Ecole Centrale de Nantes Université de Nantes Thèse de

Transcription

Ecole Centrale de Nantes
Université de Nantes
ÉCOLE DOCTORALE
MECANIQUE, THERMIQUE ET GENIE CIVIL
Année 2007
Thèse de DOCTORAT
Diplôme délivré conjointement par
L'École Centrale de Nantes et l'Université de Nantes
Spécialité : GENIE CIVIL
Présentée et soutenue publiquement par :
FRANÇOIS PETAVY
le 14 septembre 2007
au Laboratoire Central des Ponts et Chaussées à Bouguenais, Loire Atlantique
TITRE
TRAITEMENT ET VALORISATION DES SEDIMENTS
DE L’ASSAINISSEMENT PLUVIAL
JURY
Président :
Rapporteurs :
Examinateurs :
M. Jack LEGRAND
Mme Sylvie BARRAUD
M. Régis MOILLERON
M. Michel LEGRET
Mme Emmanuelle LUCAS
Mme Véronique RUBAN
M. Jean-Yves VIAU
Directeur de thèse :
Laboratoire :
Professeur, Ecole des mines de Nantes
Maître de Conférences (HDR), Institut National des Sciences Appliquées de Lyon
Professeur, CEREVE, Université Paris XII-Val de Marne
Directeur de recherche, Laboratoire central des ponts et chaussées
Ingénieur, Lyonnaise des Eaux, Montgeron
Directeur de recherche, Laboratoire central des ponts et chaussées
Directeur technique, Saint Dizier Environnement, Gondecourt
Véronique RUBAN
Division Eau et Environnement
Laboratoire Central des Ponts et Chaussées, route de Bouaye, BP 4129, Bouguenais CEDEX
N° ED 0367-289
Remerciements
Avant de vous exposer les travaux qui ont abouti à la rédaction de ce manuscrit, je tiens tout
d’abord à remercier le Laboratoire Central des Ponts et Chaussées, l’Agence de l’Eau Seine
Normandie, le Service d’Etude Technique des Routes et Autoroutes et le Ministère de la
Recherche pour le financement de cette étude. Mes remerciements s’adressent également à
l’ensemble des personnes qui ont permis sa réalisation :
Monsieur Hervé Andrieu, Chef de la division Eau et Environnement, pour m’avoir accueilli
au sein de son unité et fait partager quelques anecdotes de notre pays d’origine : la HauteLoire.
Madame Sylvie Barraud, Professeur à l’INSA de Lyon et Monsieur Régis Moilleron,
Professeur au CEREVE et à l’Université Paris 12, pour avoir accepté de juger et de
commenter ce travail de thèse.
Madame Emmanuelle Lucas, Ingénieur à la Lyonnaise des Eaux et Monsieur Jack Legrand,
Professeur à l’Université de Nantes, pour leurs participations au sein du jury de thèse.
Monsieur Michel Legret, directeur de recherche au LCPC et Chef de la section
Caractérisation et Transfert des Polluants, pour avoir mis à ma disposition les moyens
nécessaires à la réalisation de ce travail. Je le remercie également pour le suivi de ces travaux
et pour sa participation au jury.
Je tiens à remercier très chaleureusement Madame Véronique Ruban, directeur de recherche
au LCPC, pour la direction de ces travaux de thèse. Je la remercie plus particulièrement pour
la confiance qu’elle m’a accordée durant ces 3 années, pour sa disponibilité face à mes
interrogations et pour son soutien de tous les jours. Je te souhaite une excellente continuation
et un prompt rétablissement pour retourner gambader dans les montagnes jurassiennes et
alpines.
i
Remerciements
Je souhaite également remercier deux acteurs incontournables dans la réalisation de ces
travaux de thèse, Messieurs Jean Yves Viau, de la société Saint Dizier Environnement et
Pierre Conil, du BRGM de Nantes. Qu’ils trouvent ici le témoignage de ma sincère
reconnaissance.
Je remercie également Madame Nadine Aires et Monsieur Pierrick Esnault pour leurs
participations aux différents comités de suivi de thèse ainsi que Monsieur Philippe Branchu et
toute son équipe du Laboratoire Régional de l’Ouest Parisien, pour les caractérisations
d’hydrocarbures totaux et de HAP.
Je profite des analyses chimiques pour remercier toute l’équipe du laboratoire sous la houlette
de Dominique Demarre. Un grand merci à Sophie Ricordel, Valérie Mondon, Gilles Dormal,
Lionel Martinet et Alice Biczysko pour l’ensemble des travaux effectués, indispensables à la
réalisation de cette étude.
Mes remerciements s’adressent très chaleureusement aux agents du service général pour leurs
aides, conseils et dévouements lors de l’installation et du fonctionnement de l’unité de
traitement. Un grand merci à Messieurs Gilbert Marais, Jean-Luc Cassard, Alain Touzeau,
André Rome et Alain Beilvert.
Je tiens également à remercier Messieurs Jean-François Ringot et Hugues Delahousse pour les
diverses prises de vue et la super production primée au festival des sédiments du bassin de
Cheviré.
Merci à Dominique Renoux et Sonia Salaun pour leur gentillesse et leur précieuse aide pour
résoudre les tâches administratives.
Comment ne pas remercier Monsieur Jean Marc Rouaud, prêt à déployer ses talents d’Homme
à tout faire en toutes circonstances, pour les nombreux coups de main qu’il a su m’apporter
lors de ces trois années ainsi que son compère et partenaire de baby foot, Monsieur Claude
Joannis, pour les agréables moments de détente passés en sa compagnie.
ii
Remerciements
Je remercie très sincèrement Monsieur Gwen Ruban pour ses éclairages de fin statisticien et
sa relecture du manuscrit.
Un grand merci maintenant à tous ceux qui m’ont permis de passer trois années très agréables
au sein de la division Eau et Environnement. Merci à Marie-Laure, Fabrice, Sophie, Laëtitia,
Lolo, Pich-pich et Katia la petite dernière, pour vos moments de détente en salle café, vos
apéros et autres soirées…. Sans oublier mes camarades intermittents du spectacle de la
science avec Kalilou le showman, Beber le barbu, Hossein d’MCFX, Olivier d’SFR, PEK
l’obélix, Amélie Laure la géologue et Katerine l’amoureuse de la langue anglaise.
Une note spéciale pour Madame Edvina Lamy, ma co-turne, pour avoir supporté mes humeurs
et offert une formidable ambiance de travail. Ce fût un réel plaisir !!! Merci et bonne route.
L’heure a sonné d’adresser une mention particulière au p’tit breton et au corse avec qui j’ai
vécu de véritables moments de poésie française dans notre caverne fétiche de la rue du
Château. Un grand merci pour l’ensemble de votre œuvre.
Je remercie enfin mes parents des divers efforts consentis pour nous permettre à Claire, Marie
et moi même de réaliser nos études comme bon nous semble. Je tiens également à les rassurer
en leur annonçant que ce manuscrit devrait en principe, traduire la fin de ma vie étudiante.
Pour finir, je tiens à remercier tout particulièrement Nathalie qui a quitté son environnement
altiligérien pour venir me rejoindre en pays nantais. Merci encore pour ton soutien et tes
encouragements tout au long de ce travail.
iii
Remerciements
iv
Production scientifique
Conférences internationales
Pétavy, F., Ruban, V., Viau, J.Y., Conil, P. et Clozel, B. 2006.
Gestion et valorisation des sédiments issus de l’assainissement pluvial en domaine routier.
In 2nd conf. Environment & Transport, incl. 15th conf. Transport and Air Pollution,
proceedings n°107, vol.1, 15 – 22, Reims, France
Pétavy, F., Ruban, V. Viau, J.Y. et Conil, P. 2007.
Conception of a pilot plant for the treatment of runoff water sediment.
Dans 6ième conférence internationale de Novatech, proceedings vol.3, 1277 – 1284, Lyon,
France.
Reduction of sediment micro-pollution by means of a pilot plant.
In 5th International Conference on Sewer Process Networks, proceedings 297 – 306, Delft,
The Netherlands.
Pétavy, F., Ruban, V. Viau, J.Y., Conil, P. et Auriol, J.C. 2007.
Treatment of runoff water sediments with a view to their re-use.
Dans 11ième congrès de la Société Française de Génie des Procédés, proceedings sur CDROM, Saint Etienne, France.
v
Séminaires
Pétavy, F. 2005.
Valorization and management of sediments from retention / infiltration ponds and from
roadside ditches
In Fourth World Wide Workshop for Young Environmental Scientists, 155 – 163, Val- deMarne, France, Cereve.
Pétavy, F. et Ruban, V. 2005
Estimation des gisements de sédiments.
Dans Caractérisation et Valorisation des Sédiments et autres sous-produits de l’assainissement
des chaussées , Nantes, France, LCPC.
Traitement des sédiments issus de l’assainissement pluvial.
Dans 4ième Journée Technique Nationale, INSA, Toulouse.
Mise en place d’une unité pilote de traitement des sédiments issus de l’assainissement pluvial.
Dans JDHU 2006, 69 – 77, Nantes, France, LCPC.
Devenir des sédiments de bassins : traitement pour une réutilisation en technique routière.
Dans GFHN 2006, Toulouse, France.
vi
Revues à comité de lecture
Pétavy, F., Ruban, V., Viau, J.Y., Conil, P. et Clozel, B.
Management and recovery of runoff water sediments
Atmospheric Environment, Soumis
Mise en place d’une unité pilote de traitement des sédiments issus de l’assainissement pluvial.
La Houille Blanche, Accepté
Pétavy, F., Ruban, V. et Conil, P.
Efficiency of attrition for the decontamination of storm-water sediments.
Applied Geochemistry, Soumis.
Pétavy, F. et Ruban, V.
Treatment of storm-water sediments : Efficiency of an attrition scrubber. Laboratory and
pilot scale studies.
Chemical Engineering Journal, Soumis.
Pétavy, F., Ruban, V., Viau, J.Y. et Conil, P.
Valorization of treated stormwater sediments : chemical, geotechnical and cost assessments.
Waste management, Soumis
Pétavy, F., Ruban, V., Viau, J.Y. , Conil, P. et Auriol, J.C.
Treatment of runoff water sediments with a view to their re-use.
International Journal of Chemical Reactor Engineering, Soumis
vii
Revues techniques
Pétavy, F. Ruban, V. Viau, J.Y. et Conil, P. 2007.
Une unité pilote de traitement des sédiments issus de l’assainissement pluvial.
L’ Eau, L’ Industrie, Les Nuisances, n° 300, p 79-82.
Pétavy, F. Ruban, V. Viau, J.Y. et Conil, P. 2007.
Traitement des sédiments issus de l’assainissement pluvial
Déchets, Sciences et techniques, n°46, Avril-Mai-Juin 2007.
viii
Table des matières
v
Table des matières
ix
Liste des tableaux
xv
Liste des figures
xxiii
Introduction
1
Chapitre 1 :
Rappels bibliographiques :
Origines, quantification et caractérisation des polluants,
Normes en vigueur,
Traitements et valorisation des sédiments.
1.1
Origines et transfert de la pollution
8
1.1.1 Origines des polluants
8
1.1.1.1 Pollution chronique
9
1.1.1.2 Pollution saisonnière
15
1.1.1.3 Conclusion
19
1.1.2 Transfert des polluants par les eaux pluviales
20
1.1.2.1 Apports atmosphériques
20
1.1.2.2 Apports par ruissellement sur les chaussées routières
23
1.1.3 Collecte des eaux pluviales
25
ix
Tables des matières
1.2
1.3
1.4
1.1.3.1 Les réseaux unitaires
25
1.1.3.2 Les réseaux séparatifs
25
1.1.3.3 Les bassins de retenue
26
Quantification et caractérisation des sédiments issus des fossés et bassins
27
1.2.1 Estimation des gisements
27
1.2.2 Caractérisation des sédiments
29
1.2.2.1 Fond géochimique et sédiment non pollué
29
1.2.2.2 Caractérisation physique
30
1.2.3 Conclusion
40
Normes et législation
41
1.3.1 La responsabilité du producteur de déchets
41
1.3.1.1 Le contexte législatif et réglementaire
41
1.3.1.2 Les obligations du maître d’ouvrage
43
1.3.1.3 Conclusion
43
1.3.2 Normes et problématique
45
1.3.2.1 Les textes de référence
45
1.3.2.2 Conclusion
48
Traitements :
49
1.4.1 Traitement physique
49
1.4.1.1 Traitement par voie humide
49
1.4.1.2 Traitement par voie sèche
58
1.4.1.3 Conclusion
59
1.4.2 Traitement biologique
59
1.4.2.1 Principe
60
1.4.2.2 Dégradations biotiques et abiotiques des hydrocarbures
et HAP dans les sols
1.4.2.3 Conclusion
1.5
x
61
63
Valorisation
64
1.5.1 Etat des lieux des filières d’élimination des sédiments
64
1.5.1.1 Les boues de curage des bassins routiers et autoroutiers
64
1.5.1.2 Les boues de curage des fossés
65
1.5.1.3 Conclusion
65
1.5.2 Valorisation des sédiments
67
1.5.2.1 La fabrication de béton
67
1.5.2.2 Les différents remblais et couches de forme
68
1.5.3 Les risques sanitaires
Chapitre 2 :
70
Matériels et méthodes
Sites expérimentaux
Caractérisation des sédiments
2.1
Méthodes d’analyse et de caractérisation
76
2.1.1 Matière minérale
76
2.1.1.1 Protocoles analytiques
2.1.2 Matière organique
81
2.1.2.1 Matière organique et carbone organique total
81
2.1.2.2 Hydrocarbures totaux
81
2.1.2.3 Hydrocarbures aromatiques polycycliques
81
2.1.3 Caractérisation géotechnique
2.2
76
82
2.1.3.1 Paramètres de nature
83
2.1.3.2 Paramètres d’état
85
2.1.3.3 Autres caractéristiques géotechniques
86
Les sites expérimentaux
87
2.2.1 Les sites routiers
87
2.2.1.1 Bassin d’infiltration de Cheviré
87
2.2.1.2 Bassin de rétention de Flavigny (Nancy)
90
2.2.1.3 Bassin d’infiltration de Lyon
91
2.2.2 Les sites urbains
94
2.2.2.1 Bassin de décantation de Wissous
94
2.2.2.2 Bassin de rétention AhAh
95
2.2.2.3 Bassin de rétention Citroën
97
2.2.3 Prélèvements des sédiments
98
2.2.4 Les balayures de voiries
99
xi
2.3
100
2.3.1 Etude granulométrique
101
2.3.2 Caractérisation de la matière minérale
102
2.3.3 Caractérisation de la matière organique
105
2.3.4 Conclusion
109
Chapitre 3 :
3.1
3.2
3.3
Etude de traitabilité des sédiments
Répartition des polluants au sein des fractions granulométriques
113
3.1.1 Protocole expérimental
113
3.1.2 Première étape : Séparation granulométrique
114
3.1.3 Seconde étape : Traitement par attrition
116
3.1.4 Bilan massique
118
3.1.5 Conclusion
119
Optimisation de la méthode de traitement
121
3.2.1 Caractérisation du sédiment et protocole opératoire
121
3.2.2 Optimisation du seuil de coupure
123
3.2.2.1 Seuil de coupure supérieur S 1
123
3.2.2.2 Seuil de coupure inférieur S 2
124
3.2.3 Optimisation de la teneur en eau de la pulpe
127
3.2.4 Optimisation de la durée d’attrition
131
3.2.5 Traitement du sédiment de Cheviré dans les conditions optimales
136
Modélisation de la méthode
143
3.3.1 Détermination d’une équation modèle
143
3.3.2 Application du modèle sur l’évolution de la teneur en matière organique 146
3.4
xii
3.3.3 Application du modèle sur l’évolution de la teneur en éléments traces
147
3.3.4 Conclusion
149
Application de la méthode de traitement sur d’autres sédiments
150
3.4.1 Sédiments du bassin AhAh
150
3.4.2 Sédiments du bassin de Lyon B 6
154
3.4.3 Conclusion
157
Chapitre 4 :
Conception d’une unité pilote
Traitement physique
4.1
4.2
Conception de l’unité pilote
160
4.1.1 Problématiques, objectifs et contraintes
160
4.1.2 Principe de traitement
162
4.1.3 Description des différents équipements
163
Le traitement des sédiments
171
4.2.1 Pourcentages massiques des différentes fractions
171
4.2.2 Caractérisation chimique
173
4.2.2.1 Eléments traces
173
4.2.2.2 Matière organique et hydrocarbures totaux
178
182
4.2.3 Bilans de traitement
185
4.2.3.1 Incertitudes liées à l’analyse et à l’hétérogénéité des sédiments
186
4.2.3.2 Incertitudes liées au bilan de traitement
188
4.2.4 Caractérisation chimique des eaux de process
Chapitre 5 :
190
Traitement biologique : Landfarming
5.1
Mise en place des essais
194
5.2
Résultats
197
5.2.1 Première série : Landfarming 1
197
5.2.2 Deuxième série : Landfarming 2
206
Chapitre 6 :
6.1
Valorisation et approche économique
Valorisation des sédiments
212
6.1.1 Classification des différentes fractions
212
6.1.1.1 Teneurs en matière organique
212
6.1.1.2 Classification des sols de classes A, B, C ou D
213
xiii
6.1.1.3 Classification des sols de classe F
6.2
219
6.1.2 Filières de valorisation
220
6.1.2.1 Remblai routier
221
6.1.2.2 Couche de forme
222
6.1.2.3 Remblai de tranchées
223
6.1.2.4 Remblai de surface
223
6.1.3 Conclusion
224
Approche économique
226
6.2.1. Landfarming
226
6.2.2 Unité mobile de traitement
227
Conclusion et perspectives
237
Bibliographie
243
Annexes
xiv
Annexe A : Etude de traitabilité des sédiments
257
Annexe B : Unité pilote – Quantités de HAP identifiés dans les sédiments
271
Annexe C : Unité pilote – Tests de répétabilité
279
Liste des tableaux
I1
Matières premières utilisées en construction automobile.
12
I2
Teneurs en métaux traces dans les pneumatiques en µg g-1 (Pagotto, 1999).
12
-1
I3
Teneurs en métaux des sels de deverglaçage, en mg kg .
16
I4
Concentrations en atrazine et alachlore sur les eaux de pluie en Bretagne en
17
1996 et 2000.
I5
Teneurs en pesticides en µg kg-1 de matière sèche dans 4 sédiments de bassins.
18
I6
Estimation des émissions polluantes en (g km-1 an-1) (Pagotto et al., 2001).
20
I7
Qualité des eaux de pluies.
21
-1
-1
I8
Retombées atmosphériques sèches en g ha an .
22
I9
Retombées atmosphériques totales en g ha-1 an-1.
22
I 10
Concentrations en polluants des eaux de ruissellement sur chaussée
23
autoroutière.
I 11
Estimations des dépôts sur la voirie routière nationale (Fournier, 2000).
27
I 12
Estimations grossières des quantités de sédiments curés à l’échelle du territoire.
28
I 13
Estimations des quantités de sédiments issus des réseaux urbains et périurbains.
28
I 14
Gamme de valeurs « ordinaires » et d’anomalies naturelles (Baize, 2000).
29
I 15
Concentrations en éléments traces métalliques dans un sol non pollué
30
(en mg kg-1).
I 16
Distribution granulométrique des sédiments de bassins.
31
I 17
Distribution granulométrique des sédiments de bassins en fonction du lieu de
31
prélèvement.
I 18
Pourcentages des différents minéraux par classes granulométriques (Roger et
33
al., 1998).
xv
Liste des tableaux
I 19
Teneurs en matière organique dans deux sols 5 et 7 en fonction des seuils
34
granulométriques (Roger et al., 1998).
I 20
Pourcentages des différentes fractions organiques (pourcentage massique de la
34
M.O totale) (Durand et al., 2004a).
I 21
Quantités d’HAP identifiés en µg kg-1 de boue sèche dans 3 échantillons et
35
comparées à la norme hollandaise.
I 22
Concentrations en éléments traces dans les sédiments des différents bassins
37
(mg kg-1 de MS) et comparaison avec les normes en vigueur.
I 23
Concentrations en plomb, zinc et cadmium dans les différentes fractions
38
granulométriques (Lee et al., 1997).
I 24
Concentrations en cuivre, zinc et plomb dans les différentes fractions
38
granulométriques (Zanders, 2005).
I 25
Concentrations en mg kg-1 des éléments traces présents dans les différentes
39
fractions granulométriques (Durand, 2003).
I 26
Concentrations en métaux traces (mg kg-1 de MS) dans les fractions organiques
39
extraites par le protocole IHSS (Durand, 2003).
I 27
Textes législatifs et réglementaires concernant les déchets.
44
I 28
Synthèse des textes réglementaires adaptables aux sédiments de curage.
47
I 29
Proposition de seuils d’investigation pour la recherche d’éléments traces dans le
48
sol (Baize, 2000).
I 30
Valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
48
I 31
Quantités relatives des fractions séparées selon leurs classes granulométriques
50
(AGHTM, 1996).
I 32
Caractéristiques générales et composition en éléments traces des échantillons
50
traités par ERMAC (AGHTM, 1996).
I 33
Composition générale du valori’sable® (Domas et al., 2000).
53
I 34
Propriétés géotechniques du valori’sable® (Domas et al., 2000).
53
I 35
Caractéristiques environnementales du valori’sable® (Domas et al., 2000).
54
I 36
Pourcentages de fines générées en fonction de l’énergie délivrée au système
56
(Shigley et Mischke ;1993).
I 37
xvi
Matrice test proposée par Freeman (1993).
57
Liste des tableaux
I 38
Demi-vie des HAP dans les sols.
62
I 39
Potentiel lixiviable du sable traité par le procédé ECOSABLE et comparaison
71
avec les teneurs pour mâchefers « V » (Helaine, 2000).
II 1
Méthodes et normes utilisées pour la caractérisation des sédiments.
77
II 2
Incertitudes relatives sur l’échantillon de référence du CRM 320.
79
II 3
Tolérances en pourcentage par rapport à l’échantillon référence des
82
hydrocarbures totaux et HAP .
II 4
Les différentes valeurs seuils lors de l’analyse granulométrique.
83
II 5
Valeurs seuils retenues pour l'évaluation de l'argilosité.
84
II 6
Surface collectée au niveau du bassin B6 de l’autoroute A 47.
92
II 7
Dates et lieux des prélèvements réalisés.
100
II 8
Distribution granulométrique des sédiments bruts.
101
II 9
Teneurs en éléments traces, en titane et en phosphore dans les sédiments à 103
traiter.
II 10
Pourcentages de matière organique et teneurs en hydrocarbures totaux des
106
sédiments à traiter.
II 11
Teneurs en HAP des sédiments étudiés (exprimé en µg kg-1).
