# Options technologiques de valorisation des biodéchets collectés en territoires urbains - Retours européens

Association Record, M.-A. Marcoux, M. Rondel, J. Tilbian, C. Vieille-Cessay

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Association Record, M.-A. Marcoux, M. Rondel, J. Tilbian, C. Vieille-Cessay. Options technologiques de valorisation des biodéchets collectés en territoires urbains - Retours européens. n°20-0421/1A, RECORD. 2022, pp.216. hal-05070982

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Submitted on 26 May 2025

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# Valorisation des biodéchets collectés en territoires urbains

## Retours européens

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# OPTIONS TECHNOLOGIQUES DE VALORISATION DES BIODECHETS COLLECTES EN TERRITOIRES URBAINS
## RETOURS EUROPEENS

RAPPORT FINAL

mai 2022

M.-A. MARCOUX, M. RONDEL, J. TILBIAN, C. VIEILLE-CESSAY – ECOGEOS

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Créée à l'initiative du Ministère en charge de l'Environnement, l'association RECORD est depuis 1989, le catalyseur d'une coopération entre industriels, institutionnels et chercheurs.

Acteur reconnu de la recherche appliquée dans le domaine des déchets, des sols pollués et de l'utilisation efficace des ressources, RECORD a comme objectif principal le financement et la réalisation d'études et de recherches dans une perspective d'économie circulaire.

Les membres de ce réseau (groupes industriels et institutionnels) définissent collégalement des programmes d'études et de recherche adaptés à leurs besoins. Ces programmes sont ensuite confiés à des laboratoires publics ou privés.

### Avertissement :

Les rapports ont été établis au vu des données scientifiques et techniques et d'un cadre réglementaire et normatif en vigueur à la date de l'édition des documents.

Ces documents comprennent des propositions ou des recommandations qui n'engagent que leurs auteurs. Sauf mention contraire, ils n'ont pas vocation à représenter l'avis des membres de RECORD.

* ✓ Pour toute reprise d'informations contenues dans ce document, l'utilisateur aura l'obligation de citer le rapport sous la référence :

**RECORD, Options technologiques de valorisation des biodéchets collectés en territoires urbains – Retours européens, 2022, 216 p, n°20-0421/1A**

* ✓ Ces travaux ont reçu le soutien de l'ADEME (Agence de la transition écologique) www.ademe.fr

### Comité de suivi de l'étude :

Laeticia AUBEUT-CHOJNACKI – GRDF, Rémy BAYARD – RECORD / INSA de Lyon, Anne-Sophie COINCE – EDF R&D TREE, Bénédicte COUFFIGNAL – RECORD, Christine DAVID – INRS, Cyprien DONNET – ADEME, Nicolas FATH – Ministère de la transition Ecologique, Arthur FENART – SECHE ENVIRONNEMENT, Alexandra GENTRIC – ADEME, Morgane GORRIA – PAPREC, Marine JUGE – ENGIE, Geoffray KARAKACHIAN – ENGIE, Robert LASSARTESSES – RENAULT, Loic LOILLER – VEOLIA, Chloé MAHE – ADEME, Lydie MARTIN – SUEZ, Florian MONLAU – Total Energies, Cécilia SAMBUSTI – Total Energies, Guillaume TURATI – ADEME, Sandrine VILLEDIEU – SUEZ

© RECORD, 2022
## RESUME

La présente étude évalue les options technologiques de valorisation et du traitement des biodéchets produits sur des territoires à typologie urbaine. Elle repose sur un benchmark à l'échelle européenne de différentes métropoles ayant mis en place des collectes de biodéchets en vue de leur valorisation. Les retours d'expériences indiquent globalement que la méthanisation des déchets alimentaires est favorisée à cette échelle urbaine. Le compostage reste toutefois possible sous certaines conditions, et représente une solution relativement simple, à faible coût d'investissement et de fonctionnement. Concernant la méthanisation, différents choix de procédés existent, qui dépendent et/ou impactent les intrants et sortants. Leur sélection repose sur des critères à la fois techniques, organisationnels et socio-économiques. De manière générale, l'étude identifie les facteurs clés définissant les stratégies à l'échelle d'une collectivité. Chaque stratégie résulte à la fois des incitations politiques et financières nationales, mais aussi des conditions locales (gisement, exutoires, velléités politiques des acteurs, historique, etc.). Par ailleurs, les stratégies ne sont pas figées et leur évolution et adaptabilité représentent un enjeu pour la pérennité et la performance d'une installation dans le temps. Alors que l'étude a bien identifié les facteurs de réussite et points bloquants pour chaque retour d'expérience, correspondant chacun à une configuration particulière, des données économiques manquent pour évaluer la rentabilité et les performances des différentes filières.

## MOTS CLES

Biodéchet, tri à la source, déchet alimentaire, valorisation, métropoles, méthanisation, compostage, Copenhague, Liège, Genève, Uppssala, Bristol, Lorient

---

## SUMMARY

This study evaluates the technological options for the recycling and treatment of biowaste produced in urban areas. It is based on a European benchmark of different cities that have set up biowaste collection for valorization.

The experience feedback indicates that the methanization of food waste is favoured at the urban scale. However, composting represents a simpler solution, with low investment and operating costs, which is relevant in certain conditions. Concerning anaerobic digestion, different alternative processes do exist, depending on available inputs and desired outputs and impacts. Their selection is based on technical, organizational and socio-economic criteria. The study identifies the key factors defining strategies at the community level. Each strategy is the result of both national political and financial incentives, but also of local conditions (resources, outflows, political will of the actors, history, etc.). Moreover, strategies are not fixed and their evolution and adaptability represent a challenge for the sustainability and performance of a facility over time. While the study has clearly identified the success factors and blocking points for each experience feedback, each corresponding to a particular configuration, economic data are missing to evaluate the profitability and performance of the different systems.

## KEY WORDS

Biowaste, source separation of waste, food waste, recycling, urban areas, methanization, composting, circular economy, Copenhagen, Liège, Geneva, Uppssala, Bristol, Lorient, biogas, compost
Glossaire des abréviations

<table><tr><td>ASQA</td><td>Amendement Sélectionné Qualité Attestée</td></tr><tr><td>CGCT</td><td>Code Général des Collectivités Territoriales</td></tr><tr><td>DAE</td><td>Déchets d'Activités Economiques</td></tr><tr><td>DCT</td><td>Déchets de Cuisine et de Table</td></tr><tr><td>DDcsPP</td><td>Direction Départementale de la cohésion sociale et de la Protection des Populations</td></tr><tr><td>DMA</td><td>Déchets Ménagers et Assimilés</td></tr><tr><td>ECN</td><td>European Compost Network</td></tr><tr><td>EEA</td><td>European Environment Agency</td></tr><tr><td>ICPE</td><td>Installation Classée pour la Protection de l'Environnement</td></tr><tr><td>LAGEC</td><td>Loi Anti-Gaspillage pour une Economie Circulaire</td></tr><tr><td>LTECV</td><td>Loi de Transition Energétique pour la Croissance Verte</td></tr><tr><td>OMR</td><td>Ordures Ménagères Résiduelles</td></tr><tr><td>PPE</td><td>Programmation Pluriannuelle de l'énergie</td></tr><tr><td>PRPGD</td><td>Plan Régional de Prévention et de Gestion des Déchets</td></tr><tr><td>SPAn</td><td>Sous-Produit Animaux</td></tr><tr><td>TGAP</td><td>Taxe Générale sur les Activités Polluantes</td></tr><tr><td>UAB</td><td>Utilisable en Agriculture Biologique</td></tr></table>
# Sommaire

<table><tr><td>Glossaire des abréviations</td><td>4</td></tr><tr><td>Sommaire</td><td>5</td></tr><tr><td>Introduction générale</td><td>7</td></tr><tr><td>1. Contexte et objectifs de l'étude</td><td>7</td></tr><tr><td>2. Périmètre de l'étude</td><td>7</td></tr><tr><td>3. Méthodologie</td><td>7</td></tr><tr><td>4. Organisation du rapport</td><td>8</td></tr><tr><td>Phase 1 : Mise en contexte</td><td>9</td></tr><tr><td>1. Les biodéchets</td><td>9</td></tr><tr><td>1.1. Définitions</td><td>9</td></tr><tr><td>1.2. Chiffres clés</td><td>10</td></tr><tr><td>2. Contexte réglementaire</td><td>12</td></tr><tr><td>2.1. Directives cadres européennes sur les déchets</td><td>12</td></tr><tr><td>2.2. Réglementation sanitaire</td><td>12</td></tr><tr><td>2.2.1. Définition des sous-produits animaux (SPAn)</td><td>12</td></tr><tr><td>2.2.2. Modalités de collecte et de transport des SPAn</td><td>14</td></tr><tr><td>2.2.3. Modalités de traitement/valorisation des SPAn</td><td>14</td></tr><tr><td>3. La gestion des biodéchets en Europe</td><td>16</td></tr><tr><td>3.1. Généralités sur la gestion des biodéchets en Europe</td><td>16</td></tr><tr><td>3.1.1. Gaspillage alimentaire</td><td>16</td></tr><tr><td>3.1.2. Composition des biodéchets</td><td>16</td></tr><tr><td>3.1.3. Collecte séparée des biodéchets</td><td>17</td></tr><tr><td>3.1.4. Capacité de traitement</td><td>18</td></tr><tr><td>3.2. Quelques exemples d'application en Europe</td><td>21</td></tr><tr><td>3.2.1. France</td><td>21</td></tr><tr><td>3.2.2. Allemagne</td><td>26</td></tr><tr><td>3.2.3. Royaume-Uni</td><td>26</td></tr><tr><td>3.2.4. Suède</td><td>28</td></tr><tr><td>3.2.5. Italie</td><td>29</td></tr><tr><td>3.2.6. Espagne</td><td>30</td></tr><tr><td>3.2.7. Synthèse pour les principaux pays européens</td><td>31</td></tr><tr><td>4. Enjeux associés à la gestion des biodéchets</td><td>33</td></tr><tr><td>4.1. Généralités</td><td>33</td></tr><tr><td>4.1.1. Hiérarchie de gestion des déchets</td><td>33</td></tr><tr><td>4.1.2. Enjeux économiques</td><td>34</td></tr><tr><td>4.1.3. Acceptation des biodéchets municipaux sur des installations traitant d'autres déchets</td><td>35</td></tr><tr><td>4.1.4. Acceptation des installations</td><td>35</td></tr><tr><td>4.2. Enjeux liés à la collecte</td><td>35</td></tr><tr><td>4.3. Enjeux du compostage industriel</td><td>38</td></tr><tr><td>4.3.1. Enjeux vis-à-vis des intrants</td><td>38</td></tr><tr><td>4.3.2. Enjeux vis-à-vis des procédés</td><td>39</td></tr><tr><td>4.3.3. Enjeux vis-à-vis de la valorisation des sortants</td><td>41</td></tr><tr><td>4.4. Enjeux de la méthanisation</td><td>44</td></tr><tr><td>4.4.1. Enjeux vis-à-vis des intrants</td><td>44</td></tr><tr><td>4.4.2. Enjeux vis-à-vis des process</td><td>47</td></tr><tr><td>4.4.3. Enjeux vis-à-vis de la valorisation des sortants : le biogaz</td><td>50</td></tr></table>
<table><tr><td>4.4.4. Enjeux vis-à-vis de la valorisation des sortants : le digestat</td><td>54</td></tr><tr><td>4.5. Procédés innovants</td><td>55</td></tr><tr><td>Phase 2 : Etat des lieux européen</td><td>61</td></tr><tr><td>1. Méthodologie et périmètre</td><td>61</td></tr><tr><td>2. Présentation des fiches</td><td>62</td></tr><tr><td>3. Synthèse des fiches</td><td>63</td></tr><tr><td>Phase 3 : Analyse détaillée de la stratégie de valorisation de plusieurs villes européennes</td><td>68</td></tr><tr><td>4. Méthodologie d'enquête</td><td>68</td></tr><tr><td>5. Présentation des fiches</td><td>68</td></tr><tr><td>5.1. Fiches retours d'expérience détaillés</td><td>69</td></tr><tr><td>5.2. Mode de gestion du service</td><td>128</td></tr><tr><td>5.3. Les déchets acceptés</td><td>128</td></tr><tr><td>5.4. Le mode de valorisation</td><td>131</td></tr><tr><td>5.5. Le procédé de traitement</td><td>131</td></tr><tr><td>5.6. La valorisation des co-produits (compost et digestat)</td><td>133</td></tr><tr><td>5.7. La valorisation du biogaz</td><td>135</td></tr><tr><td>5.8. Autres valorisations</td><td>137</td></tr><tr><td>5.9. Traitement des odeurs</td><td>137</td></tr><tr><td>5.10. Données économiques</td><td>139</td></tr><tr><td>Phase 4 : Analyse comparative des stratégies de valorisation</td><td>141</td></tr><tr><td>6. Analyse comparative des stratégies de valorisation adoptées</td><td>141</td></tr><tr><td>6.1. Facteurs définissant les stratégies</td><td>141</td></tr><tr><td>6.2. Mode de gestion du service</td><td>144</td></tr><tr><td>6.3. Choix d'un procédé</td><td>145</td></tr><tr><td>6.4. Choix en termes de valorisation des sortants</td><td>146</td></tr><tr><td>6.5. Dimensionnement de l'unité</td><td>148</td></tr><tr><td>6.6. Déchets réceptionnés</td><td>149</td></tr><tr><td>6.7. Aspect environnemental</td><td>151</td></tr><tr><td>6.8. Concertation et communication autour des projets de valorisation de la matière organique</td><td>154</td></tr><tr><td>Bilan et perspectives</td><td>155</td></tr><tr><td>Références</td><td>159</td></tr><tr><td>Annexes</td><td>162</td></tr></table>
# Introduction générale

## 1. Contexte et objectifs de l'étude

Cette étude dresse un état de l'art des options technologiques disponibles ou en cours de développement pour la gestion des biodéchets collectés sur les territoires des grandes métropoles européennes. Plus précisément, les objectifs consistent à :

* Décrire les différentes stratégies de traitement et de valorisation des biodéchets urbains actuellement déployées en Europe ;

* Comparer ces filières et évaluer les technologies les plus prometteuses en termes de valorisation matière et énergie ;

* Présenter les retours d'expérience des options technologiques et de leurs combinaisons, en tenant compte de l'origine et des caractéristiques des gisements de biodéchets (consignes de tri, qualité du tri à la source, etc.), des contraintes du territoire, et des contraintes associées à la gestion des produits issus du traitement ;

* Évaluer ces stratégies sur le plan économique, organisationnel et technique ;

* Mettre en exergue les principaux facteurs de réussite techniques, mais également en termes de mode de montage de projet (concertation, étude préalable...) pour la mise en place de ces filières ainsi que les points de vigilance (points sensibles et principales contraintes) ;

* Évaluer la transposabilité des expériences étrangères sur le territoire français en précisant leurs conditions d'application.

## 2. Périmètre de l'étude

Cette étude concerne la gestion et la valorisation des biodéchets à l'échelle d'un territoire urbain. Au démarrage de l'étude, aucune restriction sur les déchets à considérer (types et origines) n'est appliquée, de manière à identifier et comprendre les choix qui ont été fait par les territoires en termes de gisements pris en charge. Toutefois, les enjeux reposent principalement sur le tri et la valorisation des déchets alimentaires, d'où l'intérêt de mieux cibler ces derniers. Ainsi, les retours d'expérience ciblent a minima les déchets alimentaires. L'articulation avec les autres types de déchets, et notamment les déchets verts est toutefois évaluée.

De même, l'approche concerne prioritairement les déchets ménagers et assimilés, mais les déchets acceptés dans la ou les filières de traitement sont évalués, ainsi que l'articulation entre la prise en charge de ces différents déchets.

Les zones urbaines considérées sont les métropoles de plus de 100 000 habitants avec les territoires urbains et péri-urbains associés. En termes de typologie, les zones urbaines sont sélectionnées en fonction de leur diversité, avec définition de critères permettant en fine de les qualifier, afin d'évaluer la transposabilité des retours d'expérience, selon les contextes locaux.

L'étude concerne principalement l'étape de valorisation des biodéchets. Toutefois, les choix antérieurs (éléments de collecte et dispositifs de gestion de proximité notamment) et leur impact sur les solutions de traitement mises en œuvre en fonction des solutions sélectionnées sont évalués.

Pour plus d'informations sur l'étape de collecte, l'ADEME a dressé un panorama de la collecte séparée des biodéchets sur plusieurs villes à l'échelle international, présentant des retours d'expérience variés en termes de modalités de collecte (ADEME, 2022b).

L'étude s'intéresse prioritairement à des schémas déjà établis (technologies éprouvées) et avec un retour sur la maturité des projets. Cependant, les procédés émergents (comme la micro-méthanisation) sont évoqués dans les phases préliminaires.

## 3. Méthodologie

La présente étude s'organise en quatre phases :

1. Une phase liminaire visant une mise en contexte de la problématique et des enjeux techniques et économiques associés à la valorisation et au traitement des biodéchets produits dans les territoires urbains.

2. Une deuxième phase dressant un état des lieux aussi exhaustif que possible de la littérature à l'échelle des grandes métropoles européennes, concernant les différentes filières, actuelles et en
développement, de gestion des biodéchets urbains. Une trentaine de cas d'études, parmi les plus intéressants, sont approfondis selon une grille d'analyse spécifique.

3. Une troisième phase ayant pour but de réaliser une analyse plus détaillée de la stratégie technico-économique sur 6 villes européennes pertinentes et représentatives des principales options de valorisation et de traitement des biodéchets en milieu urbain. Cette analyse a été réalisée sur la base d'enquêtes auprès de retours d'expériences pré-sélectionnés.

4. Une dernière phase visant à réaliser une analyse comparative des options de valorisation et de traitement des biodéchets urbains.

### Phase liminaire

* Mise en contexte de la problématique et des enjeux

### Phase 2

* Etat des lieux des différentes filières actuelles de gestion des biodéchets urbains et en développement à l'échelle des grandes métropoles européennes

### Phase 3

* Analyse détaillée de la stratégie technico-économique sur plusieurs villes européennes représentatives des principales options de valorisation et de traitement des biodéchets en milieu urbain.

### Phase 4

* Analyse comparative des options de valorisation et de traitement des biodéchets urbains.

<caption>Figure 1. Etapes méthodologiques de l'étude (RECORD, 2022).</caption>

## 4. Organisation du rapport

Le rapport présente la mise en contexte de la problématique et des enjeux (phase 1), l'état des lieux bibliographique recensant les stratégies de gestion des biodéchets à l'échelle urbaine en Europe (phase 2), l'analyse détaillée de la stratégie mise en œuvre sur 6 villes européennes (phase 3, fiches retours d'expérience inclues) ainsi que l'analyse comparative des options de valorisation et de traitement des biodéchets urbains (phase 4).

Les fiches Phase 2 sont présentées en Annexe 2.
# Phase 1 : Mise en contexte

## 1. Les biodéchets

### 1.1. Définitions

Les **biodéchets** sont définis par l'article L541-1-1 du code de l'environnement comme : « les déchets non dangereux biodégradables de jardin ou de parc, les déchets alimentaires ou de cuisine provenant des ménages, des bureaux, des restaurants, du commerce de gros, des cantines, des traiteurs ou des magasins de vente au détail, ainsi que les déchets comparables provenant des usines de transformation de denrées alimentaires. »

Les déchets verts et les déchets alimentaires ont des caractéristiques différentes (composition, densité, saisonnalité, réglementation applicable, etc.) impliquant des modalités de gestion spécifiques.

Conformément aux recommandations de l'ADEME (2018), les **déchets verts** doivent être orientés vers des solutions de gestion en grande majorité déjà en place : prioritairement la gestion de proximité (promotion du compostage, broyage, paillage, mulching, choix d'espèces à croissance lente, etc.) puis vers les déchèteries où le coût de gestion (collecte et traitement) est moins important qu'en collecte séparée.

Les **déchets alimentaires des ménages**, de même que les déchets alimentaires des restaurants sont composés de déchets de cuisine et de table (DCT), qui comprennent toutes les matières animales ou végétales, crues ou cuites, issues des cuisines (préparations des repas) ou du service de repas (restes alimentaires des assiettes et des plats) dont les huiles alimentaires ou de cuisson usagées (HCU), y compris les huiles d'origine végétale. Parmi ces déchets alimentaires, une partie peut être évitée à la source, via la réduction du gaspillage alimentaire.

Le **tri à la source des biodéchets** regroupe l'ensemble des opérations qui permettent de séparer ces biodéchets des autres déchets et de les conserver séparément, avec un « tri ayant lieu avant toute opération de collecte, ou avant toute opération de valorisation lorsque cette opération de valorisation est effectuée sur le site de production des déchets ». Il s'agit des solutions de compostage de proximité (compostage individuel ou partagé) et de collecte séparée (en porte-à-porte ou en point d'apport volontaire). Ces deux approches ne s'excluent pas, elles sont **complémentaires** et offrent des solutions adaptées, en fonction des typologies d'usagers à desservir, de la typologie d'habitat, des solutions existantes ou encore des exutoires et débouchés disponibles.

<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 2. Les modalités de gestion des biodéchets (RECORD, 2022).</figcaption></figure>
## 1.2. Chiffres clés

Les biodéchets représentent une part importante des déchets ménagers européens. En 2017, l'Union Européenne (28 pays membres) a généré 488 millions de tonnes de déchets municipaux (Eurostat, 2019 : les déchets municipaux au sens d'Eurostat correspondent aux DMA sans les gravats), parmi lesquels environ 34 %, soit 86 millions de tonnes ou 168 kg/hab./an de biodéchets (Figure 2.1). Cela inclut à la fois les biodéchets collectés séparément et les biodéchets collectés en mélange avec les OMR, mais ne prend pas en compte la part de compostage de proximité.

<figure><img src="image_5.png" /></figure>

**Source:** ETC/WMGE compilation based on data provided by the European Environment Information and Observation Network (Eionet) through an EEA and European Topic Centre on Waste and Materials in a Green Economy (ETC/WMGE) survey (ETC/WMGE, 2019a), complemented with data from the European Reference Model on Municipal Waste (ETC/WMGE, 2019b) and Eurostat (2019).

<caption>**Figure 3. Biodéchets au sein des déchets ménagers (UE-28, 2017 ; d'après EEA, 2020).**</caption>

Les déchets alimentaires représentent 60 % du total des biodéchets municipaux dans l'UE-28 et les déchets de jardin 35 %, tandis que les 5 % de biodéchets municipaux restants sont classés comme « autres ». En moyenne, en 2017, 43 % des biodéchets municipaux ont été collectés séparément, tandis que 57 % des biodéchets se sont retrouvés en mélange dans les déchets municipaux.

Il existe de grandes différences dans la composition et la production des biodéchets des différents pays de l'UE-28 (cf. Figure ci-après), avec plusieurs facteurs d'influence. Ces données indiquent un ratio de l'ordre de 150 kg/hab./an de biodéchets produits en France (hors gestion de proximité), représentant environ 32 % des déchets ménagers produits. A noter toutefois qu'il s'agit de données estimatives, avec un manque d'harmonisation des données entre les différents pays.
<figure><img src="image_6.png" /></figure>

**Notes:** *Kosovo under UN Security Council Resolution 1244/99. UK, United Kingdom. Excluding Albania, Liechtenstein and Norway due to lack of data. Bio-waste that is composted at home is not included in the data. The average is the weighted average of the 36 countries included in this figure.

