviter l importation de protéines de soja et de colza. Ceci s explique par son contenu liquide peu apprécié en Belgique où l alimentation animale est principalement de type solide. Ce produit est dès lors transporté en bateau pour 80% de la production et le reste par camion pour approvisionner les clients plus proches. Le prix de vente de ce coproduit fluctue en fonction du marché et est actuellement de 160 euros par tonne (BioWanze S.A.; Rettenmaier et al., 2008; Tonneaux, 2012). La pré-évaporation de la vinasse est comprise dans l unité de distillation à l aide des vapeurs de dégazage de la bière. La vinasse atteint alors une concentration en matières sèches entre 5 et 8%. Les condensats sont traités en station d épuration. Cette étape est suivie d une évaporation de la vinasse pour atteindre le pourcentage de matières sèches suffisant. Les condensats sont envoyés à la chaudière (Commune de Wanze, 2005; Fluzin, 2007). L évaporation de la vinasse a lieu dans un système à contre-courant à quatre effets dont la capacité est de 960 tonnes de vinasse concentrée avec une puissance de 2200 kw. La

189 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 167 température maximale atteinte par le produit est de 90 C pour éviter la dégradation et conserver sa valeur alimentaire (Commune de Wanze, 2005). Le sirop concentré est pompé vers une unité de déshydratation. La composition approximative ainsi que les valeurs nutritionnelles de ce produit sont présentées dans le Tableau V-19 et dans le Tableau V-20. Il s agit de valeurs indicatives qui dépendent de la composition des matières premières. Les acronymes sont explicités à l Annexe IV. Tableau V-19 Composition du ProtiWanze (sauf indications les valeurs sont exprimées en g par kg de matières sèches) Matières sèches 27% Amidon 25 Lysine 10 ph (-) 4-4,5 Sucre 90 Méthionine 4 Cendres brutes 50 Calcium 2 Cystéine 5 Cellulose brute 20 Phosphore 6 Thréonine 8,9 Protéine brute 240 Sodium 2,5 Tryptophane 3 Matières grasses brutes 65 Potassium 13 Tableau V-20 Valeurs nutritionnelles du ProtiWanze par kg de matières sèches VEVI VEM DVE,g OEB,g Cogénération Le froment permet d obtenir, suite à son broyage, un coproduit valorisable énergétiquement, le son. Le site de BioWanze dispose d une chaudière à biomasse qui peut produire 90 à 95 tonnes par heure de vapeur à 93 bar et 520 C. Une chaudière à gaz est également présente avec une production de 85 tonnes par heure de vapeur de mêmes caractéristiques. Cette dernière sert d appoint vu la demande de 125 tonnes par heure de vapeur du site. Elle peut également, en cas d arrêt de la chaudière biomasse, la remplacer pour permettre le fonctionnement de l usine à sa capacité nominale (Fluzin, 2007; Tonneaux, 2012). Le son n est pas le seul coproduit à être valorisé en chaudière. Les huiles de fusel extraites de la colonne de rectification lors de la distillation de l éthanol sont valorisées par incinération dans la chaudière à gaz naturel (Tonneaux, 2012). La vapeur surchauffée provenant des deux chaudières est détendue dans un turboalternateur à contre-pression. Une pression de 4 bar est utilisée pour le procédé de production d alcool et de 11 bar pour le séchage du gluten. La puissance électrique produite est de l ordre de 22 MW avec 2 MW utilisés pour les chaudières (Fluzin, 2007). La production de 125 tonnes de vapeur permet de produire 22 MWh d électricité. La production nette utilisable est de 20 MWh après avoir pris en compte les consommations des chaudières (Tonneaux, 2012) Traitement des effluents gazeux et liquides Traitement des effluents gazeux La chaudière biomasse est équipée d un système SNCR (réduction sélective non catalytique via ajout de NH 3 ) qui est actuellement non utilisé car les rejets d oxydes d azote sont inférieurs aux limites légales. Un filtre à manches est par contre utilisé pour les poussières et une injection de bicarbonate de sodium à hauteur de 220 kg par heure est effectuée afin de réduire les émissions d oxydes de soufre. Les résidus de ce traitement sont envoyés en centre de traitement (Tonneaux, 2012).

190 168 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Les cendres humides résultant de la combustion de la biomasse sont valorisées en agriculture pour leur contenu en potasse, phosphore et calcium. La production atteint tonnes par an avec un contenu de 75% en matières sèches (Tonneaux, 2012) Traitement des eaux usées pendant et hors campagne sucrière La station d épuration construite sur le site permet de traiter les eaux usées du procédé de production de bioéthanol et les eaux résiduaires de la sucrerie voisine pendant la campagne sucrière. En effet, les condensats provenant des jus de betteraves sont fortement chargés en ammoniaque (Fluzin, 2007). Les eaux usées qui comprennent de l acide et de l éthanol provenant des colonnes de rectification et d évaporation ainsi que les eaux dont la concentration en éthanol est supérieure à 0,5%, sont envoyées en traitement des eaux par digestion anaérobique. Le gaz produit est brûlé dans la chaudière à gaz. Après décantation, les eaux sont éventuellement recyclées vers la sucrerie ou l usine de bioéthanol. Les eaux faiblement chargées sont rejetées après contrôle en Meuse. En ce qui concerne les eaux de pluie, les non contaminées sont rejetées en Meuse et les eaux à risque sont pompées vers un point de contrôle qui décide de leur renvoi ou non en station d épuration (Fluzin, 2007; Tonneaux, 2012). Pendant la campagne sucrière, les eaux de sucrerie contiennent de l ammoniaque et peu de demande chimique en oxygène (DCO) atteignant de l ordre de 40 ppm. Le traitement est biologique et comporte une dénitrification et une nitrification. L ammoniaque est transformé en azote gazeux rejeté vers l atmosphère. Les boues sont décantées et pressées pour ensuite être utilisées en agriculture. Les eaux purifiées peuvent éventuellement être réutilisées (Fluzin, 2007; Tonneaux, 2012). Des consommations sont nécessaires pour faire fonctionner la station d épuration. Il s agit de FeCl 3, de chaux, d urée, de phosphore, d anti-mousse et d acide acétique. Aucune valeur n est disponible (Fluzin, 2007) Consommations du site en eau et en produits chimiques Consommations en eau La production de bioéthanol nécessite l apport d eau de différentes qualités. Pour les chaudières, l eau de la Meuse est déminéralisée sur place (Fluzin, 2007). De l eau potable est utilisée pour l extraction du gluten alors que de l eau adoucie alimente les pompes centrifuges. Enfin les circuits de nettoyage utilisent de l eau de procédé. Le but de la station d épuration est de traiter les eaux afin de pouvoir les réutiliser à différents stades dans le procédé, ces dernières étant plus faciles à traiter que les eaux de la Meuse (Fluzin, 2007) Consommations en produits chimiques Le procédé nécessite des consommations, principalement en fermentation telles que de l acide sulfurique pour la mise à niveau du ph, de l urée pour fournir une source azotée et des complexes vitaminés (Fluzin, 2007). Les levures et les enzymes sont également des produits essentiels au bon déroulement du procédé. D autres produits sont utilisés lors du nettoyage à savoir de la soude à 40% pour le dépôt des organiques, de l acide pour les dépôts minéraux en distillation et de l anti-mousse ainsi que des produits d extinction incendie (Fluzin, 2007). Les consommations sont reprises dans le Tableau V-21. Elles sont exprimées pour 1000 litres d éthanol produit (Commune de Wanze, 2005).

191 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 169 Tableau V-21 Consommations de produits chimiques pour 1000 L d éthanol (Commune de Wanze, 2005) Produits Quantité Unité H 2 SO 4 96% 1,8 kg H 3 PO 4 85% 2,1 kg Enzymes liquéfaction 0,6 kg Enzymes saccharification 1,3 kg NaOH 40% 8,7 kg Urée 40% 13,6 kg NH 3 25% 15,1 kg Anti-mousse 0,5 kg MgSO 4 20% 1,1 kg Vita Mix 0,01 kg Trace-Mix (sulfates) 0,01 kg N 2 liquide 5,9 kg Produits de stérilisation 0 L Des consommables supplémentaires sont nécessaires pour l entretien des chaudières. Les consommations se trouvent dans le Tableau V-22 et sont rapportées à l heure de fonctionnement. Tableau V-22 Consommations de la chaudière (Commune de Wanze, 2005) Produits Quantité Unité Chaux 1000 kg/h NH 3 0-1,25 kg/h Réducteur d oxygène 1 kg/h PO 4 3-0,7 kg/h 4.4. Impact environnemental de la production de bioéthanol à partir de froment «Wet Milling» Modélisation de la production de bioéthanol à partir de froment «Wet Milling» Le but de ce paragraphe est d obtenir l évaluation des impacts environnementaux pour la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté à partir de froment et en utilisant la technologie «Wet Milling». Cette modélisation est soumise à des incertitudes pouvant apparaître entre les consommations prévues dans le permis unique et la réalité industrielle. Néanmoins, les résultats obtenus avec les données théoriques peuvent être considérées comme majorées, le site industriel ayant pu améliorer son rendement et ses capacités de production depuis sa conception. Au vu de l approvisionnement local en blé de l usine de BioWanze, un rendement de 8,6 tonnes par hectare est utilisé pour la modélisation. L usine étant prévue pour obtenir de l éthanol anhydre, un facteur volumique est utilisé pour se rapporter à l obtention d éthanol hydraté. En effet, un litre d éthanol anhydre est produit à partir de 1,047 litre d éthanol hydraté. Le rendement donné est d environ 3 tonnes de blé pour obtenir un m³ d éthanol anhydre (Tonneaux, 2012), ce qui entraîne une production de 349 litres d éthanol hydraté par tonne de blé. Ce rendement est en accord avec les valeurs de la littérature. La production de 1000 L d éthanol hydraté nécessite donc 2,86 tonnes de blé. Le bioéthanol est supposé produit à partir de blé uniquement. En effet, le sirop de betteraves intervient faiblement dans l approvisionnement des matières premières et est

192 170 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment soumis à l intermittence des prix du marché. Un autre cas d étude est ajouté, à savoir le transport de froment provenant d Ukraine pour être transformé en Belgique. Le transport utilisé dans ce cadre-ci est spécifique aux données de production explicitées plus haut. Les caractéristiques sont reprises dans le Tableau V-23 pour la Belgique. La répartition de la charge utile entre les deux moyens de transport est équivalente à 30% pour le camion et 70% pour le bateau. Pour le blé provenant d Ukraine, il s agit du transport de 2,86 tonnes sur 2300 km par camion comme explicité au paragraphe «3.1 Caractéristiques du transport du froment». Tableau V-23 Caractéristiques du transport Froment local pour BioWanze Type de transport Distance (km) Charge utile (t) Camion 250 0,7 Bateau 150 2,2 Le Tableau V-24 présente les consommations de produits chimiques utilisés pour la production de 1000 L de bioéthanol hydraté. Tableau V-24 Consommations relatives à la transformation du froment en 1000 L de bioéthanol hydraté Produits Quantité Unité H 2 SO 4 96% 1,7 kg H 3 PO 4 85% 2 kg Enzymes de liquéfaction 0,6 kg Enzymes de saccharification 1,2 kg NaOH 40% 8,3 kg Urée 40% 13 kg NH 3 25% 14,4 kg Antimousse 0,5 kg MgSO 4 20% 1,1 kg Vita Mix 9,9 g Trace-Mix (sulfates) 9,9 g Azote liquide 5,6 kg Les consommations énergétiques ont été calculées sur base du permis unique en utilisant les caractéristiques reprises dans le Tableau V-25 rapportées pour la production de 1000 litres d éthanol hydraté. Tableau V-25 Caractéristiques énergétiques «Wet Milling» Étape Capacité (t/h) Puissance (kw) Temps (h) Électricité (kwh) Déchargement bateau ,55E-03 1,05 Mouture ,58E-02 1,03E-01 Séparation du gluten ,29E-01 1,05 Séchage du gluten 7, ,02 131,89 Fermentation 1,57 Distillation ,75 3,32E-02 40,54 Protiwanze ,15E-02 47,26 Total 223,46 De la vapeur est également utilisée afin d obtenir du bioéthanol. Cette dernière est produite à partir de la cogénération avec le son comme combustible, à raison de 90 tonnes par heure. Le complément nécessaire pour tout le site, à savoir 35 tonnes par heure est fournie par la chaudière gaz. Les deux chaudières permettent la production de la vapeur et de l électricité

193 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 171 nécessaires. Les consommations de vapeur rapportées à l unité fonctionnelle, à savoir 1000 litres d éthanol hydraté sont présentées dans le Tableau V-26. Tableau V-26 Consommations de vapeur pour 1000 litres d éthanol hydraté «Wet Milling» Vapeur nécessaire (t) Vapeur à partir de son (t) Vapeur à partir de gaz (t) MJ chaleur 2,95 2,47 0, Dans le cadre de cette étude, l électricité est supposée fournie par la chaudière à biomasse et seul un appoint de gaz est utilisé, à savoir 1627 MJ. La Figure V-13 présente l importance des étapes de transformation du froment en bioéthanol par «Wet Milling». La part prépondérante de cet impact est amenée par l utilisation de produits chimiques pour toutes les catégories sauf celles concernant les ressources fossiles et le changement climatique. L utilisation de gaz comme apport énergétique d appoint entraîne des émissions et des consommations plus importantes dans ces catégories que l utilisation de produits chimiques. Figure V-13 Importance des sous étapes de la transformation en bioéthanol par technologie «Wet Milling» En ce qui concerne les coproduits du procédé, du gluten et du ProtiWanze sont produits. Une quantité de gluten équivalente à 17,5 kg est produite par tonne de blé ou encore 49,1 kg pour 1000 litres d éthanol hydraté. Pour le ProtiWanze, une quantité de 433 kg par tonne de blé est obtenue ou encore 1212,4 kg pour l unité fonctionnelle. La production de ProtiWanze permet d éviter l importation de produit similaire des États-Unis, très souvent du tourteau de soja. Néanmoins, vu la difficulté de connaître le remplacement de ces coproduits lors de l expansion du système, une allocation énergétique a été utilisée. Un kilo de gluten possède une énergie de 15,64 MJ (MORGA AG), un litre d éthanol hydraté a un pouvoir calorifique inférieur de 21,23 MJ et le ProtiWanze a une valeur énergétique de 11, 09 MJ pour un kilogramme de matière sèche (BioWanze S.A.). Pour un kg de ProtiWanze vendu, l énergie contenue est de 3,01 MJ. L allocation énergétique est définie comme le cas de base de l étude dont les données se trouvent dans le Tableau V-27. Les différentes allocations pouvant être utilisées sont étudiées lors de l analyse de sensibilité. Tableau V-27 Données d allocation pour le bioéthanol et ses coproduits Produit PCI (MJ/L ou kg) Quantité Énergie contenue (MJ) % Éthanol hydraté 21, L ,40% Gluten 15,64 49,11 kg 768,28 2,98% ProtiWanze 3, ,4 kg 3766,83 14,62% Total 25765,11 100

194 172 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Scénario belge cas de base caractérisation À la suite des hypothèses précédemment posées, l impact environnemental de la production de 1000 L de bioéthanol hydraté sur base de froment a été calculé. La Figure V-14 présente les résultats caractérisés pour le scénario belge où le bioéthanol est produit à partir de froment cultivé en Belgique. Il s agit du scénario où l impact relatif aux coproduits est alloué de manière énergétique. L étape prépondérante pour toutes les catégories d impact est la culture du froment. La transformation du froment en éthanol hydraté consomme peu de ressources fossiles, vu l utilisation énergétique du son, ce qui explique le peu d importance de cette étape par rapport à la transformation de la betterave en bioéthanol hydraté. L impact engendré par la transformation du froment est visible pour les catégories changement climatique et ressources fossiles où cela provient, comme expliqué à la Figure V-13, de l utilisation du gaz en appoint à la chaudière biomasse. Figure V-14 Importance des étapes de production de bioéthanol hydraté BioWanze Caractérisation Scénario belge Les valeurs figurant entre parenthèses dans le Tableau V-28 sont les scores obtenus lorsque le gain carbone lors de la culture du froment a été pris en compte. Dans ce cas, les émissions de CO 2 lors de la fermentation sont prises en compte à hauteur de 879 kg de CO 2. Les calculs détaillés se trouvent à l Annexe II. Ces émissions sont réparties entre le bioéthanol, le gluten et le ProtiWanze, comme cela est également le cas pour le gain carbone obtenu lors de la culture. En s arrêtant au stade du bioéthanol hydraté, un gain carbone est obtenu, ce qui entraîne un bénéfice environnemental concernant le changement climatique.

195 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 173 Tableau V-28 Résultats caractérisés Production de 1000 L de bioéthanol hydraté BioWanze Scénario belge Catégorie d'impact Unité Total Changement climatique kg éq CO (-844) Total bioéthanol 744 (-695) Culture Transformation Transport Gluten ProtiWanze 562 (-1602) 146 (870) Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 2,9 2,4 2,2 0,1 0,1 0,1 0,4 Acidification terrestre kg éq SO 2 14,4 11,9 11,4 0,3 0,2 0,4 2,1 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,32 0,28 0,24 0,02 0,00 0,01 0,05 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,34 0,28 0,26 0,01 0,01 0,01 0,05 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 2,6 2,1 1,7 0,3 0,1 0,1 0,4 Épuisement de l eau m 3 42,8 35,2 34,8 0,3 0,1 1,3 6,3 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 42,7 35,2 30,2 3,4 1,6 1,3 6,2 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole (-25) Dans ce cas particulier mettant en œuvre la technologie «Wet Milling», l impact sur les ressources fossiles est apporté en majorité par l étape de la culture vu l utilisation du son comme ressource énergétique pour la transformation du bioéthanol. L impact est réparti entre la culture (51,27%), la transformation (25,27%), le transport (5,56%) et les coproduits (17,60%). Les valeurs ne sont donc pas comparables avec la littérature qui fait uniquement référence au «Dry Milling». La Figure V-15 présente les résultats pour la catégorie du changement climatique, mettant en évidence les hypothèses de la prise en compte du puits de carbone durant la culture, ainsi que le scénario moyen relatif au changement d affectation indirect des sols pour la Belgique, dû à l importation de froment d Allemagne et de France à hauteur de 50% pour chaque pays. Le losange orange indique le score net obtenu lors de la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté en fonction du scénario envisagé. 132 (-123) Figure V-15 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique Belgique La prise en compte du puits carbone lors de la culture permet un gain environnemental lors de la production de bioéthanol hydraté à partir de froment belge. Lors de la prise en compte du changement indirect d affectation des sols, ce gain devient presque nul.

196 174 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Scénario belge et froment ukrainien caractérisation Le Tableau V-29 présente les résultats caractérisés pour le scénario belge où le bioéthanol est produit en Belgique à partir de froment cultivé en Ukraine. Les valeurs entre parenthèses sont les scores obtenus lorsque le gain carbone a été pris en compte lors de la culture du froment. Tableau V-29 Résultats caractérisés Production de 1000 L de bioéthanol hydraté BioWanze Scénario belge et froment ukrainien Catégorie d'impact Unité Total Changement climatique kg éq CO (1555) Total bioéthanol 2721 (1281) Culture Transformation Transport Gluten Proti 1665 (-498) 146 (870) Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 9,4 7,7 6,4 0,1 1,2 0,3 1,4 Acidification terrestre kg éq SO 2 44,6 36,8 33,8 0,3 2,7 1,3 6, (46) Wanze 483 (227) Eutrophisation eau douce kg éq P 0,99 0,82 0,72 0,02 0,08 0,03 0,14 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 1,14 0,94 0,77 0,01 0,16 0,03 0,17 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 9,1 7,5 4,9 0,3 2,3 0,3 1,3 Épuisement de l eau m 3 129, ,3 0,3 3,4 3,9 19 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 164,4 135,5 89,4 3,4 42,7 4,9 24 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole Les impacts obtenus pour ce scénario sont plus importants dû au plus faible rendement de culture en Ukraine mais également au transport du froment sur une longue distance. L impact du changement climatique est multiplié par 3,7 par rapport à l utilisation de froment belge. Le transport, à lui seul, contrebalance le gain environnemental obtenu lors de la culture, si bien que la production de bioéthanol à partir de blé provenant d Ukraine n offre plus de gain avant même son utilisation en termes de changement climatique. La Figure V-16 présente les résultats pour la catégorie du changement climatique, mettant en évidence les hypothèses de la prise en compte du puits de carbone durant la culture, ainsi que le scénario moyen relatif au changement direct d affectation des sols pour l Ukraine. Le losange orange indique le score net obtenu lors de la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté en fonction du scénario envisagé. Figure V-16 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique Belgique et Ukraine

197 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 175 La production de bioéthanol hydraté à partir de froment ukrainien transformé en Belgique entraîne des émissions importantes de gaz à effet de serre, même si le puits de carbone est pris en compte durant la culture. Le changement d affectation direct des sols en Ukraine engendre des émissions plus importantes que le puits de carbone de la culture. Peu importe les hypothèses prises en compte, ce scénario est défavorable au niveau du changement climatique Analyse de sensibilité Allocations Au vu de la difficulté d assimiler les coproduits à des produits de l alimentation animale, seules les allocations massiques et économiques vont être utilisées et comparées à l allocation énergétique utilisée dans le corps du travail. Les données utilisées pour ces allocations sont présentées dans le Tableau V-30. Produit Tableau V-30 Données utilisées pour les allocations relatives au gluten et au ProtiWanze Masse (kg) Prix ( /t) Contenu énergétique (MJ/kg) Allocation massique Allocation économique Allocation énergétique Éthanol 0, ,81 38,55% 66,83% 82,40% Gluten 0, ,64 2,39% 5,87% 2,98% ProtiWanze 1, ,10 59,06% 27,30% 14,62% Le Tableau V-31 présente les valeurs de l impact pour le bioéthanol en supposant une allocation massique, énergétique ou économique. L impact obtenu pour le bioéthanol est le plus important lors de l utilisation de l allocation énergétique. L allocation massique entraîne l impact le plus faible. Cela peut poser des questions d ordre méthodologique au vu des grandes différences obtenues lors du choix d une allocation par rapport à une autre. Tableau V-31 Modification de l impact associé à 1000 litres de bioéthanol hydraté BioWanze scénario belge Catégorie d'impact Unité Énergétique Économique Massique Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 2,4 1,9 1,1 Acidification terrestre kg éq SO 2 11,9 9,6 5,5 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,28 0,21 0,12 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,28 0,22 0,13 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 2,1 1,7 1,0 Épuisement de l eau m 3 35,2 28,6 16,5 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 35,2 28,5 16,4 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole Inventaire de la production de bioéthanol à partir de froment «Dry Milling» Après avoir décrit la technologie «Wet Milling», l autre procédé de production du bioéthanol, à savoir le «Dry Milling» va être explicité. Ce paragraphe se base principalement sur les différences de consommations et de coproduits par rapport au procédé de «Wet Milling». Le schéma général a été présenté à la Figure V Consommations énergétiques Des données présentes dans la littérature, concernant les consommations énergétiques d une unité industrielle de «Dry Milling» sont présentées dans le Tableau V-32. Les valeurs sont données pour la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté. Les

198 176 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment consommations relatives au séchage des drèches ou DDGS issues de la distillation sont également comprises dans les valeurs présentées. Tableau V-32 Consommations nécessaires à la production de bioéthanol par «Dry Milling» Source Vapeur (kg) Chaleur (MJ) Électricité (kwh) (Ballerini et AlzarToux, 2006) (Punter et al., 2004) ,2 (Scacchi et al., 2010) ,6 (SenterNovem, 2005) 11073,4 57,3 (Bernesson et al., 2006) (Speichim) (Coppola et al., 2009) ,3 (Malça et Freire, 2006) ,3 (BIO Intelligence Service, 2010) ,95 88,69 Certaines sources comme Speichim (Speichim), Punter (Punter et al., 2004) et Malça (Malça et Freire, 2006) donnent des valeurs 5 fois plus faibles ou deux fois plus grandes que la moyenne obtenue. Elles ont été rejetées de la moyenne utilisée lors de la modélisation. Pour produire la chaleur, une répartition entre le gaz naturel et le pétrole de respectivement 85% et 15% est annoncée par Senter Novem (2005) Consommations de produits chimiques Le Tableau V-33 présente les consommations en produits chimiques pour la production de 1000 litres d éthanol hydraté annoncées dans la littérature. Une moyenne de ses valeurs est prise en compte pour la modélisation du bioéthanol hydraté suite à la technologie «Dry Milling». Tableau V-33 Consommations de produits chimiques pour la production de 1000 L d éthanol hydraté Source (Scacchi et al., 2010) (Bernesson et al., 2006) Levures (kg) Acide phosphorique (kg) Acide sulfurique (kg) Urée (kg) 3,05 3, ,3 1,21 NaOH (kg) CaCl 2 (kg) Eau ammoniacale (kg) Enzymes (kg) 3,05 3, , ,09 2, (Speichim) 4,5 (Bentsen et al., 2006; Coppola et al., 2009) 14,5 4,56 19,8 4,56 2,84 9, ,43 3, Coproduits du bioéthanol - Distillers Dried Grains with Solubles (DDGS) Lors de la production de bioéthanol à partir de blé par le procédé «Dry Milling», de l éthanol est principalement produit ainsi qu un coproduit généralement connu sous l acronyme DDGS (Dried Distillers Grains with Solubles), qui ici sont les drêches. Ce coproduit peut être valorisé en alimentation animale comme protéine ou être utilisé en tant que combustible (Ballerini et AlzarToux, 2006). En combinaison avec la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté, la quantité de DDGS sec produit varie selon la littérature entre des valeurs de 800 kg (Börjesson, 2009), 840 kg (Coppola et al., 2009), 850 kg (Bernesson et al., 2006) ou encore de 837 à 918 kg (BIO Intelligence Service, 2010). Des valeurs plus élevées sont annoncées dans la littérature

199 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 177 lorsque le contenu en matière sèche est plus faible. Elles s élèvent à 948 kg (Gnansounou et al., 2009), 953 kg (His, 2005) ou 1128 kg (SenterNovem, 2005). Une quantité moyenne de 830 kg de DDGS sec est prise en compte dans la modélisation. Les drêches, ou encore DDGS, provenant de la culture du blé contiennent 35 à 40% de protéines avec une teneur en lysine importante, composé essentiel pour la nutrition humaine et animale (Ballerini et Lemarchand, 2007). Afin d assurer la cohérence avec les résultats obtenus pour la canne à sucre et la betterave, une allocation énergétique a également été utilisée entre le bioéthanol et le DDGS. Ce dernier peut d ailleurs être utilisé en centrale thermique comme combustible. Si l unité de production de bioéthanol possède une chaudière biomasse ainsi qu une turbine à vapeur d une capacité suffisante, ce coproduit peut être utilisé dans l installation comme producteur de puissance (Ballerini et AlzarToux, 2006). Des substitutions sont envisageables et sont prises en compte lors d une analyse de sensibilité. Une possibilité est d envisager le remplacement de protéines de soja provenant de la production d huile de soja. Un kg de DDGS peut remplacer 780 g de soja (Edwards et al., 2007). La production du tourteau de soja ainsi que son transport des États-Unis jusqu à la Belgique peuvent, dans ce cas, être considérés comme évités Impact environnemental de la production de bioéthanol à partir de froment «Dry Milling» Modélisation de la production de bioéthanol à partir de froment «Dry Milling» La modélisation «Dry Milling» est réalisée uniquement pour le blé ukrainien. En effet, la technique utilisée en Belgique est le «Wet Milling». Afin d illustrer les différences entre les deux technologies, une analyse de sensibilité sera réalisée pour le scénario belge. Lors de la culture du blé en Ukraine, un rendement de 2,9 tonnes de froment par hectare a été calculé. En se basant sur un rendement de 370 litres pour une tonne de blé, en accord avec la littérature précédemment mentionnée, la production de 1000 L d éthanol hydraté nécessite 2,7 tonnes de blé. Le Tableau V-34 présente les consommations utilisées pour la production de 1000 L de bioéthanol hydraté ce qui représente une surface cultivée 9310 m² en Ukraine. Les données utilisées pour évaluer les impacts environnementaux de la production de bioéthanol hydraté à partir de froment se trouvent dans la colonne intitulée Moyenne. Cette colonne considère une moyenne des valeurs recensées dans la littérature. Les colonnes intitulées Min et Max présentent respectivement les valeurs extrêmes de la littérature et permettent de montrer les gammes de variation induites sur les impacts environnementaux.