108
III 1
Pourcentages massiques, teneurs en matière organique et en éléments traces des
114
trois fractions granulométriques du sédiment de Cheviré et comparaison aux
valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
III 2
116
deux fractions granulométriques issues de l’attrition de la fraction 250 µm –
1250 µm.
III 3
117
deux fractions granulométriques issues de l’attrition de la fraction > 1250 µm.
III 4
Caractéristiques chimiques du sédiment de Cheviré et comparaison des teneurs
121
en éléments traces avec les valeurs cibles et d’intervention de la norme
hollandaise.
III 5
137
trois fractions granulométriques du sédiment de Cheviré et comparaison aux
valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
xvii
Liste des tableaux
III 6
138
deux fractions granulométriques générées par attrition – Sédiment de Cheviré.
III 7
Pourcentages massiques de récupération des éléments traces après traitement 141
sur le sédiment de Cheviré.
III 8
Caractéristiques chimiques du sédiment AhAh et comparaison des teneurs en 150
éléments traces avec les valeurs cibles et d’intervention de la norme
hollandaise.
III 9
151
trois fractions granulométriques des sédiments AhAh.
III 10
152
deux fractions granulométriques générées par attrition.
III 11
Caractéristiques chimiques du sédiment Lyon B6 et comparaison des teneurs en
154
éléments traces avec les valeurs cibles et d’intervention de la norme
hollandaise.
IV 1
Comparatif des conditions opératoires des traitements pilote et laboratoire.
168
IV 2
Pourcentages massiques des différentes fractions issues du traitement physique 171
(exprimés en matière sèche).
IV 3
Pourcentages de particules résiduelles au sein des fractions 2 mm – 30 mm et
172
60 µm – 2 mm (exprimé en matière sèche).
IV 4
Teneurs en éléments traces, en titane et en phosphore des différentes fractions 174
issues du traitement physique (exprimé en mg kg-1).
IV 5
Pourcentages de matière organique et teneurs en hydrocarbures totaux des
179
différentes fractions issues du traitement physique.
IV 6
Quantités de phénanthrène en µg kg-1 de matière sèche au sein des fractions des
183
différents sédiments traités.
IV 7
Quantités de HAP en µg kg-1 de matière sèche au sein des fractions des
184
sédiments de Cheviré, Nancy, Lyon et Lille. AV : avant Attrition ; AP : Après
Attrition.
IV 8
Bilan de traitement des polluants organiques et métalliques exprimés en
pourcentages massiques.
xviii
185
Liste des tableaux
IV 9
Incertitudes relatives d’analyse (test 1) et d’homogénéité (test 2) au seuil de
187
95 %.
IV 10
Incertitudes de mesure au seuil de 95 % des bilans de traitement.
189
IV 11
Concentrations en éléments traces dans les eaux de process en fin de traitement.
190
V1
Composition de l’engrais commercial utilisé.
195
V2
Composition des 5 cases de l’essai de Landfarming 1.
195
V3
Carbone organique total et carbone organique dissous dans les eaux de 203
percolation.
V4
Concentrations en hydrocarbures totaux et en HAP dans les eaux de 204
percolation.
V5
Teneurs en éléments traces dans les eaux de percolation des cases de
205
Landfarming.
V6
Comparaison des teneurs en hydrocarbures totaux avant et après traitement par 206
Landfarming et avec la fraction 60 µm-2 mm issue du pilote.
V7
Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1).
VI 1
Pourcentages de matière organique et classification préliminaire des différentes 213
208
fractions.
VI 2
Pourcentages de passant à 2 mm et 80 µm des fractions 60 µm – 2 mm des
215
différents sédiments.
VI 3
Valeurs au bleu de méthylène pour les fractions 60 µm – 2 mm des différents
216
sédiments.
VI 4
Classements en sous classes en fonction de l’état hydrique du matériau.
217
VI 5
Pourcentages de passant à 2 mm et 80 µm des fractions 2 mm – 30 mm des
218
sédiments de Nancy et Lille.
VI 6
Valeur au bleu de méthylène pour la fraction 2 mm – 30 mm du sédiment de 219
Nancy.
VI 7
Classification des différentes fractions au sein de la classe F.
220
VI 8
Classification et filières de valorisation des différentes fractions issues du 224
traitement des sédiments de l’assainissement pluvial.
VI 9
Coût d’un traitement biologique par Landfarming.
226
VI 10
Estimation économique d’une unité mobile de traitement.
229
xix
Liste des tableaux
A1
Caractéristiques chimiques des sédiments bruts du bassin AhAh.
258
A2
258
trois fractions granulométriques du sédiment AhAh.
A3
258
deux fractions granulométriques générées par attrition – sédiment AhAh.
A4
258
trois fractions granulométriques du sédiment AhAh après traitement physique.
A5
Caractéristiques chimiques des sédiments bruts du bassin B6.
260
A6
260
trois fractions granulométriques du sédiment B6.
A7
260
deux fractions granulométriques générées par attrition – sédiment B 6.
A8
260
trois fractions granulométriques du sédiment B6 après traitement physique.
A9
Caractéristiques chimiques des sédiments bruts du bassin B 10.
262
A 10
262
trois fractions granulométriques du sédiment B 10.
A 11
Pourcentages massiques, teneurs en matière organique et éléments traces des
262
A 12
262
A 13
264
A 14
Pourcentages massiques, teneurs en matière organique et éléments traces des
264
A 15
264
deux fractions granulométriques générées par attrition – sédiment B 12
A 16
264
A 17
Caractéristiques chimiques des sédiments bruts du bassin B 4 – A 47.
266
A 18
266
xx
Liste des tableaux
A 19
266
A 20
266
trois fractions granulométriques du sédiment B 4 après traitement physique.
A 21
268
A 22
268
A 23
268
A 24
268
trois fractions granulométriques du sédiment B 5. après traitement physique.
B1
Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Cheviré.
272
B2
Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Nancy.
273
B3
Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de AhAh1.
274
B4
-1
275
-1
Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg ) – sédiment de AhAh2.
B5
Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg ) – sédiment de Lyon.
276
B6
Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Lille.
277
B7
Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Bordeaux.
278
C1
Pourcentages de matière organique et teneurs en éléments traces et phosphore
280
du sédiment brut AhAh 1.
C2
Pourcentages de matière organique et teneurs en éléments traces et phosphore
281
xxi
Liste des tableaux
xxii
Liste des figures
I1
Constitution du réseau routier français au 1er janvier 2004 (Ministère de
11
l’équipement, 2004).
I2
Principales sources de pollution identifiées dans la littérature.
19
I3
Principe de séparation des sédiments d’assainissement avec recyclage
52
d’eau. Procédé ECOSABLE.
I4
Répartition des fractions sortant de l’unité ECOSABLE rapportée à la
53
matière sèche totale des déchets bruts (Helaine, 2000).
I5
Principe de l’attrition et comparaison avec un broyage ou un concassage.
55
I6
Pales d’agitation en opposition de phase d’une cellule d’attrition.
55
I7
Evolution de la granulométrie des sédiments de canaux après traitement
57
par attrition.
I8
Mise en place de la surface.
60
I9
Mise en place du sol.
60
I 10
Inoculation du sol.
60
I 11
Labourage du sol.
60
I 12
Devenir des produits de curage de bassins des autoroutes concédées de la
64
SANEF. (ONR, 2001).
I 13
Devenir des produits de curage de bassins des routes nationales et des
64
autoroutes non concédées. (ONR, 2001).
I 14
Devenir des produits de curage des fossés des autoroutes concédées de la
65
SANEF. (ONR, 2001).
I 15
Devenir des produits de curage des fossés des autoroutes non concédées.
65
(ONR, 2001).
xxiii
Liste des figures
II 1
Classements qualitatifs des résultats d’AGLAE.
80
II 2
Ensemble du matériel d’essai (A). Auréole bleue à la périphérie de la tâche
84
indiquant la fin de l’adsorption du bleu sur le sol (B).
II 3
Schématisation d’une courbe Proctor réalisée à partir de 5 points.
85
II 4
Situation géographique du bassin de Cheviré.
88
II 5
Schéma du bassin de Cheviré.
89
II 6
Situation générale des bassins de Flavigny.
90
II 7
Bassin amont de Flavigny.
91
II 8
Localisation du Bassin B6 de l’autoroute A47.
92
II 9
Schéma du bassin n°6 de l’autoroute A47.
93
II 10
Schéma du bassin de rétention de Wissous.
94
II 11
Plan du bassin AhAh et des réseaux d’assainissement.
96
II 12
Vue aérienne du bassin de Citroën.
97
II 13
Schéma de fonctionnement du bassin de Citroën.
97
II 14
Sédiments de Citroën après curage du bassin.
98
II 15
Prélèvements des sédiments de Cheviré par tractopelle.
99
III 1
Machine d’attrition cylab 1.
112
III 2
Cellule d’attrition.
112
III 3
Pales d’agitation.
112
III 4
Protocole de traitabilité des sédiments.
113
III 5
Pourcentages massiques et pourcentages en éléments traces des trois
115
fractions granulométriques du sédiment de Cheviré.
III 6
Pourcentages massiques et pourcentages en éléments traces au sein des
118
trois fractions granulométriques avant et après attrition.
III 7
Pourcentages massiques et pourcentages en éléments traces des trois
119
fractions granulométriques après attrition et tamisage.
III 8
Schéma du protocole d’optimisation de la méthode de traitement.
122
III 9
Pourcentages de particules fines en fonction des seuils de coupure –
124
Sédiment de Cheviré.
xxiv
Liste des figures
III 10
Pourcentages de matière organique dans les fractions intermédiaires avant
125
et après traitement en fonction des seuils de coupure – Sédiment de
Cheviré.
III 11
Concentrations en cuivre dans les fractions intermédiaires avant et après
126
attrition – Sédiment de Cheviré.
III 12
Concentrations en zinc dans les fractions intermédiaires avant et après
126
III 13
Pourcentages de particules fines générées par attrition en fonction de la
128
teneur en eau de la pulpe à traiter – Sédiment de Cheviré.
III 14
Pourcentages de matière organique dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et
129
après attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe à traiter –
III 15
Concentrations en zinc dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et après
129
attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe à traiter – Sédiment de
Cheviré.
III 16
Concentrations en cuivre dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et après
130
attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe à traiter – Sédiment de
Cheviré.
III 17
Pourcentages de particules fines générées en fonction de la durée
131
d’attrition – Sédiment de Cheviré.
III 18
Evolution de la granulométrie au sein de la fraction 80 µm – 2 mm en
132
fonction des durées de traitement par attrition – Sédiment de Cheviré.
III 19
Pourcentages de matière organique résiduelle dans la fraction 80 µm –
133
2 mm avant et après attrition en fonction de la durée de traitement –
III 20
Concentrations en cuivre dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et après
134
attrition en fonction de la durée de traitement et comparaison aux valeurs
cibles et d’intervention de la norme hollandaise – Sédiment de Cheviré.
III 21
Concentrations en zinc dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et après
135
attrition en fonction de la durée de traitement et comparaison aux valeurs
cibles et d’intervention de la norme hollandaise – Sédiment de Cheviré.
xxv
Liste des figures
III 22
Photographie au MEB d’une particule de la fraction 80 µm – 2 mm avant
139
III 23
Photographie au MEB d’une particule de la fraction 80 µm – 2 mm après
139
III 24
Photographie au MEB d’une particule présentant une aspérité de la
140
fraction 80 µm – 2 mm après attrition – Sédiment de Cheviré.
III 25
Pourcentages massiques et pourcentages des différents éléments traces
141
avant et après attrition – Sédiment de Cheviré.
III 26
Détermination de la constante k de l’équation modèle.
III 27
Comparaison
des
pourcentages
de
particules
145
fines
obtenus
145
Comparaison des pourcentages de matière organique résiduelle obtenus
147
expérimentalement ou après modélisation – Sédiment de Cheviré.
III 28
III 29
Comparaison
des
concentrations
résiduelles
en
cuivre
obtenues
148
obtenues
149
Pourcentages massiques et pourcentages de matière organique et
155
III 30
Comparaison
des
concentrations
résiduelles
en
zinc
III 31
d’éléments traces des trois fractions granulométriques avant attrition.
III 32
156
d’éléments traces des deux fractions granulométriques issus de l’attrition.
III 33
157
d’éléments traces des trois fractions granulométriques après traitement.
IV 1
Principe de traitement de l’unité pilote.
162
IV 2
Trémie de maillage 30 mm.
164
IV 3
Tamis vibrant de maillage 2 mm équipé d’un système d’aspersion d’eau.
164
IV 4
Séparateur primaire.
165
IV 5
Hydrocyclone.
165
IV 6
Schéma de principe d’un hydrocyclone.
166
IV 7
Machine d’attrition.
166
IV 8
Séparateur secondaire.
168
xxvi
Liste des figures
IV 9
Eaux de process.
169
IV 10
Décanteur lamellaire.
169
IV 11
Eaux de surverse du décanteur.
170
IV 12
Gâteau de boues formé au niveau du filtre presse.
170
IV 13
Photographie zoomée sous loupe binoculaire d’une scorie.
176
IV 14
Analyse globale des plages claires d’une scorie (Spectre EDS).
176
IV 15
Photographie à loupe binoculaire du sédiment de Nancy.
177
IV 16
Photographie au MEB (électrons rétrodiffusés) du sédiment de Nancy.
177
V1
Schématisation d’une case utilisée pour le traitement biologique.
194
V2
Evolution de la teneur en hydrocarbures totaux au sein du sédiment de
197
Cheviré avec paille en fonction de la durée de traitement par Landfarming.
V3
Evolution de la teneur en hydrocarbures totaux au sein des sédiments de
198
Cheviré dopés avec et sans paille en fonction de la durée de traitement par
Landfarming.
V4
Evolution de la teneur en hydrocarbures totaux au sein des sédiments de
199
Wissous avec et sans paille en fonction de la durée de traitement par
Landfarming.
V5
Evolution de la teneur en HAP au sein des sédiments de Cheviré en
200
fonction de la durée de traitement par Landfarming.
V6
Evolution de la teneur en HAP au sein des sédiments de Cheviré dopé avec
201
et sans paille en fonction de la durée de traitement par Landfarming.
V7
Evolution de la teneur en HAP au sein des sédiments de Wissous avec et
202
sans paille en fonction de la durée de traitement par Landfarming.
V8
Eaux de percolation des cases de Landfarming.
203
VI 1
Tableau synoptique de classification des matériaux selon leur nature
214
(d’après le GTR, 2000).
VI 2
Distributions granulométriques des fractions 60 µm – 2 mm des différents
215
sédiments.
VI 3
Courbe Proctor obtenue à partir d’un essai Proctor normal sur moule CBR
217
(NF P 94-093).
VI 4
Schéma de principe de l’unité mobile.
228
xxvii
Liste des figures
VI 5
Unité pilote de traitement vue de dessus.
231
VI 6
Unité mobile de traitement montée sur remorque.
231
A1
259
d’éléments traces des trois fractions granulométriques avant attrition –
sédiment AhAh.
A2
259
d’éléments traces des trois fractions granulométriques après attrition –
sédiment AhAh.
A3
261
d’éléments traces des trois fractions granulométriques avant attrition–
sédiment B 6.
A4
261
sédiment B 6.
A5
263
sédiment B 10.
A6
263
sédiment B 10.
A7
265
sédiment B 12.
A8
265
sédiment B 12.
A9
sédiment B 4.
xxviii
267
Liste des figures
A 10
267
sédiment B 4.
A 11
269
sédiment B 5.
A 12
269
sédiment B 5.
xxix
Liste des figures
xxx
Introduction
Contexte de l’étude
Le développement croissant des villes et des réseaux routiers et autoroutiers au cours des
dernières décennies a généré une quantité très importante de polluants qui se retrouve en
partie dans les sédiments de bassins d’infiltration et de retenue, et dans les balayures de
voiries.
La maîtrise du ruissellement, du fait de l’augmentation de l’imperméabilisation, est devenue
l’une des priorités de l’aménagement urbain et routier. En effet, les eaux pluviales peuvent
d’une part engendrer des débits et volumes importants susceptibles de provoquer des
inondations, et d’autre part véhiculer des quantités élevées de polluants organiques
(hydrocarbures, pesticides) et inorganiques (métaux lourds) (Chebbo, 1992 ; Gosse, 1997 ;
Gromaire-Mertz, 1998). Pour gérer les effluents provenant du ruissellement sur les surfaces
aménagées, des bassins de retenue des eaux pluviales sont fréquemment mis en place depuis
plusieurs décennies (Nightingale, 1987 ; Yousef et al., 1990, 1994). En site routier et
autoroutier, ils offrent une gestion quantitative et qualitative des eaux de ruissellement alors
qu’en site urbain, ils complètent le système d’assainissement traditionnel (réseaux unitaires ou
séparatifs et station de traitement) et assurent une protection des agglomérations contre les
inondations. Ces bassins jouent un rôle à la fois sur les débits (écrêtement des pics) et sur la
qualité des effluents (sédimentation des matières en suspension) ; de plus, ils ont parfois aussi
une vocation récréative. Les sédiments qui s’accumulent par décantation au fond des bassins
doivent être curés pour maintenir ou restaurer le bon fonctionnement de ces ouvrages.
Cependant, les matériaux collectés lors de ces opérations d’entretien peuvent être contaminés
(métaux lourds, hydrocarbures, pesticides…) et présentent un risque pour l’environnement et
la santé humaine. Plusieurs travaux (Petterson, 1999 ; Bäckström, 2001 ; Färm, 2001 ;
1
Introduction
Durand, 2003) constituent une base de données intéressante sur les degrés de pollution liés à
ces matériaux. Bien qu’une estimation des volumes soit difficile à obtenir, les quantités
déposées ou curées apparaissent très importantes avec près de 5 millions de tonnes de matière
sèche à l’échelle du territoire français (Ruban et al., 2003).
Par ailleurs, la croissance des villes et de leurs agglomérations a engendré une augmentation
importante des volumes de produits de balayages issus du nettoyage des chaussées. Ces
produits présentent, de par leurs origines, de fortes similitudes avec les sédiments issus des
bassins routiers, et par conséquent de fortes teneurs en polluants organiques et inorganiques.
La quantité de ces résidus est également importante et a été estimée en France et pour une
année courante à 1 million de tonnes de matière sèche (Kempf, 2001). Les communautés
urbaines de Bordeaux et Nantes collectent respectivement chaque année 18000 (Sermanson,
1998) et 13000 (Heudier, 2005) tonnes de résidus issus du balayage de leurs voiries.
Les évolutions de la réglementation dans le domaine de l’eau et des déchets ont poussé les
collectivités locales et les gestionnaires de bassins à revoir leurs politiques environnementales
face aux déchets issus de l’assainissement pluvial. Compte tenu des volumes importants de
matériaux, l’enjeu environnemental et économique est important. Il convient donc de revoir
les modes d’élimination jusqu’ici largement utilisés (mise en décharge, épandage) et de
disposer de filières adaptées à la gestion des sous produits de l’assainissement pluvial. De
plus, les solutions apportées devront respecter les contraintes économiques du moment.
Etat de l’art
L’étude de la pollution des eaux pluviales routières a déjà fait l’objet de nombreux travaux qui
ont permis d’acquérir de précieuses informations sur les origines et le transfert des différents
polluants (Legret et al., 1996 ; Legret et Colandini, 1999 ; Legret et Pagotto, 1999 ; Pagotto,
1999).
Plusieurs études expérimentales ont été menées depuis les années 1990 sur les matériaux de
bassins de retenue, avec notamment des résultats contradictoires sur la répartition des
éléments traces en fonction de la distribution granulométrique. Colandini (1997), Lee et al.
(1997) et Zanders (2005) notent une accumulation des polluants au sein des éléments fins,
2
Introduction
alors que Durand (2003) et Durin (2006), lors de leurs travaux sur les sédiments du bassin
d’infiltration de Cheviré, observent une répartition homogène des polluants en fonction des
différentes classes granulométriques. Durand (2003) a également réalisé une caractérisation
fine des résidus issus de l’assainissement pluvial ; il a notamment proposé une étude
structurale de la matière organique ainsi qu’une évaluation de la biodisponibilité des métaux
lourds en fonction de leurs affinités pour les différentes fractions organiques (acides
humiques, humine, acides fulviques).
Si l’ensemble de ces études a permis l’élaboration de données importantes concernant la
caractérisation des sédiments de l’assainissement pluvial, aucune d’entre elles ne s’est
réellement intéressée aux traitements et à la valorisation de ces résidus. Il est donc
indispensable, notamment au vu de l’évolution du contexte réglementaire actuel, de
développer des techniques de traitement permettant une gestion saine de ces matériaux.
Les objectifs et l’organisation générale de l’étude
Ce travail s’inscrit dans le cadre d’une étude pluriannuelle engagée par le LCPC1, le BRGM2,
Saint Dizier environnement, l’Université de Poitiers3, le LSE4 et les LRPC5 avec le soutien
financier de l’Agence de l’Eau Seine Normandie et du SETRA6. L’objectif de ce travail est de
proposer des solutions de gestion et de valorisation des résidus issus de l’assainissement
pluvial : sédiments de bassins de retenue des eaux pluviales et balayures de voiries.
Les contraintes économiques liées à la viabilité du projet ont orienté notre étude vers la mise
au point de traitements physique et biologique. Les possibilités de traitabilité des résidus ont
été déterminées en laboratoire et constituent un préalable indispensable pour estimer les
rendements de dépollution et de valorisation, ainsi que les possibilités d’extension du
traitement à une échelle industrielle. La mise en place de traitements physique et biologique, à
travers la conception et la réalisation d’essais pilote, permettra de proposer aux gestionnaires
d’éventuelles filières de traitement pour une gestion de leurs sous-produits.
1
Laboratoire Central des Ponts et Chaussées, Nantes
Bureau de Recherche Géologique et Minière, Orléans
3
UMR-CNRS 6514, « Synthèse et Réactivité des Substances Naturelles »
4
Laboratoire des Sciences de l’Environnement, Lyon
5
Laboratoires Régionaux des Ponts et Chaussées
6
Service d’Etudes Techniques des Routes et Autoroutes
2
3
Introduction
Ce document s’articule autour de six chapitres.
La réalisation d’une synthèse bibliographique sur l’origine des polluants et sur la
caractérisation physique et chimique des sédiments de l’assainissement pluvial constitue le
Chapitre 1. Les différentes normes en vigueur ainsi que les techniques de traitement et les
filières potentielles de valorisation sont également présentées.
Le Chapitre 2 est consacré à la présentation des matériels et méthodes utilisés pour la
caractérisation physique et chimique des résidus étudiés. Les incertitudes liées aux différentes
analyses sont spécifiées afin de préciser la portée de nos résultats. La description des sites
expérimentaux retenus ainsi que la caractérisation des sédiments curés complètent ce chapitre.
Le Chapitre 3 présente l’étude de traitabilité des résidus issus de l’assainissement pluvial et
propose un protocole expérimental de traitement. Les caractérisations physiques
(granulométrie, observation microscopique) et chimiques (matière organique, éléments traces)
des différentes fractions granulométriques permettent de quantifier et d’optimiser l’efficacité
du traitement mis en œuvre.