**Source:** ETC/WMGE elaboration based on data provided by Eionet through an EEA-ETC/WMGE survey (ETC/WMGE, 2019a), Eurostat (2020) and the European Reference Model on Municipal Waste (ETC/WMGE, 2019b) for Belgium, Bulgaria, Croatia, Cyprus, Czechia, Estonia, Germany, Greece, Italy, Lithuania, Luxembourg, Malta, Poland, Spain and the United Kingdom.

Figure 4. Estimation de la production de biodéchets (en kg/hab./an) par pays européen et part dans la production de déchets ménagers.

En France, l'ADEME (ADEME, 2020a) estime le gisement de biodéchets ménagers produit en 2015 à environ 18 millions de tonnes par an (soit 271 kg/hab./an) dont :

- environ 30 % (ou 5,1 Mt¹ soit 77 kg/hab.an) gérés à domicile (paillage, compostage²...), essentiellement des déchets verts ;

- 3,8 Mt de déchets verts collectés en déchèteries³ ;

- 1,16 Mt collectés en porte à porte³ et en points de regroupement (hors déchèteries) (avec 80 % du tonnage en déchets verts seuls ; plus de 500 collectivités concernées). Les collectes de déchets alimentaires restent marginales (seule 7 % de la population aurait accès à une collecte séparée).

Le reste des biodéchets représente donc encore 40 % des ordures ménagères soit plus de 8 Mt⁴, essentiellement de déchets alimentaires. Cette estimation était basée sur la campagne de caractérisation 2007 mais les résultats du MODECOM national de 2017 (ADEME, 2020b), récemment parus, confirment ces ordres de grandeur et complètent les données :

- Le gaspillage alimentaire représente 9 % des OMA soit 30 kg/hab./an en 2017 ;

- La collecte séparée des biodéchets en porte à porte concerne 4 millions d'habitants (soit toujours environ 7 % de la population) et représente une quantité de 74 000 tonnes, soit un ratio de collecte de 8,6 kg/hab. ;

- Les biodéchets stricts (tous déchets alimentaires, gaspillage alimentaire inclus et déchets verts) au sein des OMA représentent 31 % des OMR en 2017, soit un ratio de 79 kg/hab./an et un gisement de 5 110 tonnes par an. A ces déchets, peuvent s'ajouter certains textiles sanitaires – papiers souillés (essuie-tout, serviettes en papier...) qui peuvent faire partie des consignes de tri à la source : ces derniers représentent 6,7 % des OMA soit près de 1 100 tonnes/an.
## 2. Contexte réglementaire

### 2.1. Directives cadres européennes sur les déchets

La directive sur les déchets du 19 novembre 2008 institue un cadre légal pour le traitement des déchets dans l'Union européenne. Ce cadre vise à protéger l'environnement et la santé humaine en soulignant l'importance de l'utilisation de techniques appropriées pour la gestion, la valorisation et le recyclage des déchets permettant de réduire la pression sur les ressources et d'améliorer leur utilisation.

Cette directive introduit différents principes, et notamment :

- Elle définit une hiérarchie des déchets, la prévention étant prioritaire par rapport à toute opération de valorisation ou d'élimination.

- Elle confirme le « principe du pollueur-payeur », selon lequel le producteur de déchets initial doit supporter les coûts de la gestion des déchets.

- Elle introduit le concept de « responsabilité élargie du producteur ».

- Elle fixe les objectifs de recyclage et de valorisation à atteindre d'ici à 2020 pour les déchets ménagers (50 %) et les déchets de construction et de démolition (70 %).

La directive (UE) 2018/851 modifie la directive cadre déchets 2008/98/CE dans le cadre du paquet Economie Circulaire. Elle fixe des exigences opérationnelles minimales applicables aux régimes de responsabilité élargie des producteurs. Cela peut également englober la responsabilité organisationnelle et la responsabilité de contribuer à la prévention des déchets et à la réutilisation et recyclabilité des produits.

Elle renforce les règles relatives à la prévention des déchets. En particulier, concernant les biodéchets, le gaspillage alimentaire doit être réduit de 50 % d'ici à 2030.

Elle fixe également de nouveaux objectifs de recyclage pour les déchets municipaux : d'ici à 2025, au moins 55 % en poids des déchets municipaux doivent être recyclés. Cet objectif passera à 60 % d'ici à 2030 et à 65 % d'ici à 2035.

Enfin, elle stipule que les pays de l'UE doivent que « Les États membres veillent à ce qu'au plus tard le 31 décembre 2023 [...], les biodéchets soient soit triés et recyclés à la source, soit collectés séparément et non mélangés avec d'autres types de déchets ».

### 2.2. Réglementation sanitaire

La gestion des sous-produits animaux et des produits dérivés est encadrée par la réglementation sanitaire européenne, au travers des textes suivants :

- Règlement (CE) n°1069/2099

- Règlement d'application (UE) n°142/2011

Les sous-produits animaux doivent être collectés, transportés et traités dans les conditions prévues par ces règlements. Les principales dispositions applicables à la gestion des déchets de cuisine et de table (sous-produits animaux de catégorie 3) sont détaillées dans cette partie.

#### 2.2.1. Définition des sous-produits animaux (SPAn)

Les sous-produits animaux (SPAn) sont les matières animales ou d'origine animale qui ne sont pas ou plus destinées à l'alimentation humaine. Ils sont classés selon le risque qu'ils présentent pour la santé humaine et animale (de C1, catégorie la plus à risque, à C3, catégorie la moins à risque).

Les déchets de cuisine et de table (DCT) sont définis (annexe 1 du règlement n°142/2011) comme « tous les déchets d'aliments y compris les huiles de cuisson usagées provenant de la restauration et des cuisines, y compris les cuisines centrales et les cuisines des ménages ». Ainsi, les déchets alimentaires produits par les ménages et les restaurants sont des DCT. Ces déchets sont considérés comme des sous-produits animaux de catégorie 3 (SPAn C3), même s'ils ne contiennent pas directement des SPAn (viande, œuf, lait, miel...) : en effet, il n'est pas possible d'exclure le fait qu'ils aient été en contact, lors de leur stockage ou au moment de la préparation, avec ce type de produits et peuvent donc présenter un risque pour la santé publique et la santé animale.
<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>Figure 5. Classification des SPAN en fonction de leur niveau de risque et autorisation dans les filières de compostage et méthanisation (source : ADEME, 2018).</figcaption></figure>

Lorsque plusieurs catégories de SPAn sont collectées en mélange, la catégorie la plus à risque s'applique à l'ensemble du flux : par exemple si des SPAn C3 sont mélangés à des SPAn C2, le mélange est à traiter comme un SPAn C2.

La classification des SPAn est de la responsabilité du producteur/détenteur de déchets. A chaque catégorie de SPAn sont associées des conditions de traitement ou élimination spécifiques, présentées de manière synthétique dans le tableau ci-dessous.

<table><caption>Tableau 1. Définitions des catégories de SPAn et des possibilités de traitement.</caption><thead><tr><td>Catégories</td><td>Principaux déchets concernés</td><td>Filières de traitement/élimination</td></tr></thead><tbody><tr><td>SPAn C1</td><td>Cadavres d'animaux<br>Déchets de cuisine et de tables provenant de moyens de transport internationaux (gare, aéroport, frêt maritime)<br>Matériels à risque spécifique (colonne vertébrale, ganglions rachidiens ; cervelle, yeux, amygdales, intestin...)</td><td>Incinération ou mise en décharge (stérilisation sous pression préalable)<br>Retour au sol interdit</td></tr><tr><td>SPAn C2</td><td>Présentant un risque microbiologique (lisiers, fumiers...)<br>Matières stercoraires<br>SPAn autre que 1 et 3</td><td>Incinération ou mise en décharge<br>Compostage ou méthanisation possible après stérilisation sous pression préalable (133°C, 20 min à 3 bars, granulométrie &lt; 50 mm)<br>Lisiers et fumiers peuvent être méthanisés sans stérilisation ou hygiénisation, sous dérogation</td></tr><tr><td>SPAn C3</td><td>Anciennes denrées alimentaires<br>Déchets de cuisine et de table (restes de repas ou de préparation, y compris huiles alimentaires usagées)<br>Animaux aquatiques sains<br>Oeufs<br>Contenant des morceaux crus de viande, de poisson, de crustacés et des fruits de mer</td><td>Traitement 70°C, 60 min – granulométrie &lt; à 12 mm pour être composté ou méthanisé<br>Utilisation possible en alimentation animale, dans des cas très précis.</td></tr></tbody></table>
L'utilisation de DCT en alimentation animale n'est pas possible, sauf cas très particuliers (article 18 du R1069/2009) :

- Animaux de zoos et de cirques

- Animaux sauvages en captivité

- Chenils et refuges

- ...

Une autorisation sanitaire doit être accordée par les autorités locales (DDcsPP - Directions départementales en charge de la protection des populations) et les DCT doivent être cuits avant d'être donnés aux animaux.

### 2.2.2. Modalités de collecte et de transport des SPAn

La réglementation sanitaire européenne fixe les conditions de collecte et de transport des SPAn :

- L'activité de collecte et de transport des SPAn doit être enregistrée auprès de la DDcsPP (sauf pour les collectivités assurant ce service en régie)

- Les véhicules de collecte doivent être étanches et couverts et disposer d'un marquage indiquant la catégorie de SPAn transportés ainsi que la mention « non destiné à l'alimentation humaine » ;

- L'utilisation de conteneurs (benne ou bac) étanches et couverts

- Un délai de collecte « sans retard injustifié » pour éviter la dégradation de la matière organique (moisissures par exemple) pouvant entraîner un déclassement des sous-produits animaux de C3 vers C2 et une modification des modes de traitement / valorisation. Une fréquence de collecte en C1 minimum est recommandée (une fréquence plus élevée peut être pertinente en été et dans les zones à forte densité de population) ;

- Un lavage/désinfection des véhicules de collecte de manière à éviter toute contamination croisée et écoulement des jus sur la route (logique de résultat avec un lavage/désinfection à chaque dépôtage, à minima des parties en contact avec les biodéchets) ;

- Pas d'obligation de nettoyage et désinfection des contenants (bacs, PAV) : la collectivité doit déterminer les moyens à mettre en place pour s'assurer de la salubrité des contenants.

- L'émission d'un document d'accompagnement commercial (DAC) à chaque enlèvement, par le producteur, attestant de la catégorie du SPAn et de sa destination et permettant ainsi leur traçabilité

### 2.2.3. Modalités de traitement/valorisation des SPAn

Seules les unités disposant d'un **agrément sanitaire** sont autorisées à recevoir et traiter des SPAn. Les unités d'entreposage (quai de transfert par exemple) sont également soumises à la réglementation sanitaire et doivent disposer des agréments adéquats.

La réglementation sanitaire européenne fixe les conditions de traitement des SPAn. Seules deux filières de valorisation sont autorisées pour les DCT :

- Le compostage dans une unité agréée (rubriques ICPE 2780-2 ou 2780-3)

- La méthanisation dans une installation agréée (rubrique ICPE 2781-2)

A noter que l'utilisation des DCT en compostage de proximité (compostage partagé et en établissement) est autorisée à l'échelle française par la réglementation nationale (arrêté national SPAn du 9 avril 2018). Ces dérogations sont présentées plus loin dans le présent rapport (cf. 3.1.1.1).

La mise en place d'une démarche HACCP (Analyse des dangers et contrôle des points critiques) est un prérequis indispensable pour l'obtention de l'agrément sanitaire. Cette démarche permet notamment de garantir la séparation des flux entrants des flux sortants, afin d'éviter une contamination croisée.

L'hygiénisation des DCT est indispensable lors de la valorisation pour assurer la destruction des pathogènes et garantir l'innocuité des composts et digestats produits. Pour cela, la réglementation sanitaire impose un broyage préalable des intrants pour atteindre une taille maximale de 12 mm, puis une montée en température à 70°C pendant minimum 1h.

En compostage, la montée en température du procédé de compostage est suffisante pour qu'une hygiénisation préalable des intrants ne soit pas nécessaire. Il convient toutefois de vérifier que le procédé permette bien l'atteinte des paramètres d'hygiénisation requis.
La méthanisation est un procédé où la montée en température est assez faible, donc pas suffisamment assainissant pour garantir une hygiénisation des matières traitées. Une hygiénisation préalable est donc obligatoire. Des dérogations sont possibles si le digestat est composté par la suite, permettant ainsi une hygiénisation de la matière.

## 2.3 Valorisation agronomique

### 2.3.1 Règlementation européenne sur les matières fertilisantes

La réglementation sur les matières fertilisantes connait des évolutions récentes. Le règlement UE n° 2019/1009, « établissant les règles relatives à la mise à disposition sur le marché des fertilisants UE », a été publié au Journal Officiel de l'UE en juin 2019.

Ce règlement vise à harmoniser la réglementation européenne sur un large nombre de fertilisants pouvant contenir notamment des biodéchets, compostés ou fermentés les faisant ainsi sortir du statut de déchet. Sa mise en application est progressive et les fertilisants « UE » pourront être mis sur le marché à partir du 16 juillet 2022 (ATEE, 2021).

Il définit 7 catégories fonctionnelles de produits (PFC), dont les engrais, et les amendements du sol, ainsi que 14 catégories de matières constitutives (CMC) dont le compost (CMC 3), le digestat issu de cultures végétales (CMC 4), ainsi que le digestat autre qu'issu de cultures végétales (CMC 5).

Le règlement instaure un certain nombre de normes visant à garantir la sécurité des matières fertilisantes en matière de santé humaine et d'environnement, notamment en ce qui concerne les teneurs ETM (Aladin, 2022).

### 2.3.2 Réglementation spécifique sur le retour au sol en agriculture biologique

La législation européenne donne un cadre à la valorisation des biodéchets en agriculture biologique. Les principaux textes concernés sont (EC) No 834/2007, qui définit le cadre de la production biologique et du label bio européen. L'article 16 précise notamment les produits et substances utilisées en agriculture biologique ainsi que les critères applicables pour leur autorisation.

L'annexe 1 de la réglementation No 889/2008 précise la nature des fertilisants et des amendements autorisés.

Les déchets ménagers sont acceptés sous certaines conditions :

- Les déchets ménagers doivent être d'origine exclusivement végétale et animale

- Ils doivent avoir fait l'objet d'un tri à la source

- Un système de collecte fermé et contrôlé doit être prévu : la traçabilité et l'isolation du moyen de collecte devront être garanties.

- Un contrôle de la qualité des déchets ménagers doit être effectué.

- Ils doivent être l'objet d'un compostage ou d'une fermentation anaérobie (méthanisation) (ATEE, 2019).

La réglementation précise certaines concentrations limites en termes d'ETM, en mg/kg de matière sèche : cadmium 0,7 ; cuivre 70 ; nickel 25 ; plomb 45 ; zinc : 200 ; mercure : 0,4, chrome total : 70 (Leifert, 2017).

En outre, le digestat ou le compost peut aussi contenir des sous-produits animaux non listés dans l'annexe : les sous-produits animaux de catégorie 3 et le contenu du tube digestif relevant de la catégorie 2 (catégories 2net 3 telles que définies par le règlement (CE) n°1069/2009) qui ne doivent pas provenir d'élevages industriels. La notion d'élevage industriel n'est pas clairement explicitée, et son application varie d'un pays européen à l'autre (ATEE, 2019).
## 3. La gestion des biodéchets en Europe

### 3.1. Généralités sur la gestion des biodéchets en Europe

#### 3.1.1. Gaspillage alimentaire

D'après l'Agence Européenne pour l'Environnement (EEA), environ 60 % des biodéchets sont des déchets alimentaires, dont une part importante est évitable. Dans la majorité des pays européens, le gaspillage alimentaire fait partie intégrante de la politique de prévention des déchets. L'analyse de 32 programmes nationaux et régionaux de prévention des déchets montre que des mesures sur le gaspillage alimentaire sont déjà incluses dans les programmes de prévention de 28 pays et régions. Il s'agit principalement de campagnes de sensibilisation et d'information visant le consommateur. L'élaboration de lignes directrices pour les entreprises et institutions publiques sont toutefois assez courantes. Des accords volontaires pour les entreprises, parfois en collaboration avec des ONG font également partie des programmes de prévention des déchets dans certains pays.

A noter que les programmes de prévention des déchets ont été rédigés au début des années 2010 dans de nombreux pays européens et ont été mis à jour depuis. Sur 32 pays ayant répondu à une enquête de l'EEA en 2019 (EEA, 2020), 24 pays ont déclaré avoir instauré de nouvelles mesures sur le gaspillage alimentaire depuis l'élaboration de leur programme de prévention. 91 mesures de prévention des déchets ont alors été évoquées (voir figure ci-dessous). Outre des mesures complémentaires de sensibilisation (60 mesures, mentionnées par 23 pays), il y a également de la mise en place de plateformes de redistribution des aliments, des mesures économiques /financières, des mesures réglementaires et de la surveillance du gaspillage alimentaire (European Environment Agency, 2020).

<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>Figure 6. Nombre de mesures de prévention du gaspillage alimentaire non incluses dans les programmes de prévention (a) et nombre de pays évoquant de nouvelles mesures pour 32 pays membres de l'EEA en 2019 (European Environment Agency, 2020).</figcaption></figure>

#### 3.1.2. Composition des biodéchets

La composition des biodéchets des pays européens peut être très différente d'un pays à l'autre. Les raisons de ces différences sont dues à plusieurs facteurs d'influence, mais la principale raison se rapporte aux consignes de tri qui diffèrent d'un pays à un autre et d'une ville à l'autre et notamment à l'impact de la présence de déchets verts ou non. Des facteurs externes peuvent également avoir un impact. Il s'agit par exemple de la saisonnalité, du climat, du niveau d'urbanisation, de la zone géographique, des traditions locales et des aspects économiques, sociaux et politiques (European Environment Agency, 2020).

La composition moyenne des biodéchets des 32 pays membres de l'EEA est présentée ci-dessous.
<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>Figure 7. Composition moyenne des biodéchets des 32 pays membres de l'EEA en 2017 (European Environment Agency, 2020).</figcaption></figure>

Les différences observées proviennent également de la manière dont sont collectées les données. Les données de certains pays qui collectent les déchets alimentaires et déchets verts en mélange sont classées comme « autres biodéchets ». La façon dont sont déclarés les déchets des parcs et jardins affecte également les données recueillies. De plus, les données issues du compostage de proximité ne sont pas incluses dans le graphique (European Environment Agency, 2020).

### 3.1.3. Collecte séparée des biodéchets

Le taux de collecte est très variable entre les 32 pays de l'EEA (voir figure ci-dessous). Il est de 80 % ou plus en Autriche et Slovénie et est de moins de 10 % dans d'autres pays tels que le Portugal et l'Espagne. D'après l'étude rapportée par l'EEA, environ 50 % des biodéchets municipaux sont collectés séparément dans l'ensemble des 32 pays de l'EEA. Les 50 % restant sont collectés avec les OMR.
<figure><img src="image_10.png" /><figcaption>Figure 8. Taux de captage des biodéchets par pays, dans les 32 pays membres de l'EEA en 2017 (ECN, 2020).</figcaption></figure>

L'EEA considère que la collecte en porte-à-porte semble encourager les usagers à mieux séparer les biodéchets à la source que les points d'apport volontaire (European Environment Agency, 2020). Cette affirmation se base sur une étude réalisée par BiPRO et CRI en 2015, indiquant un ratio de collecte moyen de 20 kg/hab.an dans les 16 villes où la collecte séparée des biodéchets est effectuée en porte à-porte, contre 19 kg/hab.an en moyenne pour 3 territoires en PAV. La différence est toutefois assez faible et les valeurs moyennes obtenues à partir de données relativement hétérogènes : fourchette allant de 1 à 73 kg/hab. pour la collecte en PAP (La fourchette des données commence à 1kg/hab. car de nombreuses villes avaient mis en place un système de collecte récemment ou parce que leur service était instauré sur une petite zone urbaine) et fourchette allant de 0 à 33 kg/hab. pour les territoires en PAV (BiPRO et CRI, 2015).

### 3.1.4. Capacité de traitement

La capacité de traitement est difficile à évaluer en Europe compte tenu du nombre limité de pays ayant transmis cette information pour leur territoire.

Le réseau européen de compostage ECN a réalisé une enquête en 2019 sur la gestion des biodéchets en Europe. Cette enquête regroupe les données de 18 pays européens. Selon elle, 47,5 millions de tonnes de biodéchets ont été traitées en 2016-2017 dont :

* 30,5 millions de tonnes valorisées en compostage,

* 12,4 millions de tonnes en méthanisation,

* 4,6 millions de tonnes dans des usines de méthanisation combinées avec le compostage.

A partir des informations fournies par 20 pays membres de l'EEA (représentant 59 % de la production de biodéchets), la capacité annuelle des infrastructures de traitement était estimée à 38 millions de tonnes de biodéchets dont une capacité de traitement de 21 millions de tonnes pour le compostage et 17 millions de tonnes pour la méthanisation. Cependant, cette capacité de traitement est susceptible d'être sous-évaluée, au vu du nombre de pays n'ayant pas fournis d'information. De plus, ces installations ne sont pas toujours exploitées exclusivement pour le traitement des biodéchets. Il se peut qu'elles traitent aussi d'autres flux tels que les déchets de l'industrie alimentaire, les déchets agricoles et les boues de station d'épuration. La capacité des installations de traitement des biodéchets varie donc très fortement entre les pays européens concernés.

Parmi les 21 pays membres de l'EEA ayant communiqué l'information, la capacité de traitement varie de 0 kg de biodéchets par personne (Macédoine du Nord) à 356 kg par personne (Suède) (voir figure ci-dessous). Ces données sont une nouvelle fois limitées par le fait qu'elles puissent être incomplètes (European Environment Agency, 2020).
L'EEA classe ces pays en trois grands groupes :

* **Capacité de traitement suffisante pour tous les biodéchets générés** : Autriche, Croatie, France, Pays-Bas, Slovénie, Suède et Royaume-Uni. La capacité de traitement de leurs installations est supérieure au volume de biodéchets municipaux produits. Attention toutefois : si la capacité de traitement des biodéchets d'un pays dépasse la quantité de biodéchets municipaux produits, cela n'implique pas que le pays dispose d'une capacité de traitement excédentaire. La Croatie dispose d'une grande capacité de traitement, toutefois leurs installations ne transforment que des sous-produits animaux et ne sont pas toujours situées aux endroits où la production de biodéchets est la plus importante.

* **Capacité de traitement insuffisante pour tous les biodéchets municipaux produits** : Belgique, Chypre, Hongrie, Italie, Lettonie, Pologne, Portugal Roumanie, Slovaquie et Espagne. Ces pays ont la capacité de valoriser la totalité des biodéchets collectés séparément. Lorsque la collecte séparée des biodéchets s'étendra, les infrastructures de traitement devront être agrandies.

* **Capacité de traitement insuffisante pour les biodéchets municipaux collectés** : Estonie, Grèce, Macédoine du Nord et Turquie. Ces pays ne sont pas dans la mesure de valoriser le volume de biodéchets produits, ni de valoriser les biodéchets collectés séparément. Les biodéchets peuvent toutefois être valorisés dans une installation de traitement mécanobiologique ou dans des méthaniseurs traitant majoritairement les déchets agricoles (installations non incluses dans les données). L'extension de la collecte séparée des biodéchets nécessitera la construction de nouvelles installations de traitement.
<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>Figure 9. Production et capacités de traitement des biodéchets pour 21 pays membres de l'EEA en 2017 (European Environment Agency, 2020).</figcaption></figure>

Les exigences de la directive européenne 2018/851, combinées aux nouvelles exigences en matière de recyclage des déchets devraient faire augmenter la capacité des installations de traitement dans les prochaines années (European Environment Agency, 2020).