200 178 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Tableau V-34 Consommations relatives à la transformation du froment en bioéthanol pour 1000 L Consommations Min Max Moyenne Unité Chaleur gaz naturel MJ Chaleur pétrole MJ Électricité 57, kwh Acide phosphorique 0,32 4,56 2,4 kg Acide sulfurique 5,3 19,8 12,55 kg Urée 1,21 4,56 3,44 kg NaOH 0,4 2,84 2,03 kg CaCl 2 0,95 1,09 1 kg Levures 3,05 14,5 8,78 kg Enzymes 0,24 4,5 3,045 kg La quantité d électricité nécessaire à l installation est supposée être de type ukrainien avec le mix de combustibles approprié. Il est identique à celui utilisé pour la betterave dans le Chapitre IV. En divisant l étape de production du bioéthanol en ses sous-étapes, l impact peut être réparti comme montré à la Figure V-17. La consommation de chaleur à partir de fioul lourd ou de gaz apporte la majorité de l impact pour la plupart des catégories suivie de la consommation d électricité. La consommation de produits chimiques amène un impact négligeable par rapport aux autres sous-étapes excepté pour les catégories relatives à l épuisement de l eau et aux ressources minérales. Figure V-17 Importance des étapes de transformation du froment en bioéthanol par «Dry Milling» Ukraine Scénario ukrainien cas de base caractérisation La Figure V-18 présente l importance des étapes pour la production de bioéthanol hydraté en Ukraine, en intégrant la culture du froment et son transport. Les valeurs d impact sont, quant à elles, reprises dans le Tableau V-35 avec entre parenthèses, les scores lorsque le puits carbone est pris en compte durant la culture du froment. L impact alloué au bioéthanol est basé sur le contenu en énergie de celui-ci (21300 MJ) par rapport au contenu du DDGS dont le PCI est de 15,5 MJ/kg (12865 MJ) (Malça et Freire, 2006; Gnansounou et al., 2009). Cela amène une allocation de 62,27% pour le bioéthanol.

201 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 179 Figure V-18 Importance des étapes de production du bioéthanol hydraté à partir de froment Ukraine Si le puits carbone est pris en compte, les émissions de dioxyde de carbone lors de la fermentation doivent également intervenir. Elles s élèvent à 163 kg de CO 2. Ces dernières sont basées sur le bilan carbone avec un rendement en hydrolyse de 90%.Les calculs sont repris à l Annexe II. Lors de la prise en compte du puits carbone pour le scénario ukrainien, la production de bioéthanol entraîne des émissions de gaz à effet de serre supérieures à celles captées durant la croissance du froment. Catégorie d'impact Tableau V-35 Résultats caractérisés Production de 1000 L de bioéthanol hydraté Unité Changement climatique kg éq CO 2 Total 2722 (411) Total bioéthanol 1695 (256) Culture Transport Transformation Coproduits 1186 (-355) (590) Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 7,9 4,9 4,5 0,4 0,0 3,0 Acidification terrestre kg éq SO 2 40,8 25,4 24,1 1,2 0,1 15,4 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,87 0,54 0,51 0,03 0,00 0,33 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,93 0,58 0,55 0,03 0,00 0,35 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 6,7 4,2 3,5 0,6 0,1 2,5 Épuisement de l eau m 3 120,7 75,2 73,6 1,5 0,1 45,5 Épuisement des ressources minérales Épuisement des ressources fossiles 1027 (155) kg éq Fe 109, ,7 3,3 1,0 41,2 kg éq pétrole La culture est toujours l étape qui représente la plus grande part de l impact, suivie par la transformation, ici non négligeable vu qu aucun combustible provenant de la matière première n est utilisé. En se basant uniquement sur l impact environnemental du bioéthanol, l impact sur les ressources fossiles est réparti entre la culture pour 56,6%, le transport pour 1,8% et l étape de transformation pour 41,6%. La littérature donne comme répartition de l impact 72 à 78% pour la transformation du blé en bioéthanol, entre 0 et 2% pour le transport et 22 à 24% pour la culture (Ecobilan, 2006; Malça et Freire, 2006). Une source plus récente donne une répartition de 29,7% pour la culture, 1% pour le transport et de 69,3% pour l étape de transformation (Hoefnagels et al., 2010). Les valeurs obtenues ne sont donc en accord avec la

202 180 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment littérature qui se base sur un scénario local avec un rendement plus important que celui utilisé ici pour l Ukraine. L impact de la production de bioéthanol hydraté sur le changement climatique est donc réparti entre la culture pour 70%, la transformation 29 % et finalement le transport pour 1%. Le scénario ukrainien modélisé n est pas en accord avec la littérature qui annonce une répartition de l impact entre la culture pour 42,8%, la transformation pour 56,3% et le transport 0,8% (Hoefnagels et al., 2010). Cela s explique aisément par les différences de rendement de culture utilisé entre les études et donc le poids de l impact de cette étape. La Figure V-19 présente les résultats pour la catégorie du changement climatique, mettant en évidence les hypothèses de la prise en compte du puits de carbone durant la culture, ainsi que le scénario moyen relatif au changement d affectation direct des sols pour l Ukraine. Le losange orange présente le score net obtenu lors de la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté en fonction du scénario envisagé. Figure V-19 Impact du changement d affectation des sols sur les résultats du changement climatique Ukraine La prise en compte du puits carbone lors de la culture du froment en Ukraine ne permet pas de contrebalancer les émissions de dioxyde de carbone relative à sa transformation en bioéthanol hydraté. Tout comme précédemment, ce gain est inférieur au changement direct d affectation des sols. Peu importe le scénario envisagé, les émissions de gaz à effet de serre dues à la production de bioéthanol hydraté à partir de froment ukrainien sont défavorables. Afin de pouvoir comparer les impacts obtenus à la littérature, les valeurs sont exprimées, pour le changement climatique et pour les consommations de ressources par MJ de bioéthanol produit. Les valeurs de la modélisation sont reprises à la ligne intitulée Scénario ukrainien. Le PCI du bioéthanol est de 21,23 MJ/L et une tonne équivalent pétrole (TEP) possède une énergie de 44,2 GJ. Les valeurs d impact sont donc modifiées et présentées dans le Tableau V-36 avec une comparaison directe de la littérature. Les valeurs entre parenthèses tiennent compte du puits CO 2.

203 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 181 Tableau V-36 Comparaison des valeurs avec la littérature avec puits CO 2 Référence Changement climatique g CO 2 éq/mj Épuisement des ressources fossiles MJ/MJ Scénario ukrainien 79,84 (12,1) 0,86 (Connor et Hernandez, 2009) 0,24 0,83 (Ecobilan, 2006) ,2 0,89 (Edwards et al., 2007) 59,2 ou -12,2 1,76 (Malça et Freire, 2006) 0,517 1,21 (Poitrat, 2007) 0,49 (BIO Intelligence Service, 2010) 46,2 0,62 (Bessou et al., 2011) 0,24 0,83 (Hoefnagels et al., 2010) 60,5 0,91 La consommation de ressources fossiles pour le scénario ukrainien avec l utilisation d une allocation énergétique est dans la fourchette annoncée par la littérature. Les résultats obtenus ci-dessus sont évidemment dépendants du type d allocation utilisé pour la prise en compte du DDGS. Pour le scénario ukrainien, avec ou sans puits carbone lors de la culture, les émissions exprimées par MJ dépassent les valeurs de la littérature. Les émissions de gaz à effet de serre vont dépendre très fortement des hypothèses prises en compte, comme le puits CO 2 lors de la culture ou l allocation des coproduits Analyses de sensibilité Au vu des grandes variations de consommations énergétiques et de produits chimiques annoncés dans la littérature pour l étape de production de bioéthanol hydraté à partir de froment, des analyses de sensibilité vont modifier ces paramètres afin de voir leur influence sur le résultat final. L allocation des coproduits sera également modifiée afin de montrer les différents types de résultats pouvant être obtenus Variation des consommations pour l étape de transformation Deux scénarios extrêmes sont réalisés. Il s agit du scénario minimal et du scénario maximal prenant en compte respectivement les valeurs minimales et maximales pour les consommations énergétiques ainsi que les consommations de produits chimiques. Les données utilisées sont celles reprises dans le Tableau V-34. L impact de l utilisation de ces données est présenté à la Figure V-20. La barre bleue représente l impact obtenu précédemment pour la production de bioéthanol hydraté lors de l utilisation des données moyennes de modélisation, lors du cas ukrainien de base. Cet impact regroupe les étapes de culture, de transport et de transformation du froment. La barre d erreur verticale présente les valeurs entre lesquelles l impact environnemental pour chaque catégorie peut varier. Les barres horizontales du dessus et du dessous présentent respectivement les valeurs obtenues lorsque les données maximales et minimales sont utilisées.

204 182 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Figure V-20 Variations d impact en fonction des consommations énergétiques Ukraine L utilisation de données extrêmes entraîne une modification modérée des impacts obtenus par rapport au cas de base. Des variations comprises entre -12% et plus de 10% sont obtenues pour la catégorie changement climatique et -17% à +14% pour la catégorie épuisement des ressources fossiles, catégories les plus pertinentes lorsqu il est question d énergie. Pour les autres catégories, excepté l écotoxicité terrestre où la variation est très importante, les gammes de variation sont en moyenne comprises entre -10% et +10%. Comme attendu, si les consommations sont plus faibles, l impact environnemental du bioéthanol suit également le même chemin Allocation entre le bioéthanol et le DDGS Dans le corps du travail, l impact environnemental associé au DDGS est alloué sur base du contenu énergétique. D autres possibilités vont être testées, à savoir l allocation massique et économique. À la suite seront testées des substitutions mentionnées dans la littérature et présentées dans le Tableau V-37. Tableau V-37 Allocations entre le bioéthanol et le DDGS Source Type d allocation Éthanol DDGS (Hoefnagels et al., 2010) (Edwards et al., 2007) Substitution (1) Substitution (2) Substitution (3) 720 g soja 200g huile de palme par kg DDGS 1100 g de soja 280 g d huile de colza par kg DDGS 780 g de soja L impact d une allocation énergétique a été étudié en se basant sur un PCI de 21,23 MJ/litre de bioéthanol et 15,5 MJ/kg de DDGS (Malça et Freire, 2006; Gnansounou et al., 2009). L allocation économique est basée sur un prix de 600 euros pour une tonne de bioéthanol selon une moyenne du marché et 150 euros la tonne de DDGS (Malça et Freire, 2006; Gnansounou et al., 2009). En utilisant ces allocations, l impact de 1000 litres de bioéthanol varie, comme le montrent les valeurs dans le Tableau V-38. L impact associé au bioéthanol peut augmenter de 22,86% par rapport à l allocation énergétique, en utilisant l allocation économique. Cette allocation est variable en fonction du cours du marché.

205 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 183 En utilisant les substitutions proposées dans le Tableau V-37, l expansion du système entraîne un impact plus important que lors de l utilisation de l allocation énergétique. L allocation par substitution n est donc pas toujours favorable aux scores obtenus. Elle entraîne parfois des scores négatifs, ce qui est le cas pour la catégorie d écotoxicité d eau douce. Cela provient de la soustraction d une quantité de soja, qui émet des polluants relatifs à cette catégorie lors de sa culture. L allocation économique obtient un impact situé entre celui de l allocation énergétique et ceux des substitutions tandis que l allocation massique est la plus avantageuse.

206 184 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Tableau V-38 Modification de l impact associé à 1000 litres de bioéthanol hydraté scénario belge Catégorie d'impact Unité Énergétique Substitution (1) Substitution (2) Substitution (3) Économique Massique Changement climatique kg CO2 eq Toxicité humaine kg 1,4-DB eq Formation de particules kg PM10 eq 4,9 8,4 8,2 7,3 6,8 3,9 Acidification terrestre kg SO2 eq 25,4 40,0 42,1 38,2 34,7 19,9 Eutrophisation eau douce kg P eq 0,54 0,69 0,71 0,65 0,74 0,42 Écotoxicité terrestre kg 1,4-DB eq 0,58 21,85 128,57 0,56 0,8 0,46 Écotoxicité d eau douce kg 1,4-DB eq 4,2-7,5 6,5-13,6 5,7 3,3 Épuisement de l eau m 3 75,2 173,4 122,1 119,8 102,8 58,9 Épuisement des ressources minérales kg Fe eq 68,0 110,2 126,9 100,7 93,0 53,3 Épuisement des ressources fossiles kg pétrole eq

207 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Comparaison entres les technologies «Dry Milling» et «Wet Milling» Afin de mettre en évidence les impacts obtenus pour un même scénario utilisant les deux technologies, un scénario supplémentaire sur base de froment belge a été ajouté. La transformation du froment en bioéthanol hydraté est réalisée avec la technologie «Dry Milling». Une allocation énergétique est également utilisée pour les deux scénarios, avec pour rappel un pourcentage de l impact pour le bioéthanol de 82,40% et de 62,27% pour respectivement les technologies «Wet» et «Dry». Les hypothèses utilisées pour la production de bioéthanol en utilisant la technologie de «Dry Milling» sur base de froment ukrainien sont conservées, le mix énergétique belge étant utilisé pour fournir l électricité. Les résultats des impacts sont présentés dans le Tableau V-39, avec le total obtenu ainsi que la répartition entre le bioéthanol et les coproduits. Tableau V-39 Comparaison des technologies «Dry et Wet Milling» Froment belge Catégorie d'impact Unité Total Total bioéthanol Total coproduits Wet Dry Wet Dry Wet Dry Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM 10 2,8 3,0 2,3 1,9 0,5 1,1 Acidification terrestre kg éq SO 2 14,4 14,8 11,9 9,2 2,5 5,6 Eutrophisation eau douce kg éq P 0,32 0,32 0,26 0,20 0,06 0,12 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,33 0,36 0,27 0,22 0,06 0,13 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 2,5 2,7 2,0 1,7 0,4 1,0 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole L impact environnemental global obtenu avec l utilisation de la technologie «Dry Milling» est 1,5 fois plus important pour le changement climatique et près de deux fois plus grand pour les ressources fossiles que lors de l utilisation de la technologie «Wet Milling». Ces différences s estompent lors de l utilisation de l allocation énergétique. En effet, près de 40% de l impact est associé aux coproduits pour la technologie «Dry Milling». L impact du changement climatique de la technologie «Wet» est réduit de 15% par rapport à la technologie «Dry» alors que cette réduction avoisine les 29% pour la catégorie des ressources fossiles. La différence de technologie n est pas uniquement responsable de ces différences. L utilisation du son lors de la technologie «Wet Milling» comme combustible fossile permet un gain non négligeable pour le procédé, ce qui n est pas contrebalancé par la valorisation des coproduits lors de l utilisation de la technologie «Dry Milling». Pour ce cas particulier où le son est utilisé comme combustible, la technologie «Wet» est donc à favoriser. 5. Principaux enseignements Le froment est une culture très répandue dans nos contrées et en Europe en général. Comme pour la betterave, le lieu de culture avec le climat associé engendre des modifications non négligeables de rendement, ce dernier pouvant varier du simple au double en passant de l Ukraine à la Belgique. D un point de vue environnemental, l étape la plus impactante est l utilisation d engrais et de pesticides dont les quantités utilisées sont soumises à une grande incertitude, les gammes de valeurs trouvées dans la littérature étant très étendues.

208 186 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Le froment étant cultivé sur les mêmes sols que la betterave selon une rotation bien définie, l impact du changement direct d affectation des sols a été pris en compte de manière similaire à la betterave et uniquement pour les scénarios où la culture a lieu en Ukraine. Un changement indirect d affectation des sols a été pris en compte suite à la demande belge en froment supérieure à sa production. Les pays touchés par cette augmentation de demande sont la France et l Allemagne où la transformation d un hectare de pâturage en un hectare de culture de froment a été supposée. Tout comme pour l Ukraine, ces valeurs ne sont pas négligeables vis-à-vis de l impact sur le changement climatique. Bien que ces valeurs soient soumises à des incertitudes assez fortes, la demande belge étant déjà réalisée grâce à l importation de matières provenant d Allemagne et de France, il est donc raisonnable de tenir compte de cet aspect dans les conclusions à tirer concernant l avenir de cette technologie. La production de bioéthanol a été modélisée selon les deux technologies les plus courantes. Pour le froment de Belgique, et vu la situation actuelle, l unité industrielle de BioWanze, fonctionnant sur base de «Wet Milling», a été étudiée. Une allocation énergétique a permis de séparer les impacts environnementaux entre le bioéthanol et ses coproduits, à savoir le gluten et le ProtiWanze. Cette unité a également comme particularité la récupération du son après broyage des céréales et son utilisation comme combustible dans une chaudière biomasse. L apport en combustible fossile est donc réduit. Pour le scénario à base de froment ukrainien et dont la production de bioéthanol se déroule en Ukraine, la technologie la plus courante, à savoir le «Dry Milling», a été modélisée sur base de la littérature. L allocation énergétique a également été utilisée pour départager l impact environnemental du bioéthanol et du DDGS. Lors de la prise en compte du gain carbone lors de la culture du froment en Belgique, l impact environnemental obtenu pour le changement climatique devient négatif, ce qui représente un gain. Ce gain est fortement réduit lorsque le scénario moyen relatif au changement indirect d affectation des sols pour la Belgique est pris en compte. Pour le froment ukrainien, peu importe s il est transformé en Belgique ou en Ukraine, le puits de carbone provenant de la culture n est pas suffisant pour contrebalancer les émissions de transformation et de transport. L impact obtenu pour ces scénarios est toujours positif pour la catégorie du changement climatique. Cet impact s accroît d autant plus que le changement direct d affectation des sols est pris en compte. Les scénarios à base de froment ukrainien sont donc défavorables en ce qui concerne la catégorie du changement climatique. L étape prépondérante pour les scénarios utilisant la technologie «Wet Milling» est la culture pour toutes les catégories d impact, suivie par la transformation et finalement le transport. Ce transport prend évidemment plus d importance lorsque le froment provient d Ukraine pour être traité en Belgique. La transformation obtient ici un impact moindre que dans le cas de la betterave, au vu de l utilisation d une partie de la plante pour subvenir aux besoins de l installation. Pour le scénario utilisant la technologie «Dry Milling», l ordre d importance des étapes est identique au scénario belge mais la transformation atteint un ratio plus important dans l impact des catégories changement climatique et épuisement des ressources fossiles. Aucune partie de la plante n est alors utilisée en tant que combustible. Les pistes d amélioration sont identiques à précédemment, à savoir la diminution de l utilisation d engrais et de pesticides avec une augmentation du rendement. Le froment sera d autant plus pénalisé qu il nécessite plus de terres que la betterave ou la canne à sucre pour obtenir les 1000 litres de bioéthanol hydraté.

209 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Références Angellier, H. (2005). Nanocristaux d'amidon de maïs cireux pour applications composites Université Joseph Fourier. Anonymous. "Dossier matières premières : Blé/Farine." Retrieved , from Ballerini, D. & N. AlzarToux (2006). Les biocarburants : Etat des lieux, perspectives et enjeux du développement. Paris, Technip. Ballerini, D. & J.-L. Lemarchand (2007). Le plein de biocarburants? Enjeux et réalités, Technip. Bentsen, N., C. Felby & K. Ipsen (2006). Energy balance of 2nd generation bioethanol production in Denmark, Royal Veterinary and Agricultural University, Danish Centre for Forest, Landscape and Planning and Elsam Engineering A/S,. Bernesson, S., D. Nilsson & P.-A. Hansson (2006). "A limited LCA comparing large- and small-scale production of ethanol for heavy engines under Swedish conditions." Biomass and Bioenergy 30(1): Bessou, C., F. Ferchaud, B. Gabrielle & B. Mary (2011). "Biofuels, greenhouse gases and climate change. A review." Agronomy for Sustainable Development 31(1): BIO Intelligence Service (2008). Elaboration d'un référentiel méthodologique pour la réalisation d'analyses de Cycle de Vie appliquées aux biocarburants de première génération en France, ADEME/MEDAD/MAP/ONIGC/IFP. BIO Intelligence Service (2010). Analyses de Cycle de Vie appliquées aux biocarburants de première génération consommés en France - Rapport final, ADEME. BioWanze S.A. "CropEnergies bio.wanze." Retrieved 21/03/2012, from Bodson, B. (2012). La culture de la betterave - Caractéristiques. Bodson, B., C. Roisin, F. Vancutsem & B. Monfort (2012). Implantation des cultures. Livre Blanc Céréales - Gembloux. B. Destain JP. et Bodson. Gembloux, ULg Agro-Bio Tech et CRA-W Gembloux. Börjesson, P. (2009). "Good or bad bioethanol from a greenhouse gas perspective - What determines this?" Applied Energy 86(5): Borjesson, P. & L. M. Tufvesson (2011). "Agricultural crop-based biofuels - resource efficiency and environmental performance including direct land use changes." Journal of Cleaner Production 19(2-3): Cherubini, F., N. D. Bird, A. Cowie, G. Jungmeier, B. Schlamadinger & S. Woess-Gallasch (2009). "Energy- and greenhouse gas-based LCA of biofuel and bioenergy systems: Key issues, ranges and recommendations." Resources, Conservation and Recycling 53(8): CIBE & CEFS (2010). The EU Beet and Sugar Sector : A model of environmental sustainability. CIBE Paris, France & CEFS, Brussels, Belgique. Commune de Wanze (2005). Demande n 752.Punique Décret du Connor, D. J. & C. G. Hernandez (2009). Crops for Biofuel: Current Status and Prospects for the Future. Biofuels: Environmental Consequences and Interactions with Changing Land Use. R.W. Howarth and S. Bringezu. Gummersbach, Germany: Coppola, F., S. Bastianoni & H. Østergård (2009). "Sustainability of bioethanol production from wheat with recycled residues as evaluated by Emergy assessment." Biomass and Bioenergy 33(11): De Ruyck, J., et al. (2006). Liquid biofuels in Belgium in a global bio-energy context. Energy - Part 1 : Sustainable production and consumptions patterns. Scientific support plan for a sustainable development policy, VUB, UCL, 3E, Ecofys.

210 188 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment de Vries, S. C., G. W. J. van de Ven, M. K. van Ittersum & K. E. Giller (2010). "Resource use efficiency and environmental performance of nine major biofuel crops, processed by first-generation conversion techniques." Biomass and Bioenergy 34(5): Ecobilan (2006). Bilan énergétique et émissions de GES des carburants et biocarburants conventionnels - Convergences et divergences entre les principales études reconnues (citées), Ademe. ecoinvent Centre (2010). The life cycle inventory data version 2.2., Swiss Center for Life Cycle Inventories. Edwards, R., J.-F. Larivé, V. Mahieu & P. Rouveirolles (2007). Well-to-wheels analysis of future automotive fuels and powertrains in the European context - Version 2c. Wellto-tank Report, Concawe, European Commission and EUCAR. Espinoza-Orias, N., H. Stichnothe & A. Azapagic (2011). "The carbon footprint of bread." International Journal of Life Cycle Assessment 16(4): FAO. (2010). "Crops statistics - area - production - yield." Retrieved , from Fazio, S. & A. Monti (2011). "Life cycle assessment of different bioenergy production systems including perennial and annual crops." Biomass and Bioenergy 35(12): Feillet, P. (2007). Faudra-t-il modifier nos comportements alimentaires pour économiser l énergie? Bilan énergétique de la filière céréalière. Académie des technologies. Chartres: Fluzin, C. (2007). Prjet BioWanze - Usine de production de bioéthanol ( m³/an) sur le site de Wanze - Notice descriptive générale. Gabrielle, B., P. Laville, O. Duval, B. Nicoullaud, J. C. Germon & C. Hénault (2006). "Process-based modeling of nitrous oxide emissions from wheat-cropped soils at the subregional scale." Global Biogeochem. Cycles 20(4): GB4018. Gallien, A. (2009). "Blé en coupe longitudinale et entier." Retrieved , from Gnansounou, E., A. Dauriat, J. Villegas & L. Panichelli (2009). "Life cycle assessment of biofuels: Energy and greenhouse gas balances." Bioresource Technology 100(21): Goedkoop, M., R. Heijungs, M. Huijbregts, A. De Schryver, J. Struijs & R. van Zelm (2009). ReCiPe A life cycle impact assessment method which comprises harmonised category indicators at the midpoint and the endpoint level. Ruimte en Milieu. His, S. (2005). "Biofuels in Europe " Journal of Scientific & Industrial research 64(11): Hoefnagels, R., E. Smeets & A. Faaij (2010). "Greenhouse gas footprints of different biofuel production systems." Renewable and Sustainable Energy Reviews 14(7): INRA. (2012). "Blé." HYPP Zoologie Retrieved 28/02/2012, 2012, from Larreta-Garde, V. (1997). Enzymes en agroalimentaire, Tec & Doc-Lavoisier,. Logsdon, J. E. (2000). Ethanol. Kirk-Othmer Encyclopedia of Chemical Technology, John Wiley & Sons, Inc. Macedo, I. C., J. E. A. Seabra & J. E. A. R. Silva (2008). "Green house gases emissions in the production and use of ethanol from sugarcane in Brazil: The 2005/2006 averages and a prediction for 2020." Biomass and Bioenergy 32(7): Malça, J. & F. Freire (2006). "Renewability and life-cycle energy efficiency of bioethanol and bio-ethyl tertiary butyl ether (bioetbe): Assessing the implications of allocation." Energy 31(15):

211 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment 189 Marsac, S. (2007). Comment améliorer l efficacité énergétique? Bilan énergétique de la filière céréalière. Académie des technologies. Chartres: Meisterling, K., C. Samaras & V. Schweizer (2009). "Decisions to reduce greenhouse gases from agriculture and product transport: LCA case study of organic and conventional wheat." Journal of Cleaner Production 17(2): MORGA AG. "Gluten de blé 500 g." from Pelletier, N., N. Arsenault & P. Tyedmers (2008). "Scenario modeling potential ecoefficiency gains from a transition to organic agriculture: Life cycle perspectives on Canadian canola, corn, soy, and wheat production." Environmental Management 42(6): Piringer, G. & L. J. Steinberg (2006). "Reevaluation of energy use in wheat production in the United States." Journal of Industrial Ecology 10(1-2): Poitrat, E. (2007). Les performances énergétiques des filières de production d éthanol et leur impact sur l effet de serre. Bilan énergétique de la filière céréalière. Académie des technologies. Chartres: Punter, G., D. Rickeard, J.-F. Larivé, R. Edwards, N. Mortimer, R. Horne, A. Bauen & J. Woods (2004). Well-to-Wheel Evaluation for Production of Ethanol from Wheat. W. S.-G. LowCVP Fuels Working Group, British Sugar, ExxonMobil/CONCAWE, CONCAWE, JRC Ispra, North Energy Associates Ltd, Sheffield Hallam University, ICEPT. Puppan, D. (2002). "Environmental evaluation of biofuels." Periodica Polytechnica Ser. Soc. Man. Sci. 10(1): Rettenmaier, N., G. Reinhardt, S. Gärtner & J. Münch (2008). Bioenergy from grain and sugar beet: Energy and greenhouse gas balances - Final report. Heidelberg, ifeu - Institute for Energy and Environmental Research Heidelberg GmbH. Rosenberger, A., H. P. Kaul, T. Senn & W. Aufhammer (2000). "Improving the energy balance of bioethanol production from winter cereals: The effect of crop production intensity." Applied Energy 68(1): Rosenberger, A., H. P. Kaul, T. Senn & W. Aufhammer (2002). "Costs of bioethanol production from winter cereals: The effect of growing conditions and crop production intensity levels." Industrial Crops and Products 15(2): Sánchez, Ó. J. & C. A. Cardona (2008). "Trends in biotechnological production of fuel ethanol from different feedstocks." Bioresource Technology 99(13): Saunders, J., M. Izydorczyk & D. B. Levin (2011). Limitations and Challenges for Wheat- Based Bioethanol Production, Economic Effects of Biofuel Production. Biofuel Production-Recent Developments and Prospects. M. A. dos Santos Bernardes, InTech. Scacchi, C. C. O., S. Gonzalez-Garcia, S. Caserini & L. Rigamonti (2010). "Greenhouse gases emissions and energy use of wheat grain-based bioethanol fuel blends." Science of The Total Environment 408(21): SenterNovem (2005). Participative LCA on biofuels. 2GAVE. Speichim Bioéthanol. Technip Speichim. Thonart, P. (2000). Les enzymes, GXABT. Thonart, P., J. Destain & P. Sandron L'éthanol. Convention Région Wallonne, GXABT. Tits, M. & J.-F. Misonne (2002). "Betterave sucrière et environnement." Le Betteravier. Tonneaux, A. (2012). Biowanze - informations complémentaires. Wanze. Vancutsem, F., et al. (2012). La fumure azotée. Livre Blanc Céréales - Gembloux. B. Destain JP. et Bodson. Gembloux, ULg Agro-Bio Tech et CRA-W Gembloux. Whistler, R. L. & J. R. Daniel (2000). Starch. Kirk-Othmer Encyclopedia of Chemical Technology, John Wiley & Sons, Inc.

212 190 CHAPITRE V. Impact environnemental associé à la production de bioéthanol à partir de froment Yu, S. & J. Tao (2009). "Economic, energy and environmental evaluations of biomass-based fuel ethanol projects based on life cycle assessment and simulation." Applied Energy 86(Supplement 1): S178-S188.