Le Chapitre 4 correspond à la conception d’une unité pilote et à son utilisation pour le
traitement physique de différents sédiments de bassins et balayures de voiries. Les contraintes
liées à l’économie, l’environnement ou au contexte de l’étude ont été prises en compte pour la
réalisation de cette unité. Le suivi des teneurs en matière organique, hydrocarbures totaux,
HAP et éléments traces a permis d’évaluer l’efficacité d’une installation semi-industrielle de
traitement des sédiments.
Le Chapitre 5 présente une alternative au traitement physique : le traitement biologique
(landfarming). Les rendements d’élimination des polluants organiques sont déterminés à partir
d’un suivi régulier des teneurs en hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) et en
hydrocarbures totaux présents au sein des sédiments étudiés. Une simulation d’accident,
traduite par un fort déversement d’hydrocarbures au niveau des sédiments, est également
4
Introduction
réalisée. De plus, les eaux de percolation sont caractérisées afin de déterminer leur gestion
lors du traitement.
Le Chapitre 6 a comme double objectif d’une part, de définir les filières de valorisation
retenues et d’autre part de réaliser une estimation économique des techniques de traitement
mises en place. Les choix de valorisation sont déterminés par une caractérisation
géotechnique des fractions issues du traitement, tandis que l’estimation économique basée sur
la conception et les services proposés autour de l’unité pilote, sont réalisés en collaboration
avec des industriels développeurs du projet.
Enfin, ce mémoire se termine par une conclusion et présente des perspectives pour
l’utilisation et le développement des travaux réalisés au cours de cette thèse.
5
Introduction
6
Chapitre 1
I. Rappels bibliographiques :
Origines,
Origines, Quantification et
Caractérisation des polluants,
polluants,
Normes en vigueur,
vigueur,
Traitements et Valorisa
Valorisation
alorisation des
Sédiments.
Sédiments.
Ce chapitre est une synthèse bibliographique qui se découpe en cinq parties :
• La première partie recense les différentes sources de polluants ;
• La seconde partie quantifie et caractérise les sédiments issus des bassins et fossés ;
• La troisième partie s’intéresse aux différentes normes en vigueur concernant le devenir
de ces produits ;
• La quatrième partie aborde les techniques de traitement et de dépollution des
sédiments ;
• La dernière partie évalue les différentes filières qui nous sont offertes pour valoriser le
produit traité.
7
Chapitre 1 : Rappels bibliographiques
1.1
Origines et transfert de la pollution :
Cette partie présente l’étude des émissions polluantes en milieu routier. Elle recense des
informations sur les origines et la quantité de polluants émis sous forme minérale (métaux
traces) et organique (hydrocarbures).
1.1.1 Origines des polluants:
La pollution provient d’émissions variées liées à l’homme et à ses activités. Elle se présente
sous forme de poussières atmosphériques précipitées par les pluies ou sous forme de rejet
direct au sol. Quatre grandes catégories de pollution ont été déterminées (Léger, 1994 ;
SETRA, 1995a) : les pollutions temporaire, chronique, saisonnière ou bien accidentelle.
• La pollution temporaire est liée aux travaux de construction de la route (poussières,
rejets d’huiles d’engins…). Cette pollution issue principalement des eaux de
ruissellement chargées en matières en suspension d’origine minérale (SETRA, 1993)
ne sera pas évoquée du fait de son caractère ponctuel et antérieur à la mise en
circulation de la route.
• La pollution chronique a lieu de manière continue et a un lien direct avec l’utilisation
de la route. L’abrasion et la corrosion des matériaux constitutifs des véhicules
(pneumatiques, freins, carrosserie), la combustion du carburant, les fuites de divers
liquides (huile moteur, antigel), l’usure de la chaussée et la corrosion des glissières de
sécurité participent à cette pollution. De ce fait, la nature des polluants est très variable
et les sédiments peuvent être pollués aussi bien par des métaux lourds, que des
hydrocarbures ou des huiles….
• La pollution saisonnière est liée à la maintenance des infrastructures routières
(deverglaçage, désherbage). Ces opérations sont nécessaires au maintien de bonnes
conditions de circulation et nécessitent l’emploi de produits qui peuvent présenter des
risques pour l’environnement (sels, herbicides). Il est intéressant de considérer la
pollution hivernale car les sels peuvent apporter des petites quantités de métaux,
augmenter la corrosion des surfaces métalliques (véhicules et glissières…) et favoriser
8
la mobilité des métaux traces dans les sols. Ils interagissent directement avec les
polluants étudiés. Les produits de désherbages sont aussi à prendre en compte car de
nombreux polluants organiques sont déposés dans les fossés et se retrouvent ensuite
dans les eaux de ruissellement.
• La pollution accidentelle est consécutive à un accident de la circulation au cours
duquel des matières dangereuses sont déversées avec des conséquences plus ou moins
graves, selon la quantité et la nature du produit mis en jeu et la sensibilité du milieu
récepteur. Du fait du caractère aléatoire et peu probable de ce type de pollution, il est
difficile de la prendre en compte au cours de l’étude des émissions.
1.1.1.1 Pollution chronique :
La pollution chronique est directement liée à l’usage et aux conditions d’utilisation de la
route. La pollution en métaux lourds, en hydrocarbures linéaires et polycycliques et en HAP
(Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques) couramment cités dans la littérature, est due :
• à l’usure des pneumatiques : HAP et divers additifs du caoutchouc comme Ca, S, Zn,
Cd,… (Adachi et Tainosho, 2004 ; Environment Agency, 1998 ; Legret et Pagotto,
1999 ; Muschack, 1990 ; Pagotto, 1999),
• aux garnitures de frein : Cd, Zn, (Adachi et Tainosho, 2004 ; Davis et al., 2001 ;
Legret et Pagotto, 1999),
• à la carrosserie : Al, Cu, Zn, (Roberge et al., 2002),
• aux émissions de gaz d’échappement : hydrocarbures, HAP (naphtalène), métaux
lourds, MES, (Joumard et Lambert, 1991; Thibaut et Donati, 1990),
• à la combustion des carburants (Bertrand, 1997),
• aux pots catalytiques (Degobert, 1992),
• aux fuites d’huiles et autres liquides (Degobert, 1992).
Les évolutions du parc automobile, des carburants, des infrastructures routières et de la
circulation influencent considérablement la pollution. Il importe donc de préciser ces diverses
évolutions pour connaître le contexte général dans lequel on se situe à l’heure actuelle.
9
Evolutions générales du secteur transport en France :
- Le parc automobile français :
Au 1er janvier 2006, le parc automobile français (CCFA, 2006a) comptait 36,3 millions de
véhicules : véhicules particuliers (VP) et véhicules utilitaires (VU) comprenant les voitures,
les poids lourds, les tracteurs… Il n’y en avait que 20,9 millions en 1980 et 30,0 millions en
1995. Le parc automobile a considérablement évolué en 25 ans tant par le nombre que par la
nature des véhicules qui le constituent.
Au cours des vingt dernières années, les constructeurs d’automobiles ont réalisé des progrès
considérables : les émissions de polluants (oxydes d’azote, monoxyde de carbone, particules
et hydrocarbures imbrûlés) ont été en moyenne divisées par quatre (CCFA, 2006b). Un parc
vieux et mal dépollué est le principal responsable de la pollution automobile. La répercussion
des évolutions technologiques et réglementaires sur le niveau global des émissions polluantes
est lente car elle se fait au fur et à mesure du renouvellement du parc automobile. L’âge du
parc prend toute son importance lorsque l’on sait qu’une voiture vieille de vingt ans pollue
aujourd’hui autant qu’une trentaine de voitures neuves (CCFA, 2006b).
- Les carburants :
L’évolution des différents carburants joue un rôle primordial dans la pollution routière. La
composition des polluants issus des véhicules dépend en partie du carburant utilisé. Il est
intéressant de mentionner les évolutions actuelles sur l’utilisation de ces derniers. La
diésélisation du parc de véhicules se poursuit chaque année (CCFA, 2006 b). Au premier
janvier 2006, la moitié des véhicules du parc automobile français possède une motorisation
diesel alors qu’il n’y en avait que 8 % en 1980. Ce chiffre est en perpétuelle augmentation
avec trois voitures neuves sur quatre qui sont vendues avec une motorisation diesel en 2006
(CCFA, 2006b).
L’utilisation quasi généralisée de l’essence sans plomb depuis plusieurs années a permis une
nette diminution de la teneur en plomb dans les sédiments. Yousef et al. (1990) et Nightingale
(1987) mentionnaient des teneurs allant jusqu’à 1400 mg kg-1 de sédiment (matière sèche).
Pagotto (1999) présente des résultats similaires alors que Durand (2003) obtient des
concentrations ne dépassant pas 650 mg kg-1. Les faibles concentrations en plomb mesurées
10
par Durand (2003) coïncident avec la diminution de l’essence plombée entre 1984 et 2001
(3276/281 mg kg-1).
La mise sur le marché des nouveaux carburants sans soufre est l’occasion de rappeler les
efforts conjoints de l’Industrie Pétrolière et de l’Industrie Automobile pour améliorer
l’environnement et l’efficacité énergétique. Le programme « carburants sans soufre » (CCFA,
2004) prévoit la distribution progressive de carburants sans soufre (inférieurs à 10 ppm) d’ici
le 1er janvier 2009 alors que la teneur en soufre était d’environ 150 et 350 ppm pour l’essence
et le gazole avant le 1er janvier 2005.
- Le réseau routier :
Au 1er janvier 2004, le réseau routier est constitué de la façon suivante (Figure I-1).
Réseau routier français au 1er janvier 2004
Autoroutes
Routes nationales
Voiries départementales
Voiries communales
10 383 km
26 625 km
359 644 km
604 308 km
Autoroutes concédées
Autoroutes non concédées
7 840 km
2 543 km
Figure I-1: Constitution du réseau routier français au 1er janvier 2004 (Ministère de
l’équipement, 2004).
L’évolution du parc autoroutier français est importante, il y avait 1000 km d’autoroute en
1970, 5000 km en 1985 et plus de 10 000 km en 2004. L’augmentation de la superficie
imperméabilisée en France entraîne une augmentation du ruissellement et de la pollution des
eaux pluviales.
11
Pollution chronique liée aux véhicules :
Les matières premières nécessaires à la construction des véhicules sont variées (Tableau I-1).
Tableau I-1 : Matières premières utilisées en construction automobile.
Matières premières
Quillet, 1983
L’état de la planète, 2005
Métaux ferreux (acier, fer, fonte)
75 %
55 %
5%
6%
Lubrifiants et liquides divers
5%
6%
Caoutchouc
5%
4%
Plastiques et divers
2,5 %
7%
Verre
2,5 %
-
5%
-
-
10 %
Métaux ou alliages non ferreux
(Aluminium, zinc cuivre, plomb, bronze)
Garnissages et isolants
Divers
Ces matières premières peuvent se retrouver dans l’environnement et constituer une source de
pollution sur les routes et autoroutes. Les organes du véhicule couramment cités dans la
littérature comme à l’origine d’une pollution chronique du milieu en métaux traces et en
hydrocarbures sont les pneumatiques, les garnitures de frein, la carrosserie et les autres pièces
métalliques.
- Les pneumatiques :
L’usure des pneumatiques peut entraîner le relargage de métaux lourds dans l’environnement.
Pagotto (1999) a réalisé une étude sur les gommes de pneumatiques afin de déterminer les
teneurs en éléments traces (Tableau I-2).
Tableau I-2: Teneurs en métaux traces dans les pneumatiques en µg g-1(Pagotto, 1999).
Cadmium Chrome Cuivre Nickel Plomb Zinc
µg g-1
2,5
0,4
1,9
0,9
7,2
10 645
L’apport en métaux traces provenant de l’usure des pneumatiques sera principalement dû au
zinc, seul élément trace à présenter des teneurs élevées avec 10 645 ppm. Les autres métaux
se trouvent dans des concentrations inférieures à la dizaine de ppm.
12
Legret et Pagotto (1999) estiment à 857 g soit 17 mg km-1 la quantité de gomme provenant de
l’usure complète d’un pneu d’une voiture particulière après 50 000 km. Pour un poids lourd,
cette quantité peut être doublée.
D’autres études ont été menées sur la production de métaux lourds issus des pneumatiques.
L’émission annuelle de poussières de pneumatiques a été estimée à 5,3 x 107 kg en 1996 au
Royaume Uni (Environment Agency, 1998) et à 2,1 x 108 kg au Japon en 2001 (Adachi et
Tainosho, 2004). La poussière de pneu issue de l’abrasion sur les routes en Allemagne a été
estimée entre 55 et 657 kg km-1 an-1 (Muschack, 1990).
Le zinc issu de la poussière de pneu est un polluant significatif des sols (Smolders et Degryse,
2002), de l’air (Rogge et al., 1993) et des eaux de ruissellement (Davis et al., 2001).
Des travaux sur les poussières déposées dans les rues de Kobe au Japon ont démontré la
présence de zinc issu des pneumatiques à une concentration de 1,6 g de zinc pour 100 g de
poussières (Adachi et Tainosho, 2004).
- Les garnitures de frein :
Les garnitures de frein utilisées sont constituées de métaux qui se dégradent lors du parcours
de l’automobile. Les principaux métaux traces présents dans la structure des garnitures
(Pagotto, 1999) sont le cuivre (140 mg g-1), le zinc (21 mg g-1) et le plomb (4 mg g-1).
L’usure des plaquettes et garnitures de freins dépend du système employé (disque ou
tambour) et de la position des freins sur la roue avant ou arrière du véhicule. On peut
néanmoins estimer les quantités de matières émises à environ 20 mg véhicule-1 kilomètre-1
pour les voitures particulières, 29 mg véhicule-1 kilomètre-1 pour les voitures utilitaires et
47 mg véhicule-1 kilomètre-1 pour les poids lourds (Legret et Pagotto, 1999).
Le cuivre issu des plaquettes de frein correspondrait à 47 % de la quantité totale de ce métal
dans les eaux de ruissellement urbaines (Davis et al., 2001). Le pourcentage de zinc issu des
plaquettes correspondrait à 1,2 % de la masse totale des poussières (Adachi et Tainosho,
2004).
- La carrosserie et autres pièces métalliques :
De nombreuses parties métalliques de véhicules sont susceptibles de se corroder et de générer
une pollution métallique. En milieu routier, l’atmosphère ambiante est un milieu corrosif ; on
parle de corrosion atmosphérique. Les métaux, alliages et revêtements métalliques peuvent
13
être corrodés et parmi ceux susceptibles d’accéder de cette façon au milieu routier, il y a
certains métaux traces comme le cuivre, le zinc et le nickel. Afin de limiter les phénomènes
de corrosion, certains produits sont utilisés (peinture et enduit). Ils peuvent également être à
l’origine d’une pollution métallique car ils contiennent de nombreux pigments riches en
métaux traces tels que le plomb ou le cadmium.
Cependant, aucun élément de bibliographie ne permet d’estimer les quantités de polluants
entraînés dans le milieu à partir de ces sources potentielles.
- Emissions liées à l’utilisation de fluides :
Les fluides utilisés dans un véhicule peuvent occasionner des émissions polluantes par le biais
d’émissions à l’échappement, d’émissions évaporatives et de fuites.
Les émissions à l’échappement résultent de la combustion du carburant et sont influencées par
de nombreux facteurs, regroupant des variables propres aux véhicules et à leurs usages
(Pagotto, 1999).
Les progrès technologiques réalisés sur le carburant (disparition du plomb et du soufre) et sur
les véhicules permettent de réduire les émissions des voitures. L’arrivée des pots catalytiques
a permis une diminution des émissions de monoxyde de carbone, monoxyde d’azote et
hydrocarbures imbrûlés (Barefoot, 1997). En contre partie, les pots catalytiques apportent des
émissions de platine et palladium lorsque la durée de vie du véhicule atteint 80 000 km.
Des fuites de fluides peuvent apparaître avec l’usure des véhicules. Ces déversements de
carburant, de liquide de refroidissement, d’huile moteur, de liquide de freinage peuvent
contenir des quantités importantes de métaux traces. Pagotto (1999) a montré que
1060 mg kg-1 de zinc sont présents dans les huiles moteurs.
Pollution chronique liée aux infrastructures routières :
Les infrastructures routières participent également à la pollution chronique d’un milieu
routier, notamment la chaussée et les barrières de sécurité.
- La chaussée :
Pagotto (1999) a réalisé une synthèse sur les émissions de métaux traces et d’hydrocarbures
résultant de l’abrasion de la chaussée. Les gammes de flux sont très larges avec des teneurs
comprises entre 0,2 et 8,6 µg veh-1 km-1 pour le chrome ; 0,008 et 1,9 µg veh-1 km-1 pour le
cuivre ; 0,06 et 28,8 µg veh-1 km-1 pour le nickel ; 0,01 et 2,4 µg veh-1 km-1 pour le plomb ;
14
0,1 et 4,3 µg veh-1 km-1 pour le zinc et 190 et 1200 µg veh-1 km-1 pour les hydrocarbures. Les
peintures de marquage au sol sont également une source potentielle de métaux, en particulier
de plomb et de titane (Chocat, 1997).
- Les glissières de sécurité :
Les glissières de sécurité aux bords des routes et des autoroutes sont couramment réalisées en
acier galvanisé. Ces glissières sont soumises à l’action de l’air, de l’eau, des traitements
saisonniers et se corrodent. Les eaux de pluie qui ruissellent sur ces glissières entraînent des
polluants métalliques, en particulier du zinc.
Balades et al. (1984) ont mesuré au cours de différents épisodes pluvieux les teneurs en zinc
d’eaux de ruissellement recueillies à la base d’une glissière sur l’autoroute A 61. Ils ont
déterminé des charges en zinc comprises entre 66 et 98 g km-1 de glissière en fonction de la
hauteur d’eau précipitée (5 à 30 mm).
Pagotto (1999) a réalisé un dispositif expérimental pour suivre la qualité des eaux qui ont
ruisselé sur une portion de glissière au cours d’une année. La charge en zinc obtenue
(1050 mg m-1 an-1) est inférieure à celle déterminée par Balades sur site autoroutier. Cette
différence souligne la variabilité due à la pluviométrie, la corrosion et aux conditions
expérimentales.
1.1.1.2 Pollution saisonnière :
Le sel :
La pollution saisonnière est due principalement à la maintenance hivernale. Chaque année, il
est consommé entre 300 000 tonnes (hiver doux) et 1,5 millions de tonnes (hivers rigoureux)
de fondants routiers sur le réseau national. Cependant, des conditions d’ordre économique,
technique et écologique encouragent de plus en plus à une limitation de l’emploi de ces
produits (CETE de L'Est, 1989). Les sels de déneigement couramment utilisés sont le chlorure
de sodium et le chlorure de calcium. Du fait de leur nature, des différents adjuvants
antimottants, des traces de métaux (plomb, cuivre, zinc…) qu’ils contiennent en faibles
quantités, les sels sont une source de pollution vis à vis des eaux de l’assainissement pluvial.
La composition des sels utilisés a évolué avec le temps. Il y a une nette diminution des
éléments traces métalliques (plomb et zinc) présents dans les sels de deverglaçage entre 1975
15
et 1999. Pagotto (1999) a déterminé les teneurs en métaux traces des sels de deverglaçage
(chlorure de sodium) et les a comparées avec des études antérieures (Tableau I-3).
Tableau I-3: Teneurs en métaux des sels de deverglaçage, en mg kg-1.
Métal
(Hedley et Lockley, 1975)
(Stotz et Krauth, 1994)
Cadmium
(Pagotto, 1999)
-
0,2
0,1
Chrome
4,7
2,0
-
Cuivre
-
2,0
0,6
Nickel
12,0
-
-
Plomb
8,7
4,0
1,6
Zinc
8,7
< 10
< 0,3
D’autres éléments sont incorporés dans le sel comme le ferrocyanure ferrique ou sodique pour
empêcher la prise en masse du sel et du chlorate ou hexamétaphosphate de sodium pour
limiter la corrosion. Tous ces produits solubles se retrouvent dans les eaux de ruissellement
drainées par les chaussées. Les quantités de sels épandues prennent alors trois destinations :
les voitures et les installations métalliques par projection, aggravant la corrosion, le bas côté,
contaminant sols et végétaux et les fossés d’évacuation des eaux.
Les pesticides :
Les pesticides utilisés en agriculture, pour l’entretien des espaces verts, des jardins, des
réseaux de voiries routières ou ferrées et de leurs accotements sont les principaux biocides
susceptibles d’être retrouvés dans les sédiments de l’assainissement pluvial. Les pesticides et
polluants organiques sont transportés par les eaux de ruissellement du sol jusqu’aux sédiments
des bassins (Gao et al., 1998a), (Gao et al., 1998b). Pour les sols, il existe des valeurs guides
pour la gestion des sites contaminés (Gourdon et al., 1994).
- Entretien des voiries et accotements
Les herbicides pulvérisés pour l’entretien des routes et des dépendances routières sont les plus
susceptibles d’être présents dans les ouvrages de rétention et d’infiltration des eaux de
ruissellement. Pour l’entretien des voiries et des accotements, les collectivités, les
gestionnaires d’autoroutes et les services de l’Equipement ont recours à des pesticides dans
des proportions diverses. Les herbicides totaux (diuron, glyphosphate…) peuvent être utilisés
16
au niveau des glissières de sécurité, des panneaux de signalisation et aux abords immédiats de
la chaussée pour éliminer les obstacles à la visibilité (SETRA, 1994). Dans les secteurs à
trafic important, les fauches peuvent être remplacées par une utilisation massive des produits
phytosanitaires afin de préserver la sécurité des agents.
- Entretien des espaces verts
En milieu urbain, l’entretien des espaces verts (parcs et jardins, terrains de sports,
cimetières…) par les communes et les particuliers se traduit par la consommation de
différents herbicides susceptibles d’être retrouvés dans les sédiments de l’assainissement
pluvial. Selon Miquel (2003), l’épandage moyen de tous les produits confondus serait de
13,4 kg ha-1 an-1 de pesticides sur les surfaces traitées.
-
Concentrations de pesticides dans les eaux de pluies et dans les eaux de
ruissellement
Des traces de pesticides dans les pluies sont constatées sur l’ensemble du territoire français.
Les résultats sont très variables selon les régions et les années. Miquel (2002) a mesuré les
eaux de pluie en Bretagne lors de deux campagnes en 1996 et 2000 (Tableau I-4).
Tableau I-4: Concentrations en atrazine et en alachlore sur les eaux de pluie en Bretagne en
1996 et 2000.