Toujours dans ces 21 pays membres de l'EEA, les installations de compostage représentent en moyenne 53 % de la capacité de traitement des biodéchets. La méthanisation représente 47 %. Aucune information n'est disponible sur le volume du compostage individuel et partagé présent.

Il existe des différences significatives entre les pays. L'Estonie, la Grèce, la Hongrie, la Lettonie, la Macédoine du Nord et la Roumanie ne font que de la valorisation de leurs biodéchets municipaux par compostage. La méthanisation est utilisée en Autriche, Belgique, Chypre, France, Lituanie, Italie, Pays-Bas, Slovaquie et Espagne mais le compostage reste la principale voie de valorisation. Les capacités des installations de méthanisation sont supérieures à celle du compostage en Croatie, Pologne, Portugal, Slovénie, Suède Turquie et Royaume-Uni. Il est possible de coupler la méthanisation et le compostage. Toutefois, aucune donnée n'est disponible sur la prédominance de ce type d'installation (European Environment Agency, 2020).
## 3.2. Quelques exemples d'application en Europe

### 3.2.1. France

#### 3.2.1.1. Spécificités du cadre réglementaire français

Les principes de la réglementation européenne ont été transposés en droit français, et intégrés dans différents codes, principalement dans le Code de l'environnement, chapitre prévention et gestion des déchets.

<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>Figure 10. Principaux textes réglementaires européens et français.</figcaption></figure>

En matière de gestion des déchets, et notamment de biodéchets, différentes lois récentes ont introduit des objectifs et des orientations structurantes pour les collectivités en charge du service public de prévention et de gestion des déchets :

- la loi Grenelle 2 du 12 juillet 2010

- la loi relative à la transition énergétique pour la croissance verte (LTECV) du 17 août 2015

- la loi relative à la lutte contre le gaspillage et à l'économie circulaire (LAGEC) du 10 février 2020.

Cette dernière loi a notamment permis la transposition des objectifs de la directive cadre européenne dans la loi française. Elle a en particulier fixé les objectifs et orientations suivantes :

- Réduction de 15 % des DMA et de 5 % des déchets d'activités économiques (DAE) entre 2010 et 2030 ;

- Limitation du stockage des DMA à 10 % des quantités produites ;

- Taux de réemploi supérieur à 5% d'ici 2030 ;

- Généralisation du tri à la source des biodéchets au 31 décembre 2023 ;

- Réduction du gaspillage alimentaire de 50 % en 2025 pour les secteurs de la distribution et de la restauration commerciale, et de 50 % en 2030 pour tous les secteurs, par rapport au niveau de 2015.

Les principaux objectifs fixés en matière de gestion des déchets par le cadre européen et français sont présentés dans le tableau ci-après.
<table><caption>Tableau 2. Synthèse des objectifs de la LTECV, de la LAGEC et du paquet économie circulaire.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="5">Objectifs France<br/>LTECV (2015) - LAGEC (2020)</th><th colspan="3">Objectifs UE 2018</th></tr><tr><th>2020</th><th>2023</th><th>2025</th><th>2030</th><th>2035</th><th>2025</th><th>2030</th><th>2035</th></tr></thead><tbody><tr><td>DMA (par rapport à 2010)</td><td>- 10 %<br/>supprimé</td><td></td><td></td><td>- 15 %</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>DAE (par rapport à 2010)</td><td></td><td></td><td></td><td>- 5 %</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Taux de valorisation matière (recyclage et valorisation organique)</td><td>&gt; 55 %</td><td></td><td>&gt; 65 %</td><td></td><td></td><td>&gt; 55 %</td><td>&gt; 60 %</td><td>&gt; 65 %</td></tr><tr><td>Taux de réemploi</td><td></td><td></td><td></td><td>&gt; 5 %</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Tri à la source des biodéchets (habitants desservis)</td><td></td><td>100 %</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Gaspillage alimentaire (distribution et restauration commerciale en 2025, tous secteurs en 2030, par rapport au niveau de 2015)</td><td></td><td></td><td>- 50 %</td><td>- 50 %</td><td></td><td>- 30 %</td><td>- 50 %</td><td></td></tr><tr><td>Stockage</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>10 %<br/>max</td><td></td><td></td><td>10 %<br/>max</td></tr></tbody></table>

Ces objectifs concernent en premier lieu les collectivités compétentes pour la gestion des déchets, à savoir les intercommunalités et leurs syndicats. Les solutions de gestion des déchets verts ménagers sont nombreuses et variées et peuvent s'adapter aux spécificités locales.

Ces solutions peuvent être programmées dans l'outil de planification régional des déchets ménagers et assimilés (PRPGD). Elles peuvent également être mises en place au niveau local, via le programme local de prévention des DMA, obligatoires depuis le 1er janvier 2012. Ces programmes peuvent inclure des actions de prévention et de gestion des biodéchets.

Récemment, un décret paru le 30 juin 2021 et son arrêté d'application du 7 juillet 2021, impose aux collectivités de justifier de la mise en place du tri à la source des biodéchets si elles souhaitent créer, étendre ou modifier de façon notable des installations de TMB

Par ailleurs, au-delà de ces aspects réglementaires, l'augmentation prévue de la TGAP<fnref n="1" /> appliquée au stockage et à l'incinération des déchets incite les collectivités à limiter leur production de déchets ainsi traités, principalement les Ordures Ménagères Résiduelles (OMR). Le tri à la source des biodéchets est alors l'une des pistes pour retirer ces déchets du gisement d'OMR et ainsi limiter les coûts de gestion du service public des déchets.

Concernant plus spécifiquement la gestion des biodéchets, une évolution progressive du tri à la source par les producteurs a été dessinée depuis la loi Grenelle jusqu'à la dernière loi LAGEC.

En effet, la loi Grenelle 2 a introduit une nouvelle obligation concernant les gros producteurs de biodéchets : un tri et une valorisation des biodéchets en vue d'un retour au sol est imposé pour tout producteur ou détenteur d'une quantité importante de biodéchets. Le seuil « gros producteurs » a été progressivement abaissé, pour atteindre 10 tonnes par an depuis le 1er janvier 2016. Les producteurs dépassant le seuil de 60 litres/an de déchets d'huiles alimentaires sont également concernés par cette réglementation.

En 2015, la LTECV a introduit un objectif de généralisation du tri à la source des biodéchets d'ici 2025, afin que ceux-ci ne soient plus éliminés, mais valorisés et que chaque citoyen ait ainsi à sa

<footnote n="1">¹ Taxe générale des activités polluantes, dont l'évolution est prévue dans la LOI n° 2018-1317 du 28 décembre 2018 de finances pour 2019.</footnote>
disposition une solution lui permettant de ne pas jeter ses biodéchets dans les ordures ménagères résiduelles. Le paquet Économie Circulaire, transposé par la loi AGEC, a avancé cette échéance au 31 décembre 2023.

Progressivement, l'ensemble des professionnels gros producteurs de biodéchets sera également concerné par cette réglementation : à partir du 1er janvier 2023, le seuil gros producteurs sera abaissé à 5 tonnes par an. Au 31 décembre 2023, tous les producteurs et détenteurs de biodéchets, quel que soit leur niveau de production, y compris les collectivités locales dans le cadre de leur service public de prévention et de gestion des déchets ainsi que les professionnels et administrations, devront mettre en place un tri à la source des biodéchets.

<figure><img src="image_13.png" /><figcaption>Figure 11. Echéances liées à la généralisation du tri à la source des biodéchets.</figcaption></figure>

La collecte des biodéchets des professionnels n'est pas une obligation incombant à la collectivité. Toutefois, de manière à faciliter l'émergence d'une solution pour ces producteurs (et notamment ceux qui sollicitent la collectivité pour répondre à leurs obligations), la collectivité peut lancer une dynamique en réunissant les obligés et les prestataires de collecte. Par ailleurs, la loi AGEC autorise les collectivités à proposer un service spécifique de collecte et traitement des biodéchets des professionnels, même lorsque ce service n'est pas proposé aux ménages, à condition que les caractéristiques et quantités produites soient similaires à ceux des ménages. Cette dérogation au CGCT, introduite par la loi AGEC, est autorisée jusqu'en 2025.

D'autre part, afin de permettre le développement du tri à la source des biodéchets, un assouplissement concernant les obligations de fréquence de collecte des OMR a été introduit par le décret collecte du 10 mars 2016 : il est désormais possible de déroger à l'obligation de collecte des OMR en C1 minimum, y compris pour les zones agglomérées de plus de 2 000 habitants et/ou les zones à caractère touristique, dès lors qu'un tri à la source des biodéchets est mis en œuvre. Cette disposition s'applique aussi bien pour les solutions de collecte séparée des biodéchets que de compostage de proximité. Dans ce deuxième cas, il est nécessaire de démontrer que cette solution de compostage de proximité permet de détourner une quantité d'OMR équivalente à une collecte séparée de biodéchets. La fréquence de collecte des OMR peut ainsi être diminuée afin d'optimiser le SPPGD.

En matière de traitement des biodéchets, l'arrêté ministériel du 9 avril 2018 a introduit des dérogations nationales à la réglementation sanitaire européenne, permettant d'assouplir certains paramètres tout en garantissant le même niveau de sécurité sanitaire.

Concernant les paramètres d'hygiénisation, d'autres couples temps/température peuvent être autorisés, tels que présentés dans le tableau ci-dessous. Tout autre couple temps/température proposé par un exploitant et jugé équivalent par les autorités peut également être autorisé.
<table><caption>Tableau 3. Paramètres pour le compostage des sous-produits animaux.</caption><thead><tr><th>Réglementation</th><th>Température</th><th>Durée</th><th>Conditions requises</th></tr></thead><tbody><tr><td>Européenne</td><td>70°C</td><td>1h</td><td></td></tr><tr><td rowspan="3">Dérogations nationales selon l'arrêté ministériel du 9 avril 2018</td><td>65°C</td><td>3 jours</td><td rowspan="3">Broyage préalable à 12 mm</td></tr><tr><td>60°C</td><td>7 jours</td></tr><tr><td>55°C</td><td>14 jours</td></tr></tbody></table>

La réglementation européenne impose l'hygiénisation des intrants, néanmoins une dérogation à cette hygiénisation est rendue possible par la réglementation française pour les lisiers, le lait, les œufs et les anciennes denrées alimentaires d'origines animales ayant subi une transformation au sens de la réglementation sanitaire. L'hygiénisation des DCT reste en revanche obligatoire. Les paramètres à atteindre sont une température de 70°C pendant 1h, avec un broyage préalable à 12 mm, similairement au compostage.

L'arrêté du 9 avril 2018 fixe un cadre juridique à la pratique du compostage partagé et en établissement des déchets de cuisine et de table, en l'autorisant sans nécessité de disposer d'un agrément sanitaire, à condition de respecter certaines dispositions, et notamment :

- De ne pas dépasser la limite de 1 tonne par semaine de déchets de cuisine et de table apportés par site (hors structurant) ;

- D'avoir une personne formée aux bonnes pratiques pour le suivi des sites et leur gestion dans les règles de l'art ;

- De suivre la bonne montée en température du tas en cours de compostage ;

- De limiter l'utilisation des « matières compostées » produites (qui restent des SPAn C3) à l'exploitant et aux producteurs de biodéchets (sauf dans le cas où le compost respecte la norme NFU 44-051) et à une échelle locale (intercommunalité et communes limitrophes) ;

- De ne pas utiliser le compost sur des plantes fourragères.

Parmi les SPAn, seuls les déchets de cuisine et de table sont autorisés en compostage de proximité. Les autres déchets alimentaires (par exemple les anciennes denrées alimentaires d'origine animale issues des rebus de distribution) ne peuvent être compostés dans ce type de dispositif.

Enfin, selon l'ordonnance du 29 juillet 2020, les biodéchets triés à la source ne peuvent pas être mélangés avec d'autres déchets. L'arrêté du 15 mars 2022 fixe les exceptions possibles : les déchets et emballages collectés avec des biodéchets doivent être compostables, méthanisables ou biodégradables. Si leur collecte est possible, il n'y a pas d'obligation pour les collectivités d'élargir les consignes de tri à ces emballages et déchets (autres que biodéchets)

### 3.2.1.2. Mise en application

Selon les chiffres-clés de l'ADEME, le gisement des biodéchets ménagers était estimé en 2015 à environ 18 millions de tonnes dont 5,1 millions de tonnes valorisées à domicile (essentiellement des déchets verts), 3,8 millions de tonnes de déchets verts collectés en déchèterie, 1,16 millions de tonnes de déchets collectés en porte-à-porte et en points de regroupement (dont 58 mille issus de la collecte des déchets alimentaires) et 8 millions de tonnes mélangées dans les OMR (ADEME, 2017).
<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>Figure 11. Gestion des biodéchets en France en 2015 (RECORD, 2022 ; Tonnages : source ADEME, 2017).</figcaption></figure>

D'après un sondage réalisé par OpinionWay pour l'ADEME en 2020, 34 % des foyers déclaraient composter leurs biodéchets alimentaires, avec une fréquence très régulière pour la quasi-totalité d'entre eux. Ce compostage est effectué principalement dans des composteurs dans le jardin (74 %). Seulement 9 % des répondant avaient un composteur collectif près de chez eux (ADEME, 2020). Les collectes séparées de biodéchets en PAP ou points de regroupement restent marginales en France : 4 millions d'habitants étaient desservis en 2017 (soit environ 7 % de la population) ce qui représentait 74 000 tonnes de biodéchets (ADEME, 2020a).

Le rapport ADEME de 2017 précise la répartition de ces collectes en 2016 :

- Sur 101 collectivités françaises réalisant la collecte séparée des biodéchets, 24 collectivités collectaient les biodéchets provenant uniquement des professionnels.

- Cette collecte est réalisée sur des territoires de tailles variées en termes de population, avec toutefois plus de 40 % des collectivités qui desservent moins de 10 000 habitants. La région des Hauts-de-France est celle qui regroupe la population desservie par une collecte des biodéchets la plus importante, du fait notamment de la métropole de Lille qui réalise cette collecte sur la moitié de sa population (plus de 500 000 hab.).

- La majorité des collectivités ayant mis en place une collecte séparée a une typologie d'habitat mixte (47 % des collectivités – 42 % de la population desservie) ou urbaine (20 % des collectivités – 24 % de la population desservie).

- A cette même date, la moitié des collectivités ayant instauré une collecte séparée collectait les déchets alimentaires seuls et l'autre moitié collecte les déchets alimentaires et les déchets verts en mélange. La collecte des déchets alimentaires seule est plus récente. Elle est plus développée sur les collectivités présentant une typologie d'habitat rural (34 %) et mixte (48 %).

La collecte des déchets alimentaires et des déchets verts est le plus souvent présente uniquement sur une partie du territoire.

En termes de modes de valorisation, la **méthanisation** est majoritairement présente sur les gros territoires (50 % de la population desservie pour 30 % des collectivités). Les déchets alimentaires collectés seuls sont principalement valorisés dans des installations de **compostage**. Cela est plus équilibré pour les collectes de déchets alimentaires et déchets verts. La typologie plus rurale et la taille inférieure des collectivités réalisant une collecte de déchets alimentaires seuls expliquent ce constat. La méthanisation est un procédé plus complexe et nécessitant des investissements plus importants (ADEME, 2017).
### 3.2.2. Allemagne

#### 3.2.2.1. Spécificités du cadre réglementaire allemand

La loi sur la gestion des déchets allemande (KrWG) revue en 2012 couvre la prévention, l'utilisation et l'élimination des déchets. Elle oblige les producteurs de déchets et les autorités chargées de la gestion des déchets à collecter séparément les biodéchets depuis le 1er janvier 2015. Cette loi est concrétisée dans l'ordonnance sur les biodéchets (BioAbfV) de 2012 (BGK, 2017). Il n'y a pas de plan national spécifique sur le gaspillage alimentaire. Néanmoins, un programme de prévention des déchets du gouvernement a été réalisé avec les Etats fédéraux en 2013. Il comprend des mesures visant à réduire le gaspillage alimentaire.

Le cadre européen est appliqué avec certaines spécificités : en Allemagne, les DCT des ménages seuls sont exemptés de l'application du règlement SPAn (ADEME, 2021b).

La loi sur les fertilisants (DÜV) de 2017, donne le cadre des bonnes pratiques de fertilisation et présente les exigences particulières pour les engrais organiques. L'application de fertilisants ne doit pas dépasser 170 kg N/ha et une période d'arrêt est exigée en hiver. Le compost et le digestat sont également soumis à l'ordonnance sur les fertilisants (DÜMV) de 2012 pour qu'ils soient utilisés comme engrais organique ou comme amendement. Une déclaration sur le type de fertilisant, la matière première, les éléments nutritifs et sur d'autres propriétés est obligatoire. Des valeurs seuils sur les impuretés et les contaminants sont aussi fixées dans l'ordonnance (Bundesgütegemeinschaft Kompost e.V, 2017). Dès 1989, l'organisation allemande d'assurance de la qualité du compost (BGK) a été créée. Elle est en charge de surveiller et contrôler la qualité du compost, du digestat et des produits issus des boues d'épuration. Elle porte les labels de qualité RAL pour le compost et les boues de digestat et d'épuration. La norme de qualité sur le compost RAL GZ 251 a été créée en 1991. Des normes sur le digestat ont fait leur apparition à partir de 2000. Aujourd'hui, plus de 700 membres participent aux différents systèmes d'assurance de qualité de BGK (Bundesgütegemeinschaft Kompost e.V, 2017).

#### 3.2.2.2. Mise en application

D'après une étude réalisée par la société GfK SE auprès des ménages allemands, 34 % des biodéchets étaient collectés séparément en 2016-2017, 33 % étaient collectés dans les OMR, 14 % étaient envoyés dans les égouts, 9 % étaient compostés à domicile et 6 % étaient utilisés pour l'alimentation animale (Schmidt et al, 2019). La collecte des biodéchets en Allemagne auprès des ménages a débuté en 1985. 13,85 millions de tonnes de biodéchets étaient envoyés en compostage et en méthanisation en 2017 (BGK, 2017). En 2015, 7,37 millions de tonnes de biodéchets ont été envoyées en compostage. Les 3,96 millions de tonnes de compost produites ont été acheminées à 62,3 % pour l'agriculture et la foresterie, à 20,6 % pour les particuliers et à 17,1 % pour l'aménagement paysager et la gestion/remise en état des terres. La même année, 6,48 millions de tonnes de biodéchets ont été valorisées en méthanisation. Les 4,09 millions de tonnes de digestat produites ont été valorisées à 97,1 % pour l'agriculture et la foresterie et à 2,9 % pour l'aménagement paysager et la gestion/remise en état des terres (Federation Ministry for the Environment, Nature Conservation and Nuclear Safety, 2018).

### 3.2.3. Royaume-Uni

#### 3.2.3.1. Spécificités du cadre réglementaire britannique

Au Royaume-Uni, ce sont les nations (Angleterre, Irlande du Nord, Ecosse et Pays de Galles) qui sont responsables de la réglementation sur les déchets.

##### Angleterre

L'examen gouvernemental de la politique des déchets en Angleterre de 2011 définit plusieurs objectifs sur le gaspillage alimentaire. Le règlement sur les déchets de 2011 oblige toutes les entreprises et organismes publics à appliquer la hiérarchie de gestion des déchets. En 2013, un programme sur la prévention des déchets a été publié. Enfin, le gouvernement britannique a proposé en décembre 2018 une stratégie pour gérer plus efficacement les ressources et minimiser les déchets pour l'Angleterre, avec une approche d'économie circulaire. Il propose l'introduction de la collecte hebdomadaire des déchets alimentaires pour tous les ménages ainsi que la collecte auprès de tous les professionnels. La
taxe de mise en décharge joue aussi un rôle important dans la réduction de l'enfouissement des biodéchets (Gilbert, 2017).

Dans sa stratégie nationale de gestion des déchets (Resources and waste strategy for England) énoncée en 2018, l'Angleterre annonce son intention d'adopter en 2023 une loi obligeant la collecte séparée des déchets alimentaires des ménages. À l'échelle nationale, l'Angleterre vise par ailleurs la valorisation matière de 65 % des déchets municipaux pour 2035 (sans objectif spécifique aux biodéchets).

## Irlande du Nord

La stratégie de gestion des déchets d'Irlande du Nord a été publiée en 2013, contenant plusieurs propositions politiques et réglementaires. En 2015, la réglementation sur les déchets alimentaires est entrée en vigueur. Elle impose notamment la collecte séparée et le traitement des biodéchets. Les districts ont l'obligation de fournir les contenants. Les entreprises produisant plus de 5 kg/semaine de déchets alimentaires ont l'obligation de faire collecter leurs biodéchets. La mise en décharge est également interdite dans le Pays depuis le 1er avril 2015 (Gilbert, 2017).

## Ecosse

L'Ecosse a présenté son plan zéro déchet en 2010. Il fixait un objectif de recyclage de 70 % d'ici 2025. Concernant les biodéchets, le gouvernement écossais vise un objectif de réduction du gaspillage alimentaire de 33 % entre 2013 et 2025. Le règlement écossais sur les déchets de 2012 a imposé la collecte des déchets alimentaires dans les zones non rurales à partir du 1er janvier 2016. Depuis cette date, toutes les entreprises produisant plus de 5 kg/semaine de déchets alimentaires doivent obligatoirement faire collecter leurs biodéchets. Ces biodéchets collectés ne peuvent pas être envoyés en décharge ni en incinération. La mise en décharge des biodéchets municipaux est d'ailleurs interdite depuis le 1er janvier 2021 (Gilbert, 2017).

## Pays de Galles

Similairement, le Pays de Galles a élaboré une stratégie zéro déchet en 2010, dont un des objectifs est de recycler au moins 70 % des déchets d'ici 2025. La méthanisation des biodéchets collectés séparément est favorisée. Le règlement sur les déchets de 2011 est similaire à celui de l'Angleterre. Il oblige toutes les entreprises et organismes publics à appliquer la hiérarchie de gestion des déchets (Gilbert, 2017).

Le Royaume-Uni lutte contre le gaspillage alimentaire depuis 2007. Une série d'accords volontaires avait permis de faire diminuer le gaspillage alimentaire de 14 %. Le Courtauld Commitment 2025 est le dernier accord. Il vise à réduire le gaspillage alimentaire de 20 % entre 2015 et 2025. Les Britanniques souhaitent atteindre l'objectif de développement durable 12.3 des Nations Unies (HM Government, 2018).

Au Royaume-Uni, un permis environnemental ou une licence est nécessaire pour toutes les opérations de stockage, traitement et élimination des déchets. Cependant, chaque nation a sa propre réglementation. En Angleterre et au Pays de Galles, un système d'autorisation environnementale est en vigueur. Les installations complexes doivent avoir un permis sur mesure alors que les installations plus simples n'ont besoin que d'un permis standard. Un système de licence est en place pour la collecte des déchets en Ecosse et en Irlande du Nord (Gilbert, 2017).

Compost PAS 100 et Digestat PAS 110 sont deux appellations indiquant la haute qualité du compost et du digestat. Ces appellations ne constituent toutefois pas une norme. Bien que le compost et le digestat reçoivent ces appellations, les autorités les considèrent toujours comme des déchets. L'Angleterre, l'Irlande du Nord et le Pays de Galles ont construit ensemble des critères de sortie du statut de déchets appelés « Quality Protocol » afin que les produits ne soient plus considérés comme déchets et puisse être commercialisés comme produits. Cette démarche n'est pas encore reconnue en Ecosse (Gilbert, 2017).