213 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 191 CHAPITRE VI. UTILISATIONS DU BIOÉTHANOL HYDRATÉ 1. Introduction Le bioéthanol est bien connu pour son utilisation comme carburant mais, de par sa structure chimique, d autres voies de valorisation de ce composé sont envisageables. En effet, par des transformations chimiques relativement simples, des intermédiaires de l industrie chimique peuvent être obtenus comme l éthylène, l éther et l acétaldéhyde (Thonart et al.). Au Brésil, le bioéthanol anhydre (99,5% d éthanol et 0,5% d eau) dédicacé à la filière biocarburant est utilisé principalement comme rehausseur d indice d octane via ajout de 5% à l essence en volume. Des proportions bien plus importantes, voire jusqu à du bioéthanol pur, peuvent être également utilisées dans des véhicules dont les moteurs ont été modifiés. En Europe, le bioéthanol anhydre est ajouté à l essence dans des proportions généralement inférieures à 10% en volume pour permettre l utilisation des véhicules classiques sans modification de la technologie utilisée (Moreira et Goldemberg, 1999; Howarth et al., 2009). Une déshydratation catalytique de l éthanol permet d obtenir de l éthylène, ouvrant les portes de la chimie des dérivés de l éthylène provenant actuellement de source pétrolière. L éther, connu pour ses propriétés de solvant, peut également être obtenu par chauffage de l éthanol en présence d acide sulfurique. Un autre exemple est l acétaldéhyde qui est également un produit de base pour l industrie chimique, utilisé dans la fabrication de colorants, de résines et de l acétate d éthyle (Thonart et al.). Les diverses possibilités de transformation du bioéthanol sont présentées à la Figure VI-1 (Thonart et al.). Figure VI-1 L éthanol comme matière première pour l industrie chimique (Thonart et al.) ÉTHANOL ÉTHYLÈNE Éther Acide Acétique Acétaldéhyde Dichloroéthane Oxyde d'éthlène Mono, di, tri éhtylène glycols Anhydre acétique Éthylhéxanol Butanol N Chlorure de vinyle Éthanol amines Glycol éthers Acétate d'éthyle Dioctylphtalate Acétate de butyle Polychlorure de vinyle Polyéthylène basse densité Acétate de vinyle monomère Acide mono chloracétique Triacétate de cellulose Ce chapitre se focalise sur l étude de deux utilisations distinctes du bioéthanol hydraté : les biocarburants sous la forme E5 et E85 et les bioplastiques 8 avec la production de polyéthylène haute densité, HDPE. 8 Le terme bioplastique réfère à des matières plastiques produites (en partie) à partir de matières premières végétales renouvelables. Un bioplastique n est donc pas forcément biodégradable ou compostable bien que ces caractéristiques peuvent également être associées (Van Hoof, V. & T. Geerken (2012). Bioplastiques : Définitions, normes, possibilités d application, impact sur l environnement, VITO.). Seule la première partie de la définition est envisagée dans cette étude, à savoir des plastiques produits à partir de matière premières renouvelables.

214 192 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Parmi les polymères issus de l éthylène, le HDPE a été choisi en raison de son importante production à l échelle mondiale. Celle-ci représentait 23,1 millions de tonnes en 2009 contre 18,4 millions de tonnes pour le LDPE. De plus, la demande pour le HDPE au niveau mondial va s accroître de 7,3% contre 2% pour le LDPE pour la période (Gunnam; Business Wire, 2011). Les étapes relatives à la polymérisation de l éthylène ou du bioéthylène en HDPE sont identiques pour la filière agricole ou la filière fossile. Les conclusions relatives aux résultats obtenus ci-dessous sont donc extrapolables à d autres types de polymères issus de l éthylène. En effet, les différences relatives aux scénarios agricoles et fossiles se trouvent dans les étapes allant jusqu à la production d éthylène. Le fait d envisager un autre polymère n aura un impact que sur les étapes en aval, qui seront identiques pour les scénarios agricoles et fossiles. En fonction des matières premières considérées, ce travail va examiner plusieurs combinaisons de localisations pour la culture, la transformation en bioéthanol et la production du polymère, sur base des résultats obtenus aux trois chapitres précédents. L utilisation du biocarburant et du HDPE est toujours considérée comme se déroulant en Belgique. Il y a donc lieu d ajouter, si besoin, un transport du lieu de culture et/ou de transformation jusqu au lieu de consommation. Le bioéthanol est généralement transporté en wagons citernes, en camions citernes, en tonneaux ou encore dans des containers en verre ou en métal ayant la capacité voulue. Pour des raisons de qualité, une couche de résine phénolique peut être ajoutée (Logsdon, 2000). L éthylène fossile est majoritairement transporté sous forme gazeuse par pipeline, à des pressions de 5 à 5,7 MPa. Seul 1% de la production est convoyé sous forme liquide à pression atmosphérique et à la température de -104 C à l aide de citernes semi-réfrigérées (Sundaram et al., 2000). Au vu des difficultés techniques du transport du bioéthylène, seul le transport du produit polymérisé sous forme de pellets est envisagé dans ce travail lorsque la production d éthylène est réalisée en dehors de la Belgique. Les deux premières parties du chapitre sont relatives aux utilisations sélectionnées pour le bioéthanol hydraté, à savoir le biocarburant et le bioplastique. La troisième partie compare les impacts environnementaux des deux utilisations sur base de différents critères. Les quatrième et cinquième volets sont consacrés à la robustesse des résultats avec respectivement des analyses de sensibilité et des analyses d incertitudes. 2. Filière carburant Déshydratation du bioéthanol hydraté La principale application du bioéthanol est, à l heure actuelle, son utilisation en tant que carburant automobile, que ce soit comme additif à hauteur de 5% en volume (E5) ou comme carburant en tant que tel avec 85% d éthanol en volume (E85). Le E85 est utilisé dans des voitures adaptées, appelées Flex Fuel, et développées notamment au Brésil. En Europe, le bioéthanol est également utilisé pour les transports afin de répondre à la directive de l Union Européenne imposant un pourcentage de substitution croissant des carburants conventionnels par des biocarburants. En 2005, le taux à réaliser était de 2%. Il a augmenté à 5,75% en 2010 pour atteindre en 2020 les 10% d énergie renouvelable dans le secteur du transport. Cette substitution, majoritairement sous la forme de E5, a pour but la réduction des émissions de gaz à effet de serre à hauteur de 35 % par rapport aux combustibles fossiles ou encore une réduction s élevant de 50 à 55 millions de tonnes de dioxyde de carbone par an (European Parliament and the Council, 2003; Londo et al., 2010).

215 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 193 Afin d obtenir une amélioration quant à l impact sur le changement climatique lors de l utilisation des biocarburants, un seuil d émissions pour les biocarburants a été fixé par la communauté européenne à la moitié des émissions du carburant fossile en 2017 (European Parliament and the Council, 2009a). Ce seuil comprend les émissions lors de l utilisation du biocarburant mais également lors de tout son cycle de vie. En exprimant cela de manière mathématique, l Équation VI-1 est obtenue avec E les émissions totales, eec les émissions lors de l extraction ou de la culture, es les émissions dues au changement direct d affectation des sols, et les émissions relatives à la transformation, etd les émissions relatives au transport et à la distribution des biocarburants et finalement eu les émissions dues à l utilisation du biocarburant. La somme de ces émissions doit être inférieure à la moitié de celles émises par le carburant d origine fossile, évaluée à 83,8 g CO 2 par MJ ce qui donne un seuil de 41,9 g de CO 2 /MJ à ne pas dépasser pour les biocarburants à l aube 2017 (Croezen et al., 2010). Équation VI-1 Calcul des émissions de gaz à effet de serre (Croezen et al., 2010) De nombreuses études ont déjà été réalisées sur l impact environnemental de la substitution des combustibles fossiles par des biocarburants. Ce paragraphe va permettre de résumer ces apports et de les comparer aux résultats obtenus en utilisant les trois cultures étudiées précédemment ainsi qu en prenant en compte les changements possibles d affectation des sols. Ces résultats serviront de point de départ à la comparaison entre les différentes utilisations du bioéthanol avec comme optique la réduction des impacts environnementaux Caractéristiques des carburants Caractéristiques de l essence fossile Le bioéthanol produit va être ajouté à de l essence fossile. Afin de connaître les implications de cet ajout, les caractéristiques de l essence fossile doivent au préalable être connues. Les valeurs concernant la masse volumique ou le pouvoir calorifique peuvent varier comme cela est présenté dans le Tableau VI-1, regroupant une synthèse des données de la littérature. Caractéristique Masse volumique Tableau VI-1 Caractéristiques de l essence fossile standard (Indice d octane = 95) Unité (Ballerini et AlzarToux, 2006) (Moreira et Goldemberg, 1999) (Quirin et al., 2004) (Croezen et Kampman, 2009) (Prost et al., 2006) (Gnansounou et al., 2008) kg/m³ PCI MJ/kg 42,69 43,20 43,50 42,50 PCI MJ/L 32,02 30,1 31,70 32,39 31,90 Une valeur moyenne de 42,97 MJ par kg ou encore de 31,62 MJ par litre d essence est utilisée dans la suite des calculs. La densité associée à ces valeurs est de 735,87 kg/m³. Ces valeurs sont en accord avec celles recommandées par l Union Européenne (European Parliament and the Council, 2009a) Émissions lors de la combustion de l essence Les véhicules composant le parc automobile sont soumis à une réglementation quant à leurs émissions atmosphériques. Ces dernières sont limitées par la commission européenne et sont données en fonction de l âge du véhicule. Il s agit des émissions maximales pouvant être produites par un véhicule mis en circulation. Les différentes normes Euro sont relatives à

216 194 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté des évolutions successives avec des dates d entrée précises pour la mise en circulation des véhicules. Elles sont présentées dans le Tableau VI-2. Tableau VI-2 Normes d émissions Euro pour les véhicules à essence (European Parliament and the Council, 2007) Émissions Euro 2 Euro 3 Euro 4 Euro 5 Euro 6 Unité NO X CO HC Particules 5 5 mg/km Les émissions de CO 2 sont calculées sur base d une combustion complète de l essence, généralement assimilée à de l octane. L équation de combustion est présentée par l Équation VI-2. En supposant une combustion complète, par litre d essence, 2,272 kg de dioxyde de carbone sont émis. Équation VI-2 Combustion complète de l essence assimilée à de l octane Caractéristiques du bioéthanol pur L éthanol hydraté doit subir une étape supplémentaire de déshydratation afin d obtenir un grade suffisant pour pouvoir être incorporé à l essence. Les caractéristiques de l éthanol pur sont présentées dans le Tableau VI-3 en fonction de la littérature. Tableau VI-3 Caractéristiques du bioéthanol pur Caractéristique Unité (Ballerini et AlzarToux, 2006) (Prost et al., 2006) (Gnansounou et al., 2008) Masse volumique kg/m³ PCI MJ/kg 26,805 26,800 PCI MJ/L 21,285 21,283 21,200 Des valeurs moyennes de 792 kg/m³ pour la masse volumique ainsi que 26,803 MJ par kg ou encore 21,23 MJ par litre de bioéthanol sont utilisées dans la suite du travail Émissions lors de la combustion du bioéthanol Seules les émissions de dioxyde de carbone vont être calculées afin de contrebalancer, lorsqu il a été utilisé, le puits envisagé lors de la croissance des plantes. En supposant la combustion complète d un litre de bioéthanol, explicitée à l Équation VI-3, des émissions de dioxyde de carbone s élevant à 1,52 kg par litre sont obtenues. Ces émissions ne sont comptabilisées que lorsque l hypothèse du puits carbone a été prise en compte lors de la culture Équation VI-3 Équation de combustion de l éthanol Caractéristiques générales des biocarburants L utilisation du bioéthanol comme carburant a lieu suite à des mélanges avec l essence dont les proportions peuvent varier. Les deux possibilités envisagées ici sont le E5 et le E85 représentant respectivement un remplacement de 5% et de 85% en volume par du bioéthanol dans le carburant fossile. Les avantages de l éthanol sont son indice d octane important, sa masse volumique proche de celle de l essence, la présence d oxygène qui peut favoriser la diminution des émissions d hydrocarbures imbrûlés ou de monoxyde de carbone ainsi qu une chaleur latente de vaporisation élevée. Par contre, des inconvénients sont aussi présents. La présence

217 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 195 d oxygène dans la molécule entraîne un pouvoir calorifique inférieur (PCI) plus faible, ce qui augmente la consommation de carburant ; la chaleur latente de vaporisation élevée peut également provoquer des difficultés de fonctionnement à froid. D autres désavantages sont la formation d azéotropes par l éthanol ainsi que sa miscibilité avec l eau. Sa teneur élevée en oxygène peut conduire à former de l acide acétique et finalement, sa combustion engendre des émissions d aldéhydes (Ballerini et AlzarToux, 2006). Les caractéristiques des biocarburants E5 et E85 sont comparées à celles de l essence classique dans le Tableau VI-4. Tableau VI-4 Caractéristiques des biocarburants (dérivées de Gnansounou et al. (2008)) Caractéristique Essence E5 E85 Bioéthanol Densité (kg/m³) 735,87 738,68 783,58 792,00 PCI (MJ/kg) 42,97 42,10 29,08 26,80 PCI (MJ/L) 31,62 31,10 22,79 21,23 % bioéthanol (masse) 0 5,36% 85,91% 100% Émissions CO 2 fossiles (g/l) Émissions CO 2 biogéniques (g/l) Biocarburant E5 L éthanol, utilisé en tant qu additif, est un substitut au plomb tétraéthyle qui était traditionnellement incorporé à l essence afin de renforcer l indice d octane et ainsi éviter les coûts d un raffinage plus sévère pour atteindre le même résultat. Suite aux problèmes environnementaux liés aux émissions de plomb à l échappement d une part, et à des problèmes d empoisonnement des catalyseurs utilisés dans les pots catalytiques, d autre part, l ajout de plomb tétraéthyle a été interdit depuis 2001 en Europe. Enlever le plomb sans un ajout simultané d un autre additif diminue l indice d octane de l essence de 98 à 92 ce qui entraîne une augmentation de la consommation en carburant de 6 à 9%. Le surrafinage n étant pas adapté au vu des coûts énergétiques et monétaires, l incorporation de produits oxygénés apparaît comme une solution plus adaptée. Le méthyl-tertio-butyl éther (MTBE) a été le premier substitut envisagé. Néanmoins, il est d origine fossile ce qui exige une importation au même titre que le pétrole. Il a été remplacé par l éthanol, qui peut être produit en Europe et remonte l indice d octane bien qu il soit loin d être aussi performant que le plomb (Thonart et al.). La substitution de l additif MTBE par l éthanol à hauteur de 5% en volume entraîne des modifications de l essence pour obtenir des mélanges satisfaisant les critères d utilisation dans des moteurs de type essence. À l heure actuelle, l Europe impose des quotas d ajout de bioéthanol dans l essence à hauteur de 5% en volume. Cet ajout diminue globalement la consommation de combustibles fossiles mais a d autres conséquences comme l utilisation d une plus grande quantité de carburant vu la diminution du pouvoir calorifique inférieur du mélange. Un litre d essence renferme une énergie de 31,62 MJ. En remplaçant 5% de ce volume par du bioéthanol dont le pouvoir calorifique inférieur est de 21,23 MJ/L, le pouvoir calorifique du mélange est abaissé à 31,10 MJ par litre. La consommation de base du véhicule va donc augmenter d environ 1,67%, la comparaison sur base du km parcouru étant préconisée (Quirin et al., 2004). Dans la littérature, Gnansounou et al. (2008) avance que lors de l utilisation de E5, la consommation peut parfois être réduite par rapport aux combustibles fossiles pour les mêmes services. La comparaison devrait donc se faire sur la distance parcourue, avec une consommation réelle relative à l utilisation d essence ou de E5 et non sur les MJ consommés. N ayant pas accès à

218 196 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté un modèle réel, cette même source préconise, pour les faibles taux d incorporation du bioéthanol (E5-E20), une comparaison volumique, à savoir qu un litre d E5 permet de parcourir la même distance qu un litre d essence. Une analyse de sensibilité sera réalisée pour mettre en évidence l impact de l utilisation d une base volumique plutôt qu énergétique pour la comparaison des biocarburants et de l essence fossile. L ajout d éthanol, par ses caractéristiques, permet d augmenter l indice d octane ce qui permet un meilleur rendement, ainsi que des émissions de NO X, CO et COV réduites. Pour une utilisation de moins de 10% d éthanol dans l essence, les émissions de HC, NO X et CO sont diminuées de respectivement 18%, 10 et 18% (Vasudevan et al., 2005). Ces modifications de performance, sont par contre, très difficiles à mesurer. Étant donné les mesures réalisées pour la réduction des polluants sur les voitures essences par le biais des normes Euro, les émissions sont supposées identiques entre les voitures fonctionnant avec de l essence pure ou à l E5 (Thonart et al.; SenterNovem, 2005; Luneau et Fayet, 2007). Le remplacement du MTBE par de l éthanol rend la production de MTBE obsolète ce qui signifie qu un autre marché doit être trouvé pour l isobutylène, coproduit obtenu à la sortie des vapocraqueurs. La tension de vapeur élevée de l éthanol impose également une réduction de la pression de vapeur des combustibles pétroliers de base par rapport au système de référence. D un autre côté, l éthanol augmente l indice d octane de l essence. Les interactions entre la raffinerie pétrolière classique et les biocarburants sont très importantes et un changement tel que l utilisation d éthanol peut engendrer des effets secondaires dans la production d essence fossile (Croezen et Kampman, 2009). Les modifications de comportement de la raffinerie classique sont malheureusement très difficiles à prendre en compte et sont à régler au cas par cas. Le but de ce travail n étant pas l étude complète d une raffinerie de pétrole, ces effets secondaires sont supposés négligeables sur les résultats obtenus Biocarburant E85 Le biocarburant E85 correspond au mélange de 85% en volume de bioéthanol avec de l essence sans plomb 95 (Prost et al., 2006). Lorsque du bioéthanol est ajouté dans une proportion en volume supérieure à 10% dans l essence, des modifications doivent être apportées au véhicule. Le taux exact qui nécessite des variations techniques dépend du climat et de la température où la voiture est utilisée. Cela peut varier de 10 à 25% au Brésil (International Fuel Quality Center, 2004). En effet, le taux d incorporation du biocarburant va modifier la volatilité de ce dernier. Cette caractéristique est importante : une valeur trop basse empêche le démarrage à froid et une valeur trop haute entraîne des émissions excessives par temps chaud. Un minimum de 15% d essence est à conserver pour assurer le démarrage à froid (Prost et al., 2006). Le biocarburant E85 est déjà utilisé dans différents pays où des voitures ont été adaptées et sont appelées Flex Fuel. Ces dernières permettent d utiliser des carburants comprenant du bioéthanol entre 0 et 85% en volume. Ces véhicules sont très courants au Brésil où ils représentaient 61% des immatriculations de voitures neuves en 2006, mais également dans d autres pays tels que les États-Unis, le Canada, la Suède, l Allemagne et les Pays-Bas (Thonart et al.; Prost et al., 2006). Une réflexion a été lancée pour l utilisation de carburant avec une forte teneur en éthanol (>10%) en France, Espagne, Australie, Madagascar, Philippines, Thaïlande, Japon, Suisse, Autriche et Italie (Prost et al., 2006). Les matériaux utilisés dans les voitures de type Flex Fuel sont différents de ceux classiquement retenus pour les voitures à essence. Il faut prévoir des matériaux métalliques pour éviter la corrosion ainsi que pour les parties non métalliques, des matériaux tels que les

219 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 197 fibres de verre ou encore les thermoplastiques. Des modifications de calibration des moteurs sont également à prévoir (Thonart et al.; International Fuel Quality Center, 2004). Tout comme pour l essence contenant 5% en volume de bioéthanol, des conséquences sur les émissions et sur la consommation doivent être prises en compte. Le pouvoir calorifique volumique d un litre de carburant E85 est de 22,79 MJ. La consommation de base du véhicule est donc augmentée théoriquement de 38,77%. La performance de ce type de véhicule étant 7% plus élevée que le moteur classique, l énergie est utilisée plus efficacement et la diminution de la distance parcourue avec un litre de E85 par rapport à un litre d essence est comprise entre 5 et 12%. Cela sous-entend que la performance améliorée des moteurs compense une partie de la perte du PCI du mélange (International Fuel Quality Center, 2004). Les émissions relatives à l utilisation d un véhicule Flex Fuel ont été mesurées et le Tableau VI-5 présente les résultats de la littérature. Les pourcentages représentent les variations des émissions par rapport à une voiture classique à essence. Tableau VI-5 Variation des émissions au pot d échappement avec l E85 comparativement à l essence dans une voiture classique Émissions NO X (Hess et al., 2009) -30% à - 39% (Yanowitz et McCormick, 2009) -54% (International Fuel Quality Center, 2004) (Luneau et Fayet, 2007) -57% CO +5% à -13% -18% -7% HC +22% à - 4% Particules 0 à -20 % -18% +29% Formaldéhyde +56% +75% (Vasudevan et al., 2005) Acétaldéhyde +2437% +3950% Lorsque des valeurs n étaient pas disponibles, la tendance relatée dans la littérature a été transcrite avec la légende suivante : = nette réduction, = réduction sensible, = augmentation sensible et = forte augmentation. Au vu du Tableau VI-5, il est difficile de dégager des valeurs nettes de variation, d autant plus que les émissions d un moteur dépendent du type de conduite du véhicule ; aucune corrélation n a pu être dégagée en ce qui concerne l utilisation de carburant E85 et les émissions à l échappement. Ces dernières sont cependant toujours en accord avec les normes Euro fixées par l Union Européenne (Querini et al., 2011). Les émissions Euro 5 seront utilisées lors de la combustion des biocarburants et de l essence. Afin de mettre en évidence l importance de ces variations d émissions à l échappement, une moyenne des valeurs recensées sera effectuée et appliquée lors d une analyse de sensibilité. La comparaison avec l essence fossile sera réalisée sur base énergétique comme le recommande Gnansounou et al. (2008) Procédé de déshydratation du bioéthanol hydraté L éthanol hydraté obtenu à partir de canne à sucre, betterave ou froment doit subir une étape supplémentaire afin d obtenir les caractéristiques requises pour entrer dans la composition de l essence. Cette étape, appelée déshydratation, peut être réalisée à l aide d un tamis moléculaire captant l eau, technique encore appelée PSA et utilisée lors de la déshydratation du froment dans l unité industrielle de BioWanze. La distillation azéotropique associée à un système de thermocompression peut également être utilisée comme la déshydratation chimique par cyclohexane, employée pour le bioéthanol de canne à sucre. Les

220 198 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté consommations vont donc dépendre du système de déshydratation mis en place. Pour déshydrater 1000 L d éthanol hydraté à partir de canne à sucre, de betterave ou de froment, des consommations de respectivement 1750 kg, 550 kg et 340 kg de vapeur ainsi que 0 kwh, 10 kwh et 19 kwh d électricité sont nécessaires (Ballerini et AlzarToux, 2006; BNDES et CGEE, 2008). Les données pour le froment sont relatives à l unité industrielle Maguin Interis utilisant la technologie PSA (Ballerini et AlzarToux, 2006). Pour la betterave et le blé, les consommations d énergie nécessaires à la déshydratation sont apportées par des combustibles fossiles comme précédemment. En ce qui concerne la canne à sucre, les apports énergétiques proviennent de la combustion de la bagasse. En utilisant les mêmes hypothèses qu au paragraphe « Caractéristiques de la bagasse» du Chapitre III, à savoir un rendement du moteur en électricité de 20% et un PCI de 8,5 MJ/tonne, la bagasse est légèrement insuffisante pour pouvoir combler les besoins énergétiques du procédé de production de bioéthanol anhydre. La combustion de la bagasse produit de la vapeur qui est directement utilisée, et le surplus est transformé en électricité. Suite à la demande de vapeur pour le procédé de déshydratation, le besoin en électricité du procédé de base n est plus atteint et une partie de cette électricité doit être fournie par le réseau. Elle s élève à 57,46 kwh pour la production de 1000 L d éthanol anhydre Impact environnemental des biocarburants E5 et E Modélisation du cycle de vie des biocarburants E5 et E85 Pour modéliser le cycle de vie des biocarburants E5 et E85 sur base des matières premières étudiées dans les trois chapitres précédents, trois étapes vont être ajoutées. La première consiste en la modélisation du procédé de déshydratation de l éthanol hydraté en éthanol anhydre. La seconde concerne le transport des matières premières ou des produits finis depuis leur pays d origine jusqu en Belgique. La troisième étape modélise la fin de vie des biocarburants, c est-à-dire leur combustion dans un moteur à essence Modélisation de l étape de déshydratation de l éthanol hydraté en éthanol anhydre La modélisation de la déshydratation de l éthanol hydraté en éthanol anhydre est basée sur la littérature dont les valeurs ont été données dans le paragraphe «2.2 Procédé de déshydratation du bioéthanol hydraté». Cette étape est nécessaire pour atteindre un éthanol dont la teneur en eau est inférieure à 0,5%. Les valeurs utilisées sont présentées dans le Tableau VI-6, avec une différence selon le procédé utilisé pour chaque matière première étudiée. Tableau VI-6 Données pour la déshydratation de l éthanol hydraté en éthanol anhydre par matière première Consommation Canne à sucre (chimique) Betterave (thermocompression) Froment (PSA) Unité Éthanol hydraté L/1000 L anhydre Électricité 57, kwh/1000 L anhydre Fuel 2337, MJ/1000 L anhydre Cyclohexane 0,6 kg/1000 L anhydre Pour la canne à sucre, l énergie nécessaire sous forme de vapeur est apportée par la bagasse servant de combustible. Par contre, en ce qui concerne l électricité, elle est déficitaire et un apport de 57,5 kwh pour 1000 L de bioéthanol anhydre doit être ajouté.

221 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 199 Hypothèses concernant le mix énergétique pris en compte Le pays où va se dérouler la transformation des matières premières en éthanol va avoir un impact sur le score environnemental lié à la consommation ou production d électricité. En effet, l utilisation du mix énergétique brésilien, ukrainien ou encore belge entraîne un impact environnemental différent, relatif aux combustibles associés. Un rappel des mix énergétiques relatifs à ces trois pays est présenté dans le Tableau VI-7. Tableau VI-7 Mix énergétique brésilien, ukrainien et belge pour l année 2009 (International Energy Agency, 2009) Combustible Brésil Ukraine Belgique % % % Charbon 2,10 36,53 6,74 Pétrole 3,14 0,53 0,31 Gaz naturel 2,86 8,10 32,13 Biomasse 4,95 0,00 3,82 Nucléaire 2,78 47,92 51,76 Hydroélectricité 83,82 6,90 1,93 Vent 0,27 0,02 1,09 Autres 0,09 0,00 2,22 Afin d illustrer l importance du type de mix énergétique, l impact environnemental d un MWh d électricité brésilienne, ukrainienne ou belge est présenté dans le Tableau VI-8. Tableau VI-8 Impact de la production d électricité en fonction du pays d origine 1 MWh Catégorie d'impact Unité Électricité belge Électricité brésilienne Électricité ukrainienne Changement climatique kg éq CO 2 265,22 87,43 504,63 Toxicité humaine kg éq SO 2 60,31 9,18 105,35 Formation de particules kg éq P 0,21 0,13 0,69 Acidification terrestre kg éq 1,4-DB 0,60 0,41 2,28 Eutrophisation eau douce kg éq PM 10 0,07 0,01 0,10 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,00 0,00 0,01 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 1,09 0,20 2,04 Épuisement de l eau m 3 4,98 0,47 5,02 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 3,86 2,17 4,24 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole 91,59 27,42 141,21 L électricité brésilienne est celle apportant le plus faible impact pour toutes les catégories. Cela s explique par la forte proportion de ressources renouvelables faisant partie du mix énergétique. L électricité ukrainienne amène, quant à elle, les impacts les plus importants. L explication vient de la part importante du charbon. L électricité de type belge a une valeur d impact médiane avec une proportion importante de nucléaire et de gaz naturel dans ses combustibles. Impact environnemental de l étape de déshydratation Afin d illustrer les différences entre les techniques de déshydratation du bioéthanol hydraté et donc entre les consommations présentées dans le paragraphe «2.2 Procédé de déshydratation du bioéthanol hydraté», le Tableau VI-9 présente les résultats pour chaque technologie envisagée en supposant une transformation réalisée en Belgique à partir de combustibles fossiles.

222 200 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Tableau VI-9 Impact de la technologie de déshydratation du bioéthanol hydraté 1000 litres de bioéthanol anhydre Catégorie d'impact Unité Chimique Thermocompression PSA Changement climatique kg éq CO Toxicité humaine kg éq SO Formation de particules kg éq P 0,76 0,44 0,27 Acidification terrestre kg éq 1,4-DB 2,47 1,43 0,89 Eutrophisation eau douce kg éq PM 10 0,02 0,01 0,01 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 0,12 0,07 0,04 Écotoxicité d eau douce kg éq 1,4-DB 0,46 0,25 0,17 Épuisement de l eau m 3 0,50 0,33 0,27 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 2,73 1,13 0,75 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole La déshydratation chimique par cyclohexane est la technologique qui consomme le plus de ressources, suivie par la thermocompression et finalement la PSA. La dernière technologie est donc à favoriser bien qu elle soit plus coûteuse que la déshydratation chimique, raison pour laquelle cette dernière est toujours utilisée au Brésil. De plus, grâce à la bagasse, les consommations énergétiques fossiles réellement consommées au Brésil sont quasi nulles par rapport à celles présentées dans le Tableau VI Modélisation de l étape de transport depuis le Brésil ou l Ukraine jusqu en Belgique Lors de cette modélisation, le produit final ou la matière première arrive en Belgique. Aucun transport du produit fini n est envisagé pour les scénarios à partir de betterave et de froment belge. Pour la canne à sucre, le transport depuis le Brésil jusqu au port d Anvers est envisagé. Le cas échéant, la distance parcourue depuis l Ukraine jusqu en Belgique est également prise en compte, sur base de cartes routières (Viamichelin, 2012; Voyage calculator, 2012). Les distances à parcourir et les moyens de transport associés sont repris dans le Tableau VI-10. Tableau VI-10 Distance à parcourir entre les lieux de production et Anvers (Viamichelin, 2012; Voyage calculator, 2012) Étape Départ Arrivée Moyen de transport Distance (km) 1 Sao Paulo (Brésil) Santos (Brésil) Camion 70 2 Santos (Brésil) Anvers (Belgique) Bateau Étape Départ Arrivée Moyen de transport Distance (km) 1 Ukraine Anvers (Belgique) Camion Modélisation de l étape de combustion du biocarburant Pour cette étape, des émissions identiques à celles obtenues par la norme Euro 5 lors de la combustion de l essence classique sont utilisées. Une modification est néanmoins apportée en ce qui concerne le dioxyde de carbone provenant du bioéthanol qui n est comptabilisé que si le puits CO 2 lors de la culture a également été pris en compte. La quantité de CO 2 émise suite à la combustion du bioéthanol anhydre a été calculée selon un bilan de matière classique. Des analyses de sensibilité prenant en compte les variations d émissions de particules, d oxydes d azote ou d hydrocarbures, annoncées dans la littérature seront réalisées par la suite. Les valeurs des émissions prises en compte pour 100 km parcourus sont présentées dans le Tableau VI-11.