Atrazine
Alachlore
1996
2000
1996
2000
Concentration moyenne sur 12 relevés en µg l-1
1,5
0,1
3,8
0,25
Concentration maximale en µg l-1
4,6
0,6
24
2,4
La forte baisse constatée en 2000, année de pluviométrie importante, révèle l'importance des
conditions climatiques. Les concentrations pour l'atrazine et l'alachlore, qui sont les deux
principaux pesticides du maïs, peuvent atteindre 10, 20, voire plus de 200 fois les normes
tolérées pour l'eau potable.
Des teneurs en pesticides ont également été constatées dans les eaux de ruissellement par
Crabtree et al. (2005) avec notamment la présence de simazine, glyphosate, diuron ou
atrazine.
17
-
Concentrations de pesticides dans les sédiments de l’assainissement pluvial
Peu de mesures ont été effectuées sur les concentrations en pesticides dans les sédiments
d’assainissement pluvial.
Les études de Durand (2003) sur les sédiments des bassins de Wissous, Ronchin, Cheviré et
Saint Joseph ont montré la présence d’organochlorés dans les sédiments issus de
l’assainissement pluvial à des concentrations comprises entre 0,2 et 10 µg kg-1 de matière
sèche (Tableau I-5).
Tableau I-5: Teneurs en pesticides en µg kg-1 de matière sèche dans 4 sédiments de bassins.
Composés
Wissous
Ronchin
Cheviré
Saint Joseph
µg kg-1 de MS
Alfa HCH
0,2
0,2
< l.d
< l.d
Lindane
0,2
1,7
2,2
2,0
Heptachlore
0,5
< l.d
0,2
< l.d
Aldrine
0,3
0,2
< l.d
< l.d
Alfa endosulfan
< l.d
< l.d
0,4
1,1
1,1
1,8
1,2
9,8
Dieldrine
4,8
0,7
< l.d
< l.d
Endreine
6,2
5,2
< l.d
2,9
DDD2
< l.d
1,6
1,5
10,0
Beta endosulfan
< l.d
0,2
< l.d
< l.d
0,8
1,5
0,7
2,0
DDE
DDT
1
3
Les sédiments de Saint Joseph présentent les teneurs en pesticides les plus élevées avec 9,8 µg
kg-1 de DDE et 10 µg kg-1 de DDD.
Les sédiments de Wissous et Ronchin ont des teneurs importantes en endreine avec 6,2 µg kg1
et 5,2 µg kg-1. La concentration en dieldrine est également élevée dans les sédiments de
Wissous.
1
DDE : Dichlorodiphényldichloroéthylène
2
DDD : Dichlorodiphényldichlorométhane
3
DDT : Dichlorodiphényltrichloroéthane
18
Les sédiments de Cheviré présentent des teneurs faibles en pesticides ; ceci s’explique par
l’absence de végétation sur la surface drainante du pont.
1.1.1.3 Conclusion :
L’étude de la littérature a permis d’identifier les principales sources d’éléments traces
métalliques, d’hydrocarbures et de pesticides en milieu routier (Figure I-2).
Echappement :
Pneumatiques :
Hydrocarbures
Plomb
H.A.P
Zinc
Carrosserie :
Garnitures de frein :
Zinc
Cuivre
Nickel
SOURCES
Zinc
Plomb
DE METAUX LOURDS ET
Nickel
D’HYDROCARBURES
DANS L’ENVIRONNEMENT
Glissières de sécurité :
Chaussées :
Sels :
Pesticides :
Zinc
Hydrocarbures
Cuivre
Atrazine
Chrome
Plomb
Diuron
Zinc
Glyphosphate
Figure I-2: Principales sources de pollution identifiées dans la littérature.
Les différentes unités utilisées pour quantifier l’importance des diverses sources rendent la
comparaison des origines de polluants relativement compliquée. Pour avoir une vision plus
globale, de leurs importances relatives, Pagotto et al. (2001) ont travaillé sur un seul site et sur
une période de temps définie pour évaluer les quantités de polluants rejetés sur un kilomètre
de route (trafic journalier de 12 000 véhicules, chaussée à 2 voies) et pendant une durée d’une
année (Tableau I-6).
19
Tableau I-6: Estimation des émissions polluantes en (g km-1 an-1) (Pagotto et al., 2001).
Véhicules
Infrastructures
Entretien Total
Pneumatiques
Plomb
Garnitures
de freins
Echappement Chaussée Glissières
Sel
2,6
438
7 227
0,01
2,0
8,5
7678
3798
2462
48,6
1,5
978
1,3
7289
Cuivre
0,7
16 080
19,9
1,4
0,2
3,4
16106
Cadmium
0,9
0,3
0,04
0,002
0,2
0,6
2,0
Chrome
0,2
18,4
1,5
4,3
-
-
24,4
Zinc
Les quantités de métaux lourds sont relativement importantes avec 16 kg km-1 an-1 de cuivre,
7,6 kg km-1 an-1 de plomb, 7,3 kg km-1 an-1 de zinc apportées principalement par les garnitures
de frein, les pneumatiques, les échappements et les glissières. Les quantités de chrome et de
cadmium sont beaucoup moins importantes.
1.1.2 Transfert des polluants par les eaux pluviales :
Les charges polluantes à l’origine de la contamination des eaux de ruissellement sur la
chaussée sont constituées par :
• les apports atmosphériques liés à la pollution de fond,
• les apports dus aux ruissellements des chaussées,
• les apports dus aux ruissellements des toitures et des voiries.
Les eaux de ruissellement des toitures et voiries ne feront l’objet d’aucune étude lors de cette
thèse. Le contexte choisi est celui des eaux de ruissellement sur routes et autoroutes pouvant
se déverser dans les fossés et bassins.
1.1.2.1 Apports atmosphériques :
Ces apports se présentent sous forme de particules fines qui retombent sur le sol en période de
temps sec ou sous forme de retombées humides. Le retour au sol des éléments émis ne se
limite pas aux zones urbaines et industrielles. Les vents propagent et diluent ce type de
pollution sur des zones vastes et parfois très éloignées. Il convient d’ajouter les particules
lourdes séjournant peu de temps dans l’air et qui se déposent sur le sol au voisinage de leur
lieu d’émission (scories lourdes, fumées et certaines particules des gaz d’échappement).
20
Retombées atmosphériques humides :
Ces retombées correspondent aux lessivages de l’atmosphère par les eaux météoriques.
Mottier et Boller (1992), Pagotto (1999) et Ruban et al. (2005) ont réalisé des analyses d’eau
de pluie. Les résultats sont répertoriés dans le Tableau I-7. Les teneurs en polluants
déterminées par Pagotto sur le site du LCPC sont plus faibles que celles répertoriées par
Mottier et Boller. Les différences observées, d’un site à l’autre, sont dues aux sources locales
de pollution atmosphérique, à la topographie du site, aux conditions météorologiques et aux
techniques d’échantillonnage et d’analyse (Gromaire-Mertz, 1998). Le caractère très acide de
certaines pluies (pH<4,5) est susceptible d’augmenter leur agressivité chimique vis à vis des
matériaux sur lesquels elles ruissellent (glissières, véhicules…).
Tableau I-7: Qualité des eaux de pluies.
: moyenne sur quatre analyses (deux pluies en été et deux pluies en hiver).
(2)
: synthèse de valeurs moyennes provenant de différentes études mondiales.
(3)
: moyenne de 4 pluies sur une année en région nantaise.
Paramètres
(Pagotto, 1999) (1) (Mottier et Boller, 1992) (2) Ruban et al. (2005)(3)
(1)
pH
5,5
4,9 – 5,9
5-7
3,0
17,0
-
-
5 – 25,6
-
-
86 – 520
-
0,13
0,5 – 5
< 0,1
Chrome (µg L-1)
-
0,97 – 2
2
Cuivre (µg L-1)
2,6
1,5 – 14
2
Nickel (µg L-1)
-
-
2
Plomb (µg L-1)
3,6
5 – 200
<1
Zinc (µg L-1)
43,4
5 - 200
< 10
M.E.S (mg L-1)
-1
D.C.O (mg L )
-1
H.A.P (ng L )
Cadmium (µg L-1)
Les polluants métalliques sont majoritairement sous forme dissoute dans les eaux de pluie, à
plus de 70 % pour le plomb, le cuivre, le cadmium et le zinc (Garnaud et al., 1998).
Retombées atmosphériques sèches :
Il s’agit de dépôts qui ont lieu en l’absence de précipitation. Ces retombées ont été évaluées
par différents auteurs, en milieu urbain ou péri-urbain (Tableau I-8).
21
Tableau I-8: Retombées atmosphériques sèches en g ha-1 an-1.
Références
Cadmium Chrome Cuivre
Nickel
Plomb
Zinc
g ha-1 an-1
(Revitt et al., 1990)
3,3
-
17
-
66
61
(Golomb et al., 1997)– site 1
1,2
13
19
10
18
54
(Golomb et al., 1997)– site 2
1,4
12
21
8
8
48
Des écarts importants, liés notamment au type d’occupation des sols (zone commerciale,
résidentielle ou industrielle) sont observés.
Retombées totales :
Pagotto (1999) a réalisé une estimation des apports cumulés des retombées sèches et humides
sur le site du Laboratoire Central des Ponts et Chaussées (15 km du site de l’A11) et les
résultats sont comparés aux valeurs relevées dans diverses publications (Tableau I-9)
Tableau I-9: Retombées atmosphériques totales en g ha-1 an-1.
(1)
: cité par (Revitt et al., 1990) ; (2) : cité par (Johnston et Harrison., 1984)
Références
Cadmium
Cuivre
Plomb
Zinc
-
77 - 530
182 - 680
350 - 2 100
(Revitt et al., 1990)
2,8 - 14
8,4 - 66,1
93 - 566
94,5 - 680,5
(Golomb et al., 1997)
2,6 - 2,7
24 - 26
14 - 23
76 - 80
(Johnston et Harrison, 1984)
5,2
20,8
93,6
-
(Alloway et al., 1999)
1,83
55,9
42,4
220
(Pagotto, 1999)
0,8
13,5
12,5
180
Cawse (1974) (1)
Les dépôts atmosphériques contiennent des métaux en proportion notable, en particulier du
zinc. On notera, par comparaison des Tableau I-8 et Tableau I-9, que la contribution de la
pluie à ces apports atmosphériques n’est pas négligeable. Les faibles retombées totales
mesurées par Pagotto s’expliquent par le milieu rural où se situe la zone étudiée. De plus, les
valeurs se rapprochent de celles de Alloway et al. (1999) mesurées elles aussi en milieu rural.
Les autres mesures ont été effectuées dans des zones urbaines ou péri-urbaines.
22
1.1.2.2 Apports par ruissellement sur les chaussées routières :
Les substances polluantes présentes dans les eaux de ruissellement ont pour principales
origines :
• les émissions gazeuses provenant de la combustion des carburants (dioxyde de soufre,
oxydes d’azote, monoxyde de carbone, HAP, plomb,…),
• l’usure des revêtements (bitume, sable,…), des véhicules (peintures, métaux lourds
dont le cuivre, chrome, cadmium,…) et des glissières de sécurité (Zinc,…),
• les pertes de carburants et de lubrifiants (hydrocarbures),
• les apports en fondants chimiques (NaCl, CaCl2, KCl et leur additif : phosphates,
nitrates, ferrocyanures, chrome) et en produits phytosanitaires (herbicides).
Durand (2003) a recensé les niveaux de contamination des eaux de ruissellement (Tableau
I-10).
Tableau I-10: Concentrations en polluants des eaux de ruissellement sur chaussée
autoroutière.
Cd
Cu
Pb
Zn
Description des
HC
Références
Sites
-1
sites
(mg L ) (µg L-1) (µg L-1) (µg L-1) (µg L-1)
(Stotz, 1987)
Allemagne
41 000 veh j-1
2x2 voies enrobé classique
(Stotz, 1987)
Allemagne
47 000 veh j-1
(Stotz et
Allemagne
35 000 veh j-1
7,0
5,9
97
202
360
5,5
5,9
117
245
620
0,3
1,7
70
96
596
Krauth, 1994) 2x2 voies
enrobé drainant
(Grange et
France
enrobé classique
3,2
< 0,1
16
<2
190
al., 1995)
2x2 voies
enrobé drainant
1,7
< 0,1
6
<1
63
USA
58 100 veh j-1
4,2
-
37
53
222
1,4
-
7
15
44
4,4
2,5
24,2
21
-
(Barrett et al.,
1998)
(Barrett et al.,
Convict
1998)
Hill road
(Wu et al.,
1998)
USA
8 880 veh j-1
25 000 veh j-1
23
Malgré une dispersion importante des niveaux de contamination, ces études témoignent de
l’existence d’une pollution notable des eaux de ruissellement sur la chaussée autoroutière. De
nombreux paramètres sont liés à la contamination des eaux de ruissellement :
• la densité du trafic : si Barrett et al . (1998) ont démontré que la pollution évolue avec
le trafic, d’autres auteurs affirment néanmoins le contraire et n’observent aucune
relation entre les concentrations en polluants et le trafic (Crabtree et al., 2004, 2006),
• la diminution des niveaux d’émissions du fait des progrès technologiques et
réglementaires : un changement au cours du temps de la qualité des eaux de
ruissellement est observé. Cette tendance est particulièrement nette dans le cas du
plomb (Barrett et al., 1998),
• le type de chaussée : une réduction significative des niveaux de contamination a été
notée avec un enrobé de type drainant par comparaison à un enrobé de type classique
pour des revêtements récents (Grange et al., 1995; Stotz et Krauth, 1994),
• la rigueur de l’hiver qui va déterminer les quantités de sels épandues. Ces salages
peuvent augmenter les teneurs en chlorures et sulfates (Stotz et Krauth, 1994) des eaux
mais aussi la quantité des matières en suspension et des métaux,
• les précipitations qui vont en fonction de leurs caractéristiques physiques et chimiques
influencer la mobilisation et le transport des polluants,
• la direction et la force des vents.
La pollution est transportée par les eaux de ruissellement, soit sous forme dissoute, soit sous
forme particulaire, fine ou grossière (Chebbo, 1992; Gosse, 1997; Gromaire-Mertz, 1998).
Yousef et al. (1984) ont réalisé une étude sur la répartition entre les formes dissoutes et
particulaires des polluants dans les eaux de ruissellement sur chaussées. Ils ont montré que le
plomb, le chrome et le cadmium sont à plus de 80 % associés aux particules ; le zinc et le
nickel sont majoritairement sous forme dissoute à 67,5 et 92,5 % et que le cuivre se répartit
entre les deux formes de façon à peu près équivalente (48 % particulaire et 52 % dissous).
Hewitt et Rashed (1992) ont trouvé une répartition analogue pour le plomb, mais une
proportion de cuivre et de cadmium associés aux particules plus élevée (respectivement 75 %
et 57 % sous forme particulaire). Berbee et al. (1999) ont observé une fraction supérieure à
75 % de tous les métaux (Pb, Cu, Cd, Zn, Ni, Cr) associés aux particules. Ils ont noté aussi
24
que le type d’enrobé affecte la répartition de certains métaux (Cu, Zn, Ni). Les hydrocarbures
sont quant à eux principalement associés aux particules (à plus de 90%) (Walker et al., 1999).
1.1.3 Collecte des eaux pluviales :
La collecte des eaux pluviales comme des eaux usées repose sur trois principes fondamentaux
de l’assainissement urbain considérés depuis le XIXème siècle :
• évacuer rapidement et sans stagnation, loin des habitations, tous les déchets d’origine
humaine ou animale susceptibles de provoquer des odeurs ou des putréfactions
nuisibles pour la santé des habitants ;
• éviter que les produits évacués puissent, par leur destination finale, dégrader le milieu
naturel en créant des conditions dangereuses ;
• évacuer rapidement vers le milieu naturel les eaux de ruissellement pour éviter des
inondations des voies publiques.
Ces principes ont été modifiés avec l’introduction des techniques alternatives de
l’assainissement
1.1.3.1 Les réseaux unitaires :
Pendant plusieurs décennies, ces trois principes ont été respectés par la création des réseaux
de collecte dits « unitaires », où les eaux usées provenant des ménages et les eaux de pluie
étaient mélangées. C’est le principe « du tout à l’égout » qui est officialisé par le décret de
1894.
A partir du XXème siècle, des problèmes ont commencé à apparaître avec ce type de réseaux.
Une dégradation très importante des milieux récepteurs des eaux urbaines a été constatée et le
coût des réseaux est devenu de plus en plus inabordable pour des agglomérations en
expansion. Une solution différente et moins chère s’est imposée pour continuer à respecter les
principes de l’assainissement urbain : les réseaux séparatifs.
1.1.3.2 Les réseaux séparatifs :
Ils collectent d’une part les eaux usées qui sont envoyées vers des stations de traitement en
aval des villes et en amont des exutoires vers le milieu naturel, tandis que d’autres réseaux
drainent directement les eaux de pluies vers le milieu récepteur naturel. Ce nouveau concept
25
considérait que les eaux de ruissellement n’étaient pas polluées et pouvaient ainsi être
déversées directement dans le milieu naturel.
1.1.3.3 Les bassins de retenue :
A partir des années cinquante, de nouveaux problèmes sont apparus ; la croissance
exponentielle de la population urbaine a entraîné l’imperméabilisation de surfaces de sols très
importante, ce qui a eu comme conséquence une augmentation considérable du débit de
ruissellement. Les communes n’avaient souvent pas les moyens de construire de nouveaux
réseaux d’évacuation d’eaux pluviales, ceci a provoqué des retards importants en termes
d’assainissement. Des bassins de retenue d’eaux de pluie ont été créés. Ces bassins vont
permettre de stocker les eaux de pluie pendant les événements pluvieux pour les acheminer
ensuite à faible débit vers les exutoires naturels, évitant ainsi le risque d’inondation et la
construction importante de canalisations. Ces bassins présentent des intérêts multiples ; leur
évolutivité vis à vis du développement urbain, la facilité d’agrandissement du volume retenu
en fonction de la croissance urbaine (Chocat, 1997), la sécurité hydraulique et l’intégration
dans le paysage urbain.
On peut trouver différents types de bassins : bassins à ciel ouvert sec ou en eau et bassins
enterrés. Le choix entre les différents types dépendra de la surface disponible et du contexte
urbain mais surtout de la nature du sous sol, ainsi que de la présence d’une nappe et de son
niveau (Chocat, 1997).
Ces bassins possèdent néanmoins des désavantages car ils ne garantissent pas de résoudre le
problème de la pollution des eaux pluviales. Les effluents de ruissellement fortement chargés
sont rejetés dans le milieu naturel sans aucun traitement préalable. Cette préoccupation a
abouti à la conception d’un autre type de bassin fondé sur des techniques de décantation et
d’infiltration des eaux pluviales avant rejet. Ces bassins ont été conçus pour capter la majeure
partie des matières solides entraînées par les eaux pluviales afin de réduire la charge polluante
des eaux évacuées vers le milieu naturel.
Cette décantation des particules en suspension va entraîner l’accumulation de sédiments au
fond des bassins. Les sédiments accumulés au fond de ces bassins doivent être curés pour
maintenir ou restituer les fonctions de ces ouvrages. Le volume important de ces résidus
constitue un réel enjeu économique et environnemental. La quantification et la caractérisation
de ces sédiments constituera la seconde partie de cette étude bibliographique.
26
Quantification et caractérisation
1.2
Quantification et caractérisation des sédiments
issus des fossés et bassins
1.2.1 Estimation des gisements :
Une quantification précise des quantités de sédiments présents dans les fossés et bassins
demeure très difficile à obtenir. Plusieurs explications peuvent être données ; parmi celles ci,
la diversité des gestionnaires (directions départementales de l’équipement, collectivités,
sociétés d’autoroutes…) n’aide pas à une évaluation globale ; par ailleurs, l’estimation
volumique est parfois difficile (bassin en eau). Une extrapolation grossière, issue d’estimation
ou de diverses enquêtes, à l’ensemble du territoire français, permet d’obtenir des tonnages en
sédiments provenant des réseaux routiers et autoroutiers. Deux procédures d’évaluation ont
été répertoriées :
Estimations
Fournier (2000) a réalisé une estimation de la masse de sédiments déposés par unité de
surface et a extrapolé au linéaire routier et autoroutier français afin d’obtenir des estimations
des dépôts à l’échelle du territoire (Tableau I-11).
Tableau I-11: Estimations des dépôts sur la voirie routière nationale (Fournier, 2000).
Linéaire
Largeur
Estimation du
Quantité de sédiments
(km)
(m)
dépôt (g m-2 j-1)
(million de tonnes an-1)
Autoroutes
7 500
25 à 30
2,5 à 4
0,17 à 0,33
Routes nationales
26 000
8à9
2,5 à 4
0,18 à 0,34
Routes départementales
300 000
6à7
-
-
La quantité de sédiments déposés sur les routes nationales et autoroutes serait comprise entre
0,35 et 0,67 million de tonnes par an.
Enquêtes
Des enquêtes menées auprès des directions de l’équipement et des sociétés autoroutières
(ONR, 2001; SETRA, 1995b) permettent d’estimer la quantité globale de sédiments au niveau
27
du territoire français (Tableau I-12) en prenant pour les boues une densité de 1,2, une teneur
en eau moyenne de 50 % les bassins et 20 % pour les fossés (Ruban et al., 2003).
Tableau I-12: Estimations grossières des quantités de sédiments curés à l’échelle du
territoire.
* : Tonnes de matière sèche de sédiments curés en une année.
Ouvrages de curage
Tonnes de MS par an*
(SETRA,
Bassins
52 000
1995b)
Fossés
4 145 454
Bassins autoroutiers
3 135 000
Références
(ONR, 2001)
Sociétés
autoroutières
Bassins routes
Bilan (million de tonnes)
4,2
2 280 000
nationales
Fossés
304 320
AREA
18 000
Paris Rhin Rhône
7 500
ASF
270 000<<1 350 000
5,7
-
Bien que les différentes estimations donnent des résultats très hétérogènes, les quantités
évaluées restent très importantes. A titre de comparaison, la production annuelle française de
boues des stations d’épuration des eaux résiduaires urbaines (matière sèche) était estimée à
850 000 tonnes en 1999 et à 1 000 000 tonnes en 2006 (IFEN, 2006).
A ces volumes et coûts, viennent s’ajouter ceux des produits issus des réseaux urbains et
périurbains qui sont évalués par les différentes communautés urbaines des grandes villes
françaises (Tableau I-13). Toutes les opérations ne sont pas réalisées en régie ; il faut donc
ajouter à ces volumes les déchets collectés par les sociétés de sous-traitance.
Tableau I-13: Estimations des quantités de sédiments issus des réseaux urbains et
périurbains.
Nature du produit
Tonnage par an
Références
CUBordeaux
Balayage de chaussées
18 000
(Sermanson, 1998)
CUNantes
13 000
(Heudier, 2005)
National
1 000 000
(Kempf, 2001)
National
Curage des réseaux
800 000
(Domas et al. 2000)
28
Des agglomérations comme Nantes et Bordeaux affichent des quantités de produits de
balayage comprises entre 13 et 18 mille tonnes par an alors qu’à l’échelle nationale, un
million de tonnes de produits de balayage et huit cent mille tonnes de produits issus du curage
des réseaux sont collectées chaque année.