### 3.2.3.2. Mise en application

Parmi les déchets collectés, 48 % sont des déchets alimentaires, 45 % sont des déchets verts et 7 % correspondent à d'autres types de biodéchets.
Environ 51 % des biodéchets sont valorisés dans des installations de méthanisation et 49 % dans des unités de compostage (European Environment Agency, 2020). En 2016-2017, la collecte séparée des biodéchets était instaurée dans l'ensemble du Pays de Galles et de l'Irlande du Nord, dans 90 % du territoire de l'Ecosse et dans 50 % du territoire de l'Angleterre. Les déchets alimentaires étaient collectés séparément sur la totalité du Pays de Galles, sur 55 % de l'Ecosse, 33 % de l'Angleterre et 10 % de l'Irlande du Nord. La collecte des déchets alimentaires était principalement réalisée en mélange avec les déchets verts en Irlande du Nord (55 %) (Department for Environment, Food and Rural Affairs, 2018).

### 3.2.4. Suède

#### 3.2.4.1. Spécificités du cadre réglementaire suédois

Depuis 2005, il est interdit d'envoyer des déchets organiques en décharge en Suède. Une taxe sur l'incinération des déchets a été instaurée en 2006 afin de favoriser, entre autres, la valorisation de la matière organique. Elle a finalement été abrogée en 2010 car elle n'avait aucun effet sur le taux de valorisation. Avant 2017, la Suède n'a pas de stratégie spécifique ni de plan national d'actions de réduction du gaspillage alimentaire. En revanche, la réduction du gaspillage alimentaire était prise en compte dans le plan de gestion des déchets, dans le programme de prévention des déchets et dans le programment environnemental (Elander et al., 2016). En 2017, l'agence de l'alimentation, l'agence de protection de l'environnement et le Conseil de l'agriculture ont élaboré le plan d'actions « More to do more ».

Avfall Sverige est une organisation professionnelle regroupant communes, associations communales et entreprises de gestion des déchets. Ces membres ont rédigé un guide pour aider les municipalités et les entreprises à mettre en place le tri et la collecte des déchets alimentaires et les sensibiliser à l'importance de la qualité du tri par rapport à la qualité des produits finaux de traitement que sont le digestat et le compost.

La mise en place obligatoire de la collecte séparée des biodéchets est en cours de discussion mais pas encore appliquée (Avfall Sverige, 2017).

L'accent est mis sur la méthanisation des biodéchets. Cela peut s'expliquer par le fait qu'un des objectif politique assumé à l'échelle nationale est de n'avoir aucun combustible fossile utilisé dans les transports publics d'ici 2030. De plus, le digestat issu de la méthanisation jouera un rôle très important dans la stratégie alimentaire suédoise car c'est un des rares engrais approuvé en agriculture biologique (Avfall Sverige, 2017).

L'utilisation du compost et du digestat n'est pas réglementée spécifiquement. Cependant, la réglementation sur le fumier et les boues d'épuration est généralement utilisée, notamment pour les concentrations en nutriments et métaux. Des certifications pour le digestat (SPCR 120) et pour le compost (SPCR 152) existent depuis 1999 et sont gérées par Avfall Sverige (Avfall Sverige, 2017).

Selon l'Ordonnance sur les déchets adoptée en 2020, les villes devront mettre en place d'ici le 1er janvier 2024 un système de collecte des déchets alimentaires triés à la source pour les ménages ainsi qu'un dispositif de transport des déchets alimentaires séparément des autres déchets.

#### 3.2.4.2. Mise en application

La collecte séparée des biodéchets est réalisée dans 238 des 290 villes suédoises. Elle est effectuée pour 68 % des villes, par des entreprises. Seules les grandes villes collectent elles-mêmes leurs déchets.

En 2017, Dansk Affaldsforening (l'association danoise des déchets) a lancé un système national de pictogrammes (terminologie, symboles et couleurs) pour faciliter le tri et renforcer le recyclage des déchets qui est en passe de devenir commun à l'ensemble des pays nordiques (Suède, Danemark, Norvège, Finlande et Islande). Il a été adopté en Suède en 2020. Jusqu'à récemment, la communication sur le tri et le traitement des déchets différait d'un pays à l'autre, et souvent d'une commune à l'autre. Le système a été développé grâce à la collaboration entre les municipalités et les entreprises de déchets, l'industrie du recyclage, les

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FOOD WASTE
producteurs et les détaillants d'emballage ainsi que les citoyens des pays nordiques.

Le système se compose de pictogrammes différents qui peuvent être utilisés aussi bien pour les déchets collectés chez les ménages et dans les entreprises (par exemple le verre, le métal ou le plastique) que pour les déchets collectés dans les centres de recyclage. Le système vise à ce que les citoyens retrouvent les mêmes symboles de tri des déchets où qu'ils soient : au travail, à la maison, dans les lieux publics, au supermarché...

Les déchets alimentaires collectés sont traités par voie biologique avec l'objectif principal de boucler le cycle de la matière et ramener les nutriments au sol. En 2020, 4 839 430 tonnes de déchets municipaux ont été traités au niveau national, soit 466 kg par habitant, dont 776 280 tonnes (75 kg par habitant) de déchets alimentaires et de jardin collectés et traités par compostage ou méthanisation. Cette part a progressé de 11% par rapport à 2019 en raison de l'augmentation du nombre de municipalités qui collectent séparément les déchets alimentaires et les déchets de jardin

Sur les 685 980 tonnes de biodéchets ménagers valorisés en 2019, 48,5 % sont des déchets alimentaires valorisés en méthanisation (co-digestion), 6,8 % sont des déchets alimentaires valorisés dans des stations d'épuration (co-digestion des boues de station d'épuration avec les biodéchets de restauration et le lisier de bovin), 4,8 % sont des déchets alimentaires compostés à domicile et 1,4 % sont des déchets verts valorisés en compostage (Avfall Sverige, 2019).

En 2019, 1 710 100 tonnes de déchets ont été envoyées en méthanisation. Cela a permis de produire 1 678 740 tonnes de fertilisant et 1 013 120 MWh d'énergie (dont 87,5 % de carburant) (Avfall Sverige, 2019). Le marché du biogaz issu de la méthanisation est en croissance, malgré un ralentissement dû à l'incidence de la concurrence avec le biodiesel et la mobilité électrique. Le fertilisant est populaire auprès des agriculteurs et de l'industrie de l'agriculture biologique. En revanche, les installations ne gagnent pas d'argent grâce à sa vente (Avfall Sverige, 2017).

La plupart des installations de traitement qui produisent du compost ou du digestat peuvent labelliser leurs produits grâce à un système de certification, SPCR 120, développé par Avfall Sverige en concertation avec les industries agricoles et alimentaires, les producteurs de compost et de digestat, les pouvoirs publics et les chercheurs. Cette certification qui couvre toute la chaîne, de la matière première au produit fini, existe depuis 1999. Il permet un accès gratuit à la qualité du produit), l'objectif étant d'augmenter la confiance du client envers le produit et d'améliorer les opportunités de vente.

Un produit certifié doit forcément être composé de matières organiques telles que des déchets alimentaires triés à la source, du fumier, des cultures et des résidus de culture. Le mélange avec des déchets de STEP n'est pas autorisé. En outre, le produit doit être hygiénisé, et doit répondre aux exigences de teneur en métal.

## 3.2.5. Italie

### 3.2.5.1. Spécificités du cadre réglementaire italien

La transposition de la directive européenne sur la mise en décharge 1993/31/CE limite l'enfouissement de la matière organique à moins de 85 kg/hab./an en 2018. Un premier objectif national relatif à la collecte séparée (tous flux confondus) a été fixé en 1997. Il visait 35 % de collecte séparée d'ici 2023. L'Italie a renforcé en 2006 ces objectifs en fixant comme objectif de collecter séparément 40 % des déchets dans chaque commune en 2007 et 65 % en 2012. La collecte séparée des biodéchets n'est donc pas explicitement obligatoire mais elle est nécessaire pour atteindre les objectifs fixés. La majorité des villes a donc adopté un programme spécifique pour la mise en place de cette collecte dans le but de respecter la réglementation. La plupart des programmes régionaux ont en outre imposé la collecte séparée, majoritairement au travers d'une collecte en porte-à-porte. Les principales indications faites par les régions et provinces sont les suivantes : collecter les déchets alimentaires séparément des déchets verts, collecter les biodéchets en porte-à-porte lorsque cela est possible techniquement et économiquement et collecter les biodéchets en utilisant uniquement des sacs compostables, en papier ou en plastique compostable, certifiés selon la norme EN13432.

En 2016, l'Italie a adopté une loi visant à réduire le gaspillage alimentaire à chaque étape de la chaîne d'approvisionnement alimentaire. Le don et la distribution de déchets alimentaires sont fortement incités, par l'instauration d'une réduction d'impôt (Condamine, 2020).

La loi italienne (D.Lgs 75/2010 et ses amendements) reconnaît le compost comme un amendement pour le sol selon trois catégories (Green Compost, Biowaste Compost et Sludge Compost). Le Green Compost (GWC) est produit à partir de déchets verts uniquement. Le Biowaste Compost (BWC) est produit à partir de biodéchets (déchets alimentaires et déchets verts) et le Sludge Compost (SWC) comprend des boues issues de différentes matières premières. En revanche, le digestat provenant de
la méthanisation est considéré comme un déchet et doit être composté pour obtenir le statut de compost.

En 2003, le label « CIC Quality Compost Label » (CQL) a été mis en place. Environ 50 installations de compostage sont labélisées aujourd'hui.

Le ministère du développement économique a également rédigé un décret soutenant la production de biométhane pour être utilisé en carburant pour véhicule. L'association Italian Composting and Biogas Association CIC est en train de créer le label « Biomethane Fertile » pour certifier l'origine et la durabilité du biométhane produit (Italian Composting and Biogas Association, 2020).

### 3.2.5.2. Mise en application

En 2018, 7,1 millions de tonnes de biodéchets ont été collectées séparément puis valorisées en Italie, dont 5,1 millions de tonnes (84 kg/hab.) de déchets alimentaires. Une hausse de 12 % a été constatée par rapport à 2017. Une majorité de villes applique les programmes sur la collecte en porte-à-porte des déchet alimentaires, basée sur la collecte en bioseaux équipés de sacs biodégradables. Cette collecte a initialement été instaurée par les petites villes puis étendue aux villes moyennes et ensuite aux grandes, ce qui a grandement augmenté le nombre de ménages concernés. L'association CIC a mené une étude en 2018 sur la composition des déchets alimentaires. Les 830 analyses effectuées ont montré que la collecte en porte-à-porte permet la collecte de déchets alimentaires de meilleure qualité. Le taux de refus moyen est de 2,4 % pour les petites villes (< 5 000 hab.) et de 5 % pour les grandes villes (Italian Composting and Biogas Association, 2020).

D'après l'association CIC, 281 installations de compostage et 58 installations de méthanisation (avec compostage intégré) étaient présentes sur le territoire en 2018. Les 10 plus grandes installations (>100 000 t/an) traitent 25 % des biodéchets italiens. Les biodéchets collectés séparément sont envoyés à 51 % vers des installations de compostage et 49 % vers des unités de compostage. En 2018, 2 millions de tonnes de compost ont été produites la même année dont 40 % ont été labélisées. Les trois quarts sont utilisés en agriculture et en horticulture tandis que le quart restant est vendu pour le jardinage et l'aménagement paysager. La CIC estime que 9,2 millions de tonnes de biodéchets seront collectées séparément en 2025, ce qui aura une incidence sur la hausse du nombre d'unités de méthanisation (Italian Composting and Biogas Association, 2020).

## 3.2.6. Espagne

### 3.2.6.1. Spécificités du cadre réglementaire espagnol

Le ministère de l'Agriculture, de l'Alimentation et de l'Environnement espagnol est responsable des plans nationaux de gestion des déchets. Celui de 2016-2022 ainsi que la loi cadre de 2011 définissent les grandes lignes directrices de la politique adoptée par le pays (Favoino et al., 2020). La loi espagnole de 2011 sur les déchets et sols pollués transposant la directive européenne 2008/98/CE encourage la séparation à la source des biodéchets en vue de leur valorisation (European Environment Agency, 2013). Le ministère de l'agriculture espagnol a développé une stratégie sur la prévention du gaspillage alimentaire est élaborant le plan 2013-2016 puis le plan 2016-2020. Deux accords volontaires ont également été mis en place (La alimentación no tiene desperdicio, aprovéchala! et Manifiesto "basta de despilfarrar alimentos") (Fusions, s.d).

Cependant, c'est aux communautés autonomes de rédiger leur propre stratégie adaptée pour la gestion de leurs déchets. La plupart des plans régionaux de gestion des déchets réalisés ces dernières années comprennent des dispositions sur la collecte séparée des biodéchets.

La Catalogne est la région la plus performante en termes de collecte séparée des biodéchets (Favoino et al., 2020). En 2004, cette région a introduit des taxes sur la mise en décharge et l'incinération des déchets afin de promouvoir la prévention des déchets et la collecte séparée. Elle a ensuite rédigé le plan régional le plus ambitieux d'Espagne : le Programme PROGREMIC 2007-2012. Ce programme avait pour objectif de valoriser 55 % de la matière organique en 2012, notamment au travers du déploiement de la collecte séparée des biodéchets (European Environment Agency, 2013). Un décret régional de 2009 impose alors cette collecte séparée et est renforcé ensuite par un programme général de prévention et de gestion des déchets et des ressources en Catalogne. Il s'agit du PRECAT 20 qui a eu pour objectif de valoriser 60 % en poids des biodéchets en 2020, avec un refus de tri dans les biodéchets inférieur à 10 % (en poids). La Catalogne a également son propre plan régional de réduction du gaspillage alimentaire.
### 3.2.6.2. Mise en application

La collecte des biodéchets est instaurée dans plusieurs communautés autonomes d'Espagne. Près de 85 % de ces biodéchets sont des déchets alimentaires. Un peu plus de 60 % des biodéchets sont valorisés en compostage et le reste en méthanisation (European Environment Agency, 2020).

La Catalogne est la région la plus performante. En 2019, près de 433 000 tonnes de biodéchets ont été collectées séparément et 7 000 tonnes ont été compostées à domicile (Agencia de Residus de Catalunya, 2019).

### 3.2.7. Synthèse pour les principaux pays européens

Les principaux éléments sur les obligations et pratiques en termes de prévention et gestion des biodéchets des pays venant d'être cités sont résumés dans le tableau ci-après.

<table><caption>Tableau 4. Synthèse des principaux éléments par pays.</caption><thead><tr><th></th><th>Prévention</th><th>Tri à la source des biodéchets</th></tr></thead><tbody><tr><td>Royaume-Uni</td><td><strong>Royaume-Uni</strong><br>Série d'accords volontaires sur le gaspillage alimentaire depuis 2007 : diminution de 14 %<br>Accord Courtauld Commitment 2025 : objectif de réduction de 20 % entre 2015 et 2025.<br><br><strong>Angleterre</strong><br>Réglementation sur les déchets (2011) et Programme sur la prévention des déchets (2013) : plusieurs objectifs de prévention<br><br><strong>Ecosse</strong><br>Plan zéro déchet (2010) : recycler au moins 70 % des déchets d'ici 2025<br>Réduction du gaspillage alimentaire de 33 % entre 2013 et 2025<br><br><strong>Pays de Galles</strong><br>Stratégie zéro déchet (2010) : recycler au moins 70 % des déchets d'ici 2025</td><td><strong>Angleterre</strong><br>Proposition d'une stratégie (2018) : introduction de la <strong>collecte hebdomadaire</strong> des déchets alimentaires pour tous les ménages et professionnels<br>50 % territoire collecté en 2016<br><br><strong>Irlande du Nord</strong><br>Réglementation sur les déchets alimentaires (2015) : obligation de la collecte séparée pour les ménages, collecte obligatoire pour les entreprises produisant plus de 5 kg/semaine de déchets alimentaires<br><br><strong>Collecte effective sur tout le territoire</strong><br><br><strong>Ecosse</strong><br>Règlement sur les déchets (2012) : <strong>collecte des déchets alimentaires obligatoire dans les zones non rurales</strong> depuis le 01/01/2016<br>Obligation de la collecte pour les entreprises produisant plus de 5 kg/semaine de déchets alimentaires<br>90 % du territoire collecté en 2016<br><br><strong>Pays de Galles</strong><br><strong>Collecte</strong> sur tout le territoire</td></tr><tr><td>Suède</td><td>2017 : objectifs sur le gaspillage alimentaire inclus dans le plan d'actions « More to do more ».</td><td>4,8 % des déchets alimentaires compostés à domicile<br>Obligation de la collecte à compter du 1er janvier 2024<br>Collectes 238 des 290 villes suédoises</td></tr><tr><td>Italie</td><td>Loi sur le gaspillage alimentaire (2016) : don et distribution de déchets alimentaires fortement incités, par l'instauration d'une réduction d'impôt</td><td>1997 : objectif de collecter séparément 35 % des déchets (tous flux confondus) d'ici 2023<br>2006 : objectif de collecter séparément 40 % des déchets (tous flux confondus) dans chaque commune en 2007 et 65 % en 2012<br><br><strong>Collecte séparée des biodéchets imposé par la majorité des programmes régionaux</strong></td></tr><tr><td>Espagne</td><td>Plans sur la prévention du gaspillage alimentaire 2013-2016 puis 2016-2020.<br>Deux accords volontaires<br>Plans régionaux sur la réduction du gaspillage alimentaire</td><td>Loi sur les déchets et sols pollués (2011) : encourage la séparation à la source des biodéchets<br>La majorité de plans régionaux de gestion des déchets intègrent la collecte séparée</td></tr></tbody></table>
Parmi les pays étudiés, on note que plusieurs imposent la collecte séparée des biodéchets auprès des ménages : c'est le cas de l'Allemagne, de l'Angleterre, de l'Irlande du Nord, de l'Ecosse (uniquement pour les zones non rurales), du pays de Galle et de la majeure partie des régions d'Italie et d'Espagne. La Suède est par ailleurs en cours de réflexion pour rendre également la collecte obligatoire.

Par ailleurs, les pratiques en termes de valorisation des biodéchets collectés sont résumées ci-après. On note globalement que les biodéchets sont globalement, valorisés à 50 % en méthanisation et 50 % en compostage. Ces chiffres moyens sont toutefois représentatifs d'une échelle nationale (toutes typologies d'habitat confondues) et pour l'ensemble des biodéchets (déchets alimentaires et déchets verts). A titre d'exemple, pour la Suède, alors que 100 % des déchets verts sont traités en compostage, les déchets alimentaires sont quasi-exclusivement traités par méthanisation (86 % en unité de méthanisation et 12 % en co-digestion avec des boues de STEP, contre seulement 2 % par compostage).

En France, bien que plus de collectivités traitent leurs biodéchets par compostage, les sites de méthanisation sont plus gros et traitent plus de déchets.

<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>**Figure 12. Modes de valorisation des biodéchets (en parts de biodéchets traités en %).**</figcaption></figure>

Les principales réglementations et normes produits sont reprises dans le tableau ci-dessous, sans exhaustivité à ce stade.
<table><caption>Tableau 5. Normes et règlementations applicables par pays.</caption><thead><tr><th></th><th>Normes compostage / digestat</th></tr></thead><tbody><tr><td>Union Européenne</td><td><p><strong>Réglementation sur les déchets</strong> / Directive cadre sur l'Economie Circulaire : (UE) 2018/851</p><p><strong>Réglementation sur les sous-produits animaux (SPAn)</strong> Règlement (CE) n°1069/2099 / Règlement d'application (UE) n°142/2011</p><p><strong>Règlement sur les matières fertilisantes</strong> (UE) n° 2019/1009, « établissant les règles relatives à la mise à disposition sur le marché des fertilisants UE », Sa mise en application est progressive et les fertilisants « UE » pourront être mis sur le marché à partir du 16 juillet 2022.</p><p><strong>Règlement sur l'Agriculture Biologique</strong> (UE) n°2018/848 / (CE) No 834/2007 / (CE) No 889/2008</p><p>Autorisation de l'épandage de digestats, y compris de digestats issu de mélanges fermentés de déchets ménagers</p></td></tr><tr><td>France</td><td><p>Norme NF U44-051 : Amendements organiques (avec ou sans engrais)</p><p>Norme NF U44-551 : Supports de culture (avec ou sans engrais)</p><p>Norme NF U44-095 : Amendements organiques, Composts contenant des matières d'intérêt agronomique, issues du traitement des eaux (avec ou sans engrais)</p><p>Écolabel européen : milieux de culture, amendements pour sols et paillis</p><p>Label ASQA</p><p>Valorisation agronomique : conformité à la Directive Nitrate</p></td></tr><tr><td>Allemagne</td><td><p>Réglementation SPAn adaptée : les DCT en sont exclus</p><p>DÜV sur les fertilisants (2017) : compost et digestat soumis à max. 170 kg N/ha</p><p>Label de qualité RAL (1989) : Norme sur le compost (1991) et sur le digestat (2000)</p><p>Existence d'exigences supplémentaires des associations d'agriculture biologique : Bioland/Naturland</p></td></tr><tr><td>Royaume-Uni</td><td><p>Appellations Compost PAS 100 et Digestat PAS 110 (pas de norme)</p><p>Angleterre, Irlande du Nord et Pays de Galles : création de critères de sortie du statut de déchets « Quality Protocol » pour la commercialisation du compost et du digestat</p></td></tr><tr><td>Suède</td><td><p>Certifications (1999) : SPCR 120 pour le digestat et SPCR 152 pour le compost : impact sur la qualité des co-produis, mais aussi exigences sur l'installation et obligation de collecte en sacs papiers.</p></td></tr><tr><td>Italie</td><td><p>Label (2003) : « CIC Quality Compost Label » (CQL) pour le compost</p><p>Label « Biomethane Fertile » pour le biométhane</p></td></tr></tbody></table>

## 4. Enjeux associés à la gestion des biodéchets

Cette partie présente les principaux enjeux liés à la gestion des biodéchets, sur la base de documents issus de la littérature. Elle est complétée dans le chapitre III, à travers les retours d'expérience documentés.

### 4.1. Généralités

#### 4.1.1. Hiérarchie de gestion des déchets

La directive cadre sur les déchets de 2008 a instauré la hiérarchie de gestion des déchets (voir figure ci-après). Celle-ci indique que la prévention est à privilégier et que le recours à l'élimination sans valorisation est à éviter au maximum. Le traitement des déchets avec valorisation n'apparaît qu'après la prévention, la réutilisation et le recyclage.
La création d'unités de valorisation organique (méthanisation, de compostage ou autre) doit donc être planifiée en tenant compte de cette hiérarchie, et notamment en anticipant les évolutions liées à une meilleure prévention. Les unités de valorisation doivent fonctionner au maximum de leur capacité pour des raisons économiques et techniques. En effet, les apports d'intrants doivent être réguliers, notamment en méthanisation. Plus la quantité des intrants apportés dans un méthaniseur est importante, plus le rendement sera intéressant et plus la quantité de biogaz produit sera importante.
En outre, le traitement de proximité doit également être privilégié, pour favoriser le retour au sol au niveau local et limiter le transport de ces déchets. Le compostage de proximité ainsi que les projets de valorisation territoriaux ou locaux sont donc également à favoriser.

<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>Figure 13. Hiérarchie de gestion des déchets (European Environment Agency, 2020).</figcaption></figure>

### 4.1.2. Enjeux économiques

La mise en place de la collecte des biodéchets a un impact sur le coût de la gestion des déchets. L'ADEME a évalué cette hausse à environ 11,3 €HT/hab. Cependant, cette hausse peut être limitée, par exemple, par une optimisation du service, une identification des zones les plus pertinentes ou encore une identification des exutoires de traitement les plus proches (ADEME, 2018).