223 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 201 Tableau VI-11 Émissions relatives à la combustion d essence, de E5 et de E85 pour 100 km en accord avec la norme Euro 5 Émissions Essence E5 E85 Unité CO 2 11,36 (fossile) 10,97 (fossile) 0,383 (biogénique) 2,36 (fossile) 8,89 (biogénique) CO g HC g NO X g Particules mg Modélisation des scénarios complets pour les biocarburants E5 et E85 Les trois matières premières étudiées précédemment, à savoir la canne à sucre, la betterave et le froment servent de base à la production du bioéthanol carburant. Plusieurs scénarios sont possibles en ce qui concerne le lieu de transformation en bioéthanol, les transports et le mix énergétique utilisé. Les scénarios envisagés sont présentés, par matière première dans le Tableau VI-11. Les acronymes BR, BE et U sont utilisés respectivement pour le Brésil, la Belgique et l Ukraine. Numéro Tableau VI-12 Description synthétique des scénarios envisagés - Biocarburants Matière première Lieu de la culture Lieu de production du bioéthanol anhydre 1 Canne à sucre Brésil Brésil Produit transporté Bioéthanol anhydre kg Électricité utilisée 2 Betterave Belgique Belgique / BE 3 Betterave Ukraine Ukraine Bioéthanol anhydre 4 Froment Belgique Belgique (Wet) / BE 5 Froment Ukraine Ukraine (Dry) Bioéthanol anhydre 6 Froment Ukraine Belgique (Wet) Froment BE Dans le cas du froment, vu l usine pour laquelle des données industrielles étaient disponibles en Belgique, la technologie «Wet Milling» a été supposée pour la production de bioéthanol sur le sol belge. Pour l Ukraine, la technologie «Dry Milling» a été utilisée, au vu de la prépondérance de cette technologie dans le monde, comme cela a été explicité lors du Chapitre V sur le froment. Les impacts environnementaux des six scénarios présentés dans le Tableau VI-12 sont calculés sur base d une distance parcourue de 100 km ainsi qu une utilisation de 5% ou de 85% en volume de bioéthanol dans l essence avec un véhicule répondant aux normes Euro 5. Une consommation moyenne de 5 litres d essence classique est supposée pour parcourir les 100 km. Pour le biocarburant E5, la consommation réelle de biocarburants est de 5,08 litres de E5 incluant 4,83 litres d essence fossile, en considérant la même quantité d énergie à fournir pour parcourir les 100 km. Pour le E85, la consommation s élève à 6,94 litres de E85 incluant 1,04 litres d essence fossile, toujours en se basant sur une quantité d énergie à fournir identique à celle de l essence classique. Données de base Des hypothèses ont été réalisées en ce qui concerne les étapes de culture et donc les quantités de biocarburants produites par hectare. Un résumé des valeurs essentielles à la BR U U

224 202 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté compréhension des résultats se trouvent dans le Tableau VI-13. Les différences de quantité de froment nécessaire pour la production de 1000 litres de bioéthanol hydraté entre l Ukraine et la Belgique proviennent des technologies de transformation utilisées. Le rendement pour la technologie «Wet Milling» est de 349 litres de bioéthanol hydraté par tonne de blé tandis que pour la technologie «Dry Milling», cette quantité s élève à 370 litres par tonne. Cela explique la quantité légèrement plus importante nécessaire lorsque la technologie «Wet Milling» est utilisée. Tableau VI-13 Production de bioéthanol rapportée à l hectare de culture, en fonction de la matière première, du rendement de culture et de la localisation - biocarburants Caractéristique Unité Canne à sucre Betterave Froment Brésil Belgique Ukraine Belgique Ukraine Rendement t/ha 71, ,6 2,9 Matière utilisée pour la production de 1000 L de bioéthanol hydraté t 12, ,8 2,7 (Dry) 2,8 (Wet) Quantité de bioéthanol hydraté produite L/ha Quantité de bioéthanol anhydre produite L/ha Production E5 L/ha Production E85 L/ha Bioéthanol anhydre - caractérisation Ce paragraphe permet une comparaison directe entre les modélisations réalisées pour la production de bioéthanol anhydre dans ce travail et les résultats issus de la littérature. Le but de l utilisation des biocarburants étant de réduire les émissions de gaz à effet de serre et les consommations de ressources fossiles, ces deux catégories sont généralement prises en compte dans l évaluation des impacts environnementaux. Les autres catégories d impact font l objet de nettement moins de publications. Les résultats, exprimé pour un MJ de bioéthanol anhydre se trouvent dans le Tableau VI-14. Les valeurs issues de la littérature concernent uniquement la production de bioéthanol à partir de canne à sucre, de betterave ou de froment dont les rendements, pour les deux dernières matières premières, sont généralement supérieurs à la moyenne européenne et se rapprochent donc de nos scénarios belges. Pour les calculs personnels, les valeurs relatives à la betterave et au froment ukrainien se trouvent entre parenthèses. Les transports ne sont pas pris en compte, ils interviendront lors de l analyse des biocarburants (E5 et E85).

225 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 203 Tableau VI-14 Impact environnementaux de la filière bioéthanol anhydre comparaison avec la littérature Catégorie d impact Changement climatique (g éq CO 2 /MJ) Épuisement des ressources fossiles (MJ/MJ) Matière première Canne à sucre Betterave Froment Canne à sucre Betterave Froment Calcul personnel (Cherubini et al., 2009) (Acquaye et al., 2012) ,1-43,1 74 (97) 49 (145) (1255) 546 (1608) (Bernesson et al., 2006) (SenterNovem, 2005) (Borjesson et Tufvesson, 2011) ,1-33, ,5 113, Les valeurs obtenues pour la catégorie du changement climatique varient dans une large gamme de valeurs dans la littérature. Les valeurs obtenues lors de la modélisation réalisée dans ce travail sont cohérentes par rapport aux références consultées. Cette comparaison met une nouvelle fois en évidence l importance des hypothèses et des étapes prises en compte en amont en ce qui concerne les frontières du système. Pour la catégorie épuisement des ressources fossiles, la valeur calculée pour la canne à sucre est légèrement plus basse que celle recensée dans la littérature (Cherubini et al., 2009) tout comme pour le froment belge. Pour cette catégorie également, les gammes de valeurs obtenues sont très variées et dépendent de la modélisation réalisée. Les gammes de valeurs obtenues lors des calculs personnels sont néanmoins plausibles au regard de la littérature Biocarburant E5 caractérisation scénarios de base Les valeurs obtenues pour les scénarios (1) à (6) du Tableau VI-12 sont présentées pour chaque catégorie d impact dans le Tableau VI-15. Le scénario classique, à savoir l utilisation d essence pure est appelé scénario (7). L inventaire relatif au scénario (7) utilise les données de la base commerciale Ecoinvent intitulée Petrol, unleaded, pour la production de l essence, à laquelle ont été ajoutées les émissions associées à la combustion précédemment présentées dans le Tableau VI-11. Le changement d affectation des sols n est pas pris en compte dans ce tableau. Son importance sera mise en relief lors de l analyse de la catégorie changement climatique.

226 204 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Catégorie d'impact Tableau VI-15 Impacts environnementaux pour l E5 100 km parcourus base MJ Unité Canne à Betterave Froment Fossile sucre Changement climatique kg éq CO 2 13,71 13,78 13,95 13,70 14,04 14,21 13,96 Acidification terrestre kg éq SO 2 3,06E-02 2,91E-02 3,04E-02 3,10E-02 3,51E-02 3,76E-02 2,87E-02 Eutrophisation d'eau douce kg éq P 5,41E-04 5,30E-04 6,67E-04 4,99E-04 5,81E-04 6,45E-04 4,45E-04 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB 5,38E-01 5,44E-01 5,69E-01 5,45E-01 5,91E-01 6,16E-01 5,34E-01 Formation de particules kg éq PM 10 8,81E-03 8,37E-03 8,75E-03 8,61E-03 9,48E-03 1,00E-02 8,23E-03 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 1,05E-03 1,06E-03 1,08E-03 1,11E-03 1,21E-03 1,28E-03 1,07E-03 Écotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 1,33E-02 1,32E-02 1,37E-02 1,33E-02 1,41E-02 1,48E-02 1,33E-02 Épuisement de l'eau m 3 3,21E-02 4,09E-02 4,16E-02 2,61E-02 3,71E-02 4,52E-02 1,73E-02 Épuisement des ressources minérales kg éq Fe 6,61E-02 6,52E-02 7,46E-02 6,87E-02 8,10E-02 9,49E-02 6,12E-02 Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole 4,58 4,62 4,67 4,58 4,68 4,72 4,69 Les résultats obtenus pour les 6 scénarios envisagés ne sont pas fondamentalement différents du scénario fossile (7). Cela s explique par le faible taux d incorporation du bioéthanol, à hauteur de 5% en volume. Les trois filières les plus avantageuses sont, sans classement absolu, la canne à sucre (1), la betterave (2) et le froment de Belgique (4). Ces scénarios possèdent les impacts environnementaux les plus faibles pour la majorité des catégories d impact étudiées. La canne à sucre, malgré le transport du bioéthanol anhydre du Brésil en Belgique, se place en deuxième position pour la catégorie du changement climatique et pour la catégorie d épuisement des ressources fossiles. La valeur de l impact du changement climatique obtenue pour la filière fossile est en accord avec Quirin et al. (2004) qui donne 139,55 g éq CO 2 par km pour une consommation de 5,87 litres d essence consommé pour 100 km. En rapportant à la consommation de 5 litres pour 100 km, un impact de 118,87 g peut être calculé ce qui est légèrement inférieur à la valeur obtenue. Cette différence s explique par la non-prise en compte des étapes de production de l essence et uniquement le comptage des émissions lors de la combustion. Une autre source annonce une valeur de 15,2 kg éq CO 2 pour le cycle de vie de 5 litres d essence fossile (Acquaye et al., 2012). La valeur obtenue en utilisant la base de données Ecoinvent est donc comprise dans une gamme de valeurs cohérentes et réalistes en fonction de la consommation de la voiture. De manière générale, l utilisation de bioéthanol dans les carburants sous la forme E5 entraîne, pour la majorité des scénarios, un gain environnemental pour la catégorie changement climatique ainsi que pour l épuisement des ressources fossiles. Les impacts obtenus par le E5 pour les catégories acidification et toxicité humaine sont similaires à ceux relatifs à l essence fossile. Ces résultats sont en accord avec une étude de la littérature (Puppan, 2002). Pour permettre de comprendre la part du bioéthanol dans l impact environnemental global, les différentes catégories d impact vont être décrites en fonction des étapes du cycle de vie du biocarburant. Les catégories d impact qui vont être analysées sont celles ayant un impact, après normalisation, relativement important par rapport aux autres comme cela est présenté à la Figure VI-2. Les impacts précédents ont été normalisés par rapport à la pollution induite par un habitant européen moyen par an. Les catégories les plus importantes sont celles

227 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 205 relatives au changement climatique, à l acidification terrestre, à l eutrophisation d eau douce, à la toxicité humaine, à l écotoxicité d eau douce et aux ressources fossiles. Figure VI-2 Mise en évidence des catégories d impact importantes après normalisation E5 Les scénarios agricoles ont été divisés en 7 étapes distinctes à savoir l étape de culture, de transport entre le champ et l usine, la production de bioéthanol hydraté, la production de bioéthanol anhydre par déshydratation, le transport du pays d origine jusqu en Belgique, la production d essence fossile et l utilisation du carburant. Les valeurs des scénarios agricoles sont comparées à celle du scénario fossile (7) par voie graphique : la valeur de l impact du scénario fossile (7) étant représentée par une ligne horizontale pour chacune des catégories d impact détaillées Changement climatique La catégorie du changement climatique a été divisée entre les différentes étapes nécessaires à l obtention du bioéthanol anhydre et son utilisation en E5 pour parcourir 100 km. Deux étapes supplémentaires relatives au changement d affectation direct et indirect ont été ajoutées aux 7 étapes de base prises en compte, vu leur unique influence sur les valeurs obtenues pour la catégorie du changement climatique. Les valeurs utilisées pour les changements direct et indirect d affectation des sols font référence aux scénarios moyens décrits dans les chapitres précédents. La valeur du changement indirect d affectation des sols pour le Brésil prend en compte un taux de déforestation de 100%. Les valeurs sont présentées dans le Tableau VI-16 avec, entre parenthèses, les valeurs qui intègrent le puits carbone de la culture, ainsi que les émissions biogéniques durant le reste des étapes. Le détail du bilan carbone sur le cycle de vie de E5 est présenté à l Annexe II.

228 206 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Étape Culture Transport champ usine Changement d affectation direct Changement d affectation indirect Production de bioéthanol hydraté Production de bioéthanol anhydre Tableau VI-16 Importance des étapes pour le changement climatique en kg eq CO 2 E5 Canne à Betterave Froment sucre ,23E-01 (-5,60E-01) 5,77E-02 (-3,87E-01) 1,40E-01 (-3,04E-01) 1,50E-01 (-4,26E-01) 3,16E-01 (-9,44E-02) 4,43E-01 (-1,33E-01) 1,11E-02 1,69E-02 1,69E-02 9,80E-03 4,86E-03 2,31E-01 2,13E-01 0,00E+00 9,31E-02 0,00E+00 2,13E-01 2,13E-01 1,63E+00 8,94E-02 0,00E+00 1,76E-01 0,00E+00 0,00E+00 2,12E-03 (2,79E-01) 1,73E-01 (2,34E-01) 1,80E-01 (2,42E-01) 3,88E-02 (2,32E-01) 1,30E-01 (1,57E-01) 3,88E-02 (2,32E-01) 2,49E-03 5,70E-02 5,76E-02 2,16E-02 3,73E-02 2,16E-02 Transport 9,62E-02 0,00E+00 7,76E-02 0,00E+00 7,76E-02 0,00E+00 Essence fossile 2,51E+00 2,51E+00 2,51E+00 2,51E+00 2,51E+00 2,51E+00 Utilisation carburant 1,10E+01 (1,14E+01) 1,10E+01 (1,14E+01) 1,10E+01 (1,14E+01) 1,10E+01 (1,14E+01) 1,10E+01 (1,14E+01) 1,10E+01 (1,14E+01) Total 13,71 13,78 13,95 13,70 14,04 14,21 Total avec LUC 13,93 13,78 14,05 13,70 14,26 14,43 Total avec LUC et ILUC 15,55 13,87 14,05 13,87 14,26 14,43 Les valeurs des scénarios agricoles ne varient entre elles et avec le scénario fossile (7) que par les 5% de bioéthanol ajoutés dans le carburant. Les différences peuvent paraître très faibles, mais lorsqu elles sont rapportées à la quantité réellement ajoutée, elles ne sont plus du tout négligeables, comme calculé plus loin dans ce paragraphe. Les scores globaux avec changement d affectation direct et indirect des sols pour les sept scénarios se trouvent à la Figure VI-3. L impact du scénario fossile (7) sur le changement climatique est représenté par une droite horizontale permettant de mettre en avant la différence d impact avec les filières concurrentes. Figure VI-3 Variation des valeurs de l impact du changement climatique en fonction des hypothèses et des scénarios E5

229 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 207 Lorsque le changement d affectation des sols est pris en compte, direct ou indirect, le scénario à base de canne à sucre se place en troisième position après les sources locales (scénarios (2) et (4)). Les scénarios ukrainiens à base de betterave (3) et de froment (5, 6) amènent également un impact beaucoup plus important que le scénario fossile lorsque le changement direct d affectation des sols est pris en compte. Afin de mettre en évidence l importance des étapes présentées dans le Tableau VI-16, les résultats sont présentés graphiquement à la Figure VI-4, le score obtenu par le scénario fossile (7) étant toujours représenté par une droite horizontale. Les scénarios de base sont représentés, à savoir sans prise en compte du puits carbone ni du changement d affectation des sols. Figure VI-4 Importance des étapes par scénario Catégorie changement climatique E5 Le Figure VI-4 présente des valeurs d impacts pour les différents scénarios agricoles qui sont très similaires les unes par rapport aux autres. La différence provient uniquement de l impact de la production de bioéthanol ajoutée dans les biocarburants, non visible directement sur le graphique mais entraînant les variations d impact. Comme expliqué précédemment, la comparaison des valeurs absolues des scénarios n apporte pas énormément d information vu la prépondérance des étapes de production et de combustion du carburant fossile respectivement en bleu et en rose sur le graphique. Néanmoins, en rapportant ces valeurs aux 5% utilisés, ces variations prennent une ampleur plus importante. Pour la catégorie relative au changement climatique, le gain absolu obtenu avec l utilisation de bioéthanol à la place d essence est léger. Il est de 1,73% pour un E5 à partir de canne à sucre (1), de 1,23% pour un E5 sur base betterave belge (2), 0,02% sur base betterave ukrainienne (3) et de 1,84% pour le froment belge (4). Les gains obtenus semblent relativement faibles mais ils doivent être mis en relation avec les 5% ajoutés dans l essence, ce qui, d un point de vue relatif, élève le gain à 34,7%, 24,7%, 0,5% et 36,8% pour les scénarios (1) à (4). Les scénarios à base de froment ukrainien entraînent des émissions plus importantes que la filière fossile. Le but étant de réduire les émissions de gaz à effet de serre en utilisant des ressources agricoles, ces deux scénarios sont à éliminer dans les perspectives d utilisation de biomasse. En exprimant ces résultats par hectare, la surface pouvant être l élément utilisé pour la comparaison des divers scénarios lorsque celle-ci est limitée (Quirin et al., 2004), la quantité de E5 produite diffère en fonction de la matière première utilisée comme le montre le Tableau VI-13. En utilisant le gain obtenu entre la filière fossile et les scénarios sur base agricole et en multipliant par le nombre de litres pouvant être produit par hectare, on obtient les valeurs du Tableau VI-17. Seuls les scénarios présentant un gain sont pris en compte.

230 208 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Tableau VI-17 Gain environnemental par hectare E5 Gain (t eq CO 2 /ha) Canne à sucre Betterave Froment Calcul personnel 5,2 4,7 0,04 3 (Rettenmaier et al., 2008) 8 (Cherubini et al., 2009) ,5-11 Les valeurs obtenues sont en dessous des 8 tonnes annoncées par Rettenmaier et al. (2008). Cela dépend évidemment du rendement pris en compte. Les valeurs obtenues par Cherubini et al. (2009) pour la betterave et le froment sont en accord avec les calculs réalisés. En exprimant désormais les valeurs d impact du changement climatique obtenu par MJ de bioéthanol pur, c est-à-dire uniquement l impact environnemental obtenu relatif au remplacement de l essence par du bioéthanol et en considérant toutes les émissions du cycle comme présenté à l Équation VI-1, les valeurs sont présentées dans le Tableau VI-18. Elles sont comparées à la valeur donnée par la commission européenne (European Parliament and the Council, 2009a; Croezen et al., 2010) de 41,9 g éq CO 2 par MJ de biocarburant pour pouvoir réduire les gaz à effet de serre de 50%. Les valeurs entre parenthèses prennent en compte le changement direct d affectation des sols. Tableau VI-18 Valeurs du changement climatique par MJ de biocarburant Scénarios Émissions CO 2 (g éq CO 2 /MJ) Canne à sucre Betterave Froment (1) (2) (3) (4) (5) (6) 43,4 (82,83) 56,4 87,6 (104,89) 40,7 104,8 (144,29) 136,2 (175,73) Seul le scénario (4) à base de froment belge satisfait les conditions requises pour la durabilité des biocarburants à l horizon 2020 avec 50% de réduction des gaz à effet de serre. Temps de retour Les scénarios à base de canne à sucre, de betterave belge ou ukrainienne et de froment belge entraînent un gain environnemental par rapport à la filière fossile en ce qui concerne le changement climatique. Ces gains ont été calculés sans prendre en compte le changement direct et/ou indirect d affectation des sols. En utilisant ce poste d émissions supplémentaires, ces observations peuvent être renversées et un temps de retour peut être calculé. Il s agit du temps nécessaire pour obtenir à nouveau un gain par le biais de cette utilisation après la conversion d un sol. Pour la canne à sucre, en prenant ce critère en compte, le gain est réduit mais toujours présent lorsque ce changement est annualisé sur 20 ans. En considérant ce changement d affectation en une fois, le temps de retour s élève à près de 18 ans ce qui est en accord avec les 17 ans de temps de retour mentionnés dans la littérature (Silva Lora et al., 2011) lors de la transformation de praires tropicales en terres agricoles liées à la culture de la canne à sucre. En ajoutant l impact du changement indirect d affectation des sols, afin d obtenir une valeur purement théorique qui dépend d un grand nombre d hypothèses, le temps de retour est de 152 ans lors d une déforestation de 100%, de 39 ans avec un taux de 16% et de 82 ans lorsque ce taux s élève à 48%. Pour la betterave belge, en considérant un changement indirect d affectation des sols, le temps de retour est légèrement plus élevé que 10 ans. Pour la betterave ukrainienne, en considérant un changement d affectation des sols pendant 20 ans, il faudra 555 ans pour que le gain obtenu par ce scénario par rapport à la filière fossile compense le changement d affectation des sols.

231 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 209 Pour le froment belge, la prise en compte d un changement indirect d affectation des sols entraîne un temps de retour de près de 14 ans Ressources fossiles Les contributions des 7 étapes à la catégorie de l épuisement des ressources fossiles sont présentées à la Figure VI-5. Figure VI-5 Importance des étapes par scénario Catégorie épuisement des ressources fossiles E5 L étape la plus importante dans la catégorie épuisement des ressources fossiles est la production d essence fossile. Les autres étapes sont presque invisibles à la Figure VI-5. Les scénarios (1) à (5) permettent un gain par rapport à la filière fossile grâce à la réduction des consommations de combustibles fossiles. Ce gain s élève pour les scénarios (1) à (5) à respectivement 2,39%, 1,72%, 0,73%, 2,24% et 0,22%. Tout comme précédemment, ces gains sont à mettre en relation avec les 5% de bioéthanol ajouté dans l essence et sont donc non négligeables. Le dernier scénario avec le transport du froment depuis l Ukraine engendre une consommation en ressources fossiles plus importante que la filière actuelle. Les valeurs obtenues pour le gain en ressources fossiles sont en accord avec la littérature qui donne de 1,12% (Hernandez Sobrino et al., 2011) à 2,7% de réduction (Gnansounou et al., 2008). La même démarche que pour le changement climatique a été réalisée pour l épuisement des ressources fossiles en exprimant les résultats par hectare en fonction de la matière première utilisée. Les résultats se trouvent dans le Tableau VI-19 où ils sont comparés à la littérature. Seuls les scénarios présentant un gain sont pris en compte. Tableau VI-19 Gain environnemental pour la consommation des ressources fossiles par hectare E5 Gain (GJ/ha) Canne à sucre Betterave Froment Calcul personnel 105,74 76,18 8,20 53,56 1,87 (von Blottnitz et Curran, 2007) (Quirin et al., 2004) Pour la canne à sucre, les valeurs obtenues sont plus faibles que celles annoncées par la littérature, ce qui peut s expliquer par le transport ajouté qui n est pas pris en compte par les sources référencées. Pour la betterave et le froment d origine belge, les valeurs obtenues sont en accord avec les références consultées.

232 210 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Toxicité humaine L impact des étapes du cycle de vie du E5 relatif à la catégorie toxicité humaine se trouve à la Figure VI-6. Figure VI-6 Importance des étapes par scénario Catégorie toxicité humaine E5 L étape contribuant le plus à l impact environnemental obtenu est la production de l essence fossile. L utilisation de biocarburants sous la forme E5 entraîne une augmentation des émissions de polluants allant de 0,82% pour la canne à sucre à 15,31% pour le scénario (6) à base de froment ukrainien. Pour la canne à sucre et les ressources ukrainiennes, le transport est une étape importante toute comme la culture des matières premières. La réduction de l impact par la diminution de la consommation d essence fossile est complètement contrebalancée par les émissions dues à la production de bioéthanol durant son cycle de vie Acidification terrestre L impact des étapes pour la catégorie acidification terrestre se trouve à la Figure VI-7. Figure VI-7 Importance des étapes par scénario Catégorie acidification terrestre E5 L impact obtenu par les filières E5 issues de l agriculture par rapport à la filière fossile est toujours plus important. La combustion du carburant ainsi que la production d essence sont les étapes prépondérantes mais identiques pour les scénarios de (1) à (6). L impact supplémentaire par rapport à la filière fossile a des origines différentes selon les

233 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 211 scénarios. Pour la filière basée sur la canne à sucre, il s agit du transport du bioéthanol du Brésil jusqu en Europe et plus précisément du diesel consommé pour le transport maritime. La production de bioéthanol par le biais de la combustion de la bagasse engendre également un impact supplémentaire. Pour les filières basées sur le froment et la betterave, l étape de culture est responsable de l acidification terrestre par le biais des émissions associées à l application d engrais azoté sur les champs. L impact augmente de 1,29% pour le scénario (2) à 31,04% pour le scénario (6) Eutrophisation de l eau douce La Figure VI-8 présente l impact des différentes étapes du cycle de vie du E5 pour la catégorie eutrophisation de l eau douce. Figure VI-8 Importance des étapes par scénario Catégorie eutrophisation d eau douce E5 La production de bioéthanol à partir de ressources agricoles entraîne des émissions importantes pour cette catégorie par le biais de l utilisation d engrais. Cet impact sera d autant plus élevé que les besoins par tonne produite sont importants, ou encore que le rendement est faible ce qui explique l importance plus marquée de cette étape pour les scénarios ukrainiens. L augmentation par rapport au scénario fossile va de 12,26% pour le froment belge (4) à 50% avec le scénario à base de betteraves ukrainiennes (3) Écotoxicité de l eau douce La Figure VI-9 présente les impacts pour chaque étape du cycle de vie du E5 pour la catégorie écotoxicité de l eau douce.

234 212 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Figure VI-9 Importance des étapes par scénario Catégorie écotoxicité de l eau douce E5 L utilisation de E5 peut réduire l impact de cette catégorie par rapport à la filière fossile. En effet, le scénario (2) amène une réduction de 0,42%, ce qui entraîne en relatif une réduction de 8,4% et le scénario (1) à base de canne à sucre obtient un impact similaire à celui de l essence fossile. Les autres scénarios amènent des émissions plus importantes que la réduction obtenue par la diminution de la consommation d essence, étape prépondérante pour chaque scénario. L étape de culture est celle amenant la majorité de l impact environnemental lié au bioéthanol pour cette catégorie suite à l utilisation d engrais Score global En utilisant la variante «endpoint» de la méthodologie ReCiPe 2008, un score unique peut être obtenu pour chaque scénario et permettre de départager plus facilement les filières sur base d un critère unique. Pour rappel, cette variante utilise des règles de pondération et considère 3 catégories de dommage. Les coefficients de normalisation européens ainsi que la pondération moyenne affectant 40% de l impact à la santé humaine, 40% à l écosystème et 20% aux ressources fossiles sont utilisés. Les résultats se trouvent à la Figure VI-10. Figure VI-10 Score unique pour la filière E5 En se basant sur le score unique, seuls les scénarios à base de canne à sucre et de ressources locales (betterave et froment belge) amènent un gain par rapport à la filière fossile. Ce gain s élève respectivement à 1,55% pour le scénario (1) à base de canne à sucre, à 1,36%

235 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 213 pour le scénario (2) à base de betterave belge et à 1,39% pour le scénario (4) à base de froment local. Ces résultats s expliquent par la partie très importante de la catégorie ressources où la canne à sucre obtient un score plus faible que les autres scénarios Biocarburant E85 caractérisation scénarios de base Les valeurs relatives au E85 obtenues pour les scénarios (1) à (6) décrits dans le Tableau VI-12 sont présentées pour chaque catégorie d impact dans le Tableau VI-20. Le scénario (7) relatif à la consommation de l essence pure est identique à celui présenté pour la filière relative au biocarburant E5. Le changement d affectation des sols n est pris en compte dans ce tableau et sera mis en relief lors de l analyse approfondie de la catégorie changement climatique. Catégorie d'impact Changement climatique Acidification terrestre Eutrophisation d'eau douce Tableau VI-20 Impacts environnementaux pour l E km parcourus base MJ Unité Canne à Betterave Froment Fossile sucre kg éq CO 2 8,34 9,96 13,88 8,00 16,02 19,96 13,96 kg éq SO 2 7,26E-02 3,81E-02 6,67E-02 8,22E-02 1,76E-01 2,36E-01 2,87E-02 kg éq P 2,69E-03 2,42E-03 5,61E-03 1,71E-03 3,62E-03 5,10E-03 4,45E-04 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB 6,36E-01 7,71E-01 1,34E+00 7,85E-01 1,85E+00 2,43E+00 5,34E-01 Formation de particules Écotoxicité terrestre Écotoxicité d'eau douce Épuisement de l'eau Épuisement des ressources minérales Épuisement des ressources fossiles kg éq PM 10 2,17E-02 1,16E-02 2,03E-02 1,71E-02 3,73E-02 4,99E-02 8,23E-03 kg éq 1,4-DB 6,01E-04 9,18E-04 1,38E-03 1,90E-03 4,40E-03 5,93E-03 1,07E-03 kg éq 1,4-DB 1,35E-02 1,23E-02 2,38E-02 1,54E-02 3,40E-02 4,85E-02 1,33E-02 m 3 3,60E-01 5,64E-01 5,82E-01 2,21E-01 4,76E-01 6,63E-01 1,73E-02 kg éq Fe 1,74E-01 1,53E-01 3,73E-01 2,34E-01 5,21E-01 8,42E-01 6,12E-02 kg éq pétrole 2,09 3,23 4,31 2,25 4,44 5,40 4,69 Comme attendu, l utilisation de E85 à la place d essence permet une diminution de l impact pour le changement climatique tout comme pour l épuisement des ressources fossiles pour la majorité des scénarios agricoles. Pour les catégories toxicité humaine, écotoxicité, eutrophisation et acidification, l impact obtenu par le biocarburant est généralement plus important que celui obtenu par le combustible fossile. L étape importante est la culture des matières premières, comme cela va être démontré en détaillant ces résultats par catégorie d impact. Ces résultats sont en accord avec la littérature (Quirin et al., 2004; Luo et al., 2009). Les catégories décrites plus en détail ci-dessous correspondent à des résultats normalisés par la pollution engendrée par un habitant européen moyen par an, comme pour le E5, avec la mise en évidence à la Figure VI-11, de l importance des catégories relatives à l eutrophisation d eau douce, à la toxicité humaine, à l écotoxicité d eau douce et à l occupation des terres agricoles. Le changement climatique, l acidification terrestre et la diminution des ressources fossiles sont toujours visibles mais moins importantes que

236 214 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté précédemment. Néanmoins, vu le but de la comparaison, ces catégories seront également analysées. Figure VI-11 Mise en évidence des catégories d impact importantes après normalisation E Changement climatique La catégorie du changement climatique a été divisée entre les différentes étapes nécessaires à l obtention du bioéthanol anhydre et son utilisation en E85 sur 100 km. Les valeurs sont présentées dans le Tableau VI-21. Les valeurs utilisées pour les changements direct et indirect d affectation des sols font référence aux scénarios moyens décrits dans les chapitres précédents. La valeur du changement indirect d affectation des sols pour le Brésil prend en compte un taux de déforestation de 100%. Les données entre parenthèses représentent les valeurs intégrant le puits carbone de la culture, ainsi que les émissions biogéniques durant le reste des étapes. Le détail du bilan carbone sur le cycle de vie de E85 est présenté à l Annexe II.