1.2.2 Caractérisation des sédiments :
La caractérisation fine des polluants des sédiments et la connaissance des associations
polluants-sédiments, nécessite la mise en œuvre de différentes techniques d’analyse, tant
physiques que chimiques. La plupart de ces techniques : microscopie électronique à balayage,
séparations granulométriques, minéralisation, dosage par absorption ou émission atomique,
extractions séquentielles,… ont souvent été utilisées pour caractériser des sédiments de
l’assainissement
pluvial.
Toutefois,
l’emploi
simultané
de
plusieurs
techniques
complémentaires a récemment permis d’offrir un avantage indéniable dans la compréhension
des différentes interactions entre les polluants et les sédiments (Durand, 2003).
1.2.2.1 Fond géochimique et sédiment non pollué :
Avant d’évaluer la teneur en éléments polluants des sédiments issus de l’assainissement
pluvial, il est indispensable de tenir compte du fond géochimique du sol français (Tableau
I-14).
Tableau I-14: Gamme de valeurs « ordinaires » et d’anomalies naturelles (Baize, 2000).
Gammes de valeurs observées en mg kg-1
Dans les sols ordinaires de
Dans le cas d’anomalies
Dans le cas de fortes
toutes granulométries
naturelles modérées
anomalies naturelles
Cd
0,05 à 0,45
0,70 à 2,0
2,0 à 16,0
Cu
2 à 20
20 à 62
65 à 102
Pb
9 à 50
60 à 90
100 à 3000
Zn
10 à 100
100 à 250
250 à 3800
Bien qu’il s’agisse de processus naturel, le sol peut être fortement pollué dans le cas de fortes
anomalies. De plus, des études de caractérisation ont été réalisées par Kadlec et Knight (1996)
pour déterminer les concentrations en éléments traces métalliques dans un sol non pollué
(Tableau I-15).
29
Tableau I-15: Concentrations en éléments traces métalliques dans un sol non pollué (en
mg kg-1).
Cr
Zn
Cd
Pb
Ni
Cu
(Lee et al., 1997)
(Scholes et al., 1998)
/
50
0,5
30
/
/
7 – 71
23 – 50
0,1 – 2,0
4 – 40
2 – 23
4 – 20
Les résultats de caractérisation des éléments traces métalliques devront être comparés aussi
bien au fond géochimique naturel français moyen, aux sédiments de bassins non pollués,
qu’aux différentes normes utilisées comme référentiel.
1.2.2.2 Caractérisation physique :
Etude comparative granulométrique :
La taille des particules est souvent considérée comme un facteur important car la surface
spécifique des petites particules est supérieure et par conséquent le nombre de sites
d’adsorption pour les différents métaux est plus élevé (Jenne, 1968).
Vignoles (1991) a montré que 70 à 80 % des particules présentes dans les sédiments étaient
inférieures à 50 µm. Roger et al. (1998) présentent des résultats similaires avec plus de 86 %
de particules inférieures à 100 µm et environ 78 % inférieures à 50 µm.
La dimension des particules peut être évaluée par les différents indices granulométriques
notamment les d10, d50 et d90 qui correspondent à la dimension des particules à 10, 50 et
90 % de la répartition massique ainsi que par le pourcentage massique de particules
inférieures à 100 µm (Tableau I-16).
Les résultats issus des sources bibliographiques montrent une grande hétérogénéité dans la
répartition granulométrique des particules présentes dans les sédiments de l’assainissement
pluvial.
A l’exception du bassin de Montsouris, Durand (2003) et Jacopin (1999) présentent des
résultats similaires à ceux de Vignoles (1991) et Roger et al. (1998) avec des sédiments
relativement fins. Les d50 varient de 20 à 40 µm et les pourcentages de particules inférieures
à 100 µm de 74 à 89 %. Vaze et Chiew (2002), Zanders (2005), Adachi et Tainosho (2005) et
Durand (2003) avec le bassin de Montsouris présentent des sédiments beaucoup plus grossiers
avec seulement 10 à 36 % de particules inférieures à 100 µm.
30
Tableau I-16: Distribution granulométrique des sédiments de bassins.
Auteurs
Localisation
d (0,1) d (0,5)
d (0,9) < 100 µm
µm
µm
µm
%
Wissous
5
29
267
83
Ronchin
3
20
138
89
Cheviré
5
29
601
81
Saint Joseph
5
28
137
86
Montsouris
107
444
3005
10
Bourgail (1996)
6
34
226
76
Bourgail (1997)
5
40
281
74
Nouvelle Zélande
-
-
-
(Adachi et Tainosho, 2005)
Kobe, Japon (2003)
-
190/210
-
22
(Vaze et Chiew, 2002)
Melbourne (1999)
-
-
-
10
(Durand, 2003)
(Jacopin, 1999)
(Zanders, 2005)
18
36
De plus, la granulométrie peut varier à l’intérieur d’un même bassin ; les particules grossières
sédimentant beaucoup plus rapidement que les particules fines. Lee et al. (1997) obtiennent
des différences de granulométrie entre les sédiments prélevés en amont ou en aval du bassin ;
on note aussi de telles différences dans les travaux de Durand (2003) (Tableau I-17).
Tableau I-17: Distribution granulométrique des sédiments de bassins en fonction du lieu de
prélèvement.
Bassins
Prélèvement
d (0,1)
d (0,5)
Cheviré
Saint Joseph
µm
µm
Amont
7,4
37,4
Milieu
5,0
27,2
Aval
3,9
24,0
Chambre à sable
7,6
75,0
Amont
7,5
49 ,1
Milieu
4,2
23,0
Aval
3,1
12,6
31
On observe une diminution granulométrique d’amont en aval dans les bassins avec des d50
variant de 37,4 µm à 24,0 µm pour Cheviré et de 49,1 µm à 12,6 µm pour Saint Joseph.
Etude minéralogique :
Les analyses minéralogiques conduites sur les boues de curage de fossés et bassins sont
pratiquement inexistantes. Les seules informations trouvées dans la littérature concernent la
caractérisation minéralogique de boues de bassins de décantation (Durand, 2003; Lee, 1996;
Roger et al., 1998).
L’identification minéralogique est effectuée par diffractométrie des rayons X. Une simple
observation à la loupe binoculaire permet néanmoins d’identifier rapidement les principaux
minéraux qui constituent la matrice de la boue, tels que le quartz, les feldspaths, les
carbonates. Une caractérisation spécifique sur lame orientée permet de déterminer les argiles
(kaolinite, l’illite et smectites). La fraction organique se présente sous des formes très
variées : débris végétaux, micro-organismes, colloïdes etc. L’étude de Lee (1996) montre
logiquement que la composition minéralogique varie en fonction de la nature des bassins
versants. Les minéraux les plus fréquemment rencontrés dans les sédiments de bassins sont le
quartz, la kaolinite, la montmorillonite, l’illite, les feldspaths et la calcite. L’abondance
relative des minéraux varie d’un bassin à un autre.
Durand (2003) a montré par diffractométrie des rayons X que le quartz et la calcite sont les
structures les plus importantes dans les fractions inférieures à 40 µm. Les plagioclases,
chlorites et illites sont présents en plus grande quantité que les kaolinites, microclines et
amphiboles qui sont à l’état de traces. Tous ses résultats sont confirmés par microscopie
électronique à balayage (MEB). Les analyses au MEB de la fraction ferromagnétique (40 –
80 µm) ont montré la présence de nombreux oxydes de fer ainsi que de nombreux alliages à
base de Ni, Cr, Cu, Mo, Zn, et Pb dans les différents sédiments.
Roger et al. (1998) ont étudié par diffractométrie des rayons X la répartition des minéraux
contenus dans les sédiments (Tableau I-18).
32
Tableau I-18: Pourcentages des différents minéraux par classes granulométriques (Roger et
al., 1998).
Orthoclase
Gypse Quartz Calcite
Dolomite
Siderite
Classes
Albite
µm
%
500-1000
5
8
0
30
24
1
0
200-500
4
8
0
37
19
1
0
100-200
5
9
2
34
14
3
0
50-100
7
0
3
29
11
4
0
< 50
4
0
2
14
12
2
0
Ces résultats montrent un enrichissement minéral dans les fractions les plus grossières avec
30 % de quartz et 24 % de calcite dans la fraction supérieure à 500 µm alors qu’il n’y a que
14 % de quartz et 12 % de calcite dans la fraction inférieure à 50 µm. De plus, les
pourcentages en quartz et calcite sont largement majoritaires par rapport aux autres éléments.
Les travaux de (Durand, 2003; Lee, 1996; Roger et al., 1998) identifient les principaux
minéraux qui constituent la matrice des sédiments, tels que le quartz, les feldspaths et les
carbonates.
Caractérisation chimique :
La nature physico-chimique des sédiments est susceptible d’influencer la fixation des
polluants. Les principales caractéristiques étudiées sont le pH, la teneur en matière sèche et en
matière organique, la teneur en carbone organique total et la teneur en éléments traces.
- Le pH :
Il joue un rôle essentiel sur la rétention des métaux. Plus le pH est élevé, plus la
remobilisation des métaux est faible. La valeur du pH peut être attribuée à la minéralurgie des
sédiments ; il sera basique en présence de calcium (Durand, 2003). De plus, le pH peut varier
entre la surface (0 à 5 cm) et la profondeur (5 à 20 cm) d’un bassin (Bedell et al., 2004) ainsi
qu’entre l’amont et l’aval (Durand, 2003).
- Matière sèche :
Les teneurs en matière sèche des sédiments varient beaucoup entre les bassins à sec ou en eau
avec des pourcentages compris entre 20 et 80 %. De plus, des variations peuvent apparaître
33
entre l’amont et l’aval du bassin et entre les différentes saisons. Les résultats sont toujours
exprimés en pourcentage de matière sèche pour s’affranchir de toutes ces variations.
-
Matière organique :
Les références concernant les concentrations en matière organique dans les sédiments de
l’assainissement pluvial sont nombreuses. On citera les résultats de Durand (2003) qui obtient
des teneurs en matière organique dans les bassins variant en moyenne de 4 % à 22 %. Les
teneurs en matière organique diminuent avec la profondeur et varient de 13 à 18 % en surface
et de 2 à 5 % en profondeur (>3 cm) (Yousef et al., 1990). Bedell et al. (2004) présentent des
résultats similaires avec des teneurs de 18 à 26 % dans la couche supérieure (0 à 5 cm) et de 1
à 4 % de 5 à 20 cm de profondeur. Les teneurs en matière organique (Tableau I-19) sont plus
importantes dans les particules fines que dans les particules grossières (Roger et al., 1998).
Tableau I-19: Teneurs en matière organique dans deux sols 5 et 7 en fonction des seuils
granulométriques (Roger et al., 1998).
Seuils granulométriques
Sol 5 en mg kg-1
Sol 7 en mg kg-1
500-1000 µm
1,5
5,4
200-500 µm
1,2
2,7
100-200 µm
1,3
3,7
50-100 µm
2,6
6,1
< 50 µm
7,8
11,5
D’après les références bibliographiques, les concentrations en matière organique ne sont pas
négligeables et sont supérieures aux normes admissibles fixées pour l’utilisation de ces
matériaux en structure routière (SETRA-LCPC, 2000).
Durand et al. (2004a) ont réalisé une caractérisation fine de la matière organique (M.O)
présente dans les sédiments de différents bassins (Tableau I-20).
Tableau I-20 : Pourcentages des différentes fractions organiques (pourcentage massique de
la M.O totale) (Durand et al., 2004a).
Lipides
Echantillons
Humine
Acides humiques Acides fulviques
Wissous
46,6
13,3
4,7
35,4
Ronchin
75,7
2,6
10,3
11,4
Cheviré
57,6
18
4,5
19,9
34
Les structures des substances humiques identifiées sont proches des résultats sur la MO
naturelle issus de la bibliographie (Deport, 2002; Grasset, 1997; Guignard, 2001).
Les lipides des trois échantillons ont été fractionnés. Après identification par GC/MS, des
différences quantitatives apparaissent nettement entre les échantillons. Cheviré et Ronchin
contiennent approximativement la même quantité d’hydrocarbures (4192 mg kg-1 et 3872
mg kg-1) et de HAP (4676 mg kg-1 et 5924 mg kg-1), tandis que Wissous contient
essentiellement des hydrocarbures (31778 mg kg-1). Les valeurs obtenues sont nettement
supérieures à la valeur limite donnée par l’IFP (1000 mg kg-1 de boue sèche).
De plus, Durand (2004a) a réalisé une identification des hydrocarbures aromatiques
polycycliques (HAP) de la liste US EPA (Tableau I-21).
Tableau I-21: Quantités d’HAP identifiés en µg kg-1 de boue sèche dans 3 échantillons et
comparées à la norme hollandaise.
Echantillons
Wissous
Ronchin
Cheviré
Norme hollandaise4
µg kg-1
Phénanthrène
5006
1120
313
45
Fluoranthène
1374
2290
670
15
Pyrène
11510
2154
1223
-
Benzo[a] anthracène
8060
2155
-
20
Chrysène
16240
4200
-
20
Benzo[b] fluoranthène
19740
9450
-
-
Benzo[k] fluoranthène
11480
2350
-
25
Benzo[a] pyrène
12930
6500
-
20
Benzo[b] pyrène
8400
2990
-
-
Pérylène
2780
767
-
-
Indo (1,2,3-cd) pyrène
8900
5920
-
25
Benzo [g,h,I] pérylène
9790
7930
-
20
Anthracène
5720
-
-
-
Coronène
7570
5425
-
-
-
2336
-
-
1,2,3,4 dibenzanthracène
4
Norme standard hollandaise s’appliquant à un sol contenant 25 % d’argile et 10 % de matière organique.
35
De nombreux HAP ont été identifiés comme des produits pyrolytiques (naphtalène, chrysène)
issus de différentes combustions (charbon, échappements de véhicules diesels ou bois). Ces
HAP se retrouvent ensuite dans la nature sous forme de poussières aériennes et se déposent au
sol par temps de pluie.
- Eléments traces :
Les éléments traces sont présents à des concentrations élevées dans les sédiments de bassins.
Le Tableau I-22 répertorie les différentes données issues de la bibliographie ainsi que les
normes en vigueur.
La norme concernant les boues de STEP a longtemps été utilisée car les seuils très élevés
permettaient une mise en décharge dans la majorité des cas. Les sédiments de
l’assainissement pluvial ne semblent pas correspondre à ce type de déchets et nous utiliserons
dans nos travaux la norme hollandaise, norme fréquemment citée en France. Même si ces
seuils n’ont pas de valeurs légales en France, ils sont néanmoins fréquemment utilisés comme
valeur de référence lorsqu’il s’agit d’interpréter la présence de certains composés chimiques
dans les sols. Une présentation des normes et législations en vigueur, susceptibles de
s’appliquer aux résidus de l’assainissement pluvial, sera réalisée dans la troisième partie de
cette revue bibliographique.
Les teneurs en éléments traces peuvent être au sein des sédiments de l’assainissement pluvial
très élevées. A titre d’exemple, des concentrations de 22 mg kg-1 de cadmium, 348 mg kg-1 de
chrome, 351 mg kg-1 de cuivre, 499 mg kg-1 de nickel, 806 mg kg-1 de plomb et 2120 mg kg-1
de zinc sont répertoriées dans les différentes études réalisées et présentées dans le Tableau
I-22.
De ce fait, la gestion et le devenir des résidus de l’assainissement pluvial sont très importants
et la mise en décharge sans précaution préalable est à proscrire.
36
Tableau I-22: Concentrations en éléments traces dans les sédiments des différents bassins
(mg kg-1 de MS) et comparaison avec les normes en vigueur.
Références
Descriptif
Cd
Cr
Cu Ni Pb
Zn
mg kg-1
(Färm, 2001)
Bassin de rétention
0,85
36
78
53
45
269
8,7
50
12
147 350
675
9,6
167
178 187 332
830
Wissous
4,5
348
325 499 323
1575
Ronchin
7,8
88
254
59
633
1417
Cheviré
1,8
88
275
38
419
1847
St Joseph
2,6
85
111
52
191
890
Lyon (0-5 cm)
10,3
80
192 101 130
2120
Lyon (5-20 cm)
1,1
19
21
22
15
53
249
962
Suède
Brentwood
(Scholes et al., 1998)
Angleterre
Dagenham
Angleterre
(Durand et al., 2004b)
(Bedell et al., 2004)
(Zanders, 2005)
Nouvelle Zélande
-
-
124
-
(Sriyaraj et Shutes,
Londres (entrée)
0,009
-
0,042
-
0,073 0,240
2001)
Londres (sortie)
0,044
-
0,017
-
0,095 0,104
(Datry et al., 2003)
Lyon
22
96
351
66
806
2000
(Marsalek et Marsalek,
Kingston (entrée)
-
-
20
-
39
112
1997)
Kingston (sortie)
-
-
80
-
149
406
Lyon (surface)
3,1
49
102
25
155
1099
Lyon (30-40 cm)
0,7
19,5
14
10
25
145
Boues de STEP
15
1000 1000 200 800
3000
Arrêté du 08/01/98, sols (français)
2
150
100
50
100
300
0,8
100
36
35
85
140
12
380
190 210 530
720
Dechesne (2002)
Normes Hollandaises
Des études antérieures se sont intéressées à la localisation des éléments traces dans les
sédiments. Colandini (1997) affirme qu’il existe une accumulation de métaux dans la fraction
37
fine car les sites de fixation sont plus nombreux que sur les sables grossiers. Les travaux de
Lee et al. (1997) et de Zanders (2005) confirment cette accumulation de métaux lourds
(plomb, zinc, cadmium) dans les fractions fines (Tableau I-23 et Tableau I-24).
Tableau I-23: Concentrations en plomb, zinc et cadmium dans les différentes fractions
granulométriques (Lee et al., 1997).
Seuils
Masse
Pb
Zn
Cd
granulométriques
(%)
(mg kg-1)
%
(mg kg-1)
%
(mg kg-1)
%
400-1600 µm
45,5
5
7,1
71
2,9
0,1
3,0
200-400 µm
21,1
110
11,3
114
4,7
0,2
7,7
100-200 µm
11,2
175
14,2
175
7,2
0,4
12,0
40-100 µm
4,8
220
14,7
265
10,9
0,6
21,3
20-40 µm
3,5
227
14,6
473
19,5
0,7
22,0
< 20 µm
13,9
226
37,7
1330
54,8
1,0
34,0
On observe une importante accumulation des polluants dans les éléments fins. Les particules
inférieures à 100 µm représentent 22 % de la masse totale et renferment 67 % du plomb, 85 %
du zinc et 77 % du cadmium. Les particules supérieures à 100 µm sont beaucoup moins
polluées.
Tableau I-24: Concentrations en cuivre, zinc et plomb dans les différentes fractions
granulométriques (Zanders, 2005).
Taille des particules
Concentrations en mg kg-1
en µm
Cu
Zn
Pb
0–32
181
2080
316
32-63
197
1965
322
63-125
212
1628
334
125-250
184
1073
251
250-500
85
507
193
500-1000
26
268
323
1000-2000
21
226
36
Zanders (2005) confirme les données bibliographiques avec des concentrations en cuivre, zinc
et plomb dans la fraction fine près de dix fois supérieures à celles des fractions grossières.
38
Contrairement aux autres auteurs, Durand (2003) observe peu de différences de concentration
entre les particules fines et les particules plus grossières (Tableau I-25). Ces résultats sont
confirmés par Durin (2006) et Deruelle (2004) qui observent même des concentrations plus
importantes dans les fractions supérieures à 200 µm et 1 mm que dans celles inférieures à
200 µm.
Tableau I-25: Concentrations en mg kg-1 des éléments traces présents dans les différentes
fractions (Durand, 2003).
Cd
Ni
Cr
Cu
Pb
Zn
mg kg-1
< 40 µm
2
40
133
417
406
1933
40-315 µm
2
37
116
393
447
2094
> 315 µm
2
28
88
402
385
1882
Des études sur les associations entre les métaux lourds et la matière organique ont permis de
suivre la localisation de la pollution métallique au sein de la matière organique (Durand et al.,
2004c) . Les résultats sur la mobilité des métaux lourds dans les différentes fractions des
substances humiques sont répertoriés dans le Tableau I-26 .
Tableau I-26: Concentrations en métaux traces (mg kg-1 de MS) dans les fractions organiques
extraites par le protocole IHSS (Durand, 2003).
MO extraites
Bassins
Cd
Ni
Cr
Cu
Pb
Zn
mg kg-1
Humine
Acides humiques
Acides fulviques
Wissous
0,4
760
410
79
67
317
Ronchin
1,4
52
113
74
130
500
Cheviré
0,2
21
63
31
57
253
Wissous
0,2
197
134
247
14
71
Ronchin
0,3
27
76
228
16
129
Cheviré
0,2
21
81
162
33
173
Wissous
3,5
40
27
181
194
891
Ronchin
4,4
14
6
78
328
366
Cheviré
1,4
12
18
154
290
1224
39
Les résultats obtenus sur la mobilité des métaux dans les différentes fractions organiques,
montrent que le Cd, le Zn et le Pb sont principalement concentrés dans les acides fulviques et
ils sont par conséquent à priori mobiles. Le nickel et le chrome sont essentiellement
concentrés dans l’humine, fraction insoluble dans tout solvant organique, ce qui confirme leur
faible mobilité (Juste et al., 1995). Le cuivre est quand à lui en grande partie dans les acides
humiques et les acides fluviques.
Les extractions de type BCR (Bureau Communautaire de Référence) effectuées par Durand
permettent de rajouter que le cadmium et le zinc ont un comportement géochimique
semblable avec une proportion importante de la pollution métallique relargable car non
associée à la phase « résiduelle », que le chrome et le nickel sont fortement associés à la phase
« résiduelle », insoluble et que le cuivre a une forte affinité pour la matière organique ; elle
résulte de la formation de complexes organiques stables, notamment avec les matières
humiques (Phillips et Chapple, 1995).
D’après ces résultats, le comportement géochimique des métaux lourds particulaires a été
classé par ordre croissant de mobilité, relargage dans l’environnement, de la manière
suivante :
Cr ≤ Ni < Pb ≤ Cu < Zn ≤ Cd.
1.2.3 Conclusion :
Une extrapolation grossière, issue d’estimation ou de diverses enquêtes, à l’ensemble du
territoire français, permet d’obtenir des tonnages en sédiments provenant des réseaux routiers,
autoroutiers et urbains. L’hétérogénéité des résultats montre bien la non maîtrise de ces
résidus. Face aux tonnages élevés, l’évacuation et le devenir des résidus constituent un enjeu
important pour les collectivités.