Les coûts d'investissement concernant les plateformes de compostage et les unités de méthanisation dépendent du type d'installation choisi et du type de valorisation adopté. L'ADEME précise les ordres de grandeurs suivants (ADEME, 2015) :

- unité de compostage :

- coût d'investissement entre 124 €/t<sub>c</sub> à 465 €/t<sub>c</sub> suivant le type d'installation (coûts exprimés par rapport à la capacité entrante en tonne).

- coût de traitement très variable : il peut être une charge ou une source de recette suivant la commercialisation du compost produit.

- unité de méthanisation traitant les déchets alimentaires à l'échelle industrielle :

- coût d'investissement entre 500 €/t<sub>c</sub> et 1 200 €/t<sub>c</sub> selon la capacité de l'installation.

- coûts d'exploitation variables suivant le dimensionnement, le type de déchets traités et le(s) mode(s) de valorisation. A titre d'exemple, la méthanisation agricole n'est pas rentable si seule de l'électricité est produite (pas de valorisation des digestats).

De même, SAGE indique des coûts (investissements + fonctionnement) plus élevés pour la méthanisation : 92 à 107 €/t<sub>t</sub> pour la méthanisation contre seulement 40 à 42 €/t<sub>t</sub> pour le compostage (ces coûts sont exprimés par rapport à la tonne traitée, donc nous comparables aux précédents) (AMORCE, 2019).

Ces coûts sont des coûts moyens tous types d'intrants confondus. Pour rappel, les unités de compostage traitent principalement des déchets verts à ce jour (pas d'agrément sanitaire nécessaire).
### 4.1.3. Acceptation des biodéchets municipaux sur des installations traitant d'autres déchets

Comme évoqué précédemment, la réglementation sanitaire européenne fixe les conditions de traitement des SPAn. Seules deux filières de valorisation sont autorisées pour les déchets de cuisine et de table : le compostage et la méthanisation dans des unités agréées. Néanmoins, plusieurs dérogations existent. Les matières classées SPAN C2 et C3 peuvent être méthanisées sans stérilisation ni hygiénisation si le digestat est incinéré ou valorisé en compost ; ceci nécessite toutefois l'accord de la DDCSPP locale. Certaines matières de classe C2 (ex. lisiers, fumiers, produits laitiers) et de classe C3 (ex. anciennes denrées alimentaires cuites, anciens aliments pour animaux cuits) font aussi l'objet d'une dérogation si elles sont utilisées seules dans un méthaniseur ou avec d'autres matières de classes C2 et C3 ayant été stérilisées/hygiénisées. En revanche, les déchets de cuisine et de table, les denrées alimentaires crues et les déchets d'abattoirs d'animaux « sains » doivent impérativement être hygiénisés avant d'être mélangés à d'autres intrants (ATEE, s.d.).

### 4.1.4. Acceptation des installations

Les installations de compostage et de méthanisation ne sont pas toujours bien acceptées par la population. Le syndrome « Not In My Back Yard » (NYMBY) est souvent évoqué pour expliquer les problèmes d'acceptabilité sociale mais il ne peut rendre compte de toutes les subtilités liées au sujet. Les citoyens sont nombreux à être en faveur du développement de l'énergie renouvelable, mais refusent parfois l'implantation d'installations dans leur environnement proche pour diverses raisons. Les nuisances olfactives sont la raison la plus invoquée. Certaines odeurs peuvent provenir du stockage et du broyage des intrants en méthanisation et dans les installations de compostage en milieu ouvert. L'impact sur le paysage, l'impact sonore et la hausse du trafic routier (pour les grandes installations) sont d'autres sources de contestations qui peuvent être identifiées et évitées en amont des projets si ces derniers sont co-construits. D'après Bourdin (2019), les installations de traitement des biodéchets sont plus facilement acceptées lorsqu'il y a une politique globale de gouvernance territoriale basée sur la création de confiance ainsi qu'une intégration de toutes les parties prenantes concernées. Au-delà du syndrome NIMBY, il existe également un problème de justice distributive. D'après l'étude réalisée par Bourdin, les profits pour la communauté locale sont faibles et limités à un nombre très restreint d'acteurs économiques. Assurer une « équité locale » favoriserait clairement l'acceptabilité du projet (Bourdin, 2019).

## 4.2. Enjeux liés à la collecte

Le collecte des biodéchets ménagers et professionnels se développe en France depuis quelques années. Quelques retours d'expérience et guides à destination des collectivités sont disponibles pour préciser les principales problématiques rencontrées et facteurs de réussite d'une collecte auprès des usagers d'une collectivité (Compost Plus, 2018 ; ADEME, 2013). Le benchmark réalisé en 2021 par l'ADEME complète également ces retours d'expérience avec des exemples européens (ADEME, 2021b).

Le dimensionnement d'une collecte de biodéchets doit répondre à deux principaux enjeux : faciliter le geste de tri pour optimiser les quantités collectées et assurer une bonne qualité des biodéchets collectés. Pour cela, plusieurs recommandations sont émises, parmi lesquelles :

- **Communiquer largement et régulièrement** : les performances reposent en effet pour partie sur l'implication des usagers et la qualité du tri. La communication auprès de la population est donc décisive dès son lancement et doit être régulièrement renouvelée pour dynamiser la participation des usagers.

- **Cibler les déchets alimentaires en priorité** : Plusieurs grandes agglomérations proposent encore ce type de collectes en mélange (déchets alimentaires et déchets verts, mais les projets actuellement développés de collecte séparée visent dorénavant exclusivement les déchets alimentaires. Les déchets verts et les biodéchets ont en effet des caractéristiques différentes, impliquant des modalités de gestion spécifiques, tant pour la collecte que pour le traitement.

- **Choisir des outils de tri adaptés** : pour favoriser la participation des usagers il est également indispensable d'équiper les foyers d'un matériel de tri pratique et peu encombrant dans la cuisine. A ce sujet, il est recommandé l'utilisation d'un bio-seau ajouré avec un sac compostable, préférentiellement en papier. Toutefois l'utilisation de sacs plastiques peut être préférée par certains usagers, car ils sont plus résistants.
<figure><img src="image_27.png" /></figure>

## Zoom sur les sacs en plastique et la notion de biodégradabilité

Différents types de sacs en plastique peuvent être utilisés, qui se distinguent par leur origine et leur biodégradabilité :

i) les plastiques biosourcés et non biodégradables ;

ii) les plastiques biosourcés et biodégradables ;

iii) les plastiques non biosourcés (pétrochimiques) et biodégradables.

iv) les plastiques non biosourcés et non biodégradables.

Différentes conditions sont nécessaires à l'établissement de la biodégradabilité (ADEME, 2020c) :

- L'action biologique est impérative pour qu'un plastique soit classé comme biodégradable. Elle peut être le fait de micro et/ou de macro-organismes. Elle implique la décomposition des molécules, en passant éventuellement par une étape intermédiaire de fragmentation et engendre la formation d'eau, de gaz ($CO_2$ et/ou de $CH_4$) et éventuellement de sous-produits (résidus, nouvelle biomasse) dont il conviendra qu'ils soient non toxiques pour l'environnement.

- Des dégradations biotiques ou abiotiques initiales (fragmentation) peuvent favoriser la décomposition par les micro-organismes.

- La notion de biodégradabilité est nécessairement liée à la précision des conditions du milieu : compostage industriel, compostage domestique, méthanisation, dégradation dans le milieu sol, eau douce, eau de mer...

- La biodégradabilité est également définit selon une période de temps.

La biodégradation peut passer par une étape intermédiaire de fragmentation ou désintégration du matériau. Il est prouvé que la désintégration d'un plastique permet d'augmenter la surface accessible et ainsi d'accélérer la biodégradation si elle doit avoir lieu. Ce peut donc être une étape de la biodégradation sous réserve qu'il y ait en fine une bio assimilation. A noter que certains matériaux se fragmentent sans qu'il n'y ait de biodégradation ensuite, c'est le cas des oxobiodégradables ou oxybiodégradables. Ces plastiques n'entrent pas dans la définition des plastiques biodégradables puisque leur assimilation par des organismes vivants n'a jamais encore pu été validée scientifiquement sur la base des méthodes normatives. Les sacs oxo-dégradables sont interdits depuis la LTECV mais on n'en trouve encore dans le commerce.

L'évaluation du caractère biodégradable est encadrée par différentes normes, mais ces spécifications concernent uniquement le compostage :

- La notion de biodégradation est définie par l'ISO 472 : 2013 (définition 2.1680), mais uniquement dans le domaine du compostage des déchets plastiques, comme étant « la dégradation causée par une activité biologique, en particulier par une action enzymatique, entraînant une modification significative de la structure chimique d'un matériau.

- La norme NF EN 13432 permet de normer un emballage plastique par rapport à sa biodégradation en compostage industriel uniquement. Les conditions de compostage associées à cette norme sont les suivantes : température élevée dans les andains (plus de 60°C), brassages réguliers (retournement des andains), humidité vérifiée, etc.

- La norme NF T51-800 permet de normer un plastique par rapport à sa biodégradation en compostage domestique. Les conditions de compostage domestique associées à cette norme sont les suivantes : températures plus faibles dans le compost (30°C), température extérieure de +25°C (+ ou - 5°C).

Outre ces références normatives, il existe également des certifications privées (marques de conformité), dont la plus répandue en France est celle délivrée par TÜV AUSTRIA qui propose cinq labels concernant la biodégradabilité (OK compost INDUSTRIAL, OK compost HOME, OK biodegradable SOIL, OK biodegradable WATER et OK biodegradable MARINE) ou DIN CERTCO. Ces certifications établissent leurs propres exigences (programmes d'essais) en se basant bien entendu sur les normes référencées ci-dessus. Ces certifications reposent sur l'instruction d'un dossier pour chaque produit demandant une certification comprenant la réalisation des essais par des laboratoires reconnus. Des contrôles peuvent être réalisés.

Cette problématique de terminologie impacte la filière valorisation organique :

- **Geste de tri** : il est difficile pour le consommateur de distinguer les différents types de plastiques.
- **Biodégradabilité** : la biodégradabilité n'est pas toujours adaptée aux procédés de compostage et de méthanisation appliqués sur le terrain et les filières manquent de recul sur l'impact de tels matériaux.

- **Impact sur le produit fini et/ou le process** : des études commencent à émerger révélant que des molécules plus ou moins nocives sont présentes dans les plastiques, même biodégradables et peuvent être libérées à travers le process de compostage et/ou de méthanisation. Par ailleurs, ces sacs plastiques présentent une grande élasticité : ils peuvent s'étirer et s'accumuler sur les pièces en mouvements des équipements de pré-traitement (broyeur, déconditionneurs, pompes ou agitateurs des systèmes d'hygiénisation...

Sur la base de ces constats, la FNADE (2020) recommande de collecter les biodéchets des ménages en vrac, ou dans des contenants en papier (sac kraft). FEDEREC (2021) préconise également de ne pas orienter les plastiques biodégradables vers les circuits de collecte des biodéchets qui alimentent les installations de compostage industriel et de méthanisation.

L'arrêté du 15 mars 2022 fixe la liste des emballages et déchets qui peuvent être collectés avec des biodéchets triés à la source. Au cœur du sujet figure la collecte en mélange de certains plastiques compostables.

Depuis l'arrêté du 15 mars 2022, seuls sont autorisés pour collecter les biodéchets :

- les sacs en papier ou carton,

- les sacs plastique répondant à la norme NF T51-800 (compostage domestique),

- les sacs en plastique normé NE EN 13432 (compostage industriel) sont pour certains autorisés jusqu'au 31 décembre 2024 (uniquement s'ils ont été commandés par les collectivités dans le cadre de marchés publics passés avant la publication de l'arrêté)

**Pour les sacs ne répondant pas aux critères de l'arrêté, le déconditionnement avant valorisation est obligatoire.**

- **Adapter les moyens de pré-collecte** : Réduire le volume de bac est essentiel pour limiter la présence de déchets verts dans les collectes de biodéchets. Par ailleurs, il est recommandé de privilégier l'individualisation des bacs pour assurer la traçabilité des déchets et responsabiliser l'usager. Dans certaines situations (habitat dense, manque de place, accessibilité réduite des camions de collecte...) il est toutefois nécessaire de proposer des bacs collectifs ou des PAV. Alors, le bac ou point d'apport devra être bien identifié, avec éventuellement un contrôle d'accès.

- **Réviser l'ensemble du dispositif de collecte** : cela passe par une adaptation des fréquences de collecte OMR, un redimensionnement des collectes et une adaptation du matériel de collecte. En outre, le périmètre de collecte des biodéchets doit être adapté à la typologie : la collecte séparée des biodéchets ne présente pas la même efficacité en fonction de l'habitat. En milieu urbain dense, les contraintes de collecte requièrent des investissements importants ; en habitat rural, la faible production de biodéchets rapportée aux distances de collecte ne justifie pas toujours la mise en place d'une collecte séparée.

- **Expérimenter** : tester le dispositif sur des quartiers pilotes permet de valider les hypothèses de dimensionnement en vue de son extension et de rôder sa communication. Il est nécessaire de bien intégrer tous les critères socio-démographiques du territoire et toutes les cibles utilisatrices du futur dispositif (collectifs, professionnels, résidences secondaires, usagers pratiquant le compostage domestique...).

- **Mettre en place des outils d'évaluation du service** : suivi des performances de collecte et de la qualité des déchets collectés).
<figure><img src="image_28.png" /></figure>

## Zoom sur les déchets acceptables au sein d'une collecte des biodéchets

L'arrêté du 15 mars 2022 élargit la liste des déchets acceptables pour une collecte des biodéchets. Au-delà des sacs de collecte compostables (voir plus haut), et outre les biodéchets stricts, le texte autorise les déchets suivants :

- les filtres à café en papier ;

- les sachets de thé et tisane en papier, et leur contenu ;

- les capsules et dosettes à café composées d'au moins 95 % de papier ;

- les serviettes en papier ;

- les fleurs fanées ;

- les cheveux, les ongles, les plumes et les poils d'animaux de compagnie.

Il est à noter que la collecte conjointe des déchets listés dans l'arrêté « est rendue possible par le présent arrêté, mais n'est pas obligatoire ». Il revient aux collectivités de fixer la liste des déchets acceptés avec les biodéchets. Par ailleurs, les déchets doivent répondre à l'ensemble des exigences fixées par la norme encadrant le compostage domestique.

En revanche, le texte n'autorise pas la collecte conjointe des litières végétales d'animaux domestiques. Les emballages et cartons souillés par des aliments (carton à pizza, etc.) restent aussi exclus de la collecte conjointe.

# 4.3. Enjeux du compostage industriel

## 4.3.1. Enjeux vis-à-vis des intrants

### Qualité des intrants

La qualité des intrants est primordiale pour la valorisation des biodéchets parce que la qualité des intrants impacte le fonctionnement des installations, que ce soit en termes de réaction de biodégradation ou de qualité des produits sortants qui se doivent de respecter des normes plus ou moins strictes selon les pays.

Le mélange des déchets mis à composter doit être équilibré et structuré. Plusieurs indicateurs permettent d'obtenir un bon mélange :

- L'humidité et la compacité : elles doivent permettre une circulation d'air suffisante au sein du tas. Le taux de matière sèche doit être inférieur à 50 %.

- La structure et la porosité : la granulométrie des matières ne doit pas être trop fine pour éviter tout compactage, ni trop grossière pour permettre leur dégradation

- Le rapport C/N (rapport massique du carbone sur azote) : il doit être compris entre 20 et 35. Les micro-organismes responsables des fermentations ont besoin de 15 à 30 fois plus de carbone que d'azote pour décomposer la matière organique. Le produit de départ doit donc être suffisamment structuré afin d'obtenir ce rapport optimal.

**Dans le cas des biodéchets de type déchets alimentaires, ils sont trop humides pour faire l'objet d'un compostage en tant qu'intrants uniques et doivent par conséquent être mélangés à un structurant.**

Une étape de broyage peut avoir lieu lorsqu'il y a une présence de déchets ligneux parmi les intrants.

En outre, le procédé de compostage provoque une perte de volume de 70 % entre les déchets intrants et le produit fini, du fait de la dégradation de la matière organique. Ainsi, si le compostage permet d'hygiéniser les matières, grâce à la montée en température, il ne permet pas la dégradation de certains polluants, notamment les métaux lourds, qui au contraire se concentrent dans le compost. La qualité des matières organiques d'origine est primordiale pour garantir la qualité du compost. 24 des 39 pays
étudiés par l'EEA ont des normes nationales sur la qualité du compost, fixées par la législation en vigueur, des normes indépendantes ou en cours d'élaboration (European Environment Agency, 2020). Les normes sur la qualité pour les métaux lourds et les impuretés ainsi que les limites de doses d'application au sol varient selon les pays car elles dépendent principalement de la situation (ex. structure du sol, concentrations de fond de polluants, pratiques agricoles, absence ou présence d'amendements/engrais dans le sol).

Pour supprimer au maximum les éléments indésirables, une étape de prétraitement est souvent nécessaire, permettant de retirer notamment les métaux ou de déconditionner les déchets. Le plastique est un contaminant majeur à traiter, pour assurer une qualité du compost : la réglementation européenne sur les produits fertilisants fixe la présence maximum de plastique dans le compost à 2,5g/kg de compost (European Environment Agency, 2020) et plusieurs pays ont fixé des seuils encore plus stricts.

D'après van der Zee et Molenveld (2020), le déploiement de la collecte des biodéchets auprès des usagers pourrait augmenter le risque de contamination par le plastique. Ceci exige donc des mesures pour réduire la contamination des biodéchets par les plastiques lors de la collecte. En effet, il est plus efficace d'éviter la contamination des plastiques à la source que de miser sur leur élimination lors du traitement, plus coûteuse et limitée dans ses effets (Kehres, 2017).

Certains types d'intrants peuvent également avoir des conséquences sur l'environnement et la santé (ex. dégagement d'odeurs pouvant être potentiellement fortes, présence de polluants organiques) (Saveyn et Eder, 2014).

Les normes de qualité des produits sont plus facilement atteignables lorsque les boues d'épuration ne sont pas autorisées à être traitées en mélange avec les biodéchets et lorsqu'une évaluation des risques est obligatoire pour les intrants (Saveyn et Eder, 2014).

### 4.3.2. Enjeux vis-à-vis des procédés

Le compostage est caractérisé par une production de chaleur, une perte de masse et de volume (due à la perte de matière, l'évaporation d'eau et un effet de tassement), une transformation des matières premières organiques (par voie chimique, biochimique et physique).

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>Figure 14. Principales phases du compostage et processus en jeu (Source : Chambre d'agriculture Occitanie, 2019).</figcaption></figure>

Lors du procédé, la matière organique se dégrade rapidement avec une montée en température au-dessus de 45°C. Cette étape voit se succéder :

* dans un premier temps, l'action des micro-organismes mésophiles engendre une montée en température jusqu'à 30-40°C, une dégradation de la cellulose et est responsable de la principale perte de masse,
• dans un second temps, celle des micro-organismes thermophiles, avec l'atteinte au centre du tas de températures élevées de 60-70 °C. A ce stade, ont lieu l'évaporation d'eau et les pertes en azote qui se minéralise sous forme ammoniacale volatile. La perte de poids continue également.

L'hygiénisation du compost a lieu lorsque la température est maintenue plusieurs jours au-dessus d'une certaine valeur. Selon l'ADEME, un compost bien hygiénisé doit avoir atteint 55 °C pendant deux semaines ou 50 °C pendant 6 semaines. Si cette hygiénisation n'est pas respectée, le compost peut contenir différents types d'agents pathogènes tels que les champignons et parasites, issus des intrants. Il peut également contenir des mauvaises herbes et des propagules végétales viables qui favorisent la croissance des mauvaises herbes lorsqu'elles sont répandues sur le sol. La présence de pathogènes dépend de l'origine, du stockage et du process.

La phase de refroidissement ou intermédiaire est caractérisée par une stabilisation de la température au-dessous de 40°C. Lors de cette phase, l'azote est incorporé dans des molécules complexes.

La phase de maturation ou mésophile s'accompagne de la conversion de la matière organique en humus stable sous l'action des champignons qui prennent la place des micro-organismes. Les matières organiques sont stabilisées et humifiées, le pH s'équilibre vers la neutralité et le volume du tas diminue : évaporation de l'eau et volatilisation du carbone. Cette phase de maturation nécessite quelques mois, mais est parfois réduite pour des raisons de place ou pour récupérer du structurant par ciblage.

Le compost est ensuite criblé pour répondre aux besoins du marché et pour récupérer les refus (réutilisés dans un autre tas de compost). Cette étape permet aussi d'enlever les indésirables non récupérés lors de la réception des intrants. Enfin, le compost est stocké de préférence sous hangar ou sous une bâche pour le protéger des intempéries (ADEME, 2015).

Différents types d'installations peuvent être dimensionnées pour respecter ce procédé, selon la qualité et les quantités d'intrants. En termes financiers, les installations de compostage lent présentent des coûts d'investissement deux fois moins élevés que les installations de compostage accéléré à l'air libre et quatre fois moins élevés que le compostage sous bâtiment. En revanche, lorsqu'on exprime les coûts d'investissement en tonnes de déchets entrants, le compostage lent et accéléré à l'air libre ont des coûts relativement semblables (respectivement 124 €/t et 189 €/t en 2005). Le coût du compostage sous bâtiment reste de loin le plus important (465 €/t). Le coût de traitement des biodéchets varie également fortement en fonction de leur origine et de l'activité de l'unité de compostage. Les installations de compostage sont soumises à la réglementation des installations classées pour la protection de l'environnement (ICPE) (ADEME, 2015). Celles accueillants des déchets alimentaires et ayant une capacité située entre 2 et 20 tonnes par jour sont soumises à déclaration. Celles ayant une capacité située entre 20 et 75 tonnes par jour sont soumises à enregistrement et celles accueillant plus de 75 tonnes de déchets alimentaires par jours doivent obtenir une autorisation.

Plusieurs techniques de compostage à grande échelle sont utilisées. Le compostage se fait majoritairement en casier/couloir sous aération forcée, en réacteur fermé, à ciel ouvert.

Le compostage à ciel ouvert est le plus rencontré parce qu'il est le plus simple et le moins cher à mettre en place. Il est bien adapté aux déchets verts. Les andains (2 à 3 m de haut) sont retournés régulièrement, notamment lors de la phase active du compostage. Plusieurs mois sont nécessaires pour un bon traitement (phase de maturation incluse) (ADEME, 2015).

Le compostage en casier/couloir sous aération forcée est utilisé principalement pour le compostage des boues d'épuration. Les boues (préalablement déshydratés) sont mélangées avec un structurant puis envoyées dans un casier sous aération forcée (insufflation ou aspiration d'air). Les casiers sont sous une bâche, sous un auvent ou dans un bâtiment fermé. Dans ce dernier cas, l'air est capté puis traité. Cette étape dure 3 à 4 semaines. Un changement de casier peut être effectué pendant ces semaines. Le produit est ensuite criblé. La maturation est réalisée en andain et le structurant récupéré par criblage est réutilisé en début de process (ADEME, 2015).

Le compostage en réacteur fermé est utilisé principalement pour les biodéchets collectés sélectivement auprès des ménages et des professionnels. Le process est quasiment similaire avec le compostage en casier. Toutefois, chaque casier forme un réacteur fermé qui est dirigé de manière autonome en termes d'aération et de gestion de l'humidité (ADEME, 2015).
Le compostage peut se faire à plus petite échelle, notamment dans le cadre du compostage en bout de champ. La mise en andain se fait par vidage successif des remorques, en tas d'environ 1,7 sur 3 m de haut sur 3,5 m de large. Le retournement doit être effectué tous les 10 jours à 3 semaines et cela minimum deux fois. Le compost est à épandre 3 semaines après le dernier retournement (ADEME, 2015).