237 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 215 Tableau VI-21 Importance des étapes pour le changement climatique en kg éq CO 2 E85 Étape Culture Transport champ usine Changement d affectation direct Changement d affectation indirect Production de bioéthanol Production de bioéthanol anhydre Canne à Betterave Froment sucre ,86E+00 (-1,30E+01) 1,34E+00 (-8,98E+00) 3,26E+00 (-7,06E+00) 3,47E+00 (-9,89E+00) 7,33E+00 (-2,19E+00) 1,03E+01 (-3,08E+00) 2,59E-01 3,93E-01 3,93E-01 2,27E-01 1,13E-01 5,36E+00 4,93E+00 0,00E+00 2,16E+00 0,00E+00 4,95E+00 6,95E+00 3,78E+01 2,07E+00 0,00E+00 4,18E+00 0,00E+00 0,00E+00 4,92E-02 (6,47E+00) 4,00+00 (5,43E+00) 4,19E+00 (5,61E+00) 9,00E-01 (5,37E+00) 3,01E+00 (3,64E+00) 9,00E-01 (5,37E+00) 5,78E-01 1,32E+00 1,34E+00 5,01E-01 8,65E-01 5,01E-01 Transport 2,23E+00 0,00E+00 1,80E+00 0,00E+00 1,80E+00 0,00E+00 Essence fossile 5,40E-01 5,40E-01 5,40E-01 5,40E-01 5,40E-01 5,40E-01 Utilisation carburant 2,36E+00 (1,13E+01) 2,36E+00 (1,13E+01) 2,36E+00 (1,13E+01) 2,36E+00 (1,13E+01) 2,36E+00 (1,13E+01) 2,36E+00 (1,13E+01) Total 8,34 9,96 13,88 8,00 16,02 19,96 Total avec LUC 13,28 9,96 16,04 8,00 20,97 26,91 Total avec LUC et ILUC 51,04 12,04 16,04 12,18 20,97 26,91 En ce qui concerne l impact global sur le changement climatique, sans prendre en compte l impact du changement direct et indirect d affectation des sols, l utilisation de E85 permet pour les scénarios de (1) à (4) un gain environnemental de respectivement 40,23%, 28,61%, 0,56% et 42,65% par rapport à l impact du scénario fossile (7) qui est de 13,96 kg éq CO 2 pour 100 km. La filière à base de froment belge est celle apportant le gain le plus important tout comme c était déjà le cas pour le E5. Elle est suivie par les filières canne à sucre et betterave belge. Les scénarios (5) et (6) à base de froment ukrainien entraînent une augmentation de gaz à effet de serre de respectivement 14,80% et 43,00%. Ces scénarios, tout comme pour le biocarburant E5, seront à exclure des perspectives d utilisation pour la réduction du changement climatique. Les scores avec changement d affectation direct et indirect des sols pour les 7 scénarios se trouvent à la Figure VI-3. Le score obtenu par le scénario (7) est représenté par une ligne horizontale permettant de mettre en évidence l écart obtenu avec les scénarios (1) à (6).

238 216 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Figure VI-12 Variation des valeurs de l impact du changement climatique en fonction des hypothèses et des scénarios E85 Les mêmes commentaires que pour le E5 peuvent être énoncés, à savoir que lorsque le changement d affectation direct et/ou indirect des sols est pris en compte, le scénario à base de canne à sucre passe de la deuxième à la troisième place après les sources locales, même lorsque le changement indirect est pris en compte dans ce cas. Les scénarios ukrainiens sont encore plus pénalisés que précédemment. Les résultats illustrant l importance des étapes du cycle de vie du biocarburant E85 pour le changement climatique sont présentés graphiquement à la Figure VI-13. Figure VI-13 Importance des étapes par scénario Catégorie Changement climatique E85 L utilisation du biocarburant entraîne toujours une part non négligeable des émissions de gaz à effet de serre mais de manière plus faible que précédemment. En effet, l essence est présente à hauteur de 15% en volume contre 95% dans le cas du E5. Pour le scénario (1) à base de canne à sucre, l impact est réparti entre la culture et le transport du E85 jusqu en Belgique. La production de bioéthanol n est pratiquement pas visible sur le graphique vu l utilisation de bagasse, neutre au point de vue émissions de CO 2, pour subvenir aux besoins énergétiques du site. En ce qui concerne le scénario (2), l impact provient principalement de la production de bioéthanol hydraté, suivie par l utilisation du carburant et la production de bioéthanol anhydre. Aucune étape de transport du bioéthanol anhydre n est prise en compte. Pour le scénario (4) à base de froment, la culture obtient une part de l impact plus importante que la production de bioéthanol, vu l utilisation d une partie

239 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 217 du froment comme combustible. La surface de froment à cultiver pour obtenir la même quantité de bioéthanol est plus importante que la betterave, ce qui explique également l importance de cette étape. Pour les ressources ukrainiennes, à savoir les scénarios (3) et (5), l impact est réparti entre la culture, la production de bioéthanol et le transport du produit fini d Ukraine jusqu en Belgique. Le gain obtenu par la filière à base de betterave ukrainienne (3) est moindre, voire inexistant que dans le cas des ressources locales, par rapport au scénario fossile. Pour le froment ukrainien (5) et (6), l impact obtenu est plus important que celui de la filière fossile. L utilisation de E85 à base de froment belge permet d atteindre l objectif des 95 g de CO 2 rejetés en 2020 par km parcouru imposé par l Union Européenne (European Parliament and the Council, 2009b; Querini et al., 2011). Le E85 à base d éthanol de canne à sucre atteint également cet objectif si le changement d affectation des sols n est pas pris en compte. Les gains par hectare calculé pour le E5 sont également valables pour le E85, les quantités produites étant rapportées finalement à la même surface. Temps de retour Le temps de retour étant calculé par hectare et par année, il est identique à celui calculé pour la filière E5, la quantité d éthanol présente dans le biocarburant étant proportionnelle pour les deux cas et la surface cultivée également Ressources fossiles L impact des étapes pour la catégorie des ressources fossiles est présenté à la Figure VI-14. Figure VI-14 Importance des étapes par scénario Catégorie épuisement des ressources fossiles E85 Les scénarios (1) à (5) obtiennent un score plus favorable que la filière fossile pour la catégorie d épuisement des ressources fossiles. Les ressources locales et la canne à sucre permettent un gain plus important qui est de 55,35% pour la canne à sucre (1), 31,11% pour la betterave (2) et 51,99% pour le froment (4). La betterave ukrainienne amène un gain de 8,15% et le froment ukrainien avec le scénario (5) entraîne une diminution de 5,20% par rapport à la filière fossile. Le scénario (6), à cause du transport du froment sur une longue distance amène une consommation de ressources plus importante que lors de l utilisation d essence fossile. Les résultats obtenus pour la canne à sucre et les ressources locales sont en accord avec les 36% de réduction lors de l utilisation de E85 avancés par Hernandez Sobrino et al. (2011).

240 218 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Pour le scénario (1), l impact est apporté par la production d essence fossile, comme pour tous les scénarios, suivi par le transport de l E85 du Brésil jusqu en Europe et finalement par la culture. Pour la betterave belge, la production de bioéthanol hydraté et anhydre sont les deux étapes qui consomment le plus de ressources fossiles avec l étape d utilisation d essence fossile. Les mêmes conclusions sont valables pour la betterave ukrainienne où il faut également ajouter un transport ainsi qu une part plus importante de la culture, vu le rendement plus faible. Pour le scénario (4) à base de froment, la culture obtient une place plus importante que la production de bioéthanol hydraté, vu l utilisation du son comme combustible. Le scénario (6) obtient la même répartition mais avec une part de transport non négligeable ainsi qu une culture plus énergivore Toxicité humaine La Figure VI-15 présente la répartition de l impact environnemental de la catégorie toxicité humaine entre les différentes étapes du cycle de vie du E85. Figure VI-15 Importance des étapes par scénario Catégorie toxicité humaine E85 Le score obtenu par tous les scénarios agricoles est plus important que celui réalisé par la filière fossile. Les scénarios (1), (2) et (4) entraînent le moins d augmentation avec respectivement un score plus élevé de 19,06%, 44,45% et 47,01%. Les causes de ce score dépendent du scénario, avec le transport pour la canne à sucre, une répartition homogène entre la culture et la production de bioéthanol pour la betterave belge et la prépondérance de la culture pour le froment. Les cultures ukrainiennes multiplient le score obtenu par la filière fossile par un minimum de deux. Ces émissions proviennent principalement de l utilisation d engrais et de produits phytosanitaires sur les champs Acidification terrestre L impact de la catégorie acidification terrestre divisé en fonction des étapes du cycle de vie du E85 est présenté à la Figure VI-16.

241 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 219 Figure VI-16 Importance des étapes par scénario Catégorie acidification terrestre E85 Tout comme pour la toxicité humaine, l impact obtenu par la filière E85 est plus important que celui de la filière essence. La culture est généralement l étape qui apporte le plus d impact pour tous les scénarios agricoles. Le transport par bateau du E85 augmente également cet impact. Le score obtenu, par rapport à la filière fossile est augmenté de 153% pour la canne à sucre (1), 33% pour la betterave belge (2) et 186% pour le froment belge (4). Pour le scénario (6), l impact est multiplié par 7. La culture est l étape amenant l impact le plus important avec, lors de l utilisation d engrais azoté sur champ, des émissions d oxydes d azote et d ammoniaque. Le scénario à base de betterave belge est celui qui engendre le moins d impact supplémentaire Eutrophisation de l eau douce L impact des étapes pour la catégorie eutrophisation de l eau douce est présenté à la Figure VI-17. Figure VI-17 Importance des étapes par scénario Catégorie eutrophisation d eau douce E85 L étape de culture est celle qui apporte l impact le plus important pour tous les scénarios envisagés suite à l utilisation d engrais et de pesticides. L augmentation d impact par rapport à la filière fossile est également très importante et il s agit du scénario à base de froment belge (4) qui obtient le moins mauvais score.

242 220 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Écotoxicité de l eau douce L impact des étapes du cycle de vie du E85 pour la catégorie écotoxicité de l eau douce est présenté à la Figure VI-18. Figure VI-18 Importance des étapes par scénario Catégorie écotoxicité de l eau douce E85 Seul le scénario (2) à partir de betterave belge apporte un gain de 10% par rapport à la filière fossile. L étape de culture est, une fois encore la plus importante dans l apport de l impact pour cette catégorie, avec l étape de transport jusqu en Belgique et ses consommations de diesel lorsqu il s agit de ressources brésiliennes ou ukrainiennes Occupation des terres agricoles Cette catégorie devient également importante lors de l étape de normalisation au vu des terres nécessaires pour produire le bioéthanol contrairement à la filière fossile. L étape prépondérante pour cette catégorie est la culture, étant la seule à occuper des terres agricoles. La filière à base de betterave belge (2) est le scénario ayant l impact environnemental le plus faible suivi par la canne à sucre (1). Il s agit d une comparaison stricte du rendement des cultures en ce qui concerne la production de bioéthanol Score global Tout comme pour le E5, un score global peut être obtenu en utilisant l approche dommage ou «endpoint» de la méthode ReCiPe 2008 en utilisant les coefficients de normalisation européens ainsi que la pondération moyenne qui affecte 40% à la santé humaine, 40% à l écosystème et 20% aux ressources fossiles. Les résultats sont présentés à la Figure VI-19.

243 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 221 Figure VI-19 Score unique pour la filière E85 En se basant sur le score unique, seuls les scénarios à base de canne à sucre et de ressources locales (betterave et froment belge) amènent un gain par rapport à la filière fossile. Ce gain s élève respectivement à 35,86% pour le scénario (1) à base de canne à sucre, à 23,31% pour le scénario (2) à base de betterave belge et à 32,22% pour le scénario (3) à base de froment local. Ces résultats s expliquent par la partie très importante de la catégorie ressources où la canne à sucre obtient un score plus faible que les autres scénarios tout comme le froment local Analyses de sensibilité Variations des émissions lors de la combustion des biocarburants Lors de la modélisation du cycle de vie des biocarburants E5 et E85, les émissions ont été considérées comme conformes à la norme Euro 5 et les valeurs d émissions trouvées dans la littérature n ont pas été prises en compte. Afin de quantifier l impact de ces changements, ces valeurs ont été modifiées en tenant compte d une valeur moyenne extraite de la littérature et présentée dans le Tableau VI-22. Tableau VI-22 Variations moyennes prises en compte pour le biocarburant par rapport à la norme Euro 5 Variations E5 E85 HC -18% +7,25% NO X -10% -45% CO -18% -8,25% Les polluants et plus particulièrement les oxydes d azote émis à l échappement interviennent dans les catégories acidification terrestre et formation de particules. Les variations par rapport à l impact de ces catégories sont mises en évidence dans le Tableau VI-23.

244 222 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Catégorie d impact Formation de particules (kg éq PM10) Acidification terrestre (kg éq SO 2 ) Tableau VI-23 Variations des impacts environnementaux avec les émissions - Biocarburants Scénario Canne à sucre Betterave Froment Fossile Base E5 8,81E-03 8,37E-03 Sensibilité E5 8,68E-03 8,24E-03 Base E85 2,17E-02 1,16E-02 Sensibilité E85 Base E5 Sensibilité E5 Base E85 Sensibilité E85 2,11E-02 3,06E-02 3,03E-02 7,26E-02 7,11E-02 1,10E-02 2,91E-02 2,88E-02 3,81E-02 3,66E-02 8,75E- 03 8,62E- 03 2,03E- 02 1,97E- 02 8,61E-03 9,48E-03 1,00E-02 8,48E-03 9,35E-03 9,89E-03 1,71E-02 3,73E-02 4,99E-02 1,65E-02 3,67E-02 4,93E-02 3,04E- 02 3,10E-02 3,51E-02 3,76E-02 3,00E- 02 3,07E-02 3,47E-02 3,73E-02 6,67E- 02 8,22E-02 1,76E-01 2,36E-01 6,52E- 02 8,06E-02 1,75E-01 2,34E-01 8,23E-03 2,87E-02 Pour le E5, la variation pour les deux catégories se situe entre 1 et 1,5% de l impact global. Aucun retournement de situation n est visible, excepté pour le scénario (2) à base de betterave belge qui obtient sensiblement le même score que le scénario fossile pour la formation de particules. Pour le E85, les modifications sont un peu plus marquées, entre 0,6% et 5%, vu la plus grande variation des émissions. Les impacts obtenus pour chacun des scénarios sont toujours plus importants que ceux réalisés par le scénario fossile. La prise en compte des variations d émissions ne change pas l ordre préétabli pour ces catégories d impact et l utilisation des données Euro 5 est donc tout à fait suffisante dans un cas général où aucun banc d essai moteur fonctionnant au biocarburant n est disponible Variation des consommations de biocarburants Dans la littérature apparaissent des hypothèses selon lesquelles les quantités de biocarburants utilisées, au vu de l efficacité des véhicules modifiés ne seraient pas aussi importantes que celles calculées sur une base énergétique comme cela a été le cas dans le scénario de base. Ce paragraphe va donc comparer sur une base volumique les biocarburants avec le carburant fossile, ce qui suppose qu un litre d essence peut être remplacé par un litre de E5 ou un litre de E85. Les résultats des impacts se trouvent dans le Tableau VI-24 pour le biocarburant E5 et dans le Tableau VI-25 pour le biocarburant E85.

245 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 223 Tableau VI-24 Comparaison des impacts environnementaux d un litre de E5 et d un litre d essence Catégorie d'impact Changement climatique Acidification terrestre Eutrophisation d'eau douce Unité kg éq CO 2 Canne à Betterave Froment Fossile sucre ,70E+00 2,71E+00 2,74E+00 2,69E+00 2,76E+00 2,80E+00 2,79E+00 kg éq SO 2 6,02E-03 5,73E-03 5,97E-03 6,10E-03 6,90E-03 7,40E-03 5,74E-03 kg éq P 1,07E-04 1,04E-04 1,31E-04 9,82E-05 1,14E-04 1,27E-04 8,89E-05 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB 1,06E-01 1,07E-01 1,12E-01 1,07E-01 1,16E-01 1,21E-01 1,07E-01 Formation de kg éq PM 10 1,73E-03 1,65E-03 1,72E-03 1,69E-03 1,87E-03 1,97E-03 1,65E-03 particules Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 2,06E-04 2,09E-04 2,13E-04 2,17E-04 2,39E-04 2,52E-04 2,14E-04 Écotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 2,61E-03 2,60E-03 2,70E-03 2,63E-03 2,78E-03 2,91E-03 2,65E-03 Épuisement de l'eau m 3 6,31E-03 8,04E-03 8,19E-03 5,13E-03 7,30E-03 8,88E-03 3,46E-03 Épuisement des ressources minérales Épuisement des ressources fossiles kg éq Fe 1,30E-02 1,28E-02 1,47E-02 1,35E-02 1,59E-02 1,87E-02 1,22E-02 kg éq pétrole 9,00E-01 9,10E-01 9,19E-01 9,01E-01 9,20E-01 9,28E-01 9,38E-01 Les conclusions apportées au paragraphe «2.3.3 Biocarburant E5 caractérisation scénarios de base» restent valables. Les catégories changement climatique et ressources fossiles obtiennent un impact toujours plus faible pour la filière agricole excepté pour le scénario (6) qui émet plus de gaz à effet de serre que le carburant fossile. Pour les autres catégories d impact, généralement, le scénario fossile est plus avantageux que la filière agricole. Les scénarios qui avaient précédemment des impacts proches de ceux obtenus par le scénario fossile peuvent désormais être légèrement meilleurs que ce scénario mais les différences ne sont pas significatives. Tableau VI-25 Comparaison des impacts environnementaux d un litre de E85 et d un litre d essence Catégorie d'impact Unité Canne à Betterave Froment Fossile sucre Changement climatique kg éq CO 2 1,20E+00 1,44E+00 2,00E+00 1,15E+00 2,31E+00 2,88E+00 2,79E+00 Acidification terrestre kg éq SO 2 1,05E-02 5,50E-03 9,62E-03 1,18E-02 2,54E-02 3,40E-02 5,74E-03 Eutrophisation d'eau douce kg éq P 3,88E-04 3,48E-04 8,08E-04 2,46E-04 5,21E-04 7,34E-04 8,89E-05 Toxicité humaine kg éq 1,4-DB 9,16E-02 1,11E-01 1,94E-01 1,13E-01 2,66E-01 3,50E-01 1,07E-01 Formation de particules kg éq PM 10 3,13E-03 1,67E-03 2,92E-03 2,47E-03 5,37E-03 7,19E-03 1,65E-03 Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB 8,66E-05 1,32E-04 1,99E-04 2,74E-04 6,34E-04 8,54E-04 2,14E-04 Écotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB 1,94E-03 1,78E-03 3,44E-03 2,22E-03 4,90E-03 7,00E-03 2,65E-03 Épuisement de l'eau m 3 5,19E-02 8,13E-02 8,39E-02 3,19E-02 6,86E-02 9,56E-02 3,46E-03 Épuisement des ressources minérales Épuisement des ressources fossiles kg éq Fe 2,51E-02 2,21E-02 5,37E-02 3,38E-02 7,51E-02 1,21E-01 1,22E-02 kg éq pétrole 3,02E-01 4,65E-01 6,21E-01 3,24E-01 6,41E-01 7,79E-01 9,38E-01 Pour le E85, la comparaison sur une base volumique permet aux scénarios agricoles d améliorer leur score de 16 à 20% et de 12 à 26% pour respectivement, les catégories

246 224 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté changement climatique et épuisement des ressources fossiles. Pour les autres catégories d impact, la majorité des résultats reste inchangée à savoir que l impact obtenu par les filières agricoles est généralement plus important que celui de la filière fossile, même sur base volumique. Avec une comparaison volumique, le gain de remplacement de l éthanol par rapport à l essence atteint les 50% pour le changement climatique et les ressources fossiles comme cela avec été avancé dans la littérature (Menichetti et Otto, 2009) pour l éthanol de betterave. 3. Filière bioplastique Production de polyéthylène Le bioéthanol peut être considéré comme un précurseur pour l industrie chimique. En effet, par une réaction de déshydratation catalytique présentée à l Équation VI-4, il est possible d obtenir de l éthylène, intermédiaire chimique le plus consommé à l échelle mondiale en raison de ses nombreuses utilisations. La production mondiale d éthylène s élève à 140 millions de tonnes pour l année 2011, avec une augmentation de près de 2% par rapport à l année Cette tendance va perdurer lors des prochaines années, avec une augmentation de la capacité de production (True, 2012). Équation VI-4 Équation principale de déshydratation de l éthanol (Kochar et al., 1981; Logsdon, 2000) 3.1. Caractéristiques de l éthylène L éthanol après déshydratation devient de l éthylène qui peut présenter différents grades. En effet, selon le degré de pureté obtenu, les applications ne sont pas les mêmes. Les caractéristiques des différents grades se trouvent dans le Tableau VI-26. Tableau VI-26 Caractéristiques des différents grades de l éthylène en % volumique (Kochar et Marcell, 1980) Composé Brut non distillé A Grade intermédiaire B Grade de polymérisation C Éthylène (C 2 H 4 ) 98,02 99,39 99,95 Hydrogène (H 2 ) 0,067 0,068 / Méthane (CH 4 ) 0,001 0,001 / Monoxyde de carbone (CO) 0,012 0,012 0,0005 Dioxyde de carbone (CO 2 ) 0,021 0,021 0,001 Éthane (C 2 H 6 ) 0,49 0,50 0,05 Propylène (C 3 H 6 ) 0,03 0,01 / Hydrocarbures C 4 1 / / Lourds 0,45 / / Les spécifications du bioéthanol requis pour l étape de déshydratation, ainsi que les caractéristiques du bioéthylène obtenu, sont reprises dans le Tableau VI-27. Ces données indiquent que l éthylène est obtenu à partir de bioéthanol hydraté.

247 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 225 Tableau VI-27 Spécifications du bioéthanol et du bioéthylène produit (Chematur Engineering Group) Éthanol Éthylène Pureté 95 Vol % Pureté 99,95 Vol % Acétaldéhyde 100 ppm Méthane + éthane 500 Vol ppm Huiles de fusel 3 mg/l C Vol ppm Acides 7 mg/l CO 6 Vol ppm Méthanol 0,3 Vol % CO 2 10 Vol ppm Soufre total 0,5 ppm H 6 Vol ppm Soufre, S 1 Vol ppm Eau 1 Vol ppm 3.2. Production de bioplastiques à partir de bioéthanol Ce paragraphe regroupe les informations nécessaires à la réalisation de l inventaire pour la production de plastique, du HDPE, à partir de bioéthanol. Les étapes décrites sont la déshydratation catalytique, la polymérisation du bioéthylène obtenu et la fin de vie du bioplastique Procédé de déshydratation catalytique Principe de déshydratation La déshydratation de l éthanol peut être réalisée par différents procédés existants mais dont le principe est le même pour tous. En effet, il s agit du passage de la vapeur d éthanol sur un catalyseur solide à haute température et à pression modérée. Les catalyseurs peuvent être de l alumine ou de la silice activée, de l acide phosphorique imprégné sur du coke, de la silice-alumine, des zéolithes normales ou encore dont la structure moléculaire a été modifiée (Tsao et Reilly, 1978; Phillips et Datta, 1997). En général, la nature des catalyseurs industriels est en alumine activée ou en acide phosphorique supporté (Winter et Bloomfield, 1976; Hu, 1983). Ces derniers sont lentement désactivés suite à la déposition de carbone au fil des réactions (Kochar et al., 1981; Phillips et Datta, 1997). La réaction de déshydratation est endothermique et nécessite de l apport de chaleur. Elle se déroule idéalement en phase gazeuse à pression atmosphérique et à une température comprise en 330 et 360 C (Kochar et Marcell, 1980). Le mécanisme de déshydratation de l éthanol n est pas parfaitement élucidé mais certains mécanismes qui interviennent sont connus. En-dessous de 300 C, de l éther est formé plutôt que de l éthylène et ces réactions peuvent fonctionner simultanément de manière directe comme présenté à l Équation VI-5 (rappel de l Équation VI-4) ou en série comme le montre l Équation VI-6 (Winter et Bloomfield, 1976; Hu, 1983; Phillips et Datta, 1997). Équation VI-5 Équation principale de déshydratation de l éthanol (Kochar et al., 1981; Logsdon, 2000) Équation VI-6 Réactions en série menant à la production d éthylène En supposant une réaction en série, la production d éther devient un intermédiaire. L éther n est donc pas un coproduit et est consommé dans l étape suivante. Avec une température supérieure à 300 C, la deuxième réaction, à savoir la transformation de l éther en éthylène, a lieu alors que la première, relative à la production d éther nécessite une température plus basse, aux environs de 230 C (Winter et Bloomfield, 1976; Phillips et Datta, 1997). De faibles quantités d aldéhydes peuvent être produites suivant l Équation VI-7.