De plus, cette investigation bibliographique a montré que les sédiments de l’assainissement
pluvial peuvent être très pollués avec des concentrations en hydrocarbures et en éléments
traces souvent supérieures aux valeurs d’intervention de la norme hollandaise pour les sols
pollués. Face à cette pollution, une étude précise de la législation est nécessaire pour orienter
le devenir de ces produits.
40
1.3
Normes et législation :
1.3.1 La responsabilité du producteur de déchets :
1.3.1.1 Le contexte législatif et réglementaire :
Il n’existe pas de réglementation particulière pour les déchets routiers, c’est la réglementation
générale qui s’applique. Deux lois majeures successives consacrées à la gestion des déchets
ont défini la politique dans ce domaine :
• La loi n° 75-633 du 15 juillet 1975 (loi déchets) sur l’élimination des déchets et la
récupération des matériaux, fixe les grands principes de la réglementation relative aux
déchets. Elle donne une définition du terme déchet, responsabilise les détenteurs ou
producteurs de déchets du devenir de leurs déchets et les collectivités locales pour la
collecte et le traitement des ordures ménagères de leurs habitants.
• La loi du 19 juillet 1976, sur les installations classées pour la protection de
l’environnement complète la précédente en réglementant le fonctionnement des
installations de stockage, traitement et élimination des déchets (décharges, usines
d’incinération, etc.).
• La loi du 3 janvier 1992 (loi sur l’eau), instaure l’obligation de prévention pour éviter
la pollution des eaux superficielles ou souterraines.
• La loi n° 92-646 du 13 juillet 1992 relative à l’élimination des déchets, modifie et
complète la loi du 15 juillet 1975 et met l’accent sur les aspects traitement des déchets.
Elle fixe quatre grands principes concernant les déchets :
- prévenir ou réduire la production et la nocivité des déchets,
- organiser le transport des déchets et le limiter en distance et en volume,
- valoriser les déchets par réemploi et recyclage dans le respect des exigences
technologiques, environnementales et de santé publique,
- assurer l’information au public.
41
Elle introduit la notion de déchet ultime5 et demande dès le 1er juillet 2002, que seuls ces
déchets ultimes soient mis en décharges.
• Depuis, plusieurs textes ont modifié la loi du 15 juillet 1975 et en particulier la loi du
2 janvier 1995, dite loi « BARNIER » relative au renforcement de la protection de
l’environnement pour ce qui concerne les documents de planification. Cette dernière a
d’ailleurs instauré le principe de précaution.
Ces lois ont été codifiées dans la partie législative du code de l’environnement.
De nombreux décrets et arrêtés (Tableau I-27), pris en application de ces lois, ont précisé le
cadre réglementaire dans lequel s’exercent les activités de collecte, gestion et traitement des
déchets en fonction de leur catégorie : déchets industriels spéciaux, déchets ménagers…
• Deux circulaires permettant de traiter la particularité des déchets routiers, sont venues
entre autre compléter ce dispositif :
- La circulaire conjointe du MATE6/MELT du 15 février 2000 (circulaire déchets du
BTP) relative à la planification de la gestion des déchets de chantier du bâtiment et
des travaux publics (BTP) impose aux départements français d’élaborer des plans de
gestion départementaux des déchets du BTP.
- La circulaire conjointe n° 2001-39 du MATE/MELT du 18 juin 2001 relative à la
gestion des déchets dans le cadre du réseau routier national, précise les conditions de
prise en compte des déchets résultant de la construction, de l’exploitation et de
l’entretien de la route. Elle donne les principes relatifs au traitement, à la valorisation
et au recyclage des déchets routiers. Elle demande aux gestionnaires du réseau routier
5
« Est ultime un déchet qui n’est pas susceptible d’être traité dans les conditions techniques et économiques du
moment, notamment par extraction de la part valorisable ou par réduction de son caractère polluant ou
dangereux ».
6
« Ministère de l’Aménagement du Territoire et de l’Environnement, actuellement le Ministère de l'Ecologie et
du Développement Durable ».
42
national d’établir un inventaire des déchets, comportant un état des lieux ainsi qu’une
analyse qualitative et quantitative des déchets produits et de leurs réutilisations
possibles et de proposer une politique de gestion de ces déchets conforme à la loi, en
tenant compte de l’ensemble des productions et des besoins en matériaux recyclés.
1.3.1.2 Les obligations du maître d’ouvrage :
• La loi déchet de 1975 ainsi que l’article L.541-2 du Code de l’environnement stipulent
que « toute personne qui produit ou détient des déchets (…) est tenue d’en assurer ou
d’en faire assurer l’élimination » dans le respect de la réglementation en vigueur.
Selon ce principe du pollueur-payeur, le maître d’ouvrage, en tant que responsable du
chantier, est responsable des déchets qui y sont produits mais aussi des conditions
dans lesquelles ils sont collectés, transportés, traités ou valorisés. Ainsi, il doit définir
de manière contractuelle le rôle de chaque acteur et s’assurer du bon respect des
missions de chacun en ce qui concerne la gestion des déchets. La responsabilité du
détenteur des déchets est par ailleurs renforcée par la loi sur l’eau.
• La loi du 13 juillet 1992 donne au maître d’ouvrage une responsabilité en matière de
développement durable : il doit valoriser au maximum les déchets produits sur son
chantier, après vérification de la cohérence environnementale et économique.
1.3.1.3 Conclusion
L’ensemble des lois, arrêtés, décrets, notes, circulaires et autres directives s’appliquant à la
gestion des déchets est répertorié dans le Tableau I-27 .
43
Dates
Intitulé ou descriptif
15-juil-75
Loi relative à l’élimination et à la récupération des matériaux modifiés notamment par la loi du 13 juillet 1992.
http://aida.ineris.fr/textes/lois/text0266.htm
Loi
19-juil-76
Loi
relative
au
installation
classée
http://aida.ineris.fr/textes/lois/text0269.htm
Décret d’application
21-sept-77
Décret 77-133 pris pour l’application de la loi du 19 juillet 1976
http://aida.ineris.fr/textes/decrets/text0220.htm
Arrêté
04-janv-85
Arrêté relatif au contrôle des circuits d’élimination de déchets générateurs de nuisances
http://aida.ineris.fr/textes/arretes/text0314.htm
Décret
1er avril 1992
Décret 92-337 relatif à l’élimination des emballages dont les détenteurs finaux sont les ménages
Décret
15-juil-94
Décret 94-609 relatif à l’élimination des déchets d’emballages autres que ceux produits par les ménages
Décret
28-nov-96
Décret 96-1008 relatif aux plans d’élimination des déchets ménagers et assimilés
Avis
11-nov-97
Avis relatif à la nomenclature des déchets http://aida.ineris.fr/textes/avis/text8002.htm
Décret
15-mai-97
Décret 95-517 relatif à la classification des déchets dangereux
http://www.mines.inpl-nancy.fr/wwwenv/legislation/texte de loi/decret 15 mai 97.htm
Circulaire
28-avr-98
Circulaire relative à la mise en œuvre de l’évolutuion des plans départementaux d’élimination des déchets ménagers
et assimilés http://aida.ineris.fr/textes/circulaires/text0639.htm
Arrêté
28-janv-99
Relatif aux conditions d’élimination et de ramassage des huiles usagées. Contrôle d’admission des huiles usagées
chez les éliminateurs http://aida.ineris.fr/textes/arretes/text0355.htm
Directive européenne
26-avr-99
Concernant la mise en décharge des déchets
Circulaire
15-févr-00
« Déchets du BTP » Planification de la gestion des déchets de chantier du bâtiment et des travaux publics
http://aida.ineris.fr/textes/circulaires/text4128.htm
Recommandation
22-juin-00
Relative à la gestion des déchets de chantier du bâtiment
Note
03-oct-00
Note sur la gestion des agrégats dans le cadre du réseau routier national (direction des Routes)
Circulaire
18-juin-01
Relative à la gestion des déchets du réseau routier national http://aida.ineris.fr/textes/circulaires/text4152.htm
pour
la
protection
de
l’environnement
Loi cadre modifiée
Tableau I-27:Textes législatifs et réglementaires concernant les déchets.
44
Type
1.3.2 Normes et problématique :
La gestion des sédiments de curage s’inscrit dans un contexte réglementaire national, sur
lequel est venu se greffer la circulaire du 18 juin 2001, relative à la gestion des déchets du
réseau routier national.
Les gestionnaires de réseaux doivent se mettre en conformité avec les textes réglementaires,
en réalisant un diagnostic des produits issus du curage, mais la circulaire ne leur dit pas
comment. Même s’ils peuvent s’inspirer d’autres pratiques telles que celles pour la gestion
des sites et sols pollués ou des sols à usage agricole, ils ne disposent d’aucun outil ou guide
spécifique pour les aider à mener à bien ce diagnostic.
En règle générale, on considère qu’un produit est contaminé lorsque ses teneurs, en certains
éléments, sont supérieures à celles décrites dans les référentiels existants. Cependant, aucune
norme ou autre document réglementaire ne fixe les seuils de pollution des sols et encore
moins ceux des sédiments de curage. Il faut donc se référer à d’autres valeurs qui ne sont pas
toujours adaptées à ce genre de produits.
1.3.2.1 Les textes de référence
Les textes les plus souvent cités lors de l’étude des déchets de l’assainissement sont les
suivants :
• L’arrêté du 8 janvier 1998, fixant les prescriptions techniques applicables aux
épandages de boues sur les sols agricoles pris en application du décret n° 97-1133 du
8 décembre 1997 relatif à l’épandage des boues issues du traitement des eaux usées,
est le seul texte de référence français sur lequel s’appuyer pour vérifier s’il existe ou
non un dépassement des valeurs limites de concentration de métaux lourds dans les
sols. Ces seuils ont été repris de la norme NF U 44-041, juillet 1985, Matières
fertilisantes – Boues des ouvrages de traitement des eaux usées urbaines –
Dénominations et spécifications.
• La directive européenne n° 86-278 du 12 juin 1986 relative à la protection de
l’environnement, et notamment des sols, lors de l’utilisation des boues d’épuration en
agriculture, modifiée par la directive n° 91/692/CEE du 23 décembre 1991. Elle fixe
les valeurs limites de concentrations en métaux lourds pour les boues destinées à
l’épandage et les sols supports.
45
• Les guides du ministère de l’Ecologie, mis à jour par le BRGM sur la gestion des sites
et des sols (potentiellement) pollués, comporte une annexe qui décrit les valeurs
guides en matière de gestion des eaux et des sols (potentiellement) pollués. Ce texte
distingue deux types de valeurs pour le milieu sol : les valeurs de définition de source
– sol (VDSS) permettant de définir la source de pollution constituée par un sol, et les
valeurs de constat d’impact (VCI) permettant de constater, dans le cas où le sol est un
milieu d’exposition, l’impact de la pollution en ce même sol, selon la sensibilité de
l’usage de celui-ci. Une évolution de ces guides est prévue dans les mois à venir avec
une suppression des VDSS et VCI.
• La grille des voies navigables de France (VNF). Il s’agit d’une aide à la décision qui
propose une démarche à suivre dans la conduite d’un projet de dragage incluant la
prise en compte des risques environnementaux. Les sédiments sont classés en trois
catégories qui déterminent leur devenir.
• La liste hollandaise (Spierenburg et Demanze, 1995) pour la qualité des sols
appartenant à la circulaire de décembre 1994 du ministère VROM ; elles indiquent des
valeurs cibles, des valeurs limites et d’intervention. Selon cette liste, un site est
considéré comme pollué si la concentration moyenne d’une certaine substance, pour
au moins 25 m3 de sol, dépasse la valeur d’intervention. Cette norme est la plus citée
en France : « si ces seuils n’ont pas de valeurs légales en France, ils sont néanmoins
fréquemment utilisés comme valeurs de référence lors des discussions entre les
différentes parties (notamment DRIRE, les services d’inspection des installations
classées des préfectures, etc.) lorsqu’il s’agit d’interpréter la présence de certains
composés chimiques dans les sols ».
• En suisse, l’ordonnance sur les atteintes portées au sol (O.sol) adoptée le 1er juillet
1998 fixe des valeurs indicatives, des seuils d’investigation et des valeurs
d’assainissement qui, lorsqu’ils sont dépassés entraînent différentes mesures qui
peuvent aller de l’interdiction de l’usage à une dépollution du site.
• D’autres pays (Canada, Danemark) ont retenu des valeurs seuils susceptibles de
restreindre l’usage du sol (http://fasp.info).
Le Tableau I-28 synthétise les différentes réglementations adaptables aux sédiments de
curage.
46
Tableau I-28: Synthèse des textes réglementaires adaptables aux sédiments de curage.
Cd
Cu
Pb
Zn
HcT
-1
mg kg
Directive
Pour les boues
20 – 40
1000 – 1750
750 – 1200
2500 – 4000
-
Pour les sols
1–3
50 – 140
50 – 300
150 – 300
-
Boues : valeurs de référence
20
1000
800
3000
-
Boues : valeurs d’intervention
40
2000
1600
6000
2
100
100
300
-
VDSS
10
95
200
4500
-
VCI sol – Usage sensible
20
190
400
9000
-
VCI sol – Usage non sensible
60
950
2000
-
-
Seul I si [c] < I : pas de restriction
2
100
100
300
1000
6,4
300
367,5
500
2500
Valeur cible
0,8
35
85
140
50
Valeur limite
2
35
530
480
-
Valeur d’intervention
12
190
530
720
5000
0,8
40
50
150
-
2 – 10
200 – 300
-
-
-
20 – 30
1000 – 2000
1000
-
< 0,5
-
< 40
< 500
-
<1
-
< 120
< 500
-
<5
-
< 400
< 1500
-
>5
-
> 400
> 1500
-
Zone résidentielle
5
-
300
500
-
Zone industrielle
20
-
600
1500
-
européenne
n°86-278
Arrêté du 8 janvier
1998
Norme NF U 44041
Sols : Teneurs limite des sols pour
épandage
Gestion des sites
pollués
BRGM
Grilles des voies
navigables de
France (VNF)
Seuil II si I<[c]<II : sauf usage agricole
Si seuil > II : étude spécifique
Liste hollandaise
des sols
Valeurs indicatives
Ordonnance suisse
Osol du 1er juillet
1998
Teneurs
totales
Valeurs d’assainissement
Classe I
Classe II
Danemark
Classe III
Classe IV
Canada
Valeurs d’investigation
Sol propre
Sol légèrement pollué
Sol pollué
Sol très pollué
(province du
Quebec)
47
1.3.2.2 Conclusion :
A partir du tableau, plusieurs remarques peuvent être établies :
• Pour un même élément contaminant, ces textes indiquent des valeurs relativement
différentes : la norme hollandaise est la plus restrictive, suivie de près par
l’ordonnance suisse Osol.
• Peu de valeurs sont données pour les hydrocarbures totaux, mise à part la grille VNF
qui ne correspond pas à notre provenance de sédiment et la norme hollandaise.
Actuellement, l’IFP (Institut Français du Pétrole) considère qu’un sol est pollué en
hydrocarbures s’il contient plus de 1000 mg kg-1 (SETRA, 1995b).
Baize (2000) considère que les seuils sont souvent placés trop haut pour signaler des
anomalies, qu’elles soient naturelles ou anthropiques. Baize propose des seuils d’investigation
au-dessus desquels une investigation plus détaillée est nécessaire (Tableau I-29).
Tableau I-29: Proposition de seuils d’investigation pour la recherche d’éléments traces dans
le sol (Baize, 2000).
Eléments
Seuil d’investigation (mg kg-1)
Cd
0,7
Cu
35
Pb
60
Zn
150
Aucune de toutes les normes citées dans ce chapitre bibliographique ne correspond aux
sédiments de l’assainissement pluvial ; nous utiliserons donc la norme hollandaise
(Spierenburg et Demanze, 1995) avec les valeurs cibles et d’intervention pour l’ensemble de
nos travaux (Tableau I-30).
Tableau I-30: Valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
Cd Cr Cu Ni
Pb
Zn
HcT
140
50
mg kg-1
Norme Hollandaise
des Sols
48
Valeur cible
0,8 100
12
36
35
85
380 190 210 530 720
5000
Traitements
1.4
Traitements :
Pour atteindre les objectifs de qualité requis pour la valorisation, les sous produits issus de
l’assainissement pluvial devront subir des traitements adaptés en fonction de la pollution
initialement contenue dans les sédiments d’une part, et de l’usage présumé des sables lavés
d’autre part. Deux types de traitements vont être étudiés ; les traitements physiques et les
traitements biologiques.
1.4.1 Traitement physique
Le lavage à l’eau des sables d’assainissement est un procédé qui se pratique dans un grand
nombre de villes françaises. En 1996, une dizaine d’unités de lavage de sable s’installaient sur
les sites de station d’épuration des eaux résiduaires (Delattre et Bertrand-Krajewski, 1996)
afin d’utiliser l’eau traitée en sortie de clarificateur pour les différentes opérations de lavage.
De plus, les eaux usées sont directement rejetées en tête de station.
1.4.1.1 Traitement par voie humide
Les exemples de traitement étudiés dans cette note bibliographique s’intéressent aux
sédiments issus de balayage de voiries et d’hydrocurage de réseaux mais aucun ne traite les
résidus de bassins. Nous avons retenu deux exemples pour illustrer les différents traitements
possibles bien que d’autres unités existent avec des principes relativement proches. Après
cela, nous nous attarderons sur une technique minéralurgique utilisée dans ces travaux de
thèse : l’attrition.
Procédé ERMAC
- Principe et description :
Ce procédé correspond à un traitement des boues de curage par un dispositif récupérateur
essoreur de sables (RES). Le nettoyage des particules est réalisé par des brassages et rinçages
dans la vis d’alimentation et sur un crible vibrant. Les sables sont ensuite concentrés au
niveau de l’essoreur alors que les particules fines sont évacuées. L’installation est posée sur
une dalle bétonnée et comprend un certain nombre d’éléments dont :
• un poste de dépotage surélevé au moyen d’une rampe d’accès,
• une trémie d’alimentation équipée d’une grille vibrante de maillage 100 mm,
49
• une vis d’archimède et un crible vibrant avec une toile de maille de 5 mm,
• un récupérateur essoreur de sable et un essoreur.
- Résultats :
A partir de cette unité, 4 échantillons ont été testés ; 2 issus de résidus d’avaloirs et 2 issus de
collecteurs. Le Tableau I-31 présente les quantités de boues traitées, de refus supérieurs à
5 mm et de sable traité.
Tableau I-31: Quantités relatives des fractions séparées selon leurs classes granulométriques
(AGHTM, 1996).
Sables
Refus > 5 mm
Echantillons
Boues brutes
m3
(tonnes/m3 de boues brutes) (tonnes/m3 de boues brutes)
A (avaloir)
4
0,14
0,56
B (avaloir)
5
0,02
0,27
C (collecteur)
3
0,13
0,77
D (collecteur)
8
0,04
0,44
Les données montrent le caractère disparate des produits collectés avec des refus à 5 mm
variant de 20 à 140 kg par m3 dépoté et des quantités de sable traités de 270 à 770 kg par m3.
Les caractéristiques chimiques des différents échantillons après traitement sont présentées
dans le Tableau I-32.
Tableau I-32: Caractéristiques générales et composition en éléments traces des échantillons
traités par ERMAC (AGHTM, 1996).
Echantillons
MS MV
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
Fe
%
% MS
mg/kg de MS
g/kg
Brut 75,0
2,5
2,8
40,3
62,3
0,3
25,5
88,0
226
14,8
Sable 82,9
3,6
2,0
17,0
40,7
<0,2
8,3
63,0
304
8,0
Brut
8,1
21,0
9,6
48,2
77,2
0,4
28,3
207
448
21,5
Sable 75,7
5,0
6,4
22,3
64,6
<0,2
24,7
255
114
11,2
C (collecteur) Brut 70,1
5,4
3,1
54,6
85,7
2,3
33,8
138
574
7,5
Sable 74,8
4,6
2,8
128
73,3
1,8
101
155
715
7,6
D (collecteur) Brut 57,4
6,7
2,0
17,2
182
1,1
11,6
324
348
7,1
Sable 82,4
3,4
4,7
39,5
285
0,6
23,7
158
436
8,3
A (avaloir)
B (avaloir)
50
Traitements
-
Conclusion :
Les sables obtenus après traitement ont une teneur résiduelle en matière volatile comprise
entre 3,4 et 5,0 % de matière sèche. Le taux d’élimination de la matière organique ne semble
pas excéder 54 %, ce qui reste relativement faible. La teneur en matière organique ne devrait
pas compromettre la valorisation du sable sans toutefois permettre de lui conférer des
propriétés exceptionnelles.
En s’abstenant de quelques valeurs aberrantes, nous constatons que le rendement
d’élimination des polluants métalliques est souvent nul dans le cas du cadmium et plomb,
alors qu’il est faiblement significatif pour le mercure, le chrome, le cuivre, le fer , le nickel et
le zinc.
Le procédé de lavage ne permet pas une bonne séparation des particules fines avec des
pourcentages de particules inférieures à 125 µm présents dans le sable extrait compris entre
13,0 et 29,7 %. Plusieurs études (Lee et al., 1997; Zanders, 2005) montrent une accumulation
des éléments traces dans les fractions fines. De plus, l’accumulation de particules fines
présente un désavantage pour les propriétés géotechniques de l’échantillon.
Les eaux de surverse, faiblement biodégradables avec un rapport DCO/DBO5 compris entre 4
et 12, sont reversées en tête de station.
Procédé ECOSABLE
- Description :
Exploitant une unité de déshydratation des boues de curage en provenance d’Ile de France,
ECOPUR SA a mis au point une technologie de séparation et de lavage de la fraction
minérale des boues de curage. Le procédé Ecosable accueillait entre 55 à 60 000 tonnes de
résidus par an (Helaine, 2000).
Basé sur le principe de séparation dynamique des matières selon leur densité, leur
granulométrie et leur coefficient de chute dans l’eau, l’installation sépare la matière minérale
débarrassée des pollutions organiques qui l’accompagnent. Les eaux résiduaires issues du
procédé sont chargées (MES, DCO, MEH, hydrocarbures) et subissent un traitement physicochimique par floculation et décantation lamellaire. L’eau industrielle ainsi pourvoit à
l’intégralité des besoins de l’installation. La Figure I-3 présente le schéma de principe du
procédé ECOSABLE.
51
Trémie de dépotage
(capacité comprise entre 2 et 3
fois le débit journalier moyen)
Extraction par grappin
Criblage primaire par trommel
maille de 11 mm
Hydocyclone 1
coupure 80 µm
Elimination
Hydocyclone 2
coupure 80 µm
Essoreur
Floculation
Décantation
Stockage
Déshydration
des boues
Valorisation
Figure I-3: Principe de séparation des sédiments d’assainissement avec recyclage d’eau.
Procédé ECOSABLE.