De manière générale, le compostage des biodéchets des collectivités (i.e. des DCT) peut se faire sur tout type d'installation de compostage en théorie et donc par extension y compris à ciel ouvert. Une autorisation de la DDPP est toutefois nécessaire. Par ailleurs, la présence de DCT peut engendrer des nuisances importantes. Il est donc recommandé de positionner l'installation à distance des habitations et de procéder à des bâchages des andains.

### 4.3.3. Enjeux vis-à-vis de la valorisation des sortants

#### Un cadre règlementaire évolutif

La règlementation européenne sur les produits fertilisants a pour but d'encourager l'utilisation d'engrais organiques et d'amendements de sol, pour réduire la dépendance vis-à-vis des importations d'engrais minéraux et contribuer à une économie circulaire pour les nutriments. Des exigences réglementaires sur la mise sur le marché de fertilisants à base de compost et de digestat (engrais organique, amendement du sol et milieux de culture) sont alors mises en place. Toutefois, les règles nationales pour les engrais et les amendements peuvent être maintenues, en cas de reconnaissance bilatérale de ces règles. Depuis le 16 juillet 2020, la réglementation impose aux entreprises des États membres de l'Union européenne la certification (marquage CE) de leurs composts, amendements, engrais et milieux de culture à base de compost ou de digestat séché pour les exporter vers d'autres pays européens. Les biodéchets qui ne sont pas collectés séparément, les boues d'épuration et les boues industrielles ne sont pas autorisés comme matières premières (European Environment Agency, 2020).

Le retour au sol du compost en tant que matière fertilisante peut se faire selon plusieurs modalités (article L. 255-5 du Code Rural et de la Pêche Maritime) :

- Mise sur le marché d'un compost conforme à la norme NFU 44-051 ;

- Mise sur le marché suite à la délivrance d'une autorisation de mise sur le marché (= le compost devient un produit) ;

- Mise sur le marché d'un produit conforme à un cahier des charges approuvé par voie réglementaire.

La dose moyenne d'épandage de compost conseillée selon la norme NFU 44-051 est 10 tonnes/ha/an. Le principal débouché du compost est le monde agricole qui permet un écoulement local du compost produit. Assurer la qualité du compost est par exemple permis par la normalisation (NFU 44051, NFU 44551) ou encore la labellisation (Écolabel Européen, ASQA, uAB) du compost : pour connaître les exigences et garanties de chaque norme et label, voir l'annexe 1.

#### Un marché du compost soumis à la concurrence

Près de la moitié du compost produit en Europe est destiné à l'agriculture et à l'horticulture (voir figure ci-après). En France, le compost est utilisé à 65 % en agriculture et en horticulture, à 10 % pour l'aménagement paysager et les espaces verts et à 5 % pour les milieux de culture. Les 20 % restant sont valorisés par d'autres biais.
<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>**Figure 15.** Marché du compost issu des biodéchets dans plusieurs pays et régions européennes en 2018 (European Environment Agency, 2020).</figcaption></figure>

La concurrence entre le compost et d'autres engrais organiques tels que le fumier et le digestat entraîne une offre excédentaire d'engrais organiques dans certaines régions européennes (ex. Belgique, Pays-Bas) (European Environment Agency, 2020).

## Impact du compostage sur l'environnement et la santé

Les **gaz** émis lors de la production de compostage sont dus principalement à la biodégradation de la matière organique par les microorganismes. Il s'agit principalement du **CO2** et de la **vapeur d'eau**. Certains gaz peuvent avoir des effets non négligeables sur l'environnement et la santé. Il s'agit du **protoxyde d'azote** (N2O) et de **méthane** (CH4) qui peuvent avoir un impact sur l'effet de serre. Lorsque le compost est utilisé comme amendement du sol, la matière organique restante dans le compost est relativement stable et la dégradation est plutôt lente. Dans le cas où le compost remplace d'autres engrais, cela peut conduire à une réduction des émissions de gaz à effet de serre en évitant la production d'engrais. L'utilisation du compost comme engrais organique peut, dans une certaine mesure, réduire les émissions de N2O associées à l'utilisation d'engrais minéraux. Cependant, cela n'a pas été quantifié jusqu'à maintenant (Saveyn et Eder, 2014). L'ammoniac (NH3) engendre l'acidification et l'eutrophisation des milieux. Des composés soufrés et organiques volatils peuvent provoquer des odeurs et des troubles de la santé. L'ADEME affirme en 2015 que plus de la moitié des installations de compostage était concernées par des problèmes d'odeurs. C'est principalement le cas pour les installations de grandes capacités (> 20 000 t/an) et celles accueillant les biodéchets des ménages. Toutefois, le contrôle de 5 paramètres permet de limiter ces nuisances. La porosité doit se situer entre 30 et 40 %. Le rapport carbone/azote (C/N) doit être d'environ 30. Une aération naturelle ou forcée est nécessaire pour apporter les besoins en oxygène des microorganismes aerobies. L'humidité doit être d'environ 60 % au début de la fermentation. La température est le dernier paramètre à contrôler. Des systèmes préventifs (retournement des andains en fonction du vent, aération pilotée par la température ou l'oxygène) et palliatifs (produits masquants, couverture des andains) sont parfois utilisés pour faire face aux problèmes olfactifs (ADEME, 2015).

Comme vu précédemment, un compost mal hygiénisé peut contenir différents types d'agents pathogènes tels que les champignons et parasites ou des mauvaises herbes et des propagules végétales viables qui favorisent la croissance des mauvaises herbes lorsqu'elles sont répandues sur le sol. Lorsque les agents pathogènes se retrouvent dans le sol, ils peuvent infecter les animaux, les plantes ou les humains et poser de graves problèmes de santé et de lutte contre les maladies des plantes (Saveyn et Eder, 2014).
Les effluents liquides produits lors du compostage des biodéchets doivent être gérés puis traités pour éviter les impacts sur l'environnement. Les bassins pour les eaux pluviales varient entre 0,36 et 0,49 m³/m². Les eaux de ruissellement sont traitées via un traitement primaire (débourbeur / déshuileur, dégrilleur, bassin de décantation ou de stockage) pour décanter les matières en suspension et via un traitement secondaire qui permet de dégrader la pollution organique des effluents collectés et ou les stocker (2ème bassin en cascade, lagune aérée, lits plantés de roseaux). Le volume de ces bassins est compris entre 0,06 et 0,10 m³/m² de surface utile. Les eaux de process sont utilisées de différentes manières. Elles sont utilisées pour l'arrosage. C'est le mode de gestion le plus utilisé, notamment pour les unités de compostage des déchets verts et biodéchets ménagers. Les eaux peuvent être évacuées vers le réseau d'assainissement. Cela concerne principalement les grandes installations et les unités de compostage de boues. Elles peuvent aussi être envoyées vers le milieu naturel. Dans ce cas, un traitement poussé est nécessaire (présence d'un traitement secondaire). L'épandage est la dernière solution. Elle est très peu pratiquée. Elle est principalement utilisée par les installations de traitement de boues d'épuration. Le stockage et le traitement des effluents engendrent des sédiments qui se déposent en fond de bassin. Ils doivent être enlevés une à deux fois par an (ADEME, 2015).

Un revêtement doit recouvrir le sol des unités de compostage afin d'éviter la contamination de la nappe phréatique. Les installations agricoles peuvent composter sur un sol nu non stabilisé à condition de ne pas dépasser 10 mois de compostage. Pendant le compostage, les pertes en éléments minéraux pouvant atteindre le sous-sol sont très faibles. Les pertes en potassium n'ont pas d'effet notable sur l'environnement. Les pertes en azote se font par voie gazeuse et celles de phosphore se font par l'entraînement direct de particules de compost dans le milieu (ADEME, 2015).

## Enjeux sur la vie et la pollution du sol

Le compost a des effets à long terme sur les propriétés chimiques, physiques et biologiques du sol. Les manières dont le compost peut affecter le sol sont complexes, mais il est admis que le compost présente un effet positif sur la fertilité du sol à long terme, à condition que la qualité du compost soit satisfaisante et que les bonnes pratiques agricoles soient suivies. L'humus produit à partir du compost **augmente la présence de matière organique** dans le sol et **stocke une partie du carbone** de la biomasse contenu dans le compost dans le sol pendant de plus longues périodes. Le compost permet une **réduction de l'érosion des sols**, de **lutter contre les maladies des plantes** et donc de réduire l'utilisation de produits phytosanitaires. La structure du sol est améliorée, ce qui réduit la nécessité de le travailler avec des machines. L'utilisation de compost sur de longues périodes et une utilisation moins importante d'engrais minéraux **réduisent le lessivage des nitrates**. La rétention d'eau est également améliorée, ce qui réduit le besoin en irrigation et réduit les risques d'inondation (Saveyn et Eder, 2014).

En revanche, lorsque le compost est appliqué au sol, son contenu chimique est transféré à la terre. Les métaux lourds et les polluants organiques peuvent alors être transférés. Les **métaux lourds** peuvent être directement toxiques pour les plantes ou transmis à l'homme par la chaîne alimentaire. C'est pourquoi la teneur en métaux lourds est réglementée par la norme NF U 44-051 (amendement organique).

Peu d'informations sont connues sur le contenu, le devenir et les effets des **polluants organiques** présents dans le compost. Ils peuvent être issus des intrants ou être générés lors du processus de compostage. Les polluants organiques persistants sont à peine éliminés lors du compostage. Des études ont montré qu'une accumulation de ces polluants pouvait se faire sur le long terme, avec des concentrations qui restent toutefois relativement faibles (Saveyn et Eder, 2014).

Les effets à long terme des **particules indésirables** présentes dans le compost (ex. plastique) sont peu connus. Ces particules peuvent être réduites en taille par les intempéries et les opérations physiques des terres. Elles peuvent ensuite être ingérées par la faune du sol. Les microparticules alors créées se retrouvent dans la chaîne alimentaire (Saveyn et Eder, 2014).

Des **particules** sont également émises lors de la manipulation du compost (déplacement, retournement, criblage, etc.). Ces particules transportent souvent des microorganismes et des molécules biologiques ayant des effets sur la santé. Cependant, peu d'informations sont connues sur les effets des expositions par les travailleurs et la population (ADEME, 2015).
## Enjeu de l'adaptation des pratiques agricoles

Les développements récents de la valorisation des biodéchets urbains contribuent à créer de nouvelles interactions entre les agriculteurs et les acteurs publics (Jarousseau et al., 2016). Ces transformations impactent les agriculteurs dans leurs pratiques, et sont porteurs d'enjeux sociaux et économiques.

En termes de gestion de la fertilisation, l'utilisation de composts de biodéchets n'est pas aussi aisée que celle d'engrais chimiques : elle implique souvent un temps de travail supplémentaire, des connaissances ainsi que du matériel spécifique (épandeur, camion benne) (Gabriel, 2021).

Les interactions entre agriculteurs et acteurs de la gestion des biodéchets ne se font pas toujours sans difficultés : une grande hétérogénéité de situations existe. Si dans certains cas, les composts de biodéchets sont effectivement valorisés comme un produit commercial et vendus aux agriculteurs, dans de nombreux cas les collectivités rencontrent des difficultés pour valoriser économiquement leurs composts (Joncoux, 2013). Dans les faits, le compost de biodéchets est parfois perçu avec méfiance par les agriculteurs, en raison notamment des indésirables qu'il peut éventuellement contenir. A l'inverse, l'effet fertilisant et/ou amendant n'est pas toujours bien connu.

De manière plus générale, il a été montré qu'au-delà des critères purement techniques d'optimisation et des arguments commerciaux, l'opinion (et notamment les rumeurs), mais aussi les traditions, les croyances jouent un rôle essentiel dans les choix de gestion effectués par les agriculteurs : et ceci aussi bien dans le sens d'un usage renforcé des composts, ou au contraire de leur rejet (Gabriel, 2021).

## 4.4. Enjeux de la méthanisation

### 4.4.1. Enjeux vis-à-vis des intrants

#### Qualité des intrants et impact sur le process

Similairement au compostage, la qualité des intrants envoyés en méthanisation impacte à la fois le procédé de dégradation et la qualité des sortants, biogaz et digestat.

La qualité des intrants est un enjeu majeur puisque que la composition impacte directement l'environnement réactionnel des microorganismes et donc les performances du procédé (cinétique et stœchiométrique). A titre d'exemple, la composition peut privilégier certaines voies métaboliques plus que d'autres et donc impacter la composition en méthane dans le biogaz produit. Des déchets riches en protéines peuvent tendre à augmenter la teneur en azote dans le milieu et provoquer l'inhibition partielle ou totale de certaines étapes réactionnelles... Le pH et le FOS/TAC (AGV totaux et alcalinité) sont ainsi des paramètres qui sont suivis en continu ou de manière très régulière de manière à limiter un impact majeur de l'approvisionnement sur le milieu réactionnel.

La siccité ou taux de matière sèche des déchets à traiter est un facteur clé pour le choix du procédé de méthanisation. Certains constructeurs tendent à adapter le gisement à leur technologie alors qu'il faudrait adapter le choix de la technologie aux caractéristiques des gisements à traiter. Concernant les biodéchets, leur siccité est comprise entre 10 et 20 % de matière sèche. Des procédés en voie humide ou en voie sèche de type piston peuvent donc facilement être envisagés.

L'approvisionnement doit être préparé en cohérence avec les caractéristiques de fonctionnement du procédés et les caractéristiques des équipements de transfert (ex. pompe avec une siccité requise comprise entre 10 et 12%). L'enjeu est donc de mettre en œuvre des procédés en cohérence avec les gisements qui ont été identifiés et qui sont à traiter.

La charge organique appliquée correspond au flux de matière organique journalier envoyé au réacteur et que la quantité de microorganismes (biomasse active) devra être capable de traiter. Ce paramètre est exprimé en quantité de matière organique (DCO si liquide, MO ou MV si solide) par unité de volume de digesteur et par unité de temps. Ce paramètre est différent selon le procédé mis en œuvre qui ne présente pas la même capacité de traitement par volume (conditionné par la teneur en microorganismes maintenue dans le réacteur) et la qualité de la matière organique (conditionnée par sa composition et son accessibilité). La charge organique est un paramètre dimensionnant. La maîtrise de ce paramètre en phase d'exploitation est critique pour la stabilité du procédé biologique : une charge organique trop importante peut provoquer une accumulation d'acides (Acides Gras Volatiles : AGV) dans le digesteur et un arrêt de la réaction ; à l'inverse, une charge trop faible ne permettra pas aux bactéries de se développer correctement ce qui peut mener à une perte de capacité de traitement du fait d'une diminution de la part de biomasse active dans le digesteur (plus de mortalité que de décès).
La charge organique appliquée est directement liée à la quantité de matière amenée au digesteur (débit journalier) et à la teneur en matière sèche et en matière organique de l'approvisionnement. Or, la siccité n'est pas un paramètre qui se mesure en ligne. Une bonne connaissance des gisements et de leur variabilité ainsi qu'une maitrise des quantités à traiter sont des éléments primordiaux pour maîtriser les conditions d'approvisionnement et donc d'exploitation.

Les déchets à traiter constituent l'alimentation des microorganismes actifs. L'approvisionnement doit permettre d'apporter l'ensemble des éléments nécessaires à leur croissance : CHONPS et nutriments divers. Une attention particulière est faite dans le cas d'une méthanisation de déchets alimentaires qui pourrait tendre à des carences. Par ailleurs, une teneur élevée en sucre peut induire une acidification rapide du milieu réactionnel et donc à une diminution des cinétiques réactionnelles voire un arrêt du procédé.

Pour éviter de déstabiliser la biologie des digesteurs, la plupart des exploitants tendent à stabiliser les modalités d'approvisionnement en termes de qualité et de quantité. Les paramètres ne pouvant être suivi en ligne, une variabilité de l'approvisionnement de 10 à 20 % au maximum est fixée de manière empirique.

Outre la qualité de la matière organique, le potentiel méthanogène (PBM ou BMP en anglais) est un paramètre fondamental régulant l'intérêt de méthaniser un type de déchet, en définissant la quantité de biogaz pouvant être produit. Les caractéristiques des intrants peuvent également impacter la qualité du biogaz.

<table><caption>Tableau 6. Caractéristiques du substrat impactant la méthanisation (RECORD, 2015b).</caption><thead><tr><th>Impact sur</th><th colspan="2">Caractéristiques</th></tr></thead><tbody><tr><td>Technologie de méthanisation</td><td>Pour un substrat liquide :<br>MES<br>Charge organique (DCO / m³/jour)<br>pH</td><td>Pour un substrat solide :<br>Teneur en eau<br>Charge organique (kg/MO / m³/jour)<br>Granulométrie / présence d'éléments encombrants</td></tr><tr><td>Procédé de méthanisation</td><td>Qualification de la MO<br>C/N (10 &lt; C/N &lt; 30)<br>Matières solubles / lignocellulosiques<br>Teneur en sucres, protéines et graisses<br>Inhibiteurs de la méthanisation :<br>Oxygène<br>Ammoniac<br>Sels (chlorure de sodium, sulfures)<br>Métaux lourds (cuivre, chrome, nickel)<br>Antibiotiques, les substances de désinfection, cyanures</td><td></td></tr><tr><td>Quantité de biogaz produit / rendement de l'installation</td><td>MS, MO<br>BMP</td><td></td></tr><tr><td>Qualité du biogaz</td><td>Teneur en soufre<br>Teneur en Silicium organique (silicones, siloxanes)<br>Azote ammoniacal</td><td></td></tr><tr><td>Qualité des digestats</td><td>Valeur agronomique /Matières fertilisantes :<br>Teneur en azote total et ammoniacal<br>Teneur en phosphore<br>Teneur en potassium<br>Matières minérales<br>Innocuité<br>Inertes et impuretés : plastiques, verre...<br>Éléments Traces Métalliques (ETM)<br>Composés Traces Organiques (CTO)<br>Critères microbiologiques</td><td></td></tr></tbody></table>

Comme pour le compost, la pollution par le plastique doit être évitée au maximum. Un déconditionneur est situé généralement avant le digesteur pour séparer principalement la matière organique des emballages dans lesquels elle se trouve.
Comme évoqué précédemment, l'utilisation de sous-produits animaux et produits dérivés est réglementée. Les unités de méthanisation accueillant des déchets alimentaires (SPAn3) doivent être agréées, sauf en cas de dérogation. (ATEE, s.d.).

### Importance de l'absence de contaminants

Tout élément non biodégradable et non extrait par le procédé se retrouvera dans le digestat, en sortie de procédé. La présence de contaminants (plastique, verre ou chimique) doit par conséquent être limitée. La méthanisation tend à concentrer les éléments contaminants (perte de MO biodégradable au cours du processus). Néanmoins, ces éléments polluants se retrouveront au niveau du sol lors de l'épandage du digestat. Il convient donc d'être particulièrement vigilant à la qualité des biodéchets qui sont réceptionnés et qui entrent dans le procédé de méthanisation.

### Complémentarité entre divers types de biodéchets

Le type de biodéchets utilisés présente une incidence sur le bon déroulement de la dégradation et sur la qualité des produits sortants. En méthanisation, les apports de biodéchets ont tendance à faire diminuer les teneurs en éléments fertilisants présents dans les digestats à base de déjections animales (ADEME, 2015). Les biodéchets de l'industrie agro-alimentaire ou les biodéchets municipaux augmentent cependant la production de méthane.

Le mélanger de déjections animales et de biodéchets peut ainsi s'avérer pertinent, puisque les biodéchets améliorent le potentiel méthanogène global et lissent le risque d'excès d'azote (déjections riches en azote contrairement aux biodéchets).

Le caractère fermentescible des biodéchets peut pénaliser la digestion en raison de la production rapide d'AGV et du risque d'acidose. Ces déchets présentent également un ratio C/N relativement faible, ce qui peut générer des concentrations élevées en ammonium qui peuvent aussi être problématiques.

### Importance de l'approvisionnement

L'approvisionnement est un enjeu majeur, qui peut être fragilisé en raison de la concurrence croissante entre unités. En effet, une installation fonctionnant en dessous des prescriptions du constructeur provoque une baisse de performance et peut avoir de grandes conséquences économiques (RECORD, 2015b). Le dimensionnement d'une unité de méthanisation doit donc prendre en considération les différentes sources d'approvisionnement existantes et la constance de ces approvisionnements doit être sécurisée.

Le porteur de projet d'une unité de méthanisation choisit ses intrants selon trois critères principaux (ATEE Club Biogaz, 2014) :

- leur proximité et leur coût logistique car l'approvisionnement en matières premières est un poste majeur dans le coût de production de l'énergie ;

- leur capacité à produire une certaine quantité de biogaz ;

- l'absence de valorisation concurrente. Les matières déjà valorisées dans une autre filière ne sont généralement pas attractives pour la filière méthanisation en raison des coûts d'appropriation.

Concernant l'approvisionnement des unités territoriales, la Direction du Développement Durable du Conseil régional d'Aquitaine considère que 90 % du gisement au minimum doit être issu d'un rayon d'approvisionnement maximal de 50 km (ATEE, 2015). Par ailleurs, l'unité ne doit pas dépendre d'un seul apport extérieur (pas de contributeur à plus de 50 % du gisement) et sécuriser ces approvisionnements extérieurs avec des contrats de long terme et/ou une intervention au capital des producteurs de déchets par exemple. Pour cela, des études de gisement doivent être réalisées en amont du dimensionnement, avec identification, quantification et géolocalisation. Ces informations doivent par ailleurs être croisées avec les potentiels d'injection dans les réseaux de gaz et d'électricité.

### Effets de concurrence pour l'usage des co-produits

Le développement de la méthanisation se traduit par une concurrence croissante avec l'élevage pour les co-produits agricoles (par ex. les pailles pour les litières des animaux) ou de l'industrie agro-alimentaire (issues de céréales valorisées en alimentation animale), qui contribue à mettre les filières alimentaires sous tension. Par ailleurs, elle entraine dans certaines situations une spéculation sur le foncier agricole, par exemple dans le contexte Allemand (Rouillé et al. 2015) En France, les cultures dédiées à la méthanisation restent minoritaires, loin du seuil réglementaire de 15 % fixé en 2016 (5 % en 2020, d'après l'ADEME).
Selon un rapport du Sénat, « le risque d'un accaparement massif des surfaces à vocation alimentaire semble donc aujourd'hui limité, mais une vigilance s'impose dans un contexte de densification du nombre d'unités de méthanisation » (Rapport d'information au Sénat, 2021).

Néanmoins, la faible flexibilité des méthaniseurs dans leurs besoins d'intrants se révèle problématique dans des situations de variabilité climatique accrue : par exemple, la sécheresse subie par l'Allemagne en 2018 a entraîné une diminution de la production de paille sur son territoire. Des cas d'augmentation d'importations, ont pu être identifiés, notamment dans la Drôme (Gabriel, 2021).

La méthanisation des biodéchets, si elle représente aujourd'hui une part minoritaire des intrants des méthaniseurs, pourrait participer à limiter les concurrences d'usage des sous-produits des industries agro-alimentaires (Solagro, 2021).

### 4.4.2. Enjeux vis-à-vis des process

#### Structure et échelle des installations

Différents types d'unités de méthanisation peuvent exister. L'ADEME (Sinoe®) dénombre en 2019 :

- 530 unités de méthanisation à la ferme

- 79 unités territoriales (ou méthanisation centralisée)

- 75 unités de méthanisation de boues de STEP

- 104 Unités de méthanisation industrielles.