248 226 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Équation VI-7 Équation de production d aldéhyde Avec un catalyseur adéquat amenant une bonne sélectivité, la conversion en éthylène est supérieure à 96% pour des températures situées entre 330 et 450 C avec une sélectivité supérieure à 94%. Des installations de purification de l éthylène doivent être ajoutées afin d éliminer les traces d aldéhyde, d acide, de dioxyde de carbone, ainsi que des hydrocarbures plus lourds et de l eau. L éthylène, purifié à 99,95% est alors à même de fournir une base pour les unités de polymérisation (Winter et Bloomfield, 1976; Kochar et Marcell, 1980; Hu, 1983) Variables du procédé de déshydratation Le procédé de déshydratation peut être défini selon différentes variables qui sont le type de réacteur, la température, la pression et le taux de dilution de la vapeur d éthanol par de la vapeur d eau : Le réacteur est généralement composé d un lit fixe pouvant fonctionner en condition isotherme ou adiabatique ou d un lit fluidisé (Tsao et Reilly, 1978; Hu, 1983). La gamme de températures optimales est située entre 330 et 450 C. Une augmentation de la température permet une augmentation de la conversion en éthanol mais entraîne aussi la production d acétaldéhyde à une température supérieure à 450 C (Tsao et Reilly, 1978). La pression a un effet sur la conversion et la sélectivité de la réaction de déshydratation en phase vapeur. Une basse pression est requise pour obtenir des conversions et sélectivités importantes. La vapeur en éthanol doit être diluée avec de l eau pour permettre d augmenter la sélectivité en éthylène Procédé étudié L étude va se baser sur le procédé mis en œuvre à l échelle industrielle actuellement. Au vu des grandes quantités de bioéthanol produites à partir de canne de sucre, la déshydratation industrielle est effectivement réalisée au Brésil. L usine de Braskem possède une capacité de production de tonnes d éthylène par an (chemicals-technology.com). Cette unité fonctionne suivant le procédé Halcon de Scientific Design qui va être pris en considération dans ce travail. Il peut fonctionner selon un design isotherme ou adiabatique et utilise des réacteurs à lit fixe multi étagés. Le catalyseur utilisé est composé de silice et répond à la dénomination MgO-Al 2 O 3 /SiO 2. La sélectivité en éthylène est d environ 96,8% molaire avec une conversion en éthanol de 99,1% à 318 C en design isotherme. En adiabatique, la sélectivité en éthylène atteint 99% molaire et une conversion de l éthanol de 99,8% pour une température de 465 C (Hu, 1983). Le taux de dilution est de 4 (Kochar et al., 1981). Ce procédé peut être divisé en trois zones distinctes à savoir la zone réactionnelle, la zone de trempe et la zone de purification. La zone réactionnelle La zone réactionnelle définit le lieu où va se dérouler la réaction de déshydratation. Pour ce faire, de l éthanol à pression atmosphérique et à température ambiante est pompé, vaporisé et mélangé avec de la vapeur d eau pour obtenir un flux d alimentation de rapport, respectivement 1 pour 3 en poids qui passe sur catalyseur actif permettant la déshydratation. La température à laquelle se déroule la réaction est comprise entre 370 et 465 C et est atteinte grâce à un four. Le flux traverse les différents étages du réacteur multi étagé avec une

249 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 227 température suffisante pour poursuivre la réaction à l étage suivant. Après la déshydratation de l éthanol, des traces d aldéhydes, d acides, d hydrocarbures, de dioxyde de carbone et d eau sont détectées à la sortie de la zone réactionnelle (Tsao et Reilly, 1978; Kochar et Marcell, 1980). La zone de trempe À la sortie de la zone réactionnelle, le flux, majoritairement composé d eau et d éthylène est amené dans une tour de lavage à l eau à contact direct. Le contact avec l eau permet à la fois de refroidir le flux mais également de séparer l éthanol non converti, l aldéhyde et l éther (Tsao et Reilly, 1978). La zone de purification Le flux refroidi est ensuite lavé à la soude caustique pour éliminer le dioxyde de carbone toujours présent. Les vapeurs humides sont alors refroidies et comprimées jusqu à une pression de 17 bar. L eau restante est éliminée grâce à une colonne de séchage utilisant un tamis moléculaire (Winter et Bloomfield, 1976; Kochar et Marcell, 1980). Une première colonne de distillation cryogénique permet de séparer les C 3 des C 2 et dans une seconde colonne, l éthylène est séparé des autres constituants légers. L éthylène est récupéré en pied de colonne avec une pureté de 99,95% (Tsao et Reilly, 1978) Consommations du procédé La réaction de déshydratation est endothermique ; elle nécessite de la chaleur afin d atteindre une température suffisante pour que la réaction ait lieu. Les consommations de cette étape, recensées sur base de la littérature sont présentées dans le Tableau VI-28. Les valeurs obtenues sont assez similaires en ce qui concerne la quantité d éthanol utilisé pour la production de l éthylène. Pour les consommations énergétiques, elles varient assez fort entre les différentes sources de la littérature, pouvant passer du simple au double entre respectivement les références Kochar et Marcell (1980) et Bruscino (2009). Excepté pour le fuel, les valeurs de Kochar et al. (1981) pour l année suivante, obtiennent des valeurs assez proches des données utilisées par Bruscino (2009). Tableau VI-28 Consommations du procédé de déshydratation en éthylène de grade polymère Consommations Unité (Anonymous, 1980) (Kochar et Marcell, 1980) (Tsao et Reilly, 1978) (Kochar et al., 1981) (Bruscino, 2009) Éthanol (100%) t/t C 2 H 4 1,75 1,73 1,748 1,74 1,738 Vapeur t/t C 2 H 4 1,08 1,26 2,54 1,21 1,21 Électricité Fuel Eau de refroidissement NaOH (50% en poids) kwh/t C 2 H 4 MJ/t C 2 H 4 m³/t C 2 H 4 kg/t C 2 H ,8 207,9 95, , Les besoins en éthanol repris dans le Tableau VI-28 représentent les molécules d éthanol nécessaires pour produire l éthylène. Pour une tonne d éthylène, il faudra 1880 kg d éthanol 95% en volume ou encore litres. 9,6

250 228 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Procédé de polymérisation de l éthylène Le bioéthylène étant en tout point semblable à l éthylène issu de la filière fossile, cette étape de polymérisation est identique à celle mise en œuvre pour l éthylène fossile Principe de polymérisation Le bioéthylène obtenu précédemment est un intermédiaire très réactif. Pour cette raison, il est impliqué dans plusieurs réactions chimiques dont la polymérisation qui permet d obtenir du polyéthylène utilisé comme plastique. De l éthylène dont la pureté est supérieure à 99,9% peut être polymérisé sous des conditions spécifiques de température et de pression en présence d un initiateur ou d un catalyseur. Les résines de polyéthylène sont des polymères linéaires avec des molécules d éthylène comme bloc principal. La structure du polyéthylène peut être représentée par la formule suivante avec x, y et z ayant des valeurs comprises entre 4-5 et 100 : Le nombre total d unité monomère dans la chaîne de polyéthylène est appelée le degré de polymérisation et peut varier de plusieurs centaines à plusieurs millions. Les polymères peuvent avoir des distributions de branches assez variées. Dans les procédés de polymérisation à haute pression, les branches se forment spontanément. Ces dernières peuvent être linéaires ou encore apparaître sous la forme de groupes alkyles branchés dont la longueur peut être assez variée (Kissin, 2000). La réaction de polymérisation est présentée schématiquement à l Équation VI-8. Cette réaction est exothermique et peut utiliser aussi bien des initiateurs homogènes qu hétérogènes (Benham et McDaniel, 2000; Kissin, 2000). Équation VI-8 Équation de polymérisation de l éthylène (Sundaram et al., 2000) Différentes technologies existent pour la production de polyéthylène. La première possibilité est la polymérisation en éthylène supercritique, c est-à-dire à des pressions et températures au-dessus du point de fusion du polyéthylène. Le mélange de l éthylène supercritique et du polyéthylène fondu sert alors de milieu de polymérisation. Ce procédé a lieu avec des initiateurs radicaux, des catalyseurs Ziegler ou des catalyseurs métallocènes. La polymérisation peut également avoir lieu en suspension à des températures de 120 à 150 C. Une dernière possibilité est la polymérisation en phase gazeuse qui ne requiert pas de recirculation des flux de solvant et qui est dès lors plus économique (Kissin, 2000). Dans ce travail, seul l impact environnemental du cycle de vie du HDPE va être modélisé. Néanmoins, les technologies de production du LDPE sont brièvement décrites dans un souci de complétude. Polyéthylène basse densité (LDPE) Un type de polyéthylène pouvant être obtenu à haute pression est le polyéthylène basse densité qui contient des chaînes longues et courtes, branchées sur la chaîne polymérique. Une autre caractéristique de ce polymère est la possibilité d incorporation d une large gamme de co-monomères qui peuvent être polaires en nature dans la chaîne polymérique (Maraschin, 2000). Pour produire ce polymère, des pressions de 82 à 276 MPa sont utilisées ainsi que des températures comprises entre 132 et 332 C. Les réacteurs sont de type tubulaire ou agité où des initiateurs radicalaires sont injectés, ces derniers pouvant être des peroxydes, de l oxygène ou une combinaison des deux (Maraschin, 2000).

251 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 229 Le polyéthylène basse densité est défini comme ayant une densité entre 0,915 et 0,940 g/cm³ (Maraschin, 2000). Deux technologies sont disponibles pour la production de polyéthylène basse densité à savoir la tubulaire pour 45% et l autoclave pour 55% de la production. L autoclave agité est un réacteur cylindrique avec un ratio longueur diamètre compris entre 4:1 et 18:1. Le réacteur tubulaire est un échangeur de chaleur à double tube. Au vu de la conversion incomplète du monomère en polymère, il est nécessaire d incorporer un système de récupération et de recyclage du monomère non réagi (Maraschin, 2000). Polyéthylène haute densité (HDPE) Le polyéthylène haute densité (HDPE) a comme caractéristique une densité égale ou supérieure à 0,940 g/cm³. Il s agit d un polymère linéaire dont la composition chimique peut être donnée par. En fonction de l application, les molécules d HDPE n ont pas de branches ou un faible nombre de branches qui sont introduites en copolymérisation avec des α-oléfines. Le nombre de branches dans les résines de HDPE est faible, au plus 5 à 10 branches pour 1000 atomes de carbones dans la chaîne (Benham et McDaniel, 2000). Les technologies pour la polymérisation catalytique du HDPE sont généralement la polymérisation en suspension ou en phase gazeuse. La plus ancienne technologie de polymérisation et la plus largement utilisée est la suspension. Le catalyseur et les particules de polymère sont en suspension dans un solvant inerte ou dans un hydrocarbure léger ou lourd. Les procédés plus modernes utilisent des catalyseurs hautement actifs. Cette technique permet de produire toute une gamme de résines HDPE et représente 60% des techniques de production dans le monde (Benham et McDaniel, 2000). Le procédé en suspension le plus efficace est celui mis en place par Phillips Petroleum avec un réacteur qui consiste en une boucle avec quatre tubes verticaux connectés par des longueurs horizontales. L entièreté de la boucle est chemisée pour le refroidissement. Une suspension de HDPE et de particules de catalyseur dans un solvant léger circule à l aide d une pompe à la vitesse de 5 à 12 m/s. La circulation rapide assure un écoulement turbulent, élimine la chaleur de la polymérisation et empêche la déposition des polymères sur les murs du réacteur. Le réacteur est à une pression comprise entre 3 et 4,5 MPa et à des températures entre 70 et 110 C. Les particules de polymères se trouvent à hauteur de 20-25% en poids dans la suspension. L éthylène, le solvant et le catalyseur sont chargés en continu dans le réacteur. Le temps de séjour est compris entre 30 minutes et 2,5 heures. La conversion en éthylène est très haute et atteint de 95 à 98% ; aucun recyclage n est donc nécessaire. Le solvant est séparé du polymère chaud en le flashant et en le recyclant. Le polymère presque sec est séché et mis sous forme de pellets. Une grande variété de catalyseurs à base d oxyde de chrome ou de type Ziegler fut développée pour ce procédé (Benham et McDaniel, 2000). L autre type de procédé est la polymérisation en phase gazeuse qui fut introduite par Union Carbide en Un réacteur en phase gazeuse contient un lit de particules sèches de polyéthylène. Ce lit est agité à l aide d un flux gazeux à grande vitesse. Ce type de procédé est utilisable pour la production de HDPE et de LDPE linéaire. Le réacteur est une tour cylindrique avec un ratio longueur diamètre de 7. La fluidisation du lit de polymère est obtenue avec un flux d éthylène à travers une distribution perforée en bas du réacteur. La circulation rapide des gaz assure un refroidissement adéquat. Afin de permettre une bonne fluidisation et un enlèvement rapide de la chaleur, un recyclage rapide de l éthylène à travers le réacteur doit être réalisé. La conversion de l éthylène après un seul passage est donc très faible et est de 2%. L éthylène non réagi est séparé des particules de polymères entraînées et est ensuite refroidi, comprimé et recyclé. Le réacteur opère à des températures inférieures à 110 C pour éviter la formation de polymères collants. Un catalyseur solide est ajouté en

252 230 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté continu dans le réacteur sous la forme de poudre sèche ou de solution concentrée. Lorsque les particules de polymères atteignent une taille de 500 µm, elles sont retirées du lit à travers un système de valves et transférées afin d éliminer l éthylène qui n a pas réagi avant la pelletisation. Les catalyseurs utilisés sont des dérivés d oxyde de chrome, des catalyseurs organochromique, Ziegler et métallocènes. Dans ce travail, la polymérisation par suspension est considérée pour se référer aux données industrielles utilisées pour modéliser cette étape Fin de vie du polyéthylène Afin de pouvoir comparer plus tard le cycle de vie du bioéthanol carburant et du biopolyéthylène, le cycle de vie complet doit être réalisé, c est-à-dire, de la production jusqu aux déchets ultimes. Le bioplastique étant en tout point similaire au plastique d origine fossile, leur fin de vie est identique. La valorisation du plastique par le biais de recyclage est généralement la méthode la plus utilisée. Le recyclage peut avoir lieu pendant plusieurs cycles de plastique mais la fin de vie ultime est, en Europe, l incinération. Afin de considérer la toute fin du bioplastique, son incinération est modélisée Impact environnemental des bioplastiques Ce paragraphe se base sur l évaluation de l impact environnemental d un bioplastique issu de la production de bioéthylène. Afin de pouvoir comparer un produit fini issu des scénarios agricoles et du scénario fossile, le choix s est porté sur la production de polyéthylène haute densité (HDPE) qui a exactement les mêmes caractéristiques d une filière à l autre. Ce choix permet une meilleure illustration des scénarios. Les résultats qui sont obtenus ci-après sont extrapolables à d autres polymères issus de l éthylène. En effet, les étapes en aval de la production de (bio) éthylène sont identiques pour les deux plastiques issus des filières agricoles ou fossiles Modélisation du cycle de vie du HDPE Modélisation de l étape de déshydratation catalytique de l éthanol en éthylène La modélisation de la déshydratation de l éthanol en éthylène est réalisée sur base du procédé Halcon de Scientific Design afin d atteindre un éthylène dont la pureté est en accord avec le grade de polymérisation présenté au Tableau VI-26. Les données utilisées sont présentées dans le Tableau VI-29, avec une transformation de la consommation d éthanol pur en éthanol à 95% en volume. Le reste des consommations est similaire à celles présentées dans la dernière colonne du Tableau VI-28. Tableau VI-29 Données de Bruscino (2009)utilisées pour la déshydratation catalytique de l éthanol Consommation Quantité Unité Éthanol 1,88 t/t C 2 H 4 Vapeur 1,21 t/t C 2 H 4 Électricité 340 kwh/t C 2 H 4 Fuel 200 MJ/t C 2 H 4 Eau de refroidissement 186 m³/t C 2 H 4 La déshydratation catalytique peut avoir lieu dans le pays de production du bioéthanol ou se dérouler en Belgique. Les hypothèses relatives à cette transformation sont prises en compte dans différents scénarios. Tout comme pour le biocarburant, l utilisation et la fin de vie du produit se déroulent en Europe. Un transport du produit fini, c est-à-dire du HDPE ou de l intermédiaire, à savoir le bioéthanol est donc à ajouter lorsque le plastique est produit à partir de canne à sucre ou de

253 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 231 matières premières ukrainiennes. L éthylène ne se transporte pas du Brésil ou de l Ukraine jusqu en Belgique, pour les raisons évoquées au paragraphe «1. Introduction». Les caractéristiques de transport sont identiques à celles présentées dans le Tableau VI-10. Le mix énergétique utilisé pour la production d électricité va également dépendre de l endroit où vont se dérouler les transformations, tout comme cela était le cas pour le biocarburant. Les hypothèses relatives à la modélisation de l utilisation d un MWh d électricité réalisées pour le biocarburant sont également d application dans ce paragraphe. Les valeurs d impact sont reprises dans le Tableau VI Modélisation de l étape de polymérisation de l éthylène. L inventaire de cette étape est relatif à des données industrielles confidentielles. Seules des consommations énergétiques sont disponibles. Un rendement de 99% est supposé pour la polymérisation. Les valeurs d impact pour cette étape sont présentées dans le Tableau VI-30. L endroit où va se dérouler la polymérisation va exercer une influence sur le résultat, au travers du mix énergétique pris en compte. Tableau VI-30 Impacts pour l étape de polymérisation 1 tonne de produit fini Catégorie d'impact Unité Belgique Brésil Ukraine LDPE HDPE LDPE HDPE LDPE HDPE Changement climatique kg CO 2 eq Toxicité humaine kg 1,4-DB eq Formation de particules kg PM 10 eq Acidification terrestre kg SO 2 eq Eutrophisation eau douce kg P eq Écotoxicité terrestre kg 1,4-DB eq Écotoxicité d eau douce kg 1,4-DB eq Épuisement de l eau m Épuisement des ressources minérales kg Fe eq Épuisement des ressources fossiles kg pétrole eq Les valeurs d impact pour la polymérisation étant relatives à des consommations énergétiques sous la forme d électricité et de vapeur, le mix énergétique pour l électricité a, à nouveau, une importance dans les valeurs obtenues. Une polymérisation se déroulant au Brésil entraîne des émissions plus faibles et consomme moins de ressources qu une polymérisation réalisée en Belgique. L Ukraine est le pays engendrant les impacts les plus importants, vu le mix énergétique défavorable, comprenant une grande quantité de charbon Modélisation des scénarios complets pour le HDPE Les scénarios pris en compte dans ce paragraphe vont se baser sur les trois matières premières envisagées ainsi que les diverses possibilités de transport, de mix énergétique pour la production d électricité et de rendement de culture. Les scénarios envisagés par matière première sont présentés schématiquement dans le Tableau VI-31. Les acronymes BR, BE et U sont utilisés respectivement pour le Brésil, la Belgique et l Ukraine.

254 232 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Numéro 1 2 Matière première Canne à sucre Canne à sucre Tableau VI-31 Description synthétique des scénarios envisagés - HDPE Lieu de culture Lieu de production de bioéthanol Lieu de production de HDPE Brésil Brésil Brésil Produit transporté Bio polyéthylène Électricité utilisée Brésil Brésil Belgique Bioéthanol BR/BE 3 Betterave Belgique Belgique Belgique / BE 4 Betterave Ukraine Ukraine Ukraine Bio polyéthylène 5 Betterave Ukraine Ukraine Belgique Bioéthanol U/BE 6 Froment Belgique Belgique (Wet) Belgique / BE 7 Froment Ukraine Ukraine (Dry) Ukraine Bio polyéthylène 8 Froment Ukraine Ukraine (Dry) Belgique Bioéthanol U/BE 9 Froment Ukraine Belgique (Wet) Belgique Froment BE L impact environnemental associé à la production d une tonne de HDPE selon les 9 scénarios présentés ci-dessus va être calculé. Données de base Des hypothèses ont été réalisées en ce qui concerne les étapes de culture et donc les quantités de bio-polyéthylène produites par hectare. Un résumé des valeurs essentielles à la compréhension des résultats se trouvent dans le Tableau VI-32. Tableau VI-32 Production de bioéthanol rapportée à l hectare de culture, en fonction de la matière première, du rendement de culture et de la localisation - HDPE Caractéristique Unité Canne à sucre Betterave BR U U Froment Brésil Belgique Ukraine Belgique Ukraine Rendement t/ha 71, ,6 2,9 Matière première nécessaire pour 1000L de bioéthanol hydraté t 12, ,8 2,7 Quantité de bioéthanol hydraté produite L/ha Quantité de HDPE produite t/ha 2,38 3,05 1,25 1,28 0, HDPE caractérisation scénarios de base Les valeurs des impacts pour le cycle de vie du HDPE sont présentées dans le Tableau VI-33 sans tenir compte du changement d affectation des sols. Les valeurs des impacts environnementaux obtenus pour les filières agricoles vont être comparées à la filière fossile. Pour ce faire, les valeurs recensées par Plastics Europe pour la production de polyéthylène haute densité ont été utilisées (Boustead, 2005). Une autre comparaison a été réalisée à l aide d une base commerciale disponible. Elle se base sur une moyenne de 24 sites de production de HDPE en Europe (ecoinvent Centre, 2010). La modélisation sur base des données de Plastics Europe ainsi que la base de données commerciale de production de HDPE sont appelées respectivement scénarios 10 et 11.

255 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 233 Catégorie d'impact Tableau VI-33 Valeurs d impact pour les scénarios présentés 1 tonne d HDPE Unité Canne à Betterave Froment Fossile sucre Changement climatique kg éq CO Acidification terrestre kg éq SO Eutrophisation d'eau douce kg éq P Toxicité humaine kg éq 1,4-DB Formation de particules kg éq PM Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB Écotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB Épuisement de l eau m Épuisement des ressources minérales kg éq Fe Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole Au vu des résultats, la canne à sucre est la filière agricole la plus respectueuse de l environnement même avec l ajout d un transport depuis le Brésil pour les catégories changement climatique, ressources fossiles, toxicité humaine, écotoxicité d eau douce et diminution des ressources minérales. Pour les autres catégories d impact telles que l acidification terrestre, la formation de particules, la betterave se place en première position des scénarios agricoles. Pour la catégorie du changement climatique, les scénarios à base de canne à sucre, betterave belge et ukrainienne et froment belge, c est-à-dire de (1) à (6) obtiennent un impact plus faible que celui obtenu par les scénarios fossiles (10) et (11). Les scénarios basés sur le froment ukrainien entraînent plus d émissions de gaz à effet de serre que leurs homologues fossiles. Cela est principalement dû au faible rendement des cultures. Ces scénarios sont donc à éviter dans une perspective de développement durable. Pour la catégorie des ressources fossiles, les filières fossiles obtiennent un score défavorable par rapport aux filières agricoles, excepté pour le scénario (9) sur base de froment ukrainien avec transport du froment en Belgique avant transformation. Cela s explique également par de faibles rendements de production ainsi qu un transport de la matière première d Ukraine jusqu en Belgique pour être transformée. Pour les autres catégories d impact, la filière fossile obtient un impact environnemental moins important que les scénarios sur base de matières agricoles. L exploitation des résultats est réalisée plus en détail lors des paragraphes qui suivent, ce qui permet de mettre en évidence les étapes importantes des différents scénarios. Pour chaque catégorie d impact, les scores obtenus par les filières agricoles seront comparés à ceux des filières fossiles, représentés par une ligne horizontale permettant de mettre en évidence la différence entre les impacts environnementaux des différents scénarios. Les impacts environnementaux détaillés sont relatifs à l eutrophisation de l eau douce, à la toxicité humaine, à l écotoxicité de l eau douce et à l occupation des terres agricoles. Ces catégories apparaissent comme les plus importantes une fois les résultats normalisés, comme présenté à la Figure VI-20. Tout comme pour le E85, au vu du but de cette étude, les catégories changement climatique, ressources fossiles et acidification terrestre sont également étudiées.

256 234 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Figure VI-20 Mise en évidence des catégories d impact importantes après normalisation HDPE Changement climatique Afin de comprendre les différences entre les scénarios, l impact sur le changement climatique a été séparé entre les différentes étapes du cycle de vie du HDPE. Les résultats sont présentés dans le Tableau VI-34. Les valeurs utilisées pour les changements direct et indirect d affectation des sols font référence aux scénarios moyens décrits dans les chapitres précédents. La valeur du changement indirect d affectation des sols pour le Brésil prend en compte un taux de déforestation de 100%. Les valeurs entre parenthèses sont celles intégrant le puits carbone de la culture, ainsi que les émissions biogéniques durant le reste des étapes. Le détail du bilan carbone sur le cycle de vie du HDPE est présenté à l Annexe II. Étape Culture Transport champ usine Changement d affectation direct Changement d affectation indirect Production de bioéthanol Production de bioéthylène Tableau VI-34 Importance des étapes pour le changement climatique en kg eq CO 2 1 tonne d HDPE Canne à sucre Betterave Froment (-4743) (-3476) (-2734) (-2734) (-3831) (-849) (-849) 1043 (-4743) 4640 (-1191) (2362) 485 (753) 18 (2362) 546 (814) 1679 (2103) 546 (814) 1743 (2173) 628 (896) 1743 (2173) 546 (814) 349 (2081) 546 (814) 1166 (1410) 628 (896) 1166 (1410) 546 (814) Transport Polymérisation Fin de vie 111 (143) 16 (3159) 197 (228) 16 (3159) 197 (228) 16 (3159) 312 (343) 16 (3159) 197 (228) 16 (3159) 197 (228) 16 (3159) 312 (343) 16 (3159) 197 (228) 16 (3159) 349 (2081) 546 (814) 197 (228) 16 (3159) Total Total avec LUC Total avec LUC et ILUC

257 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 235 En ce qui concerne l impact global du changement climatique, sans prendre en compte le changement d affectation des sols, les filières agricoles entraînent des gains environnementaux par rapport aux scénarios fossiles sauf pour les trois scénarios à base de froment ukrainien. Les scénarios (7) à (9) sont donc à exclure dans une perspective de réduction des émissions de gaz à effet de serre. En prenant en compte le scénario fossile ayant le plus faible impact environnemental pour cette catégorie, c est-à-dire le (10), afin d obtenir des résultats minimaux, les gains s élèvent, pour les scénarios (1) à (6) à respectivement, 63%, 58%, 39%, 11%, 8% et 48%. Les scores globaux avec changement d affectation direct et indirect des sols pour les neuf scénarios agricoles se trouvent à la Figure VI-21. Figure VI-21 Variation des valeurs de l impact du changement climatique en fonction des hypothèses et des scénarios HDPE Sous l hypothèse du changement direct d affectation des sols, la canne à sucre se place en troisième position derrière le froment et la betterave cultivés en Belgique. Les mêmes résultats sont obtenus lors de la prise en compte du changement direct et indirect d affectation des sols pour les trois matières premières. Les possibilités de production en Ukraine, vu les rendements actuels, ne sont pas favorables d un point de vue changement climatique, du moins en ce qui concerne le froment. Afin de mettre en évidence l origine des impacts significatifs des scénarios envisagés, celui-ci a été divisé en étape, sans prendre en compte ni le puits carbone, ni le changement d affectation des sols. Les résultats sont présentés de manière schématique à la Figure VI-22. Les scores obtenus par les scénarios fossiles sont présentés sous la forme d une ligne horizontale.

258 236 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Figure VI-22 Importance des étapes par scénario Catégorie changement climatique HDPE Pour les scénarios à base de canne à sucre, la culture est l étape la plus importante d un point de vue environnemental, suivie de l étape de production de bioéthylène. Le brûlis des champs de canne à sucre est toujours responsable d une grande partie des émissions de gaz à effet de serre. Le transport et la polymérisation sont des étapes non significatives en termes d impact environnemental pour cette catégorie. Ces résultats sont en accord avec une étude relative (Liptow et Tillman, 2012) au LDPE sur base de canne à sucre, sauf en ce qui concerne l étape de polymérisation qui se révèle non négligeable dans l étude publiée. L incinération est également productrice de gaz à effet de serre dans l étude de Liptow et al. (2012). Dans notre étude, le carbone émis a été supposé capturé lors de la culture. Sans tenir compte des émissions relatives au changement d affectation des sols, la réduction d impact par rapport à la filière fossile est de 63%, ce qui est dans la gamme de valeur obtenue pour nos scénarios (66% pour le scénario (1) et 58% pour le scénario (2)). Pour la betterave d origine belge, l étape prépondérante est la production de bioéthanol hydraté suivie de la transformation de l éthanol en éthylène. Pour les matières premières cultivées en Ukraine, le transport du polyéthylène d Ukraine en Belgique entraîne un impact non négligeable qui est d autant plus important si l éthanol est transporté pour être transformé en Belgique. L étape de culture pour les ressources ukrainiennes, au vu de leur faible rendement, entraîne également un impact très important. Pour le froment, qu il soit ukrainien ou belge, la culture amène l impact le plus grand suivie par la production de bioéthylène. L étape de production de bioéthanol en Belgique n apparaît presque pas sur le graphique vu l utilisation du son comme apport énergétique au procédé. Les scénarios à base de froment ukrainien, utilisant la technologie «Dry Milling» entraînent des impacts sur le changement climatique plus importants que les scénarios fossiles, ce qui s explique par l impact important de la culture, la transformation en bioéthanol et le transport d Ukraine jusqu en Belgique. En exprimant ces résultats par hectare, la quantité de HDPE produite diffère en fonction de la matière première utilisée comme le montre le Tableau VI-32. En utilisant le gain obtenu entre la filière fossile et les scénarios sur base agricole et en multipliant par le nombre de tonnes pouvant être produites par hectare, une valeur par hectare est obtenue et est présentée dans le Tableau VI-35. Seuls les scénarios présentant un gain sont pris en compte.

259 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 237 Tableau VI-35 Gain environnemental par hectare bioplastiques Gain (kg eq CO 2 /ha) Canne à sucre Betterave Froment Calcul personnel Les gains obtenus pour le HDPE sont plus élevés que lors de l utilisation de biocarburants pour la catégorie changement climatique, en se basant sur une surface donnée. Temps de retour Comme déjà observé pour la filière biocarburant, la filière bioplastique entraîne pour les scénarios à base de canne à sucre, de betterave belge ou ukrainienne ou encore de froment belge, des gains par rapport aux filières fossiles en ce qui concerne le changement climatique. Ces gains ont été calculés sans prendre en compte le changement direct et/ou indirect d affectation des sols. En utilisant ce poste d émissions supplémentaires, ces observations peuvent être renversées et un temps de retour peut être calculé. Il s agit du temps nécessaire pour obtenir à nouveau un gain par le biais de cette utilisation après la conversion d un sol. En considérant un changement d affectation comptabilisé en une fois pour la canne à sucre et non plus annualisé comme cela a été présenté, le temps de retour s élève à près de 12 ans lors de la prise en compte du changement direct d affectation des sols. En considérant également l impact du changement indirect d affectation des sols avec un taux de déforestation variant de 16% à 100% en passant par 48%, le temps de retour est équivalent à respectivement à 26 ans, 101 ans ou 55 ans. Pour la betterave belge, le changement indirect d affectation des sols pris en compte entraîne un temps de retour qui s élève à un peu plus de 8 ans. Pour la betterave ukrainienne, le même calcul peut être effectué et un temps de retour de 31 ans est obtenu lorsque le changement direct d affectation des sols est pris en compte en une seule fois, pour le scénario (4). Pour le froment belge, le temps de retour obtenu, suite au changement indirect d affectation des sols s élève à presque 14 ans. Les temps de retour obtenus dans le cadre de l application bioplastique sont plus courts que lors de l application biocarburant, ce qui s explique par le gain plus important obtenu pour la catégorie changement climatique entre les produits issus de l agriculture et les équivalents issus de l industrie pétrolière Ressources fossiles L impact sur l épuisement des ressources fossiles a également été ventilé entre les différentes étapes nécessaires du cycle de vie du polyéthylène. La Figure VI-23 présente les résultats de manière schématique.