Le bilan matière entrée /sortie exprimé en pourcentage du déchet sec entrant est représenté sur
la Figure I-4 (Helaine, 2000). Le sable représente 69% de la matière sèche des boues de
curage traité. Les fractions de refus et de boues résultant du traitement sont soit grossières
(> 11 mm), soit très fines (< 80 µm).
52
Traitements
Refus
17%
Sables
69%
Boues
14%
Figure I-4: Répartition des fractions sortant de l’unité ECOSABLE rapportée à la matière
sèche totale des déchets bruts (Helaine, 2000).
Ce bilan confirme l’intérêt, sur les plans économique et environnemental, de traiter ces
déchets par extraction de leur fraction minérale. La composition chimique et les propriétés
géotechniques du sable devront répondre aux exigences des filières de valorisation pour que
celui-ci puisse être réutilisé.
- Résultats :
Le valori’sable® est un granulat artificiel, essentiellement constitué de silice, avec un spectre
de distribution de taille des particules reproductible et assimilable à un sable alluvionnaire
propre (Tableau I-33, Tableau I-34 et Tableau I-35).
Tableau I-33: Composition générale du valori’sable® (Domas et al., 2000).
Teneur en eau
16-22 %
Matières organiques (550°C)
Teneur en quartz + calcite + feldspath
5%
> 90 %
Tableau I-34: Propriétés géotechniques du valori’sable® (Domas et al., 2000).
Tamisât à 80 µm
<6%
Tamisât à 2 mm
< 70 %
Essai au bleu - VBS
< 0,2 %
Equivalent sable
75-85 %
Friabilité du sable
< 20 %
Optimum proctor normal
Classement assimilable
Densité sèche : 1,53
Teneur en eau : 21 %
B1 – D1
53
Tableau I-35: Caractéristiques environnementales du valori’sable® (Domas et al., 2000).
Polluants
mg kg-1
Hg
< 0,03
Pb
< 1,55
Cd
< 0,3
As
< 0,05
Cr (VI)
< 0,3
Sulfates
2145
COT
217
Phénols
< 1,9
Hydrocarbures totaux
< 26
- Conclusion :
Le sable traité présente un pourcentage de matière organique compris entre 3 et 10 %. Le
pourcentage de particules fines est faible (6 %) ce qui traduit l’efficacité des séparations
granulométriques par hydrocyclone. Le procédé Ecosable présente des résultats très
encourageants dans le traitement des résidus de l’assainissement pluvial.
Face à des résultats assimilant le valori’sable® à un sable alluvionnaire propre, les données
restent difficilement interprétables car aucune caractéristique du produit brut n’est transmise.
De ce fait, il est impossible de connaître l’efficacité réelle du traitement.
Attrition
L’attrition est une technique minéralurgique utilisée généralement pour conditionner les
matériaux à traiter. Ainsi, lorsque les polluants ne sont pas exclusivement localisés dans la
fraction fine (Durand, 2003 ; Deruelle, 2004 et Durin, 2006), cela peut être dû à un enrobage
des grosses particules minérales par des fines polluées (Marot, 1997). C’est souvent le cas des
matériaux argileux et par conséquent des sédiments. Dans ce cas précis, la séparation
granulométrique par tamisage ou cyclonage ne peut pas conduire à des résultats satisfaisants.
Il est alors nécessaire d’introduire en amont du circuit de traitement une étape supplémentaire
de nettoyage de surface. Le principe de l’attrition consiste à engendrer des forces de
frottement entre les grains au moyen d’une agitation vigoureuse. Une attrition efficace des
produits contaminés conduit à la formation de particules fines par désagrégation de la gangue
54
Traitements
externe d’une part, et au nettoyage des surfaces minérales sans concassage excessif des
composants minéraux d’autre part (Figure I-5).
Particule
Gangue ou
Encroûtement
Attrition
D
Tamisage
Encroûtement
B
Particule
Grain ou
A
Broyage
+
E
Tamisage
Particule
Encroûtement
C
Figure I-5 : Principe de l’attrition et comparaison avec un broyage ou un concassage.
Pour cela, il existe des cellules d’attrition équipées de pales inversées favorisant le frottement
entre les grains. L'attrition consiste à brasser très énergiquement une suspension de particules
solides et d'eau dans des cellules équipées d'un rotor d'agitation particulier. Ce rotor comporte
plusieurs hélices montées en opposition, dont la rotation crée des zones de turbulence très
actives (Figure I-6).
Figure I-6 : Pales d’agitation en opposition de phase d’une cellule d’attrition.
55
Les performances de l’étape d’attrition sont dépendantes de plusieurs paramètres incluant, la
vitesse de rotation des pales, la densité de la pulpe à traiter, la durée de traitement et l’ajout
éventuel de surfactant.
Shigley et Mischke (1989) ont établi une relation entre l’énergie délivrée par unité de masse
en fonction des différents paramètres de la cellule utilisée.
E=
(T × n × t )
1,008 × 106 × M
Équation I-1
Avec E l’ énergie de frottement en HP min lb-1 ; T la torsion en oz.in ; n la vitesse de rotation
des pales en rpm, t la durée d’attrition et M la masse de sédiment.
Shigley et Mischke (1993) ont démontré l’étroite relation entre la production de fines lors du
traitement d’attrition et l’énergie de frottement délivrée dans la cellule. Pour cela, ils ont
étudié la quantité de particules fines formées (< 0,25 mm) après attrition sur une fraction
comprise entre 0,25 et 2 mm en fonction de l’énergie de frottement (Tableau I-36).
Tableau I-36:Pourcentages de fines générées en fonction de l’énergie délivrée au système
(Shigley et Mischke, 1993).
Essais
Energie en HP min lb-1
% de fines
1
2
0,984
5,7
1,427
7,3
1,510
14,5
1,578
6,9
1,736
4,2
1,960
6,0
En faisant varier les paramètres de traitement et par conséquent l’énergie délivrée au système,
la production de particules fines peut varier de 5,7 % à 14,5 % (essai 1).
Freeman et al. (1993) ont présenté un exemple de matrice test permettant de déterminer les
conditions optimales de traitement pour une cellule d’attrition donnée (Tableau I-37).
56
Traitements
Tableau I-37: Matrice test proposée par Freeman (1993).
900 tours minute-1
60 % solides
1
5
10
15
450 tours minute-1
75 % solides
1
5
10
15
60 % solides
1
5
10
15
75 % solides
1
5
10
15
Masse de sédiment
Avec surfactant
Sans surfactant
De plus, Marot (1997) a montré l’influence de l’attrition sur la granulométrie de sédiments de
canaux avant et après traitement (Figure I-7).
Figure I-7 : Evolution de la granulométrie des sédiments de canaux après traitement par
attrition.
Cette opération a généré une forte proportion de particules fines. La proportion de particules
inférieures à 20 µm a en effet augmenté de 25 à 60 %. De plus, le d80, initialement égal à
90 µm, présente après le traitement une valeur de 40 µm. L’attrition a permis de concentrer au
sein des 12 % de particules fines générées inférieures à 10 µm une quantité de polluants
correspondant à 23 % de la masse totale.
Bayley et Biggs (2005) ont mené plusieurs essais d’attrition sur des échantillons de sols
contrôlés avec notamment une étude sur la remobilisation des polluants en fonction de la
vitesse d’agitation des pales. Si l’efficacité augmente entre 600 et 1800 rpm avec une intensité
57
de collision entre les particules plus élevée, elle diminue après 2400 rpm en raison d’un
mouvement des particules en masse et donc d’une réduction de forces de collision.
Strazisar et Seselj (1999) ont mené une série d’expérimentations sur des sols contaminés par
du plomb afin d’étudier l’effet de la durée d’attrition sur la remobilisation du polluant au sein
des éléments fins. Leurs travaux ont montré un lien direct entre la durée d’attrition et
l’efficacité du traitement en vue d’une remobilisation du plomb. De plus, ils ont noté que
l’efficacité du traitement augmente avec la granulométrie de l’échantillon étudié. L’étude de
Strazisar et Seselj (1999) est limitée par le fait qu’un seul polluant soit étudié (plomb) et qu’il
n’existe aucune autre publication à ce sujet.
Feng et al. (2001) et Gül et al. (2005) ont étudié l’efficacité de l’étape d’attrition en fonction
du ratio solide/liquide de la pulpe injectée sur des échantillons de sable contaminés par du
diesel (environ 5 % en masse). Les ratios permettant d’obtenir les meilleurs rendements sont
compris entre 65 % et 75 % et Feng et al (2001) ont également observé une diminution de
l’efficacité à partir d’un ratio de 80 % avec une réduction du pourcentage de particules fines
formées.
D’ autres paramètres ont également été étudiés avec notamment l’effet de la température et du
type de polluants. Thorvaldsen et Wakefield (1999) ont obtenu une diminution importante de
la teneur en hydrocarbures (20 mg kg-1 contre 260 mg kg-1) en faisant varier la température de
55 °C à une température ambiante. Williford Jr. et al. (1999) ont montré un enrichissement
important en plomb dans la fraction inférieure à 63 µm alors qu’il était peu significatif pour le
chrome.
1.4.1.2 Traitement par voie sèche
Ayant toujours à l’esprit la volonté d’optimiser le traitement des sous produits de
l’assainissement en fonction de leur origine et de leurs éventuelles filières de valorisation,
l’alternative du criblage à sec des sous-produits de l’assainissement est présentée face à la
méthode dite classique du lavage à l’eau (Sermanson, 1998). Contrairement au traitement par
voie humide, l’unique objectif est d’effectuer un tri sélectif permettant de séparer la partie
58
Traitements
minérale sableuse de la partie non minérale constituant les encombrants (feuilles, carton,
plastique…).
Des essais sur trommel rotatif (Sermanson, 1998) ont été pratiqués sur des produits de
balayage de voiries, d’hydrocurage de réseaux et de chambre à sable. Avec un seuil de
coupure de 200 mm, Sermanson a noté une baisse importante de la teneur en matière
organique avec une réduction de 26,36 mg kg-1 de MS à 7,11 mg kg-1 de MS. Le criblage à
sec par trommel rotatif a également une action de dépollution vis-à-vis des sous produits de
l’assainissement. Cette technique peut s’avérer être un bon procédé pour les produits dont la
charge polluante est peu importante. La fraction sableuse contient à priori les teneurs en
micropolluants de départ ce qui ne permet pas de l’envoyer en remblai technique. Des voies
de valorisation telles que le remblai dépôt pourraient être une solution adaptée.
1.4.1.3 Conclusion
D’un point de vue environnemental et économique, deux procédés de traitement des
sédiments issus de l’assainissement pluvial sont utilisés : le lavage à l’eau et le criblage à sec.
Ces deux filières distinctes peuvent être complémentaires en fonction des sédiments à traiter.
Le lavage à l’eau, beaucoup plus performant pour une dépollution efficace, permet de traiter
des échantillons relativement pollués alors que le criblage à sec, moins contraignant et plus
économique, servira à la dépollution de sédiments légèrement pollués. Néanmoins, pour les
sédiments largement pollués, l’apport d’une nouvelle technique comme l’attrition, apparaît
être indispensable pour répondre aux exigences des filières de valorisation. Le choix de la
filière de traitement dépend aussi des voies de valorisation souhaitées (remblais routiers, de
surface…).
1.4.2 Traitement biologique
Les procédés biologiques permettent de dégrader les polluants par l'action de microorganismes (bactéries, champignons…) et peuvent être utilisés seuls ou en complément d'une
autre technique. La décontamination par voie biologique consiste donc à stimuler un
phénomène naturel pour en augmenter le rendement afin de détruire le polluant organique qui
sera utilisé comme source de carbone.
Les traitements biologiques sont réalisés in situ en introduisant dans le sol les éléments
nécessaires au développement de la biomasse (oxygène sous forme gazeuse ou liquide et
59
nutriments) ou bien ex situ en traitant le sol excavé. Nous allons nous intéresser au
Landfarming, technique de dégradation ex-situ des hydrocarbures.
1.4.2.1 Principe
La technique de Landfarming est présentée sur les figures ci-dessous.
Une bâche est étendue sur une surface plane pour imperméabiliser la zone de traitement
(Figure I-8). Le sol excavé est ensuite étalé sur une grande surface imperméable, d’une
épaisseur de quelques dizaines de centimètres (Figure I-9).
Figure I-8 : Mise en place de la surface
imperméabilisée.
Figure I-9: Mise en place du sol
ou sédiment à traité.
Les ajouts d’eau et d’éléments nutritifs dans le sol sont présentés sur la Figure I-10. Un
retournement régulier est nécessaire pour apporter de l’oxygène au sol (Figure I-11).
Figure I-10: Inoculation du sol.
Figure I-11: Labourage du sol
Lorsque la dégradation des hydrocarbures et des HAP n'est pas suffisamment élevée, des
ajouts de nutriments spécifiques ou de bactéries adaptées à la pollution peuvent être effectués.
Une réelle amélioration des taux de dégradation des HAP après avoir ajouté de l'azote a été
constatée avec une augmentation de 10 % du taux de biodégradation (Straube et al., 2003). De
même, la bioaugmentation (ajout de bactéries spécifiques) est une solution pour favoriser la
60
Traitements
dégradation des HAP lourds (benzo[a]pyrène) ou le traitement des sols fortement contaminés
(Juhasz et Naidu, 2000).
La durée de traitement est de 12 à 24 mois pour un taux moyen (le rendement varie selon la
molécule) de dégradation de 80 % (Gabet, 2004).
1.4.2.2 Dégradations biotique et abiotique des hydrocarbures et HAP dans les sols
Les hydrocarbures et HAP une fois sorbés au sol peuvent subir des dégradations abiotiques
(volatilisation, hydrolyse ou réactions photochimiques) et des transformations biotiques liées
aux micro-organismes des sols. L'hydrolyse et les réactions photochimiques sont négligeables
devant le processus de volatilisation.
La volatilisation
La volatilisation peut être un important phénomène de perte des hydrocarbures et HAP,
particulièrement pour ceux de faibles masses. Ce phénomène est surtout élevé lors des
premiers jours de traitement (Wilcke, 2000). Différents paramètres influent sur la
volatilisation. L'humidité du sol a une influence indirecte sur les taux de volatilisation du
fluoranthène via l'évaporation de l'eau du sol (Ophoff et al., 1996). Ces auteurs ont de plus
observé une fluctuation diurne de la volatilisation et ont conclu que la température de l'air
avait une influence sur le taux de volatilisation. Le taux de volatilisation dépend également
des hydrocarbures (linéaires, ramifiés, polycycliques) sorbés au sol. En effet, des taux de
volatilisation peuvent atteindre 30 % pour du naphtalène fraîchement introduit dans deux sols
relativement humides (60 %) en 2 jours (Wilcke, 2000). Les HAP à trois cycles (anthracène et
phénanthrène) ne se volatilisent quasiment pas (moins de 0,1 %). Les quelques expériences de
volatilisation réalisées jusqu'ici sont effectuées peu de jours après la contamination artificielle.
La volatilisation est également influencée par le potentiel redox des sols ; en conditions
dénitrifiantes les pertes d'acénaphtène, acénaphthylène, fluorène et anthracène sont beaucoup
plus faibles qu’en conditions aérobies (Wilcke, 2000).
La biodégradation
Le métabolisme microbien est le processus majeur de dégradation des hydrocarbures et HAP
dans les sols (Gabet, 2004). Le fluorène est utilisé comme structure modèle pour étudier la
biodégradation des HAP. Cette dernière se fait le plus souvent en conditions aérobies (Kanaly
et Harayama, 2000; Samanta et al., 2002). L'attaque se fait au niveau d'un anneau, en général
61
terminal, grâce à une enzyme, la dioxygénase, donnant une structure de type catéchol.
Ensuite, par action d'une seconde dioxygénase, il y a rupture de la structure formée (en ortho
ou méta des groupes hydroxyles), suivie par d'autres ruptures. Les sous-produits formés sont
généralement plus solubles, plus mobiles et peuvent présenter une toxicité. De plus, les
bactéries capables de dégrader le pyrène sont Gram (+) alors que celles dégradant le
fluoranthène sont Gram (-) (Ho et al., 2000). Le Tableau I-38 récapitule les demi-vies de
plusieurs HAP dans les sols. Les valeurs varient suivant les auteurs, mais dans tous les cas, les
demi-vies de biodégradation des HAP de plus de quatre cycles augmentent considérablement
(> 20 jours à des centaines de jours).
Tableau I-38 : Demi-vie des HAP dans les sols (Gabet, 2004).
Fluorène
Phénanthrène
Anthracène
Fluoranthène
Pyrène
Benzo[a]pyrène
32 à 60 jours
2,5 à 210 jours
170 jours à 8 ans
268 jours à 377 jours
199 à 260 jours
0,3 à 58 ans
Le processus de biodégradation est un phénomène complexe et largement dépendant des
conditions influant sur l'activité bactérienne, à savoir la toxicité des polluants, les conditions
environnementales ou la biodisponibilité des éléments nutritifs. Généralement, les sites
industriels pollués par les HAP sont dits multi-polluants. Par exemple, les sites de traitement
du bois (créosote) sont également contaminés par des composés phénoliques. La présence de
contaminants type métaux ou cyanures et/ou de fortes concentrations en solution peuvent
ralentir, voire inhiber les processus métaboliques des bactéries (Hurst et al., 1996), le degré et
le mécanisme de toxicité variant avec les micro-organismes exposés.
Dans les sols, le taux de biodégradation est influencé par le contenu en oxygène, le pH, la
température (Nam et Alexander, 2001), l'humidité et le contenu en nutriment (Hurst et al.,
1996). Le pH optimal de dégradation se situe entre 7 et 7,8 ; la température optimale est de
20-30°C et l'humidité du sol doit également être suffisante (25 à 90 %). Les nutriments
essentiels, N et P, doivent être sous forme disponible et être à des concentrations et des
62
Traitements
rapports appropriés. En effet, en théorie, le rapport molaire optimal entre C, N et P est de
120/10/1. La structure du sol joue un rôle important sur le transport de l'oxygène dans les sols
(Erikson et al., 2000). Cet auteur indique que plus un sol est dense, moins les nutriments et
l'O2 sont transportés vers la flore indigène du milieu, responsable de la biodégradation. De
même, les agrégats de sols réduisent la biodégradation des hydrocarbures (Nam et al., 2003).
Sous certaines conditions, la dégradation anaérobie peut se produire. En effet, certains HAP
(naphtalène, fluorène, phénanthrène, anthracène, fluoranthène et pyrène) sont dégradés en
conditions anaérobie lorsque des nitrates ou des sulfates assuraient le rôle de réducteur
(Chang et al., 2002; Mcnally et al., 1998; Rockne et Strand, 1998). Le taux de biodégradation
est plus lent en conditions anaérobies car les HAP ont tendance à être extrêmement stables
(Rockne et Strand, 1998).
1.4.2.3 Conclusion
Les techniques biologiques semblent être prometteuses, mais elles nécessitent des durées de
traitement élevées et des surfaces disponibles relativement importantes. De plus, les
phénomènes de volatilisation et biodégradation semblent relativement complexes. Les coûts
de ces traitements fluctuent entre 45 et 80 euros la tonne en fonction des adjuvants ajoutés et
de la fréquence des labours (Gabet, 2004).
63
1.5
Valorisation :
1.5.1 Etats des lieux des filières d’élimination des sédiments
1.5.1.1 Les boues de curage des bassins routiers et autoroutiers
L’enquête déchets réalisée par l’Observatoire National de la Route (ONR) en 2001 a permis
d’identifier le devenir des boues issues du curage des bassins de retenue et d’infiltration
présents à proximité des principaux axes routiers et autoroutiers.
Autoroutes concédées (SANEF)
Epandage
39%
Lits de
séchage
44%
Autres
17%
Figure I-12 : Devenir des produits de curage de bassins des autoroutes concédées de la
SANEF. (ONR, 2001).
RN et autoroutes non concédées
Décharge
29%
Mise en
dépôt
13% Epandage
13%
Non
précisé
29%
Autres
16%
Figure I-13: Devenir des produits de curage de bassins des routes nationales et des
autoroutes non concédées. (ONR, 2001).
Le terme « autres » désigne le dépôt en terre maraîchère, l’incinération, la remise à
l’entreprise, l’utilisation en calage d’accotement….
64
Valorisation
1.5.1.2 Les boues de curage des fossés
Autoroutes concédées (SANEF)
Décharges
14%
Epandage
86%
Figure I-14: Devenir des produits de curage des fossés des autoroutes concédées de la
SANEF. (ONR, 2001).
RN et autoroutes non concédées (DDE)
Lits de
Décharge
séchage
25%
3%
Mise en
dépôt
20%
Autres
40%
Epandage
12%
Figure I-15: Devenir des produits de curage des fossés des autoroutes non concédées. (ONR,
2001).
1.5.1.3 Conclusion
Les pratiques d’élimination diffèrent selon les gestionnaires des équipements. Elles sont
multiples mais la plupart d’entre elles ne sont pas pérennes au regard de l’évolution du
contexte réglementaire et des connaissances scientifiques, notamment en termes d’impact sur
l’environnement et de santé publique. C’est le cas de la mise en décharge, de l’épandage ou
de la mise en dépôt.
65
La réglementation française, par la loi 75-633 du 15 juillet 1975 relative à l’élimination et à la
récupération des matériaux, modifiée le 13 juillet 1992, renforce cette volonté en stipulant que
seuls les déchets ultimes, à savoir les déchets résultant ou non du traitement d’un déchet, qui
ne sont pas susceptibles d’être traités dans les conditions techniques et économiques du
moment, notamment par extraction de la part valorisable ou par réduction de leur caractère
polluant ou dangereux, seront admis en décharge à compter du 1er juillet 2002. Certes, les
réalités du terrain ont conduit à repousser cette échéance mais ceci n’est qu’une période
transitoire ; de nouvelles solutions devront donc être proposées.
L’utilisation des boues issues du traitement d’eaux pluviales sur les terrains agricoles ou leur
mise à disposition des agriculteurs sont des pratiques à proscrire systématiquement au titre de
l’article 6 du Décret n°97-1133 du 8 décembre 1997 (relatif à l’épandage des boues issues du
traitement des eaux usées) et ce pour deux raisons :
• « l’épandage des boues ne peut-être pratiqué que si celles-ci présentent un intérêt pour
les sols ou pour la nutrition des cultures et des plantations. Il est interdit de pratiquer
des épandages à titre de simple décharge ». Or, les boues issues de l’assainissement
pluvial présentent une faible valeur agronomique en raison d’une faible teneur en
matières organiques, d’un faible contenu en azote, phosphore et soufre. La
granulométrie de ces matériaux ne peut, de plus, correspondre à un apport structurant
aux sols.
• « La nature, les caractéristiques et les quantités de boues épandues ainsi que leur
utilisation doivent être telles que leur usage et leur manipulation ne portent pas
atteinte, directe ou indirecte, à la santé de l'homme et des animaux, à l'état
phytosanitaire des cultures, à la qualité des sols et des milieux aquatiques ». Le
contenu de ces boues en éléments-traces métalliques (cadmium, plomb et zinc) et en
hydrocarbures totaux peut ainsi être problématique.