- 14 unités de méthanisation de DMA

Parmi ces unités, seules 43 sont référencées comme ayant l'agrément sanitaire SPAN C3.

<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 16. Unités de méthanisation avec l'agrément SPAN C3 (Sinoe®, 2019).</figcaption></figure>

La méthanisation à la ferme se développe rapidement : 507 installations étaient présentes en 2018 et l'ADEME estime que la France comptera 1 000 installations en 2023. Ces installations permettent de valoriser les effluents d'élevage tout en produisant de l'énergie et des fertilisants (ADEME, 2019). Elles sont soit rattachées à une exploitation agricole ou à une activité valorisant en majorité des flux agricoles provenant d'une seule installation agricole. Plusieurs installations et procédés existent, ce qui permet de rendre ce type de valorisation accessible à de petites exploitations agricoles (RECORD, 2015). La majorité des installations agricoles ont une puissance comprise entre 100 et 300 kW. A noter toutefois le développement de la micro-méthanisation à la ferme (installation de moins de 70 kilowatt électrique),
qui permet aux agriculteurs de produire leur propre électricité et de la chaleur, à partir d'installations nécessitant moins d'investissement et avec de faibles capacités de traitement.

La méthanisation à la ferme est réputée augmenter la rentabilité économique des exploitations agricoles. Une étude du CNRS publiée en 2019 interroge l'évolution de la rentabilité de l'activité de méthanisation. Les auteurs soulignent que cette « filière connait actuellement une logique d'industrialisation et d'extension – au sens d'une augmentation du nombre de segments et donc d'acteurs. Cette dynamique se traduit par une plus grande difficulté, pour certains agriculteurs, à dégager un revenu de cette activité non agricole, en particulier pour ceux situés en amont de la filière et qui n'ont pas réussi à internaliser au maximum les différentes étapes du processus de production. Il n'est pas certain que les agriculteurs, à terme, parviennent à être des acteurs dominants de la méthanisation et à en dégager un revenu significatif, quelles que soient leurs spécificités » (Grouiez, 2021).

Les unités de **méthanisation territoriales** (ou centralisées) commencent à partir de 1 mégawatt électrique (ADEME, 2019). Ce sont des installations sur lesquelles plusieurs acteurs mettent en commun leurs compétences et leurs ressources. Il s'agit par exemple d'agriculteurs, d'entreprise et de collectivités. L'installation est portée par un développeur / exploitant ou par une association d'agriculteurs. Les intrants sont majoritairement des déchets agricoles et des déchets issus des industries agroalimentaires. Ils sont collectés dans un rayon de 10 à 15 km pour les déjections d'élevage et jusqu'à plus de 50 km pour les déchets d'entreprises. La méthanisation centralisée permet de faire une économie d'échelle et d'améliorer la rentabilité économique.

La micro-méthanisation en ville commence seulement à se développer. Des entreprises et des villes l'utilisent pour valoriser leurs biodéchets. Plusieurs écoquartiers de Grande-Bretagne ont installé le micro-méthaniseur HomeBiogas 2.0. Ce process est vendu dans plus de 90 pays. Il peut contenir jusqu'à 36 litres de fumier et jusqu'à 12 litres de déchets de cuisine. L'entreprise Homebiogas a développé un micro-méthaniseur à usage domestique permettant de valoriser jusqu'à 6 litres de déchets alimentaires par jour. Le biogaz produit peut ensuite être utilisé pour la cuisson, le chauffage ou l'éclairage. Le micro-méthaniseur de Mygug est proposé dans des tailles et des capacités diverses, à partir de 500 kg/an de déchets alimentaires (Lemonde, 2020).

## Procédés de méthanisation : voies sèche et humide

Plusieurs procédés de méthanisation existent et peuvent être utilisés pour valoriser les biodéchets. Ils sont différentiables par plusieurs critères, dont la teneur en eau (procédés humides ou secs), la température de fonctionnement (mésophile (35-45°C) ou thermophile (55-65°C)), le mode d'alimentation et l'agitation.

Les procédés en **voie humide** sont conseillés pour une teneur en matière sèche de 10 à 15 %, c'est-à-dire pour les déchets plutôt liquides. Les intrants sont préalablement mélangés dans un réacteur pour avoir la consistance souhaitée pour la méthanisation. Un traitement mécanique et/ou thermique peut également être appliqué (Buffière et al., 2007). Une fois introduits dans le digesteur, les intrants sont brassés durant le temps de digestion. Lorsque c'est terminé, le digestat, suffisamment liquide, est évacué puis généralement épandu sur des sols agricoles.

La méthanisation par **voie sèche** se distingue par une teneur en matière sèche du milieu de fermentation allant de 20 à 40 % (milieu pâteux). Aucun ajout d'eau n'est apporté aux intrants. Ce type de méthanisation fonctionne en principalement en continu (réacteurs piston), c'est-à-dire que les intrants introduits poussent la matière sortante dans le digesteur. Les intrants sont brassés puis une séparation des phases solide et liquide est réalisée. Le digestat solide peut être composté pour valorisation en amendement et le digestat liquide valorisé en engrais. La complémentarité avec le compostage sur site permet la maturation du compostage mais aussi de composter les déchets ligneux mal adaptés à la méthanisation. Ce procédé par voie sèche est présenté comme une technologie plus simple, nécessitant moins de prétraitement (broyage grossier des intrants) et consommant moins d'énergie.
<table><caption>Tableau 7. Comparaison des procédés de méthanisation par voie sèche et humide (Deublin et Steinhauser, 2012).</caption><thead><tr><th colspan="2">Voie humide</th><th colspan="2">Voie sèche</th></tr><tr><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Intrants</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Large gamme de substrats utilisables</td><td></td><td></td><td>Mélange parfois difficile</td></tr><tr><td>Application plus facile aux substrats pâteux</td><td>Séparation de phase potentielle</td><td>Adaptation aux déchets fortement fibreux</td><td>Ensemencement obligatoire</td></tr><tr><td><strong>Procédé</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Régulation plus facile</td><td></td><td>Technologie robuste</td><td>Coût plus élevé</td></tr><tr><td>Echanges thermiques facilités</td><td></td><td>Unités de traitement compactes</td><td></td></tr><tr><td><strong>Produits</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Résidu moins riche en sels (dilués en phase aqueuse)</td><td></td><td></td><td>Gestion des digestats solides</td></tr><tr><td></td><td>Consommation énergétique (30-45 % de l'énergie produite)</td><td>Faible consommation énergétique (&lt; 15 % de l'énergie produite)</td><td></td></tr><tr><td></td><td>Odeurs plus importantes</td><td>Plus de gaz produit et de meilleure qualité</td><td>Dégazage lent</td></tr></tbody></table>

La température de fonctionnement du méthaniseur a une influence sur la cinétique des réactions. Effectivement, la température augmente la vitesse de dégradation et améliore la formation de méthane. Le temps de séjour en milieu **mésophile** (35 °C) est donc plus important que celui en milieu thermophile. Les procédés thermophiles sont ainsi plus compacts pour une même quantité de déchets à traiter. De plus, la méthanisation en milieu **thermophile** (55°C) permet d'éliminer davantage de germes pathogènes ; ce procédé n'est toutefois pas considéré comme une hygiénisation. Elle améliore également la fluidité des lipides. En revanche, elle est plus fragile vis-à-vis des inhibiteurs (principalement l'azote et l'ammonium) et nécessite un apport d'énergie pour le maintien à haute température. Ce procédé peut être pertinent dans le cas d'une méthanisation de déchets ayant subi une hygiénisation en amont et qui sont par conséquent déjà à 70°C. L'apport énergétique peut également provenir du biogaz produit. Le régime thermophile tend à se développer le plus en Europe (Buffière et al., 2007).

Alors que certains substrats, homogènes et exempts d'impuretés (tels que les lisiers ou certains effluents industriels) peuvent être introduits directement, des opérations préalables peuvent être requises avant l'introduction dans les digesteurs de certains déchets. Ces prétraitements dépendent également du type de procédé. Les déchets solides hétérogènes (cas des biodéchets notamment) peuvent faire l'objet de tri pour séparer les indésirables (plastiques, magnétiques, inertes...).

## Enjeu de l'hygiénisation des digestats

L'hygiénisation des intrants dépend du temps de séjour et de la température de réaction. Dans le cas d'une méthanisation mésophile ou d'un temps de séjour trop court, une stabilisation du digestat à 70 °C pendant 2 heures, un compostage hygiénisant ou un autre traitement hygiénisant (ex. chaulage) est nécessaire (ADEME, 2015). En effet, la méthanisation mésophile réduit significativement la quantité de **germes** les plus sensibles tels qu'E.Coli mais pas les germes plus résistants comme C. Perfringers. La méthanisation thermophile a un effet plus important sur l'abattement d'agents pathogènes, mais ne garantit pas une absence totale de pathogène dans le digestat. Il est alors possible d'utiliser la chaleur produite par valorisation du biogaz pour l'hygiénisation de certains déchets (avant méthanisation) ou du digestat (après méthanisation) (ADEME, 2015).

La procédure d'hygiénisation impose des déchets avec une taille de particules < 12 mm donc le broyage est obligatoire dans certains cas. Il permet aussi de faciliter l'accessibilité entre la matière à dégrader (substrat) et les microorganismes qui dégradent la matière organique biodégradable.

L'agitation est un paramètre majeur pour que le procédé fonctionne correctement. La méthanisation est un procédé qui se fait en plusieurs étapes et dont chacune est conditionnée par des critères de pH, de teneur en substrat intermédiaires. Un mauvais mélange peut conduire à des conditions inhibitrices localement ou à une mauvaise mise en contact entre substrat et biomasse active (microorganismes).
Plusieurs systèmes d'agitation peuvent être mis en œuvre (mécanique, pneumatique). Le choix doit se faire en cohérence avec la rhéologie du milieu réactionnel. A titre d'exemple, la recirculation de biogaz sous pression pour agiter le milieu ne sera pas forcément la plus appropriée pour un milieu pâteux.

Différents types de procédés peuvent être employés : tri gravimétrique, granulométrie, magnétique, etc... Les déchets solides peuvent également être broyés et homogénéisés. Le broyage permet notamment d'attaquer les fibres ligno-cellulosiques pour rendre la cellulose accessible aux bactéries. Enfin, il est possible de mettre les déchets solides en solution par pulpage, si l'on envisage un procédé par voie liquide.

## Enjeux des émissions et des odeurs

Les émissions provenant de la digestion anaérobie sont faibles par rapport à d'autres options d'élimination des déchets. L'azote qui est principalement sous forme ammoniacale à des effets sur l'environnement. En effet, des émissions d'ammoniac peuvent être assez importantes lors de l'épandage du digestat. L'incorporation immédiate dans le sol permet de limiter cette volatilisation (ADEME, 2015). De plus, l'absorption par les plantes varie suivant les saisons. Cela peut entraîner un lessivage des nutriments et le ruissellement dans les eaux souterraines et de surface. D'après une étude effectuée dans le cadre du Programme d'évaluation technologique du gouvernement canadien, la quantité d'azote lessivée dans les eaux de drainage est doublée dans le cadre d'un épandage de digestat en automne par rapport à celui du lisier brut. Le digestat doit être adapté aux besoins nutritifs des cultures pour minimiser les phénomènes de lessivage et de ruissellement (Saveyn et Eder, 2014). Néanmoins, l'apport en azote se substitue à celui des engrais minéraux qui sont énergivores en ressources fossiles (ADEME, 2015).

Les odeurs provenant d'une installation de méthanisation sont contrôlées. Le transport des biodéchets est effectué dans des camions étanches. Le chargement et le déchargement se font des hangars fermés et étanches. De plus, les émissions des composés malodorants, tels que les acides gras et l'hydrogène sulfuré, lors du stockage des déchets et lors de l'épandage du digestat sont inférieures à celles des déchets non méthanisés parce que la matière organique émettrice d'odeur est dégradée lors de la méthanisation (ADEME, 2015). Le biogaz contient tout de même entre 0 et 0,5 % de sulfure d'hydrogène ($H_2S$) avant d'être épuré. L'${$H_2S$} peut être émis au niveau de la préfosse de stockage des intrants en cas de mélange non contrôlé de certaines matières et au niveau du local technique et des canalisations. Le biogaz doit être obligatoirement épuré, car l'${$H_2S$} est corrosif pour les moteurs. Des valeurs seuils d'${$H_2S$} sont fixées dans le biogaz en sortie d'installation (ADEME, 2015).

Le transport des déchets et du substrat ainsi que le fonctionnement des moteurs de cogénération peuvent émettre du bruit. Les véhicules, les engins et le matériel utilisés sont réglementés en termes d'émissions sonores, ainsi que les moteurs de cogénération (ADEME, 2015).

### 4.4.3. Enjeux vis-à-vis de la valorisation des sortants : le biogaz

#### Avantages et inconvénients des différentes voies de valorisation du biogaz

Le biogaz produit est un mélange gazeux saturé en eau. Il est composé d'environ 50 à 70 % de méthane ($CH_4$), 20 à 50 % de $CO_2$ et d'autres gaz en très faibles quantités ($NH_3$, $N_2$, $H_2S$). Il a un pouvoir calorifique inférieur (PCI) de 5 à 7 KWh/NM³. Ce biogaz peut être valorisé sous différentes formes. Le stockage du biogaz est réglementé. Selon la nomenclature ICPE, les installations ayant un stockage entre 1 et 10 tonnes sont soumises à déclaration et celles supérieures à 10 tonnes sont soumises à autorisation (ADEME, 2015).

Le biogaz peut être valorisé en électricité. Il est brûlé et l'énergie produite alimente un générateur qui produit ainsi de l'électricité (IFP énergies nouvelles, 2018).

Il peut également être utilisé pour produire de la **chaleur**. C'est le mode de valorisation le plus simple et le moins coûteux (CEREMA, 2018). Le biogaz est brûlé dans une chaudière. Un quart des installations utilise cette technologie. Ce mode de valorisation nécessite que la chaudière soit installée au plus près des équipements à chauffer pour limiter les pertes thermiques (IFP énergies nouvelles, 2018). De plus, la saisonnalité des besoins peut être un frein à ce mode de valorisation lorsqu'il est utilisé pour chauffer des habitations car la demande n'est pas constante tout au long de l'année. La
chaleur peut toutefois être utilisée pour les besoins du site. Enfin, le tarif de rachat de la chaleur n'est pas encore encadré (CEREMA, 2020).

La cogénération, qui combine la production d'électricité et de chaleur, est le mode de valorisation le plus utilisé en méthanisation (65 % des installations dont 90 % provenant de sites agricoles) (CEREMA, 2018). La digestion anaérobie s'est initialement beaucoup développée sur ce mode de valorisation, en l'absence de tarif de rachat et sans possibilité d'injecter sur le réseau de gaz naturel.

L'injection du biogaz directement dans le réseau de gaz naturel se développe aujourd'hui grâce à l'évolution de la règlementation et des tarifs. Ce mode de valorisation est intéressant car l'ensemble du biométhane produit est valorisé. En revanche, l'installation doit être implantée à proximité du réseau pour éviter des coûts de raccordement trop élevés (CEREMA, 2018). L'injection nécessite également que le gaz soit épuré. Il existe deux possibilités pour injecter le biométhane. Il est soit injecté dans un réseau de distribution pour alimenter les bâtiments ou soit injecté dans le réseau de transports. Dans le deuxième cas, la capacité d'absorption du biogaz sur l'ensemble de l'année est plus importante (CEREMA, 2018). L'injection du biogaz sur le réseau est plus utilisée en Suède, en Allemagne, en Suisse est aux Pays-Bas (IFP énergies nouvelles, 2018). En mars 2021, 226 sites injectaient du biogaz en France. Cela représente une production de 4 096 GWh/an. Ces sites sont principalement des installations agricoles. Seules quelques unités utilisent les biodéchets municipaux comme intrants mais cette filière est en développement. D'après GRDF, 633 projets sont en émergence et 1 007 projets sont inscrits dans le registre des capacités identifiées au 1er octobre 2019 (GRDF, 2021).

La valorisation du biogaz en carburant est notamment intéressante d'un point de vue environnemental. En effet, le biocarburant produit peut remplacer une partie du pétrole, qui émet des gaz à effet de serre et des particules fines. Le biocarburant est quant à lui peu émetteur. Le biogaz doit préalablement être épuré puis compressé avant d'être utilisé comme carburant. Il est quasiment identique au gaz naturel pour les véhicules (GNV). Ce type de valorisation est encore peu développé en France et est principalement utilisé pour les flottes captives (ex. transport urbain) (IFP énergies nouvelles, 2018).

## Evolution des tarifs d'achat et de soutien

### Biométhane

#### Injection réseau

Un mécanisme de soutien pour le biométhane injecté avait été initié par l'arrêté du 23 novembre 2011, à travers un tarif d'achat pour l'injection sur site dans les réseaux de gaz naturel. Ce tarif d'achat était calculé à partir d'un tarif de base (compris entre 64 et 95 € /MWh en fonction de la capacité maximale de production) auquel une prime est ajoutée, fonction de la nature des intrants et de la capacité maximale de production.

L'Arrêté du 23 novembre 2020 fixe de nouvelles conditions d'achat du biométhane injecté dans les réseaux de gaz. En particulier, le soutien est supprimé pour les unités produisant plus de 300 Nm3/h (> 25 GWh/an). Toutefois, un décret en cours de rédaction vise à proposer un mécanisme de soutien par appel d'offres pour ces unités. Pour les autres installations (< 25 GWh/an), le tarif d'achat est garanti sur 15 ans avec un tarif de base (86 à 122 €/MWh PCS) et des primes aux effluents (maximum 10 €/MWh PCS pour 60 % d'effluents d'élevage ou primes « eaux usées » dans le cas des installations traitant des matières issues du traitement des eaux usées hors IAA + primes pour les installations injectant sur un réseau de distribution de moins de 100 000 clients).

Par ailleurs, des mesures favorisant le raccordement et l'injection sont disponibles, avec la prise en charge de 40 % des coûts de raccordement au réseau de distribution et de transport (plafond fixé à 400 000 € pour le transport).

### BioGNV

Le biogGNV ne dispose pas de tarif de soutien garanti. Un mécanisme de soutien est toutefois prévu par appels à projets (un décret est en cours de rédaction).
De manière générale, une station possédant une pompe de bio GNV possède un contrat de fourniture garantissant l'origine du bio GNV par le fournisseur d'énergie. Le tarif moyen de vente du GNV en France correspond à 0,70 – 0,75 €/L et celui du bio GNV à 0,80 – 0,85 €/L.
Le Bio GNV bénéficie d'une image positive grâce à une empreinte écologique réduite (diminution de l'émission en CO2, NOx et particules fines). Son utilisation permet de contribuer à l'atteinte de l'objectif d'utilisation de 10 % d'énergies renouvelables dans le secteur des transports en 2020 et de 15 % en 2030 (LTECV). Toutefois, encore très peu de véhicules fonctionnent au GNV.

Le biogaz issu de la méthanisation doit, par sécurité, passer par un réseau de gaz. L'utilisation directe sous forme de biocarburant n'est pas possible étant donné qu'un méthaniseur fonctionne en continu et a par conséquent besoin d'un exutoire fonctionnant lui aussi en continu (une station de gaz ne fonctionne pas en continu, par exemple la nuit).

## Tout biométhane

Un mécanisme complémentaire de soutien à la production de biométhane a été adopté dans la Loi Climat Résilience (juillet 2021), les modalités d'application sont en cours de définition. Cela vise la mise en œuvre de certificats de production de biométhane ou certificats verts. Ce dispositif de financement extra-budgétaire vise à imposer aux fournisseurs d'énergie de contribuer au financement de la production de biométhane proportionnellement aux volumes de gaz naturel livrés. Ce mécanisme est calqué sur celui des certificats d'économies d'énergie (CEE) que doivent produire aujourd'hui les fournisseurs d'énergies (électricité, gaz, pétrole, fioul...) en fonction des volumes vendus.

Par ailleurs, afin d'assurer la traçabilité du biométhane, le système de garanties d'origine a été mis en place : chaque MWh de biométhane injecté donne lieu à l'émission d'une garantie d'origine identifiée, grâce notamment à son lieu de production et aux déchets utilisés. Ainsi, l'utilisateur sait que le gaz qu'il consomme correspond à une quantité de biométhane effectivement produite. Les garanties d'origine (GO) sont enregistrées dans le Registre des Garanties d'Origine biométhane (RGO) dont GRDF est le gestionnaire national depuis sa création en 2012. Pour une collectivité territoriale, consommatrice finale de gaz, les garanties d'origines peuvent être soit attachées à un contrat de fourniture du gaz vert soit dissociées. Dans ce dernier cas, elles font l'objet d'un contrat de vente spécifique appelé Compte Acheteur Non Fournisseur (CANF) qui offre ainsi au consommateur la possibilité d'exprimer ses préférences (origine géographique, types d'intrants, choix de garanties d'origine locales). Bien qu'il ne s'agisse pas d'un mécanisme de soutien financier, ce dispositif peut être incitatif pour une collectivité.

## Électricité

Il existe un tarif d'achat réglementé pour l'électricité produite par biogaz issu d'installations de méthanisation dépendant de la puissance électrique installée. Le tarif d'achat va à la fois dépendre de la puissance installée sur l'unité de méthanisation mais également de la nature des intrants.

La méthanisation de déchets non dangereux et de matière végétale brute peut bénéficier d'un tarif d'achat si la puissance installée est strictement inférieure à 500 kW (arrêté du 13 décembre 2016). Le tarif de base varie entre 150 et 175 €/MWh en fonction de la puissance maximale installée et ce tarif de base diminue de 0,5 % à l'issue de chaque trimestre. Une prime est également appliquée et dépend de la proportion d'effluents d'élevage. Les unités de méthanisation dont la puissance installée est comprise entre 500 kW et 1 MW font l'objet de discussions dans le cadre de groupes de travail ministériels sur la méthanisation (projet d'arrêté tarifaire concernant un complément de rémunération).

La méthanisation de matières résultant du traitement des eaux usées peut bénéficier d'un tarif d'achat si la puissance installée est strictement inférieure à 500 kW ou d'un complément de rémunération si la puissance installée est comprise entre 500 kW et 2 MW (arrêté du 9 mai 2017). Le tarif de base varie entre 70,9 et 175,4 €/MWh en fonction de la puissance maximale installée et ce tarif de base diminue de 0,5 % à l'issue de chaque trimestre.

## Chaleur

La valorisation sous forme de chaleur peut être soutenue par le fonds chaleur de l'ADEME mais ce soutien dépend de l'installation (principalement destiné aux petites installations).

## Programmation pluriannuelle de l'énergie (PPE)

La PPE fixe les priorités d'action du gouvernement en matière d'énergie pour les 10 prochaines années, sur deux périodes de 5 ans (2019 – 2023 et 2024 – 2028). Le décret publié le 21 avril 2020 relatif à la programmation pluriannuelle de l'énergie fixe les priorités d'action en matière d'énergie sur la période 2019 – 2028. Il définit notamment un objectif de baisse de la consommation d'énergie finale de 7,6 % entre 2012 et 2023 et 16,5 % en 2028. Les mesures définies dans la PPE ont pour objectif de permettre l'atteinte des objectifs fixés par la loi (loi LTECV et loi Énergie Climat du 8 novembre 2019), notamment l'augmentation de 33 % de la consommation d'énergie d'origine renouvelable.
Pour y parvenir, la PPE prévoit le développement de la production d'électricité renouvelable, et notamment via le développement de la méthanisation, avec un objectif de 0,27 GW à fin 2023 et entre 0,34 et 0,41 GW à fin 2028.