260 238 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Figure VI-23 Importance des étapes par scénario Catégorie épuisement des ressources fossiles HDPE Les scénarios (1) à (8) obtiennent un score plus faible que les scénarios fossiles. Les pourcentages de combustibles fossiles évités par rapport au scénario (11) étant celui avec l impact environnemental le plus faible sont pour les scénarios (1) à (8) de respectivement 76%, 71%, 40%, 18%, 13%, 57%, 10% et 5%. Les scénarios à base de froment ukrainien ont un score moins favorable que les bioplastiques produits à partir de canne à sucre et de betterave. Cela s explique par les consommations importantes lors de la culture avec un rendement faible ainsi que par le transport à ajouter pour atteindre la Belgique. Les scénarios à base de canne à sucre obtiennent l impact le plus faible, au vu des rendements de culture importants ainsi que de l utilisation de la bagasse comme combustible. Le transport du plastique issu de la canne à sucre jusqu en Belgique est négligeable par rapport aux autres étapes du scénario. En ce qui concerne la betterave belge, les mêmes conclusions que pour le changement climatique peuvent être avancées à savoir que les étapes les plus importantes sont la production de bioéthanol et de bioéthylène. Pour les cultures ukrainiennes, le transport joue également un rôle important. Pour cette catégorie d impact, la canne à sucre (1) et (2) obtient le meilleur score, suivie respectivement par le froment belge (6) et la betterave belge (3) Toxicité humaine Ce paragraphe va détailler l importance des étapes pour la catégorie toxicité humaine. La Figure VI-24 présente ces résultats.

261 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 239 Figure VI-24 Importance des étapes par scénario Catégorie toxicité humaine HDPE Le score obtenu par tous les scénarios agricoles est plus important que ceux réalisés par les deux scénarios fossiles. Les scénarios (1), (2), (3) et (6) entraînent le moins d augmentation avec respectivement un score plus élevé de 73%, 88%, 104% et 133% par rapport au scénario fossile ayant l impact le plus faible, à savoir le (11). Les causes de ce score sont généralement relatives à la fin de vie avec des émissions de vanadium, arsenic et mercure dans l eau suite à l incinération du polyéthylène. Ces émissions sont calculées à partir de la base de données commerciale Ecoinvent utilisée pour modéliser l incinération de polyéthylène Acidification terrestre L importance des étapes pour la catégorie acidification terrestre est présentée à la Figure VI-25. Figure VI-25 Importance des étapes par scénario Catégorie acidification terrestre HDPE La culture est généralement l étape qui apporte le plus d impact pour tous les scénarios. Pour les scénarios (1) et (2) à base de canne à sucre, l étape de production du bioéthanol utilisant la bagasse comme combustible amène également l émission de polluants tels que les oxydes d azote et de soufre responsables de l impact de cette catégorie. Le score obtenu, par rapport à la filière fossile est augmenté de 231% à 252% pour la canne à sucre (1) et (2), de 67% pour la betterave belge (4) et 395% pour le froment belge (6).

262 240 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Pour les scénarios (7) et (8), l impact est multiplié par 9 tandis qu il est multiplié par 13 pour le scénario (9) Eutrophisation de l eau douce Les résultats relatifs à l eutrophisation de l eau douce sont présentés par étape à la Figure VI-26. Figure VI-26 Importance des étapes par scénario Catégorie eutrophisation de l eau douce HDPE Tout comme pour les biocarburants, l étape de culture est celle qui apporte l impact le plus important pour cette catégorie. Tous les scénarios obtiennent un score défavorable par rapport aux filières fossiles. L utilisation d engrais sur les champs entraîne des émissions non négligeables pour cette catégorie Écotoxicité de l eau douce Les résultats relatifs à la catégorie écotoxicité de l eau douce sont présentés à la Figure VI-27. Figure VI-27 Importance des étapes par scénario Catégorie écotoxicité d eau douce HDPE L impact global obtenu par les filières agricoles est plus important que les filières fossiles. L augmentation est moindre que pour d autres catégories surtout en ce qui concerne les scénarios (1), (2), (3) et (6). La fin de vie du bioplastique engendre l impact le plus important pour tous les scénarios suite à l émission d ions dans l eau tels que le vanadium et

263 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 241 le manganèse après incinération. Ces émissions sont calculées à partir de la base de données commerciale Ecoinvent utilisée pour modéliser l incinération de polyéthylène Occupation des terres agricoles L utilisation des terres agricoles provient de l étape de culture avec la production des matières premières agricoles comme montré à la Figure VI-28. Figure VI-28 Importance des étapes par scénario Catégorie occupation des terres agricoles HDPE Cette catégorie a un impact d autant plus important que les terres nécessaires à la production du HDPE sont importantes. Le froment, dont le rendement est moindre que celui de la betterave et de la canne à sucre obtient l impact le plus important, d autant plus s il est cultivé en Ukraine. La betterave belge obtient l impact le plus faible, avec également le rendement le plus important en termes de matières premières produites par hectare de terre et en termes de bioéthanol produit par tonne de matière première utilisée Score global Les résultats en score unique des neuf scénarios envisagés sont présentés à la Figure VI-19 suite à l utilisation de l approche «endpoint» de la méthodologie ReCiPe 2008 en utilisant, comme précédemment, les coefficients de normalisation européens et la pondération moyenne qui affecte 40% à la santé humaine, 40% à l écosystème et 20% aux ressources fossiles. Figure VI-29 Score unique pour la filière HDPE

264 242 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté En utilisant le score unique, les scénarios (1) à (3) et le scénario (6) permettent d obtenir un score plus faible que les scénarios fossiles (10) et (11). Le gain obtenu est respectivement de 57%, 52%, 31% et 34% pour les scénarios (1), (2), (3) et (6). Ces résultats s expliquent par la part très importante des ressources dans l impact global, catégorie où la canne à sucre avec le froment belge obtiennent un score plus faible que les autres scénarios agricoles. 4. Comparaison des utilisations Le but de cette étude étant de trouver un moyen de comparer la filière biocarburant et la filière bioplastique au travers du HDPE, la transformation des impacts environnementaux en un seul score va être réalisée pour chaque catégorie d impact, rapporté à la tonne de matière première ou encore à l hectare cultivé. Cette façon de faire est recommandée lorsqu il s agit de comparer deux utilisations ou fonctions différentes (Cherubini et Strømman, 2011). Ce score unique est obtenu en utilisant l approche dommage «endpoint» de la méthode ReCiPe 2008 comme cela a été fait séparément pour les différentes applications. Les matières premières utilisées vont d abord être traitées séparément avant de globaliser les résultats. Les données utilisées sont résumées dans le Tableau VI-36; il s agit d un rappel du Tableau VI-13 et du Tableau VI-32. Tableau VI-36 Valeurs utilisées pour la comparaison des filières biocarburant et bioplastique Caractéristique Unité Canne à sucre Betterave Froment Brésil Belgique Ukraine Belgique Ukraine Rendement t/ha 71, ,6 2,9 Matière pour 1000L de bioéthanol hydraté t 12, ,8 2,7 Quantité de bioéthanol hydraté produite L/ha Quantité de HDPE produite t/ha 2,38 3,05 1,25 1,28 0,45 Quantité de bioéthanol anhydre produite L/ha Production E5 L/ha Production E85 L/ha Les scénarios utilisés pour les biocarburants et pour les bioplastiques sont ceux présentés, respectivement dans le Tableau VI-12 et dans le Tableau V-31. Un facteur peut déjà être mis en évidence à partir du Tableau VI-36 ; il s agit de l efficacité d utilisation des sols. Ce facteur considère la quantité de produits obtenus par rapport à la surface agricole utilisée. La superficie de sols disponibles n étant pas illimitée et les conséquences du changement d affectation des sols étant sous le feu des projecteurs, l efficacité d utilisation des sols devient un facteur de première importance lors de l utilisation de ces derniers à des fins énergétiques ou chimiques (Borjesson et Tufvesson, 2011). L efficacité d utilisation des sols pour la filière HDPE, c est-à-dire la quantité de HDPE produite par hectare, est la plus importante pour la filière à base de betterave belge, suivie par la canne à sucre. Le froment belge permet la production d une quantité de bioplastique équivalente à la betterave ukrainienne lors de l exploitation d un hectare de terres agricoles. Le froment cultivé en Ukraine ferme la marche avec la plus faible quantité d HDPE produite. En ce qui concerne les biocarburants, l ordre préalablement établi pour le HDPE est respecté avec une domination certaine de la betterave belge.

265 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Canne à sucre En considérant les scénarios biocarburants (E5 et E85 confondus) et les deux scénarios de la filière bioplastique pour la canne à sucre, les scores uniques obtenus sont présentés dans le Tableau VI-37. Ces résultats montrent l impact environnemental obtenu pour l utilisation d une tonne de canne à sucre à des fins de biocarburants ou de bioproduit. Le gain par rapport à la filière fossile est également mentionné. Pour le calcul du gain environnemental basé sur du HDPE à base de canne à sucre, la comparaison a été réalisée avec la filière fossile obtenant le score le plus faible, à savoir celle reprise dans la base de données commerciale Ecoinvent (scénario (11)). Tableau VI-37 Scores uniques obtenus pour l utilisation d une tonne de canne à sucre Scénario Unité E5 (1) E85 (1) HDPE (1) HDPE (2) Canne à sucre Pt 443,19 12,44 7,39 8,24 Équivalent fossile Pt 450,14 19,40 17,27 17,27 Gain obtenu Pt 6,96 6,96 9,87 9,02 En comparant les filières sur base agricole par rapport à l équivalent fossile, le gain le plus important est obtenu lors de la transformation de la canne à sucre en HDPE selon le premier scénario, avec le transport du plastique depuis le Brésil jusqu en Belgique. Les gains obtenus pour les biocarburants sont identiques par tonne de matière, les quantités de chaque application étant proportionnelles à la quantité de matière utilisée. Ces gains s élèvent à 70,5% du gain obtenu par la filière bioplastique Betterave Les valeurs de score unique pour les filières betteraves se trouvent dans le Tableau VI-38. Scénario Tableau VI-38 Scores uniques obtenus pour l utilisation d une tonne de betterave Unité Belgique Ukraine E5 (2) E85 (2) HDPE (3) E5 (3) E85 (3) HDPE (4) HDPE (5) Betterave Pt 557,03 18,60 14,83 565,33 26,90 22,30 23,28 Équivalent fossile Pt 562,68 24,25 21,58 562,68 24,25 21,58 21,58 Gain obtenu Pt 5,65 5,65 6,75-2,65-2,65-0,72-1,70 Les utilisations du bioéthanol obtenu à partir de betterave belge permettent dans tous les cas un gain environnemental par rapport à la filière fossile. Le gain le plus important est obtenu par la production de bioplastique, atteignant 19,5% de plus que lors de l utilisation de biocarburant. Pour la betterave ukrainienne, aucune application n est à recommander, les biocarburants ou les bioproduits apportant plus d impact que lors de l utilisation d essence fossile ou de plastique fossile. La filière belge montre encore une fois son avantage par rapport à la filière ukrainienne avec des rendements plus importants, un transport évité ainsi qu une électricité dont l impact environnemental est plus faible Froment Les valeurs de score unique pour les filières utilisant le froment se trouvent dans le Tableau VI-39.

266 244 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Scénario Unité Tableau VI-39 Scores uniques obtenus pour l utilisation d une tonne de froment E5 (4) Belgique E85 (4) HDPE (6) E5 (5) E5 (6) E85 (5) Ukraine E85 (6) HDPE (7) HDPE (8) HDPE Froment Pt 1981,67 58,70 51, , ,13 123,69 152,17 110,12 113,74 146,31 Équivalent fossile Gain obtenu Pt 2009,58 86,61 77, , ,58 89,82 86,61 79,93 79,93 77,08 Pt 27,91 27,91 25,99-33,87-65,56-33,87-65,56-30,18-33,81-69,23 Pour le froment belge, les gains obtenus sont plus importants dans le cas de l utilisation en tant que biocarburant. L utilisation du bioéthanol sous la forme bioplastique réduit ce gain de près de 7%. Pour le froment ukrainien par contre, aucun scénario ne rivalise avec les scénarios fossiles. Cela s explique également par les faibles rendements obtenus et le transport important à ajouter vers le lieu d utilisation considéré, la Belgique Culture d un hectare Comme évoqué précédemment, les surfaces agricoles disponibles sont limitées surtout en ce qui concerne le continent européen. Afin de discriminer de manière pertinente les différentes matières premières utilisées précédemment, la superficie utilisée semble être un critère adéquat. Les matières premières ainsi que les utilisations vont ici, être comparées sur la base d un hectare cultivé. Les approches précédemment utilisées, c est-à-dire sur base du changement climatique et des ressources fossiles économisées vont être réalisées ainsi que l approche par score unique pour chaque scénario Changement climatique Une motivation à l utilisation de ressources agricoles à la place de ressources fossiles est la diminution attendue des émissions de gaz à effet de serre. Le calcul du gain pour cette catégorie par rapport à l équivalent fossile permet d objectiver les attentes. Le Tableau VI-40 montre les résultats, uniquement pour la catégorie changement climatique en t éq CO 2 pour un hectare cultivé pour les scénarios biocarburants présentés dans le Tableau VI-12 et les scénarios bioplastiques présentés dans le Tableau VI-31. Seuls les scénarios présentant un gain pour la catégorie du changement climatique, précédemment mis en lumière sont analysés dans le Tableau VI-40. (9)

267 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 245 Tableau VI-40 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile changement climatique Bioproduit Fossile équivalent Gain par hectare Produit Scénario Matière première Origine t éq CO 2 t éq CO 2 t éq CO 2 (1) Canne à sucre Brésil 293,37 298,55 5,18 E5 E85 HDPE (2) Betterave Belgique 377,96 382,67 4,72 (4) Froment Belgique 158,05 161,00 2,96 (1) Canne à sucre Brésil 7,69 12,87 5,18 (2) Betterave Belgique 11,77 16,49 4,72 (4) Froment Belgique 3,98 6,94 2,96 (1) Canne à sucre Brésil 4,37 12,12 7,74 (2) Canne à sucre Brésil 4,87 12,12 7,25 (3) Betterave Belgique 9,09 15,53 6,44 (4) Betterave Ukraine 5,49 6,38 0,89 (5) Betterave Ukraine 5,67 6,38 0,71 (6) Froment Belgique 3,26 6,53 3,27 L utilisation d un hectare de canne à sucre permet d éviter l émission de près de 5 tonnes d équivalent CO 2 lorsqu elle est utilisée sous la forme de E5 ou E85 alors que ce gain s élève à près de 8 tonnes lors de l utilisation de bioplastique. Pour la betterave belge, l utilisation du bioéthanol en tant que plastique permet un gain de 6,44 tonnes par hectare tandis que ce gain est réduit à 4,72 tonnes par hectare lors d une utilisation biocarburant. Pour le froment belge, des gains existent également mais ils sont réduits presque de moitié par rapport à la betterave et à la canne à sucre. La filière plastique est également plus avantageuse pour le froment. L utilisation de ressources locales permet donc un gain environnemental pour la catégorie changement climatique, d autant plus important si les surfaces limitées, dédiées à ces cultures sont dédicacées à la production de bioplastiques. La betterave ukrainienne obtient également un gain environnemental lors de sa transformation en HDPE pour la catégorie du changement climatique mais dont la valeur atteint au mieux 13,8% du gain obtenu par son homologue belge. La canne à sucre, malgré les transports ajoutés, est la culture qui permet le gain environnemental le plus important par hectare planté suivie de près par la betterave belge Ressources fossiles Le remplacement des ressources fossiles par des ressources agricoles doit se traduire par un gain environnemental, c est-à-dire que la production de l équivalent agricole ne doit pas être plus consommateur de ressources fossiles que l application classique. Le gain environnemental par scénario est montré dans le Tableau VI-41 et est exprimé en t éq pétrole par hectare. Tout comme pour la canne à sucre, seuls les scénarios apportant un gain environnemental sont envisagés ci-dessous.

268 246 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Tableau VI-41 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile ressources fossiles Produit Scénario Matière premières Origine E5 E85 HDPE Bioproduit t éq pétrole Fossile équivalent t éq pétrole Gain par hectare t éq pétrole (1) Canne à sucre Brésil 97,89 100,29 2,39 (2) Betterave Belgique 126,82 128,54 1,72 (4) Froment Belgique 52,87 54,08 1,21 (1) Canne à sucre Brésil 1,93 4,32 2,39 (2) Betterave Belgique 3,82 5,54 1,72 (4) Froment Belgique 1,12 2,33 1,21 (1) Canne à sucre Brésil 0,92 3,80 2,88 (2) Canne à sucre Brésil 1,09 3,80 2,71 (3) Betterave Belgique 2,93 4,87 1,94 (4) Betterave Ukraine 1,64 2,00 0,36 (5) Betterave Ukraine 1,74 2,00 0,26 (6) Froment Belgique 0,88 2,05 1,17 Le gain environnemental le plus important est obtenu lors de l utilisation de canne à sucre sous la forme HDPE. La betterave belge permet également un gain environnemental important lors de sa transformation en bioplastique. Les filières E5 et E85 à partir des mêmes matières premières suivent les bioplastiques. Le froment, comme dit précédemment, obtient un gain par hectare moins important vu la plus faible quantité de bioplastiques ou de biocarburants pouvant être produite dépendant de la quantité de composant transformable en alcool Score unique En éliminant les scénarios qui apportent plus d impact que leur équivalent fossile, une synthèse des situations les plus favorables, exprimée en score unique, est reprise dans le Tableau VI-42 par hectare cultivé. Tableau VI-42 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile scores par hectare Produit E5 E85 HDPE Scénario Matière premières Origine Score global Pt Fossile équivalent Pt Gain par hectare Pt (1) Canne à sucre Brésil (2) Betterave Belgique (4) Froment Belgique (1) Canne à sucre Brésil (2) Betterave Belgique (4) Froment Belgique (1) Canne à sucre Brésil (2) Canne à sucre Brésil (3) Betterave Belgique (6) Froment Belgique Pour chaque matière première, le gain par rapport à la filière fossile est plus important lors de la transformation en plastique, excepté pour le froment belge où sa transformation en biocarburant amène un gain plus important. La canne à sucre obtient un gain plus important pour les filières E5 et E85 que la betterave belge. Le froment obtient, quant à lui un gain réduit, vu le rendement moins important à l hectare. Quelle que soit la filière, le mieux est de privilégier le bioproduit, à savoir le HDPE, en sachant que ces résultats sont valables uniquement sous l hypothèse d un marché pour le

269 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 247 plastique. Les valeurs obtenues dépendent également des hypothèses utilisées par la méthode de pondération. En effet, les catégories relatives à la santé humaine, à l écotoxicité et aux ressources sont réparties de la manière suivante : 40%, 40% et 20%. Le changement climatique faisant partie de la catégorie de dommage santé humaine, le gain obtient une importance assez grande. Figure VI-30 Gain par hectare selon les scénarios Dans le contexte européen avec des surfaces agricoles limitées, la meilleure utilisation possible d un hectare devient donc la priorité lorsqu il s agit de l utiliser à d autres fins qu alimentaire. En Europe de l Ouest où les cultures de la betterave et du froment sont bien maîtrisées et où les rendements sont importants, la culture de la betterave permet un gain environnemental plus important que le froment, ce qui s explique par la plus faible quantité de froment obtenue et donc de produit fini par unité de surface. L utilisation de la betterave est la plus rentable sous forme plastique suivie par son utilisation comme biocarburant. Le froment, quant à lui, sera préférentiellement utilisé en tant qu additif dans l essence pour obtenir le E5. Le gain est augmenté de 7% par rapport à la filière plastique. La canne à sucre, malgré le transport à ajouter, dépasse en termes de gain environnemental les ressources locales lorsqu il s agit de son utilisation en HDPE ou en tant que biocarburant. 5. Analyses de sensibilité 5.1. Évaluation de l impact environnemental avec la méthode Impact Les résultats obtenus lors de la comparaison des applications sont relatifs à la méthode ReCiPe 2008 utilisée. Une manière de vérifier la pertinence et la robustesse des résultats obtenus est de modifier la méthode d impact utilisée. La méthode Impact (Humbert et al., 2005) a été choisie, permettant également l approche «midpoint» (facteurs médians) mais utilisant des catégories d impact un peu différentes de la méthode ReCiPe Les résultats sont présentés par application afin de comparer les tendances obtenues suite à l utilisation de cette méthode. Les gains par rapport au changement climatique et à l utilisation de ressources fossiles sont également calculés par la suite et comparés avec ceux précédemment obtenus.

270 248 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Filière biocarburant Les scénarios décrits dans le Tableau VI-12 pour les biocarburants E5 et E85 ont été analysés avec la méthode d évaluation de l impact environnemental Impact Le scénario (7) est toujours relatif à l impact obtenu par l essence fossile dont l inventaire est issu de la base de données Ecoinvent. Les Tableau VI-43 et Tableau VI-45 présentent respectivement les résultats obtenus pour le E5 et le E85. Catégorie d'impact Tableau VI-43 Impact environnemental des scénarios pour la filière E5 Impact Unité Canne à Betterave Froment Fossile sucre Cancérigènes kg éq C 2 H 3 Cl 6,48E-01 6,50E-01 6,51E-01 6,49E-01 6,51E-01 6,52E-01 6,70E-01 Non-cancérigènes kg éq C 2 H 3 Cl 2,98E-02 3,02E-02 3,31E-02 3,09E-02 3,53E-02 3,81E-02 2,91E-02 Effets respiratoires inorganiques kg éq PM 2,5 4,66E-03 4,43E-03 4,62E-03 4,52E-03 4,94E-03 5,19E-03 4,34E-03 Écotoxicité aquatique kg TEG eau 5,28E+02 5,29E+02 5,38E+02 5,27E+02 5,43E+02 5,54E+02 5,37E+02 Écotoxicité terrestre kg TEG sol 1,16E+02 1,17E+02 1,23E+02 1,17E+02 1,26E+02 1,35E+02 1,17E+02 Acidification/eutrophisation terrestre kg éq SO 2 1,14E-01 1,00E-01 1,08E-01 1,13E-01 1,36E-01 1,54E-01 9,63E-02 Acidification aquatique kg éq SO 2 3,26E-02 3,10E-02 3,23E-02 3,24E-02 3,60E-02 3,82E-02 3,07E-02 Eutrophisation aquatique kg PO 4 P-eau 1,78E-03 1,75E-03 2,23E-03 1,71E-03 2,07E-03 2,33E-03 1,45E-03 Changement climatique kg éq CO 2 13,72 13,81 13,96 13,72 14,03 14,17 14,00 Ressources non renouvelables Extraction des ressources minérales MJ primaire 205,90 208,50 210,69 206,30 211,07 212,86 210,78 kg éq pétrole 4,66 4,72 4,77 4,67 4,78 4,82 4,77 MJ surplus 1,45E-02 1,47E-02 1,75E-02 1,60E-02 1,96E-02 2,36E-02 1,33E-02 Pour les catégories d impact non-cancérigènes, effets respiratoires inorganiques, acidification/eutrophisation terrestre, acidification et eutrophisation aquatique et extraction des ressources minérales, le scénario fossile obtient un impact moindre que tous les scénarios agricoles. Pour la catégorie du changement climatique, les scénarios agricoles (1) à (4) obtiennent un gain environnemental par rapport à la filière fossile qui s élève respectivement à 2,01%, 1,33%, 0,27% et 2,02%. Les gains sont dans la même gamme de valeurs que ceux obtenus précédemment en utilisant la méthode ReCiPe 2008, tout en étant légèrement plus importants. Pour la catégorie des ressources fossiles, les conclusions sont identiques, à savoir que les scénarios agricoles (1) à (4) permettent un gain environnemental par rapport au scénario (7). Pour les catégories d impact cancérigènes et écotoxicité aquatique et terrestre, la valeur d impact obtenue par le scénario fossile est comprise entre celles des scénarios agricoles (1) à (4) et des scénarios à base de froment ukrainien, ces derniers obtenant un impact environnemental plus important que la filière fossile. Les catégories d impact utilisées dans la méthode Impact étant fortement différentes de celles de ReCiPe 2008, il est difficile de comparer directement les deux résultats, exceptés pour la catégorie changement climatique. Pour cette catégorie, les résultats sont directement exploitables tout comme pour la catégorie ressources non renouvelables dont les résultats peuvent être exprimés en kg éq pétrole, en utilisant un PCI de 44,2 MJ/kg comme cela a été réalisé précédemment.

271 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 249 Tableau VI-44 Comparaison des valeurs pour le changement climatique et les ressources fossiles entre les méthodes ReCiPe 2008 et Impact E5 Catégorie d impact Changement climatique (kg éq CO 2 ) Ressources fossiles (kg éq pétrole) Méthode ReCiPe 2008 Impact ReCiPe 2008 Impact Canne à sucre Betterave Froment Fossile ,71 13,78 13,95 13,70 14,04 14,21 13,96 13,72 13,81 13,96 13,72 14,03 14,17 14,00 4,58 4,62 4,67 4,58 4,68 4,72 4,69 4,66 4,72 4,77 4,67 4,78 4,82 4,77 Les valeurs présentées dans le Tableau VI-44 montrent une similitude entre les scores obtenus. L ordre préétabli avec la méthode ReCiPe 2008 n est pas remis en cause pour la catégorie du changement climatique. Pour la catégorie ressources fossiles, les différences d impacts obtenues avec les deux méthodes entraînent des modifications d ordre mais dont les valeurs sont tellement proches que cela ne peut pas être jugé comme significatif. Par exemple, le scénario à base de canne à sucre arrive premier suivi du scénario à base de froment belge ce qui était l inverse avec la méthode précédente. Le scénario (5) à base de froment ukrainien, obtient avec la méthode Impact 2002+, des consommations en ressources fossiles plus importantes que le scénario fossile ce qui était l inverse avec la méthode ReCiPe Les différences sont néanmoins dans l ordre de l erreur de calcul et montrent la robustesse des deux méthodes pour l application E5.

272 250 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Catégorie d'impact Tableau VI-45 Impact environnemental des scénarios pour la filière E85 Impact Unité Canne à Betterave Froment Fossile sucre Cancérigènes kg éq C 2 H 3 Cl 1,62E-01 1,93E-01 2,15E-01 1,68E-01 2,23E-01 2,39E-01 6,70E-01 Non-cancérigènes kg éq C 2 H 3 Cl 4,45E-02 5,33E-02 1,20E-01 6,90E-02 1,72E-01 2,38E-01 2,91E-02 Effets respiratoires inorganiques kg éq PM 2,5 1,18E-02 6,32E-03 1,10E-02 8,46E-03 1,82E-02 2,42E-02 4,34E-03 Écotoxicité aquatique kg TEG eau 3,11E+02 3,35E+02 5,47E+02 2,93E+02 6,58E+02 9,29E+02 5,37E+02 Écotoxicité terrestre kg TEG sol 9,90E+01 1,17E+02 2,54E+02 1,27E+02 3,27E+02 5,36E+02 1,17E+02 Acidification/eutrophisation terrestre kg éq SO 2 5,03E-01 1,91E-01 3,69E-01 4,94E-01 1,03E+00 1,44E+00 9,63E-02 Acidification aquatique kg éq SO 2 7,62E-02 3,94E-02 6,77E-02 7,18E-02 1,54E-01 2,05E-01 3,07E-02 Eutrophisation aquatique kg PO 4 P-eau 9,04E-03 8,30E-03 1,96E-02 7,46E-03 1,58E-02 2,19E-02 1,45E-03 Changement climatique kg éq CO 2 7,47 9,67 13,12 7,43 14,63 18,00 14,00 Ressources non renouvelables Extraction des ressources minérales MJ primaire 97,47 157,95 208,64 106,84 217,46 259,10 210,78 kg éq pétrole 2,21 3,57 4,72 2,42 4,92 5,86 4,77 MJ surplus 4,17E-02 4,66E-02 1,12E-01 7,63E-02 1,61E-01 2,52E-01 1,33E-02 En ce qui concerne l application E85 pour les six scénarios envisagés, les résultats présentés dans le Tableau VI-45 présentent des similitudes avec les conclusions dressées pour le biocarburant E5. Pour le changement climatique, les scénarios (1) à (4) obtiennent un impact environnemental moindre que le scénario fossile. Les résultats sont similaires pour la catégorie ressources non renouvelables. Pour la catégorie des cancérigènes, le scénario fossile obtient un impact supérieur à tous les scénarios agricoles. Pour les catégories ressources minérales, eutrophisation aquatique, acidification aquatique, acidification et eutrophisation terrestre et effets respiratoires inorganiques, les scénarios agricoles obtiennent un impact environnemental plus important que celui du scénario fossile. Pour les catégories écotoxicité aquatique et terrestre, l impact obtenu par le scénario fossile se trouve entre les valeurs obtenues par les différents scénarios agricoles. Tableau VI-46 Comparaison des valeurs pour le changement climatique et les ressources fossiles entre les méthodes ReCiPe 2008 et Impact E85 Catégorie d impact Changement climatique (kg éq CO 2 ) Ressources fossiles (kg éq pétrole) Méthode ReCiPe 2008 Impact ReCiPe 2008 Impact Canne à sucre Betterave Froment Fossile ,34 9,96 13,88 8,00 16,02 19,96 13,96 7,47 9,67 13,12 7,43 14,63 18,00 14,00 2,09 3,23 4,31 2,25 4,44 5,40 4,69 2,21 3,57 4,72 2,42 4,92 5,86 4,77 En comparant les valeurs pour le changement climatique et pour les ressources fossiles entre les deux méthodes d impact (cf. Tableau VI-46), les gammes de valeur obtenues sont assez semblables. Pour le changement climatique, l ordre préétabli n est pas modifié

273 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 251 avec un gain obtenu par les scénarios (1) à (4). Pour les ressources fossiles, le scénario (5) obtient un gain par rapport à la filière fossile pour la méthode ReCiPe 2008 alors que le score obtenu avec la méthode Impact inverse les conclusions. Les conclusions précédemment établies concernant l ordre des scénarios n ont pas été modifiées. En ce qui concerne l utilisation biocarburants, certaines variations sont visibles entre les deux méthodes utilisées mais les conclusions ne sont pas fondamentalement modifiées. Les catégories où les scénarios agricoles obtiennent un gain environnemental sont le changement climatique et les ressources fossiles avec des conclusions nuancées pour les autres catégories d impact. L ordre préétabli entre les scénarios en est également peu modifié. L utilisation d Impact ou de ReCiPe 2008 pour cette application amène donc à une tendance similaire Filière plastique Les impacts environnementaux des scénarios de la filière plastique décrits dans le Tableau V-31 ont été calculés avec la méthode Impact Les résultats sont présentés dans le Tableau VI-47. Tableau VI-47 Impact environnemental des scénarios pour la filière HDPE Impact Catégorie d'impact Cancérigènes Unité kg éq C 2 H 3 Cl Canne à sucre Betterave Froment Fossile Non-cancérigènes Effets respiratoires inorganiques Écotoxicité aquatique Écotoxicité terrestre Acidification et eutrophisation terrestre Acidification aquatique Eutrophisation aquatique Changement climatique Ressources non renouvelables Extraction des ressources minérales kg éq C 2 H 3 Cl kg éq PM 2, t TEG eau t TEG sol kg éq SO kg éq SO kg PO 4 P- eau kg éq CO MJ primaire kg éq pétrole MJ surplus Les catégories d impact où les scénarios agricoles obtiennent un score favorable par rapport aux scénarios fossiles sont les catégories des cancérigènes pour les scénarios (1) à (9), du changement climatique et des ressources non renouvelables pour les scénarios (1) à (7).

274 252 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Pour les catégories non-cancérigènes, effets respiratoires inorganiques, écotoxicité aquatique et terrestre ainsi que pour l acidification et eutrophisation terrestre et aquatique, les scénarios fossiles (10) et (11) obtiennent un score favorable par rapport à n importe quel scénario agricole. Seule la catégorie concernant l extraction des ressources minérales, en fonction du scénario fossile employé, montre un gain pour les scénarios agricoles lorsque le scénario (11) sert de point de comparaison, tandis que l inverse est avancé avec une comparaison entre les scénarios agricoles et le scénario fossile (10). Les valeurs utilisées par Plastics Europe et par Ecoinvent pour la modélisation de la base de données HDPE sont fortement différentes, ce qui entraîne des valeurs d impact différentes également. Cela prouve l importance de la transparence des hypothèses quant à l obtention des résultats. Tableau VI-48 Comparaison des valeurs pour le changement climatique et les ressources fossiles entre les méthodes ReCiPe 2008 et Impact HDPE Catégorie d impact Changement climatique (kg éq CO 2 ) Ressources fossiles (kg éq pétrole) Méthode Canne à Betterave Froment Fossile sucre ReCiPe Impact ReCiPe Impact Tout comme pour l utilisation en tant que biocarburant, seules les catégories du changement climatique et des ressources fossiles sont directement comparables. Les scores obtenus par la méthode Impact sont légèrement plus faibles pour l impact sur le changement climatique alors que l inverse est observé pour la catégorie ressources fossiles. Pour la catégorie du changement climatique, les scénarios agricoles (1) à (7) obtiennent un gain par rapport aux filières fossiles en utilisant Impact alors que seuls les scénarios (1) à (6) permettaient ce gain avec la méthode ReCiPe L ordre préétabli entre les scénarios est inchangé avec la supériorité des scénarios (1) et (2) à base de canne à sucre suivis par les scénarios (6) et (3) concernant respectivement le froment et la betterave belges. Les conclusions quant à la catégorie ressources fossiles pour la méthode Impact sont identiques à celles de la méthode ReCiPe 2008, avec un gain pour les scénarios agricoles (1) à (7). L ordre préétabli entre les scénarios agricoles pour cette catégorie reste inchangé. Des variations au niveau des valeurs sont également visibles lors du changement de méthode pour évaluer les impacts environnementaux associés à la production des plastiques. Néanmoins, aucune variation fondamentale n est observée ni aucun renversement de conclusion ce qui montre la robustesse des conclusions précédemment avancées pour chaque utilisation du bioéthanol Comparaison des filières Les filières ont été comparées sur une base de réduction de gaz à effet de serre et des consommations en ressources fossiles avec la méthode ReCiPe Les mêmes calculs peuvent être effectués avec la méthode Impact en se basant sur un hectare de culture. Les données de base utilisées sont identiques à celles rappelés dans le Tableau VI-36.

275 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Changement climatique Le Tableau VI-49 présente le gain obtenu par hectare pour la catégorie changement climatique pour la méthode Impact Seuls les scénarios apportant un gain pour les deux méthodes d impact ont été pris en compte. Tableau VI-49 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile changement climatique Impact Bioproduit Fossile équivalent Gain par hectare Produit Scénario Matière premières Origine t éq CO 2 t éq CO 2 t éq CO 2 (1) Canne à sucre Brésil 293,46 299,48 6,02 E5 E85 HDPE (2) Betterave Belgique 378,76 383,87 5,11 (4) Froment Belgique 158,25 161,51 3,26 (1) Canne à sucre Brésil 6,89 12,91 6,02 (2) Betterave Belgique 11,43 16,54 5,11 (4) Froment Belgique 3,70 6,96 3,26 (1) Canne à sucre Brésil 3,49 11,66 8,17 (2) Canne à sucre Brésil 3,98 11,66 7,68 (3) Betterave Belgique 8,55 14,95 6,40 (4) Betterave Ukraine 5,02 6,14 1,12 (5) Betterave Ukraine 5,23 6,14 0,92 (6) Froment Belgique 2,90 6,29 3,39 Les variations des gains entre les deux méthodes d impact par hectare sont présentées à la Figure VI-31. En se basant sur un hectare, les scénarios préférentiels peuvent être modifiés. L utilisation permettant le gain le plus important est la filière plastique suivie par la filière E5. Pour la filière plastique, le gain majoritaire était précédemment obtenu par le scénario (1) à base de canne à sucre en utilisant ReCiPe 2008 ce qui est toujours le cas avec la méthode Impact Le gain est par contre accentué. Cela s explique par les facteurs de caractérisation différents entre les méthodes d impact surtout pour le méthane et le protoxyde d azote qui ont des facteurs de caractérisation de 25 et de 298 pour la méthode ReCiPe 2008 alors qu ils passent à 7,6 et 156 avec la méthode Impact Pour l utilisation biocarburants, le scénario à base de canne à sucre (1) est toujours le plus avantageux avec un gain également accentué en passant de ReCiPe 2008 à Impact Figure VI-31 Variations des gains obtenus entre les deux méthodes pour le changement climatique

276 254 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté La comparaison des gains sur le changement climatique obtenus par hectare n engendre pas de modification en fonction de la méthode d évaluation de l impact utilisée. La canne à sucre et la betterave sont donc les matières premières les plus favorables sur une base de surface et ce, peu importe la méthode d impact utilisée. L application à privilégier reste l application plastique Ressources fossiles Le Tableau VI-50 présente le gain obtenu par hectare pour la catégorie ressources fossiles pour la méthode Impact Les scénarios apportant un gain sont étudiés cidessous. Tableau VI-50 Résumé des scénarios intéressants par rapport à l équivalent fossile ressources fossiles Impact Produit Scénario Matière premières Origine E5 E85 HDPE Bioproduit t éq pétrole Fossile équivalent t éq pétrole Gain par hectare t éq pétrole (1) Canne à sucre Brésil 99,66 102,02 2,36 (2) Betterave Belgique 129,35 130,77 1,41 (4) Froment Belgique 53,85 55,02 1,17 (1) Canne à sucre Brésil 2,03 4,40 2,36 (2) Betterave Belgique 4,22 5,64 1,41 (4) Froment Belgique 1,20 2,37 1,17 (1) Canne à sucre Brésil 1,09 4,21 3,11 (2) Canne à sucre Brésil 1,58 4,21 2,63 (3) Betterave Belgique 3,85 5,39 1,54 (4) Betterave Ukraine 2,02 2,22 0,20 (5) Betterave Ukraine 2,15 2,22 0,06 (6) Froment Belgique 1,18 2,27 1,09 Les variations des gains par hectare entre les deux méthodes d impact sont présentées à la Figure VI-32. En se basant sur un hectare, les scénarios préférentiels ne sont pas modifiés, tout comme cela était déjà le cas pour la catégorie changement climatique. L application permettant le gain le plus important est la filière plastique suivie par la filière biocarburant. Pour la filière plastique, l ordre précédemment établi est conservé avec un gain plus important obtenu par le scénario (1) sur base de canne à sucre. Le gain obtenu par le scénario (3) à base de betterave belge est quant à lui réduit mais reste en troisième position comme c était le cas précédemment. Pour les applications E5 et E85, l ordre n est pas non plus modifié avec le gain le plus important atteint par la canne à sucre, suivie par la betterave belge et finalement le froment.

277 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 255 Figure VI-32 Variations des gains obtenus entre les deux méthodes pour les ressources fossiles Tout comme pour la catégorie changement climatique, les gains obtenus pour la catégorie des ressources fossiles avec la méthode Impact n entraînent pas de modification dans les ordres préétablis. La canne à sucre est, pour les applications biocarburant et HDPE, la culture la plus performante par hectare Prise en compte des économies d échelle Lors de la conception d une nouvelle installation de production de biocarburants ou de bioplastiques, des économies d échelle peuvent être réalisées au niveau des investissements en augmentant la taille des installations. En augmentant la taille des unités, les besoins d approvisionnement en matières premières deviennent également plus importants. Cela peut avoir un impact sur le transport des matières premières avec un allongement de la distance parcourue. Il s agit ici de modéliser l impact obtenu, dans le cas où un site de grande capacité de production remplace plusieurs sites de petites tailles localisés à une distance raisonnable des champs de culture comprise entre 20 et 75 km comme cela était le cas dans les scénarios précédemment étudiés. Les distances de transport des matières premières utilisées dans les scénarios de base, rappelées dans le Tableau VI-51, sont augmentées jusqu à atteindre un gain environnemental nul par rapport à la filière fossile pour le changement climatique et la consommation de ressources fossiles. Tableau VI-51 Distances utilisées dans les scénarios de base pour le transport des matières premières Moyen de transport Canne à sucre Betterave Froment belge Camion 20 km 50 km 250 km (25%) Bateau / / 150 km (75%) Ces calculs se basent uniquement sur les filières qui amènent un gain environnemental pour le changement climatique et pour les ressources fossiles à savoir la canne à sucre, la betterave belge et ukrainienne ainsi que le froment belge. Les distances de transport induisant une égalité entre les scénarios agricoles et le scénario fossile du point de vue du changement climatique et de la consommation de ressources fossiles sont présentées par catégorie d impact dans le Tableau VI-52.

278 256 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Tableau VI-52 Distances de transport entre le champ et l unité de transformation annulant le gain environnemental Produit Scénario Matière premières Origine E5/E85 HDPE Transport maximal (km) Changement climatique Ressources fossiles (1) Canne à sucre Brésil (2) Betterave Belgique (4) Froment Belgique 1625 (camion) 2000 (camion) 2925 (bateau) 3600 (bateau) (1) Canne à sucre Brésil (2) Canne à sucre Brésil (3) Betterave Belgique (4) Betterave Ukraine (5) Betterave Ukraine (6) Froment Belgique 1690 (camion) 1948 (camion) 3038 (bateau) 3506 (bateau) En ce qui concerne l application biocarburants, les distances pouvant être parcourues sont plus faibles que lors de l application HDPE. Les commentaires vont être basés sur les distances de transports obtenues pour la catégorie du changement climatique vu les valeurs inférieures à celles calculées pour les ressources fossiles. Pour l application biocarburant, la distance séparant le champ de canne à sucre à l unité de transformation peut atteindre plus de 400 km, ce qui équivaut à 21 fois la distance premièrement évaluée. Pour la betterave, la distance s élève à 650 km ce qui équivaut à 13 fois la distance moyenne utilisée dans le cas de base. Les distances pour le froment sont beaucoup plus importantes vu l utilisation de bateau dans le scénario utilisé, ce qui équivaut à 26 fois le rayon de départ envisagé. Pour l application plastique, les distances pouvant être parcourues par la canne à sucre sont plus importantes et dépassent les 600 km pour les deux scénarios, ce qui équivaut à 30 fois le transport utilisé dans le scénario de base. Le plastique à partir de betterave admet un transport 12 fois plus important que dans le scénario de base en Belgique, tandis que les scénarios à partir de betteraves ukrainiennes peuvent étendre leur rayon de culture de 5 à 6 fois. Pour le froment belge, le rayon d approvisionnement peut s étendre jusqu à 27 fois vu l utilisation de bateau. Ces résultats supposent évidemment que les caractéristiques de culture pour un rayon plus important sont identiques à ceux du cas de base, hypothèse à remettre en cause et à évaluer si le choix d effectuer un transport plus important est réalisé. Le rayon de distribution peut, de la même façon être remis en cause pour le produit fini. Une distribution locale permet de réduire les impacts environnementaux de cette étape. De plus, la logistique peut également être améliorée en optimisant la quantité de produits transportés ainsi que l emballage utilisé. Dans l optique d un développement à plus grande échelle, ces hypothèses devront être prises en compte pour refléter l impact de ces décisions sur l environnement. L augmentation du rayon d approvisionnement, moyennant une certaine distance limite, permet d augmenter les capacités des unités de transformation et donc de diminuer les investissements sans compromettre de manière trop importante les gains environnementaux obtenus. Des économies d énergie peuvent également être réalisées par l intégration de l unité de production de biocarburant ou de bioplastique sur un site déjà existant.

279 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Scénarios prospectifs Les résultats obtenus précédemment se basent principalement sur des hypothèses de rendement de culture, point crucial lors de l étude de scénarios agricoles. Depuis le début de l agriculture, l amélioration des rendements est un point de recherche qui ne cesse d être à l ordre du jour. Ce paramètre a été mis en lumière lors de l étude de l impact environnemental associé à la production de bioéthanol hydraté à partir des trois matières premières étudiées. Pour la culture de la canne à sucre, les rendements se sont déjà améliorés au fil des dernières années et pourraient également atteindre de meilleures valeurs en supposant une conjoncture favorable au niveau des conditions climatiques. La filière basée sur la culture de canne à sucre se plaçant déjà en première ou deuxième position en ce qui concerne les scénarios biocarburants ou bioplastiques, une amélioration du rendement de cette culture ne fera que conforter sa place ce qui n est pas essentiel à démontrer. En Belgique, la culture de la betterave est déjà très bien maîtrisée ; les pratiques agricoles réalisées permettent d obtenir, conjointement avec des conditions climatiques favorables, un des plus hauts rendements européens. Il donc difficile d imaginer une augmentation de rendement très importante dans le futur. D après les spécialistes consultés, la culture de la betterave en Ukraine n est pas encore mature au niveau des pratiques agricoles. Le climat n est pas toujours adapté à cette culture, comme le montrent les rendements très faibles obtenus. En supposant une meilleure adaptation de cette culture, avec l utilisation de graines résistantes et mieux adaptées au climat, les rendements pourraient s améliorer au fil des années, jusqu à approcher ceux obtenus en Europe de l Ouest. Pour la culture du froment en Belgique, les conclusions sont identiques à celles obtenues dans le cadre de la betterave. Les pratiques agricoles sont bien maîtrisées et sont combinées à un climat adéquat à la croissance de cette culture. Aucune modification majeure du rendement n est à prévoir. La culture du froment en Ukraine connaît des conditions semblables à la betterave avec des pratiques agricoles mal maîtrisées et des conditions climatiques moins appropriées. Une augmentation de rendement est tout de même à prévoir dans les années à venir. En supposant un rendement identique pour l Ukraine et la Belgique, passant de 30 tonnes par hectare à 73 tonnes, les gains obtenus par les scénarios (4) et (5) pour la filière plastique à base de betterave, pour la catégorie changement climatique, s élèvent respectivement à 66% et 59% du gain environnemental réalisé par le scénario belge. Pour la filière biocarburant, le pourcentage du gain pour cette application est de 50%. Cela met en évidence l importance des hypothèses de transport ainsi que des mix énergétiques pour la production d électricité utilisées. En utilisant un rendement identique au rendement belge pour le froment ukrainien, c est-à-dire, passant de 2,9 tonnes à 8,6 tonnes par hectare, le gain obtenu, pour le changement climatique s élève pour le scénario (7) à 60%, pour le scénario (8) à 53% et pour le scénario (9) à 12% du gain obtenu par le scénario (6) belge en ce qui concerne l application plastique. Pour l application biocarburant, un rendement ukrainien identique au rendement belge permet de se rapprocher du gain précédemment obtenu par le scénario (4) à hauteur de 47% pour le scénario (5) et 13% pour le scénario (6). La conclusion de cette étude est que, même si les rendements de culture de l Ukraine et de manière plus générale, de l Europe de l Est augmentent de manière significative, les cultures ne seront pas en mesure de rivaliser avec les cultures belges pour une consommation belge, au vu du transport très important à prendre en compte et du mix énergétique défavorable pour l Ukraine comparativement à la Belgique. De la même façon, l utilisation de

280 258 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté biocarburants ou de bioproduits en Ukraine devront, avec un rendement identique, se baser sur une utilisation locale plutôt qu une importation de produits belges. Cela prouve l impact du transport sur l impact environnemental obtenu et privilégie, autant que possible, l approvisionnement local. 6. Analyses d incertitudes À la suite des diverses études de sensibilité réalisées tout au long des modélisations des scénarios, une étude d incertitude basée sur la méthode de Monte Carlo, visant à calculer une valeur numérique en utilisant des procédés aléatoires, a été réalisée pour les filières où le gain environnemental vis-à-vis de la filière fossile a été mis en évidence. Les incertitudes sont exprimées en fonction d une distribution log normale (PRé Consultants, 2010). Ces incertitudes sont calculées avec les données dans les bases de données Ecoinvent. Les filières à base de froment ukrainien ou les applications biocarburants basées sur la betterave ukrainienne ne sont donc pas analysées. Le but de cette analyse est de déterminer le pourcentage de certitude des résultats obtenus dans les scénarios de base. Les graphiques présentent la différence d impact entre deux scénarios, et la probabilité pour que le scénario A obtienne un score plus important ou plus faible que le scénario B. Le scénario A représente la filière agricole et le scénario B la filière fossile associée. Les scores des deux scénarios sont supposés significativement différents lorsque la probabilité est supérieure ou égale à 95% Filière «Biocarburant» Lors de ce paragraphe, les scénarios (1), (2) et (4) pour le E5 et le E85 vont être analysés en version «midpoint» et version «endpoint». Le but est de connaître la certitude de nos conclusions quant à la supériorité ou non des filières agricoles par rapport aux filières classiques. Les résultats sont présentés scénario par scénario. Les unités des différentes catégories d impact n ont pas été ajoutées sur les graphiques pour une question de lisibilité mais sont reprises dans le Tableau VI-53 et identiques à celles utilisées dans le corps du travail. Tableau VI-53 Unité des catégories d impact utilisées pour les analyses d incertitudes Midpoint Endpoint Catégorie d'impact Unité Unité Changement climatique kg éq CO 2 DALY Acidification terrestre kg éq SO 2 Espèces.an Eutrophisation d'eau douce kg éq P Espèces.an Toxicité humaine kg éq 1,4-DB DALY Formation de particules kg éq PM 10 DALY Écotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB Espèces.an Écotoxicité d'eau douce kg éq 1,4-DB Espèces.an Épuisement de l eau m 3 / Épuisement des ressources minérales kg éq Fe $ Épuisement des ressources fossiles kg éq pétrole $

281 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Canne à sucre «Midpoint» Figure VI-33 Analyse de Monte Carlo Scénarios (1) vs. Essence «Midpoint» La Figure VI-33 présente les résultats de l analyse d incertitude pour, à gauche le E5 et à droite le E85. Les deux graphiques obtenus sont assez similaires et vont être traités simultanément. Le scénario agricole obtient 100% de probabilité d avoir un impact environnemental plus faible que l essence fossile pour les catégories changement climatique et épuisement des ressources fossiles. Cela rejoint les résultats précédemment obtenus. Pour les catégories d impact acidification terrestre, eutrophisation d eau douce, formation de particules, diminution de l eau et des ressources minérales, le scénario fossile obtient un score favorable par rapport à la filière agricole. Pour la catégorie écotoxicité terrestre, la tendance va vers l obtention d un score plus faible pour la filière agricole, pour près de 90% des itérations. L inverse est obtenu pour la catégorie toxicité humaine. Pour l écotoxicité de l eau douce, aucune conclusion ne peut être obtenue vu l égalité presque parfaite des probabilités. Ces résultats sont en accord avec ceux obtenus précédemment qui montrent l amélioration des scores pour les catégories ressources fossiles et changement climatique tandis qu une augmentation de l impact est prouvée pour les autres catégories «Endpoint» Figure VI-34 Analyse de Monte Carlo Scénario E5 (1) vs. Essence «Endpoint» Pour la version «endpoint», l incertitude a été calculée pour la caractérisation, abondamment utilisée lors de l approche «midpoint» et pour la pondération. Seul le scénario E5 (1) est représenté, les graphiques obtenus par le scénario E85(1) sont similaires en tout point.

282 260 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Les catégories de caractérisation peuvent être regroupées selon trois catégories de pondération qui sont la santé humaine, l écosystème et les ressources. Le Tableau VI-54 présente les catégories d impact prises en compte dans chaque catégorie de dommage. Tableau VI-54 Catégories d impact prises en compte dans chaque catégorie de dommage Santé humaine Écosystème Ressources Changement climatique Santé humaine Changement climatique écosystème Diminution des ressources minérales Toxicité humaine Acidification terrestre Diminution des ressources fossiles Formation de particules Eutrophisation d eau douce Écotoxicité terrestre Écotoxicité d eau douce Occupation des terres agricoles D un point de vue caractérisation, il n y a pas de changement par rapport à l approche «midpoint» avec une supériorité point de vue changement climatique et ressources fossiles pour les filières agricoles par rapport à la filière fossile. Des tendances similaires à celles dégagées précédemment sont obtenues pour les catégories relatives à l écotoxicité. Pour l approche pondérée, le score des filières agricoles pour les catégories de dommages santé humaine et ressources est toujours plus faible que celui des scénarios fossiles. L impact le plus faible sur l écosystème est quant à lui obtenu par la filière fossile. Cela se comprend aisément au vu du groupement des catégories d impact pour cette catégorie de dommage. Un score unique, est dans 100% des cas, en faveur de la filière agricole au vu de l importance des catégories d impact changement climatique et ressources fossiles dans les catégories de dommage Betterave belge «Midpoint» Figure VI-35 Analyse de Monte Carlo Scénarios (2) vs. Essence «Midpoint» Tout comme pour la canne à sucre, les résultats obtenus pour le E5 ou le E85 à partir de betterave, sont similaires et sont commentés en même temps. Les catégories changement climatique et épuisement des ressources fossiles obtiennent à chaque itération un meilleur score que la filière fossile, ce qui est toujours en accord avec les résultats précédents. Pour les catégories eutrophisation d eau douce, diminution de l eau et des ressources minérales, la filière fossile obtient un score plus intéressant d un point de vue

283 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté 261 environnemental. Cela peut également être avancé pour la formation de particules qui obtient ce résultat pour 95% des itérations. Pour l acidification terrestre et la toxicité humaine, l impact obtenu par la filière agricole est supérieur à celui de la filière fossile dans 90% des cas. Aucune conclusion ne peut être avancée pour l écotoxicité d eau douce et l écotoxicité terrestre où la probabilité de chance d obtenir l un plus grand que l autre est de 50% environ «Endpoint» Figure VI-36 Analyse de Monte Carlo Scénarios (2) vs. Essence «Endpoint» Les résultats pour le E85 étant similaires à ceux pour le E5, seuls ceux relatifs à l E5 sont présentés et les commentaires énoncés sont également valables pour le E85. Tout comme pour la canne à sucre, un score unique est en faveur du biocarburant, au vu du gain obtenu avec 100% des itérations pour les catégories relatives à la santé humaine et aux ressources. Tout ce qui concerne l écosystème est généralement en faveur des combustibles fossiles excepté pour l écotoxicité où les résultats sont variables Froment belge «Midpoint» Figure VI-37 Analyse de Monte Carlo Scénarios (4) vs. Essence «Midpoint» Les analyses d incertitude pour la filière biocarburant à partir de froment belge sous la forme E5 ou E85 obtiennent des conclusions identiques aux précédentes à partir de betterave ou de canne à sucre, à savoir que l amélioration des catégories changement climatique et épuisement des ressources fossiles avec l utilisation de biocarburant n est pas à prouver, tandis que pour les autres catégories d impact, le scénario fossile obtient un meilleur score.

284 262 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Pour les catégories écotoxicité d eau douce, terrestre et toxicité humaine, la tendance est à la supériorité de la filière fossile avec entre 5 et 25% de chance d avoir un score plus avantageux pour la filière agricole «Endpoint» Figure VI-38 Analyse de Monte Carlo Scénarios E85 (4) vs. Essence «Endpoint» Pour le E5 et le E85 à base de froment, les résultats n apportent aucune surprise quant à savoir l amélioration du score dans les catégories relatives à la santé humaine et aux ressources fossiles et donc un score unique en faveur des biocarburants Filière «HDPE» Lors de ce paragraphe, les scénarios (1) à (6) pour le bioplastique HDPE vont également être analysés selon les deux approches de la méthode ReCiPe 2008, à savoir en version «midpoint» et version «endpoint». Les résultats sont également classés par matière première et scénario par scénario. La différence a été effectuée entre le scénario agricole et le scénario fossile obtenant l impact environnemental le plus faible afin d obtenir une plus grande robustesse dans les conclusions Canne à sucre «Midpoint» Figure VI-39 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (1) et (2) vs. HDPE Fossile «Midpoint» Les deux scénarios à base de canne à sucre pour la production de HDPE ont été analysés en même temps vu les similarités des graphiques obtenus. Les conclusions sont assez simples à savoir que la probabilité que l impact des filières agricoles pour le changement climatique et pour l épuisement des ressources fossiles soit plus faible que celui du scénario fossile est de 100%. Pour toutes les autres catégories d impact, l inverse est vrai également.

285 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté «Endpoint» Figure VI-40 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (1) vs. HDPE Fossile «Endpoint» La caractérisation et la pondération, utilisées pour le scénario biocarburant, ont été choisies avec l utilisation des mêmes catégories d impact. Seul le scénario (1) est représenté, les graphiques obtenus par le scénario (2) sont similaires en tout point. D un point de vue caractérisation, pas de changement par rapport à l approche «midpoint» avec une supériorité point de vue changement climatique et ressources fossiles pour les filières agricoles par rapport à la filière fossile. Pour l approche pondérée, le score des filières agricoles pour les catégories de dommages santé humaine et ressources est toujours plus faible que celui du scénario fossile. L impact le plus faible sur l écosystème est quant à lui obtenu par la filière fossile. Un score unique, est dans 100% des cas, en faveur de la filière agricole au vu de l importance des catégories changement climatique et ressources fossiles dans les catégories de dommage.

286 264 CHAPITRE VI. Utilisations du bioéthanol hydraté Betterave «Midpoint» Figure VI-41 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (3), (4) et (5) vs. HDPE Fossile - «Midpoint» Les trois scénarios à base de betterave, belge et ukrainienne obtiennent des résultats similaires à ceux de la canne à sucre avec une légère baisse de probabilité pour la supériorité des catégories changement climatique et ressources fossiles qui sont de respectivement 99% et 98%. Cela ne change en rien les conclusions précédentes «Endpoint» Figure VI-42 Analyse de Monte Carlo Scénario HDPE (3) vs. HDPE Fossile - «Endpoint» Tout comme pour les scénarios à base de canne à sucre, seul le scénario (3) va être analysé au vu des figures semblables obtenues et donc des commentaires similaires à effectuer pour les scénarios (4) et (5). Le score unique est en faveur de la filière agricole pour 100% des itérations au vu de la prépondérance des ressources fossiles et du changement climatique dans les catégories de dommage comme le montre la Figure VI-42.