Par ailleurs, la PPE fixe un objectif de développement de la filière biogaz, afin d'atteindre la part de 7 % de la consommation de gaz en 2030, si les baisses de coûts de production du biométhane injecté visées dans la trajectoire de la PPE sont bien réalisées. La production totale de biogaz attendue pour 2023 est de 14 TWh (contre 5,4 TWh en 2016), et de 24 à 32 TWh en 2028. La part injectée dans les réseaux visée par la PPE est respectivement de l'ordre de 6 TWh en 2023 (contre 0,4 TWh en 2016) et 14 à 22 TWh en 2028.

La PPE donne également la priorité à l'injection de biométhane, précisant que la cogénération ne doit être mise en œuvre que dans certains cas spécifiques (éloignement de l'installation par rapport au réseau de gaz par exemple). Pour cela, un certain nombre de mesures sont prévues :

- Donner de la visibilité en adoptant un calendrier d'appels d'offres pour le biométhane injecté (lancement de 2 appels d'offres chaque année)

- Consolider l'obligation d'achat de biogaz à un tarif réglementé

- Mettre en place un dispositif de soutien adapté pour le biométhane utilisé en bio GNV et favoriser le GNV et bioGNV grâce au suramortissement à l'achat de véhicules

- Accélérer le déploiement du GNV en soutenant la production de biométhane pour les méthaniseurs alimentant des véhicules (privilégier l'usage direct local en cas d'éloignement du réseau)

- Faciliter l'approvisionnement et le raccordement des stations GNV au réseau de gaz naturel

- Par ailleurs, un objectif de 10 % de gaz renouvelables dans les réseaux à l'horizon 2030 a été fixé par la LTECV. Selon GRDF, cet objectif est d'ores et déjà atteint, c'est pourquoi GRDF s'est fixé avec l'ADEME un objectif plus ambitieux : atteindre 30 % de gaz verts dans les réseaux en 2030. Ce nouvel objectif a été fixé sur la base des résultats de l'étude Solagro datant de 2013 qui porte sur les potentiels de gisements méthanisables en France.

## Initiatives prises afin d'assurer une capacité suffisante des réseaux de gaz

A partir de 2017/2018, la capacité des réseaux de gaz était insuffisante au niveau national pour recevoir la production de biogaz liée à la méthanisation et ainsi répondre à la volonté des porteurs de projets de développer la méthanisation. GRDF et GRT ont pris en charge des investissements afin de permettre à l'ensemble des projets de méthanisation de pouvoir injecter le biogaz dans les réseaux. Dans un premier temps, des maillages de réseaux pour relier des boucles de consommation et des mutualisations de réseaux ont été faits afin d'accueillir le biogaz issu des méthaniseurs. Lorsque ces mesures ne sont pas suffisantes, des rebours sont envisagés. Ils permettent de comprimer le biogaz et de l'injecter sur le réseau de transport lorsque le réseau de distribution arrive à saturation.

## Valorisation du CO₂ contenu dans le biogaz

Actuellement, très peu d'unités valorisent le dioxyde de carbone contrairement au méthane. Il existe pourtant plusieurs manières de valoriser le dioxyde de carbone épuré, par exemple en l'utilisant dans l'industrie agro-alimentaire (au niveau des bombonnes sous pression notamment les bombes de crème chantilly). L'association de dihydrogène au dioxyde de carbone épuré pourrait également permettre la production de méthane de synthèse, ce qui augmenterait le rendement de production de méthane de la méthanisation. Un groupe de travail créé au niveau national par GRT et RTE se penche sur la question de la valorisation du dioxyde de carbone produit par la méthanisation.
#### 4.4.4. Enjeux vis-à-vis de la valorisation des sortants : le digestat

**Contexte et enjeux règlementaires**

Le retour au sol du digestat en tant que matière fertilisante peut se faire selon les mêmes modalités que le compost, auxquelles s'ajoute le plan d'épandage (le digestat conserve alors le statut de déchet). En effet, le digestat peut être directement épandu, sous réserve d'avoir défini un plan d'épandage, qui prend en compte les caractéristiques du digestat à épandre, celle du sol récepteur et la quantité apportée. Des seuils sur ces différents critères sont fixés et ne doivent pas être dépassés.

L'épandage est le principal exutoire pour les digestats produits par la méthanisation. Pour 2/3 des méthaniseurs agricoles, l'épandage des digestats est actuellement réalisé directement sur les exploitations ou celles avoisinantes. L'objectif principal des méthaniseurs agricoles est le retour au sol des digestats dont la valeur agronomique doit être la meilleure possible (cela passe par une forte exigence au niveau de la qualité des intrants). En fonction de la taille de l'unité de méthanisation et de la nature des sols agricoles, l'apport en digestats et la période d'épandage sont limités. Il peut donc être nécessaire de nouer des partenariats avec d'autres agriculteurs situés à proximité afin de disposer d'exutoires suffisants pour l'épandage du digestat.

En fonction du process (voie sèche ou humide), les digestats présenteront un taux de matière sèche plus ou moins élevé. La séparation des phases liquide et solide du digestat permet de produire deux types de digestat bien distincts et de limiter les dépôts lors du stockage des digestats liquides.

- Les digestats liquides forment un engrais azoté « pratiquement minéral ». L'utilisation de cet azote par les plantes est facilitée si le digestat est épandu comme tel. s'il se substitue aux engrais azoté minéraux et si les précautions sont prises pour éviter les pertes d'azote ammoniacal lors de l'épandage.

- Le digestat solide est un amendement organique qui contient la fraction organique résiduelle. Il contient la majorité du phosphore. Ce digestat solide est la plupart du temps composté. Le compost de digestat peut faire l'objet des mêmes labélisations et normalisations qu'un compost classique, permettant d'en assurer la qualité et l'image vis-à-vis des utilisateurs du produit. Selon sa composition, le digestat composté peut respecter la norme NF U 44-051 et obtenir ainsi le statut d'amendement organique. Le digestat est à ce stade un produit et plus un déchet (ADEME, 2015). A ce titre, sa valorisation présente une valeur économique plus intéressante que le digestat directement épandu, et il peut être vendu, contrairement au digestat brut, qui est souvent donné aux agriculteurs, voire pour lequel il est nécessaire de payer pour sa prise en charge.

Pour rappel, pour la méthanisation des déchets de cuisine et de table et par extension des déchets alimentaires, si le digestat n'est pas composté, une hygiénisation des intrants est nécessaire en amont du procédé : cela implique de broyer les déchets et une montée en température conforme aux préconisations (cf. Tableau 3).
<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Figure 17. Enjeux et contraintes de la valorisation des digestats issus de la méthanisation des DCT (RECORD, 2022).</figcaption></figure>

Les digestats produits à partir de déchets urbains ont généralement des teneurs en composés indésirables plus importantes que les digestats d'origine agricole, et des teneurs en éléments traces minéraux et des composés traces organiques plus élevés.

## Impacts sur la vie du sol

Selon une revue bibliographique de Sadet Bourgeteau et al. (2020), l'impact des digestats sur la composante biologique du sol reste largement méconnu : « il n'est pas possible aujourd'hui de statuer sur l'adéquation entre cette pratique de valorisation agronomique et le maintien, voire la promotion de la diversité de ces organismes et des fonctions et services associés (dynamique des matières organiques et cycles du carbone et de l'azote, bio-disponibilité des éléments nutritifs, dégradation de polluants organiques, rétention de polluants métalliques, action sur la structure des sols, etc..) ».

Les digestats présentent une variabilité extrêmement importante, qui limite toute conclusion générale à leur sujet. Si certaines études suggèrent qu'un apport de digestats augmente la biomasse et l'activité microbienne des sols, d'autres travaux ne reportent aucun effet des digestats de méthanisation sur ces mêmes paramètres.

Une évaluation de l'ANSES avance un impact négatif des digestats sur la reproduction des vers de terre, sans que ce résultat soit confirmé par d'autres études (Sadet Bourgeteau et al., 2020).

De manière générale, la valeur amendante des digestats est plus faible que celle obtenue par un compostage simple. En cause : la perte de carbone pendant la méthanisation : on observe une réduction de 50 % environ de la teneur en carbone par rapport aux intrants (Levavasseur et al. 2020). En revanche, la valeur fertilisante se révèle bien supérieure : la proportion d'azote présent sous une forme facilement assimilable est plus importante.

## 4.5. Procédés innovants

Actuellement, la méthanisation et le compostage sont les principaux grands procédés les plus utilisés pour valoriser les biodéchets. D'autres technologies innovantes existent dont le but est de valoriser les biodéchets en tant que source de produits ou d'énergie. La plupart des technologies les plus avancées sont plus adaptées et appliquées aux biodéchets issus de la transformation des aliments et de l'agriculture car ces flux de biodéchets sont mieux définis et plus propres (European Environment Agency, 2020). Les procédés de valorisation des biodéchets les plus courants sont la production de carburants, d'éthanol, de méthane et d'hydrogène et l'extraction d'acides organiques à partir d'acides gras volatils. La conversion de biodéchets municipaux en produits dans une raffinerie est difficile en raison de leur nature et de leur composition complexe. Cependant, des recherches et des développements supplémentaires sont nécessaires pour passer à des bioraffineries commerciales à grande échelle qui sont à la fois écologiquement et économiquement durables (European Environment Agency, 2020).
Le **bioéthanol** est produit à partir de la fermentation de **matières organiques**. Il est souvent produit à partir de matières premières dérivées du maïs ou de la canne à sucre. Le bioéthanol est le biocarburant le plus utilisé dans le monde. Il est produit majoritairement aux Etats-Unis (50 % de la production) et au Brésil (28 %). L'Union européenne produit 6 % de la production mondiale (Passion céréales, s.d). En France, le bioéthanol est fabriqué à partir de betteraves sucrières et de céréales, cultivées sur moins de 1 % de la Surface Agricole Utile (SAU) nationale. Parmi ce 1 % de SAU, 0,4 % de la surface est utilisée pour la culture de coproduits (alimentation animale et éthanol) (Bioéthanolcarburant.com). En 2019, la France a produit 24 % de l'alcool éthylique européen. Le bioéthanol représente ainsi 7,06 de l'énergie consommée dans la filière essence en 2019. La même année, 11,4 millions d'hectolitres de bioéthanol carburant ont été produits en France pour une consommation finale de 11,7 millions d'hectolitres (Passion céréales, s.d.).

Même si l'utilisation de cultures est très faible en France pour la production de bioéthanol, ce n'est pas le cas dans tous les pays. De plus, avec l'augmentation possible de la demande en biocarburant dans les prochaines années, une concurrence entre la production dans un but alimentaire et la production dans un but de production d'énergie pourraient apparaître dans le monde. Cependant, le bioéthanol peut aussi être produit à partir de **matière première de seconde génération** (non comestible), dérivée des déchets. La faisabilité de ce concept a été prouvée en Finlande, où la société énergétique finlandaise ST1 a développé un process appelé « Etanolix » qui utilise des déchets et des résidus de processus produits localement. Cette technologie permet de raffiner les déchets et résidus riches en amidon et en sucre (ex. biodéchets de boulangeries, de brasseries et de production de boissons, déchets de vente au détail). La capacité de production annuelle varie entre 1 et 9 millions de litres. L'entreprise ST1 a également développé le concept de bioraffinage appelé « Bionolix » qui produit de l'éthanol à partir de biodéchets municipaux et commerciaux. Le procédé « Bionolix » utilise des déchets alimentaires municipaux et de détail emballés et non emballés comme matière première pour produire de l'éthanol qui peut être utilisé dans diverses applications. La technologie « Bionolix » a été testée et fonctionne désormais à Håmeenlinna, en Finlande. L'usine est intégrée à l'installation de méthanisation et a une capacité de production annuelle de 1 million de litres d'éthanol (European Environment Agency, 2020 ; ST1, 2018).

Le bioéthanol a plusieurs avantages. Il remplace directement l'essence pour différents usages. Ces qualités de performance sont supérieures à celles de la plupart des biocarburants. De plus, il génère plus de 90 % de CO2 en moins que les carburants fossiles. En revanche, ce procédé a des coûts de traitements important et les biodéchets hétérogènes rendent plus difficile la production d'éthanol à l'échelle industrielle (European Environment Agency, 2020).

Les **acides gras volatils** (AGV) sont très utiles pour l'industrie chimie. Ils sont également utilisés dans diverses applications comme la production de biocarburants, de bioplastiques et dans l'élimination biologiques des nutriments des eaux usées. Les AGV utilisés dans l'industrie sont principalement dérivés de combustibles fossiles par synthèse chimique. La production d'AGV par un processus de fermentation est réalisée à la fois par la culture de souches bactériennes anaérobies spécifique et par les cultures microbiennes mixtes (CMM). Ce processus est encore en phase de développement et sa production à grande échelle n'a été testée qu'à partir de flux de biomasse très restreints (ex. les boues d'épuration). Les CMM ont un rendement inférieur en termes de production d'AGV. Cependant, plusieurs avantages sont avancés. Des conditions non stériles sont nécessaires et le risque de contamination est diminué. Les CMM sont capables de métaboliser un grand nombre de molécules organiques et donc de faire face à la composition hétérogène des biodéchets. De plus, les déchets alimentaires ont des niveaux élevés de matières organiques, des concentrations importantes d'azote et de phosphore et des nutriments, ce qui fait un substrat optimal pour la production d'AGV (Strazzera et al., 2018). Des évolutions supplémentaires sont nécessaires pour avoir une production et une récupération durables des AGV à partir de biodéchets à l'échelle industrielle ainsi qu'une rentabilité économique intéressante. Les points les plus importants à développer sont l'optimisation des paramètres opérationnels pour la production des AGV et la séparation rentable des AGV du digestat (European Environment Agency, 2020).

Les biodéchets peuvent également être utilisés pour produire de l'**hydrogène**. Cette technologie permettrait de faire face aux méthodes conventionnelles coûteuses en raison des besoins énergétiques élevés. La fermentation sombre et la photofermentation sont des processus biologiques ayant été très étudiés pour la production d'hydrogène (European Environment Agency, 2020). La photofermentation est réalisée à partir de bactéries qui utilisent la lumière et des molécules organiques simples pour leur croissance. Un des problèmes majeurs est que cette technologie demande des surfaces de production
importantes. Le milieu doit également être contrôlé, en termes d'apports protéiniques, ce qui restreint
son utilisation à des biodéchets à faible teneur en protéine. Il est souvent couplé avec le procédé de
fermentation sombre. Cette technologie utilise des bactéries anaérobies. Elle permet de convertir un
important nombre de sources carbonées et de produire simultanément des molécules pouvant
présenter un intérêt industriel et à moindre coût. En revanche, la fermentation sombre à un rendement
limité par la présence de ces métabolites (RECORD, 2015). Des obstacles importants sont encore
présents à l'échelle industrielle. Une faible efficacité de conversion du substrat et un faible rendement
sont notamment observés. La production d'hydrogène à partir d'AGV (produits à partir de biodéchets)
pourrait être envisagée (European Environment Agency, 2020).

La récupération du **phosphore** présent dans les biodéchets commence également à être étudiée, du fait des préoccupations concernant l'épuisement de cette ressource. L'objectif est de récupérer le phosphore présent dans les biodéchets solides dont les déchets alimentaires, les fumiers, les boues d'épuration et la biomasse des cultures. Différentes technologies ont été développées à grande échelle et peuvent être appliquées au traitement du digestat. Cependant, ces technologies nécessitent un développement technique supplémentaire pour minimiser les coûts d'exploitation et améliorer la qualité des engrais produits. La filtration par membrane vibrante est une technologie potentielle de récupération des nutriments, mais ses performances techniques et économiques à grande échelle doivent encore être démontrées (European Environment Agency, 2020).

La **carbonisation hydrothermale** (HTC) permet de convertir les biodéchets en hydrochar®, via un procédé thermochimique utilisant de l'eau sous pression à des températures se trouvant entre 180 et 250 °C. L'hydrochar® peut être utilisé comme combustible solide ou amendement du sol ou être transformé en charbon actif. C'est une ressource riche en énergie facilement stockable et transportable. La carbonisation hydrothermale (HTC) est principalement applicable aux biodéchets à forte teneur en eau. Par rapport aux autres technologies, celle-ci permet une réduction du volume de déchets plus importante et un temps de réaction court (quelques heures). Le potentiel de récupération des nutriments dans les liquides est également important. La carbonisation hydrothermale est une technologie intéressante pour la gestion des biodéchets, mais il reste encore certains problèmes à résoudre, donc la réalisation d'une analyse technico-économique pour étudier sa faisabilité à grande échelle (European Environment Agency, 2020).

La **liquéfaction hydrothermale** (HTL) est un processus de dépolymérisation thermochimique convertissant la biomasse humide en une bio-huile, un résidu solide carboné, une phase aqueuse et une phase gazeuse. Les déchets agroalimentaires, le fumier et les boues contenant des protéines et une teneur élevée en humidité constituent un bon apport pour ce type de procédé. Le bio-fuel produit a un fort pouvoir calorifique mais ne peut pas être utilisé directement en carburant. Un autre inconvénient de ce procédé est le transport à haute pression de suspensions multiphasiques, complexes et visqueuses qui est souvent responsable de bouchage des installations. L'utilisation de fortes concentrations solides et de fortes pressions permet de réduire le volume de l'installation et donc les investissements. En revanche, cela implique des difficultés de pompages. Actuellement, des concentrations de solides autour de 15 % sont atteignables technologiquement. Cependant, les systèmes de pompe ne sont validés qu'à l'échelle du laboratoire pour de faibles débits. La liquéfaction hydrothermale utilise des quantités d'eau importantes qui sont responsables de la production importante d'effluents aqueux chargés en matière organique et en minéraux. De plus, ces effluents aqueux doivent être traités efficacement. Le développement de ce procédé à l'échelle industrielle a rencontré plusieurs problèmes au niveau technique et économique. Les phénomènes se déroulant lors de la liquéfaction hydrothermale et le rendement des différents produits ne sont pas encore bien connus (Deniel, 2016).

Une technologie permet de **transformer** certains types de déchets alimentaires en **aliments pour animaux**. Le développement de cette technologie a été freiné par la législation de l'Union européenne en matière de sécurité alimentaire, qui l'interdisait jusqu'ici. L'alimentation des volailles et porcs par des protéines issues d'insectes a toutefois été autorisée en août 2021². Une technologie adaptée aux biodéchets municipaux consiste à utiliser les biodéchets pour produire des protéines d'insectes à l'aide de larves de mouches soldats noires. Les larves de mouches soldats noires consomment les biodéchets

<footnote n="2">² Annex IV to Regulation (EC) No 999/2001 of the European Parliament and of the Council as regards the prohibition to feed non-ruminant farmed animals, other than fur animals, with protein derived from animal</footnote>
et les convertissent en biomasse larvaire et en un résidu similaire à du compost. La biomasse larvaire contient des protéines (entre 32 et 58 %) et des lipides (15 à 39 %). Elle peut être utilisée comme matière première pour la production d'aliments pour animaux. Un programme de recherche spécifique est en cours à ce sujet, regroupant 17 partenaires issus de 6 pays européens. Ce projet VALUEWASTE vise à développer des technologies de valorisations innovantes pour les biodéchets urbains. Outre la production d'insectes à partir du digestat pour l'alimentation animale, la production de protéines microbiennes à partir de méthane pour l'alimentation humaine est investiguée. Le projet prévoit également l'utilisation des effluents liquides pour la production d'un fertilisant riche en azote et phosphore. La faisabilité de ce concept sera validée dans deux villes européennes : Murcia (Espagne) et Kalundborg (Danemark). La collecte des biodéchets pour ce programme est déjà effective sur la ville de Murcia en Espagne ; le traitement est en phase de développement, avec plusieurs unités pilotes, dont une dernière unité lancée en novembre 2021.

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>Figure 18. Projet VALUEWASTE : voies de valorisation envisagées (RECORD, 2022).</figcaption></figure>

La pyrolyse et la gazéification sont deux procédés plutôt utilisés pour la valorisation des déchets verts. La **pyrolyse** un processus thermochimique dans lequel la biomasse se décompose suite à une augmentation importante de sa température en l'absence d'oxygène. Des solides, liquides et gaz sont alors produits et valorisés sous forme d'énergie. Des améliorations sont nécessaires pour intégrer les derniers développements dans une phase pilote, puis à l'échelle industrielle. De plus, la pyrolyse n'est pas encore économiquement viable (Czajczyńska et al., 2017). La **gazéification** est considérée une technologie prometteuse pour le traitement des déchets car elle produit peu d'émissions. Cette technologie consiste à chauffer les biodéchets à de hautes températures en présence d'une faible quantité d'oxygène. Le gaz de synthèse produit peut être utilisé pour différentes applications, en fonctions des conditions dans lesquelles il a été produit (ex. combustible, pour produire des produits chimiques). Actuellement, la gazéification à grande échelle se limite aux déchets municipaux et aux résidus agricoles. Des solutions doivent être trouvées pour valoriser des aliments hétérogènes. Maximiser le rendement du gaz de synthèse, optimiser la qualité du gaz et l'efficacité des process mais également en vue de réduire les coûts de production (European Environment Agency, 2020).
<table><caption>Tableau 8. Atouts et limites de différentes technologies émergentes (RECORD, 2022, d'après EEA 2020).</caption><thead><tr><td>Technologie</td><td>Atouts</td><td>Limites</td><td>Avancée du procédé</td></tr></thead><tbody><tr><td>Production de bioéthanol</td><td>Biodéchets comme matière première alternative<br>Carburant liquide pouvant remplacer l'essence directement dans les usages existants<br>Performance supérieure à celles de la plupart des biocarburants alternatifs<br>Génère plus de 90% d'émissions de CO₂ en moins que les carburants fossiles conventionnels</td><td>Coûts de traitement importants<br>Nature hétérogène des biodéchets rend difficile la production de bioéthanol à l'échelle industrielle</td><td>Tests à l'échelle industrielle</td></tr><tr><td>Production d'acides gras volatils</td><td>AGV utilisés dans un large éventail d'utilisations<br>Extraction des AGV à partir de biodéchets pouvant être plus durable qu'à partir de combustible fossile<br>Biodéchets hétérogènes forment un substrat optimal pour la production d'AGV</td><td>Technologie en développement avec des défis à relever dont l'optimisation des paramètres opérationnels pour la production d'AGV et la séparation rentable des AGV du digestat<br>Testée à l'échelle industrielle sur seulement certains types de biomasse<br>Cultures microbiennes mixtes ayant un rendement inférieur en termes de production d'AGV</td><td>Développement supplémentaire nécessaire pour fonctionner à l'échelle industrielle</td></tr><tr><td>Production d'hydrogène</td><td>Demande en hydrogène en augmentation<br>Peut substituer les méthodes conventionnelles coûteuses (besoins énergétiques élevés)</td><td>Faible efficacité de conversion du substrat et faible rendement</td><td>Développement nécessaire pour fonctionner à l'échelle industrielle</td></tr><tr><td>Production de phosphore</td><td>Source renouvelable de phosphore</td><td>Technologie nécessitant un développement technique pour minimiser les coûts d'exploitation et améliorer la qualité et la prévisibilité des engrais produits</td><td>Développement nécessaire pour fonctionner à l'échelle industrielle</td></tr><tr><td>Carbonisation hydrothermale</td><td>Hydrochar® pouvant être utilisé comme combustible solide ou amendement du sol ou être transformé en charbon actif<br>Réduction du volume de déchets plus importante et temps de réaction court par rapport aux autres technologies<br>Important potentiel de récupération des nutriments dans les liquides</td><td>Nécessite des développements techniques pour être appliqué à l'échelle industrielle</td><td>Développement supplémentaire nécessaire pour fonctionner à l'échelle industrielle</td></tr></tbody></table>