De ce fait les boues ne pourront être mises en dépôt que sur des emprises sous responsabilité
du gestionnaire en garantissant leur non-culture/pâture. Deux modalités de dépôt pourront être
ainsi définies :
66
Valorisation
• un dépôt réalisé ponctuellement (dans le temps) et sur une faible épaisseur (épandage).
La restriction à cette pratique sera la classification en DIS (Déchets Industriels
Spéciaux) des matériaux.
• un dépôt régulier ou alors en une fois, qui implique dans les deux cas des épaisseurs
de boues importantes correspondant à la reconstitution d’un sol (création d’un néosol). On vérifiera alors que les concentrations en éléments-traces de ce néo-sol ne le
classent pas comme sol pollué. Dans le cas contraire ce mode de dépôt est à proscrire.
Ces matériaux pourraient, pour certains usages, remplacer les ressources naturelles. La
valorisation en remblai semble être aujourd’hui envisageable. En effet cette solution ne
nécessite pas de matériaux nobles et pourrait donc être bien adaptée aux sous-produits solides
de l’assainissement pluvial.
1.5.2 Valorisation des sédiments :
Le devenir des sous produits issus de l’assainissement avec, le dépôt en Centre
d’Enfouissement Technique de classe 2 (CET 2), les épandages en agriculture, les recharges
d’accotements routiers ou encore les dépôts en décharge non contrôlée, révèle l’urgence de
trouver de nouvelles filières de valorisation pour ces sous produits.
Dans cette optique, plusieurs solutions émergent, et demandent à être évaluées, à la fois en
matière de compatibilité mécanique, de risque sanitaire et environnemental, et de rentabilité
économique.
1.5.2.1 La fabrication de béton :
Les matériaux utilisés pour la fabrication de béton doivent répondre à des caractéristiques très
précises, tant sur le plan granulométrique que chimique. Ces spécifications sont récapitulées
dans la norme XP P 18-540.
Deux familles de paramètres sont prises en compte :
• Les caractéristiques intrinsèques liées à la qualité du matériau utilisé (capacité
d’absorption d’eau, friabilité des sables, essai Los Angeles). Ce sont des paramètres
qui permettent d’apprécier le comportement et la résistance des matériaux aux
contraintes mécaniques qu’ils seront susceptibles de rencontrer.
67
• Les caractéristiques de fabrication étudiées sont les suivantes : granularité, module de
finesse, propreté des sables, impuretés, teneurs en sulfates, en matières organiques, en
soufre total, en chlorures.
Globalement, les spécifications qui entrent en compte pour la fabrication de béton sont
nombreuses et contraignantes. La réutilisation des sous produits ne pourra se faire que si un
système de traçabilité très exigent est mis en place.
1.5.2.2 Les différents remblais et couches de forme :
Classification des matériaux
Les différents systèmes de classifications géotechniques des matériaux proposés ont souvent
été établis avec le souci de servir l’ingénieur dans l’ensemble des différents domaines du
génie civil où ces matériaux sont concernés (ouvrage en terre, fondations, stabilité de pentes,
assises de chaussées ou élaboration des granulats…). Cette recherche d’universalité s’est
avérée trop ambitieuse car la complexité des comportements des matériaux fait que les
propriétés qui sont significatives pour un certain usage ne sont souvent plus les mêmes dès
que l’on s’intéresse à un autre usage. Ceci a conduit alors à chercher des classifications
spécifiques à chaque grand domaine d’utilisation de ces matériaux. Ainsi, pour la réalisation
des remblais et des couches de forme, les différentes classifications en usage au niveau
international se sont montrées mal adaptées soit parce qu’elles étaient établies sur la base de
paramètres n’ayant pas, ou peu, de signification vis à vis des problèmes rencontrés, soit
surtout parce qu’elles occultaient certains aspects capitaux (l’état hydrique des sols sensibles à
l’eau, les caractères évolutifs de certains matériaux rocheux, ou encore la dimension
maximale des plus gros éléments présents dans le sol).
En 1976, un progrès notable a été apporté par la première édition de la Recommandation pour
les Terrassements Routiers (RTR) (SETRA et LCPC, 1976) qui proposait une classification
des matériaux établie précisément en fonction des problèmes posés par leur utilisation dans la
construction des remblais et des couches de forme, et s’appuyant sur les paramètres
d’identification et de comportement jugés les plus représentatifs à cet égard.
La classification des matériaux a subi de nombreuses améliorations avec notamment les
guides techniques du LCPC et du SETRA concernant la réalisation des remblais et des
68
Valorisation
couches de formes (GTR). Deux éditions sont parues en 1992 puis en 2000 (SETRA et LCPC,
2000) et ont fait l’objet d’une norme française AFNOR (NF P 11-300). Cette norme établit
donc une « classification des matériaux utilisables dans la construction des remblais et
couches de forme d’infrastructures routières ». Les sols y sont définis comme des matériaux
naturels, constitués de grains pouvant se séparer aisément par simple trituration ou
éventuellement sous l’action d’un courant d’eau.
La dernière version du GTR décrit les matériaux comme suit : « Tout sol ou matériau peut
être rangé selon ce système de classification dès lors que les valeurs des différents paramètres
sont connues et que les essais permettant de les déterminer sont reconnus significatifs sur le
sol ou le matériau considéré ». Cette classification reste cependant axée sur les conditions de
réutilisation et, en particulier, ne rend pas compte des problèmes liés aux difficultés
d’extraction.
Les matériaux ayant une teneur en matière organique supérieure à 3 % sont répertoriés dans la
classe F. Les sous produits de l’assainissement pluvial issus des bassins ou fossés
appartiennent, en grande majorité, à cette classe de matériaux. Ils pourront néanmoins être
valorisés en remblai de surface si leurs teneurs en matière organique n’excède pas 10 %.
Pour les matériaux traités (MO < 3%), une caractérisation géotechnique permettra de définir
leur classe d’appartenance (A, B, C ou D).
Les paramètres retenus pour la classification des matériaux se rangent en trois catégories :
- paramètres de nature qui se rapportent à des caractéristiques intrinsèques, c’est-à-dire
qui ne varient pas ou peu, ni dans le temps ni au cours des différentes manipulations
que subit le sol au cours de sa mise en œuvre. Les paramètres concernés sont la
granulométrie et l’argilosité.
- paramètres de comportement mécanique qui prennent en considération les risques de
fragmentation des matériaux afin d’évaluer leur résistance vis à vis de contraintes
telles que le trafic.
- paramètres d’état qui ne sont pas propres au sol mais fonction de l’environnement
dans lequel il se trouve. Pour les matériaux meubles, sensibles à l’eau, le seul
paramètre d’état sera l’état hydrique.
69
En fonction des différents paramètres obtenus, le GTR propose une classification des résidus
ainsi que les différentes filières de valorisation et leurs conditions d’utilisation et de mise en
œuvre. En fonction des différents types de remblais, les exigences ne seront pas les mêmes
(Ducommun, 2004).
De plus, un autre guide traitant du remblayage des tranchées et de la réfection des chaussées a
été publié en 1994 par le LCPC et le SETRA. Ce guide technique utilise la classification
présente dans le GTR et adapte les conditions d’utilisation des sous-produits au remblai de
tranchée et à la réfection de chaussées.
Filières de valorisation
En fonction de la classification des matériaux, différentes filières de valorisation pourront être
envisagées pour les sous produits issus de l’assainissement pluvial :
- remblai routier
- couches de forme
- remblai de tranchée
- remblai de surface
Les remblais de surface correspondent à la filière de valorisation la moins exigeante
(matériaux de classe F). Les résidus traités pourront en fonction de leurs caractéristiques
physiques, chimiques et géotechnique être orientés vers une filière de valorisation plus noble
comme les remblais routiers ou de tranchées et les couches de formes.
Dans tous les cas, les matériaux ne doivent pas présenter de danger pour l’environnement. Ils
ne doivent pas être pollués (on prendra comme références les mêmes normes que celles
utilisées lors de la synthèse bibliographique : les valeurs d’intervention hollandaises et les
indications de l’Institut Français du Pétrole pour les hydrocarbures totaux), ni potentiellement
polluants.
1.5.3 Les risques sanitaires
Bien que ces matériaux lavés soient classés valorisables, ils ne sont souvent pas totalement
exempts de pollution après traitement. Les risques inhérents à la valorisation en remblai sont
70
Valorisation
la pollution des nappes phréatiques sous jacentes, l’exportation de la pollution via le
ruissellement et l’exposition par inhalation des travailleurs du BTP.
Dans l’état actuel des connaissances et de la réglementation française, les seules références
disponibles en matière de remobilisation des polluants sont les seuils établis pour la
valorisation des mâchefers à partir des tests de lixiviations (circulaire DPPR/SEI/BPSIED
n° 94-IV-1 du 9 mai 1994 relative à l'élimination des mâchefers d'incinération des résidus
urbains).
Les résultats obtenus sur les sables lavés par l’installation ECOSABLE (Helaine, 2000) sont
comparés aux teneurs utilisées pour les mâchefers (Tableau I-39).
Tableau I-39 : Potentiel lixiviable du sable traité par le procédé ECOSABLE et comparaison
avec les teneurs pour mâchefers « V » (Helaine, 2000).
Paramètres étudiés
Caractéristiques du sable lavé
Valeurs seuils mâchefers
en mg kg-1) (Helaine, 2000)
«V»
Hg
<0,03
<0,2
Pb
<1,55
<10
Cd
<0,3
<1
As
<0,05
<2
Cr
<0,3
<1,5
Sulfates
2145
<10000
COT
214
<1500
<26
<1000 (Source IFP)
En l’absence d’autres données, la comparaison avec la circulaire ci-dessus peut constituer une
première approche mais elle ne garantit en rien l’innocuité des produits et l’absence de risque
sanitaire. En effet, la circulaire environnementale sur les mâchefers n’a pas été établie suite à
une démarche d’évaluation des risques.
Lissalde (2002) a réalisé des calculs de contamination de nappes phréatiques par les lixiviats
en utilisant le cadmium comme indicateur de pollution. Le quotient de danger obtenu est égal
à 0,256 soit 4 fois inférieur au seuil de 1. Mais au vu des incertitudes liées à l’évaluation des
71
risques, Lissalde ne peut conclure sur une absence de risque sanitaire lié à une exposition au
cadmium.
De plus, les conditions de lixiviation de la norme X 31-210 sont totalement différentes de
celles rencontrées dans la nature :
- La solution de lixiviation est de l’eau distillée dont le pH est différent des eaux de
pluie ; or, le pH est l’un des principaux facteurs de remobilisation des métaux.
- Le test consiste en une agitation des matériaux avec un large excès d’eau alors que
dans les conditions naturelles, ce rapport est inversé et l’eau de pluie percole
naturellement à travers les matériaux.
Le risque inhérent aux métaux lourds est souvent le seul à être évalué alors que d’autres
molécules telles que les HAP et PCB sont elles aussi très toxiques et extrêmement mobiles.
Un principe de précaution est donc a adopté et il faut éviter d’utiliser ces matériaux en zone
sensible (Lissalde, 2002).
72
L’ Essentiel
L’essentiel :
De cette revue bibliographique, nous pourrons retenir les points suivants :
De nombreux travaux sur l’origine des polluants et sur la caractérisation des sédiments
issus de l’assainissement pluvial ont fourni des éléments sur les sources de polluants et ont
montré que ces sous-produits de l’assainissement doivent être considérés comme de réels
déchets potentiellement dangereux pour l’Homme et l’environnement.
Malgré une prise de conscience des gestionnaires et des autorités, l’absence de normes
françaises ou européennes sur les sédiments de l’assainissement pluvial constitue un problème
de taille pour appréhender la gestion de ces résidus. Actuellement, plusieurs groupes de travail
abordent ce sujet afin de définir des solutions adaptées à la problématique.
Face aux coûts d’élimination de leurs déchets et aux quantités importantes de résidus,
les gestionnaires sont à la recherche de solutions pour valoriser tout ou partie de leurs
gisements de déchets pollués. La mise en place de traitements physique (attrition , cyclonage,
tamis vibrants …) ou biologique (Landfarming, phyto-remédiation…) pourrait permettre une
valorisation de ces produits comme sable à béton ou remblai routier.
73
74
Chapitre 2
II Matériels et méthodes
Sites expérimentaux
Ce chapitre présente d’une part, les matériels et méthodes relatifs à la caractérisation des
sédiments et d’autre part, les différents sites expérimentaux étudiés ainsi que la caractérisation
des sédiments prélevés. Il se décompose en trois parties.
La première partie est dédiée à la description du matériel et à la méthodologie employée pour
caractériser les sous produits de l’assainissement pluvial.
La seconde partie est consacrée à la description du contexte, avec notamment la situation
géographique, les points de prélèvement, des différents bassins et voiries étudiés.
La troisième partie s’illustre par une caractérisation détaillée des sédiments bruts utilisés lors
de ces travaux de recherche. La granulométrie ainsi que les teneurs en matière organique,
éléments traces, hydrocarbures totaux et HAP sont les principaux paramètres étudiés.
75
Chapitre 2 : Matériels et méthodes
2.1
L’ensemble des analyses réalisées sur les eaux et sur les sédiments intègrent le système
qualité mis en place au LCPC. Le laboratoire affirme ainsi son souci de garantir la qualité des
essais réalisés (ISO 9001 depuis janvier 2003).
L'établissement du plan qualité est à l'origine de la création du recueil des procédures d'essais
inhérent à la section Caractérisation et Transfert des Polluants, qui répertorie l'ensemble des
essais couramment réalisés, leurs modes opératoires ainsi que les précautions opératoires
mises en œuvre afin de garantir la validité des résultats. Par exemple, au cours de la
quantification des différents éléments en phase liquide, des solutions de contrôle qualité
interne, aux teneurs en éléments connues et certifiées, sont insérées dans les séries de dosages.
Si un écart, supérieur à 5 % pour les dosages en ICP ou supérieur à 10 % pour les autres
spectrométries d'absorption atomique, est observé entre les valeurs certifiées et les teneurs
estimées par la mesure, l'étalonnage de l'appareil est réitéré et les quantifications sont
renouvelées.
De plus, tous les produits chimiques utilisés sont de qualité analytique reconnue (Merck,
Suprapur ou Pro Analysis). L'eau ultra pure (de résistivité 18,2 M Ω/cm) est obtenue grâce à
un système de production combiné (résines, UV, ultrafiltration) Maxima Elga. La verrerie et
les équipements en contact avec les échantillons, comme les postes de filtration par exemple,
sont nettoyés avec des solutions d'acide nitrique à 10 % puis rincés à l'eau pure.
2.1.1 Matière minérale :
2.1.1.1 Protocoles analytiques :
Les différentes méthodes d’analyses utilisées pour caractériser la matière minérale présente au
sein des sédiments sont résumées dans le Tableau II-1.
Les analyses sont effectuées soit sur les échantillons bruts, soit sur les prélèvements tamisés à
2 mm.
76
Tableau II-1 : Méthodes et normes utilisées pour la caractérisation des sédiments.
Nature de l’analyse
Méthodes utilisées
Détermination du pH
Analyses granulométriques (tamis et laser)
NF EN 12176, mai 1998
NF X 11-666, septembre 1984
et Méthode LCPC
Détermination de la matière volatile à 550 °C
NF EN 12879, mai 1997
Détermination de la matière sèche et de la teneur en eau
NF EN 12880, mai 1997
Mise en solution par attaque acide (HF, HClO4)
Dosage de Al, Fe, Mn, Si, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn, P, Mg par
spectrométrie d’émission atomique avec plasma couplé par
NF X 31-147, septembre 1996
NF ISO 11885, novembre
1997
induction (I.C.P-AES)
Dosage du Pb, Cd, Ni par spectrométrie d’absorption
NF T 90-119
atomique, avec atomisation électrothermique (S.A.A)
Lyophilisation
NF ISO 11464, décembre
1994
Les analyses physiques
Les mesures physiques sont réalisées sur les échantillons bruts (granulométrie, observations
microscopiques).
La granulométrie des échantillons est déterminée par tamisage pour les particules de taille
supérieure à 500 µm, et par granulométrie à diffraction laser pour les particules de taille
inférieure à 500 µm (Malvern Master Sizer MS 1005).
La mesure par diffraction laser repose sur la théorie de Fraunhofer qui nécessite des
hypothèses assez fortes :
-
particules sphériques, non poreuses et opaques,
-
diamètre des particules supérieur à la longueur d’onde (d > 5 λ),
-
particules suffisamment éloignées les unes des autres (conditions vérifiées par le taux
d’opacité),
-
mouvement aléatoire des particules,
-
toutes les particules diffractent la lumière avec la même efficacité.
Par la suite, un logiciel relie les résultats partiels de la granulométrie par tamisage aux
résultats de l'analyse par diffraction en une seule courbe de répartition entre 1 et 2000 µm. Ce
77
logiciel fournit les différents indices granulométriques notamment les d10, d50, d90 qui
correspondent à la dimension des particules à 10, 50 et 90 % de la répartition.
L’étude au microscope électronique nécessite une préparation des échantillons : la
métallisation consiste en un dépôt de palladium et d’or (Pd/Au) afin de donner à l’échantillon
des propriétés conductrices. Le matériel utilisé est un microscope électronique à balayage
(MEB) Hitachi S-570 associé à un dispositif de microanalyse par spectrométrie de rayons X
dispersive d’énergie (EDS).
Les analyses chimiques
Les analyses chimiques sont réalisées sur des échantillons préalablement tamisés sur tamis en
nylon, selon l'analyse à réaliser afin d'éviter une éventuelle contamination. L'échantillon peut
être broyé et lyophilisé selon la norme NF ISO 11464, décembre 1994 en fonction des
analyses souhaitées.
Les matières volatiles sont mesurées par perte de poids de l'échantillon après calcination
pendant 2 heures à 550°C, selon la norme NF EN 12879, mai 1997 (≈MO)1.
La matière sèche ainsi que la teneur en eau des sédiments sont mesurées par séchage jusqu'à
une masse constante dans une étuve à 105°C, selon la norme NF EN 12880, mai 1997.
La détermination du pH est effectuée à l'aide d'un pH mètre suivant la norme NF EN 12176,
mai 1998. Avant analyse des échantillons, un étalonnage est réalisé à l'aide des solutions pH
encadrant la valeur à déterminer ainsi qu'un contrôle qualité interne (CQI).
La détermination des teneurs totales en éléments traces (Pb, Cu, Cd, Zn, Ni, Cr) et en
éléments majeurs (Al, Fe, Mn, Si, Ca, K, Mg, Na, P) nécessite une mise en solution. Elle se
fait par attaque acide des phases solides, selon la norme NF X 31-147, juillet 1996 (AFNOR,
1999), après calcination à 450°C pendant 3 heures, à l'aide d'un mélange d'acide fluorhydrique
concentré et d'acide perchlorique. L'analyse des éléments majeurs et traces se fait par I.C.PAES sauf pour le Cd où les analyses se font en S.A.A.
Chaque série de mise en solution comporte systématiquement deux essais à blanc pour
détecter une contamination éventuelle des réactifs ou de la verrerie, et un à trois échantillon(s)
de référence (CRM 320) qui permettent de contrôler la qualité des analyses d'éléments traces
et majeurs.
1
Le taux de matière volatile peut être assimilé à la teneur en matière organique
78
Incertitudes des résultats
Sur chaque analyse effectuée au sein de la section Caractérisation et Transfert des polluants,
des contrôles de qualités internes (CQI) sont utilisés pour valider les résultats proposés au
cours des différentes études.
Pour l’étude des concentrations en éléments traces et majeurs, un échantillon de référence
connu est utilisé pour valider les résultats obtenus (CRM 320-sédiments). Le laboratoire
propose depuis 2001 un suivi des différents résultats obtenus à partir du CRM 320. Les
incertitudes relatives à 95 % pour les différents éléments analysés sont présentées dans le
Tableau II-2. Ces résultats sont tirés des cartes de contrôle de qualité interne où l’on tient
compte de la répétabilité et de la reproductibilité.
Tableau II-2 : Incertitudes relatives sur l’échantillon de référence du CRM 320.
Nombre
Moyenne
Incertitude
Eléments
-1
d’échantillon
en mg kg
relative (95 %)
Dosage
Cd
18
0,41
9,6 %
SAA
Cr
96
114,2
7,1 %
ICP
Cu
98
39,5
11,6 %
ICP
Ni
90
68,2
10,4 %
ICP
103
39,8
36,2 %
ICP
49
38,0
14,4 %
SAA
Zn
95
132,9
9,1 %
ICP
Al
75
80010
7,8 %
ICP
Fe
81
44380
8,6 %
ICP
Mn
79
698
5,7 %
ICP
P
48
1,0
4,0 %
ICP
Pb
De plus, le laboratoire intervient dans un programme de validation sur la qualité des résultats
(AGLAE). Les résultats obtenus depuis 1999 pour les analyses effectuées sur les sédiments
(2 séries par an) sont présentés sur la Figure II-1. Si les résultats sont supérieurs à 2 écarts
types, ils sont mis sous surveillance ; au-delà de 3 écarts types, il y a une anomalie.
79
Cr
3
3
2
2
Ecart type
Ecart type
Cd
1
0
-1
-2
1
0
-1
-2
-3
-3
0
2
4
6
8
10
12
14
0
2
4
6
Essai
3
3
2
2
1
0
-1
-2
14
10
12
14
10
12
14
10
12
14
1
0
-1
-3
0
2
4
6
8
10
12
14
0
2
4
6
Essai
8
Essai
Pb
Zn
3
3
2
2
Ecart type
Ecart type
12
-2
-3
1
0
-1
-2
1
0
-1
-2
-3
-3
0
2
4
6
8
10
12
14
0
2
4
6
Essai
8
Essai
Al
P
3
3
2
2
Ecart type
Ecart type
10
Ni
Ecart type
Ecart type
Cu
1
0
-1
1
0
-1
-2
-2
-3
-3
0
2
4
6
8
10
12
14
0
Essai
Figure II-1: Classements qualitatifs des résultats d’AGLAE.
80
8
Essai
2
4
6
8
Essai
Les résultats obtenus sont très satisfaisants et se situent pour la plupart d’entre eux à plus ou
moins 1 écart type. On peut également signaler l’existence d’un léger biais avec une tendance
à majorer les résultats, notamment pour le chrome, le plomb, le zinc, le phosphore et
l’aluminium.
2.1.2 Matière organique :
Différentes techniques ont été utilisées pour l’étude de la matière organique : perte au feu,
chromatographie et infra rouge.
2.1.2.1 Matière organique et carbone organique total
Le taux de matière organique, exprimé en pourcentage de matière sèche, est mesuré par perte
au feu de l’échantillon après calcination au four à 550°C selon la norme NF EN 12879. La
teneur en carbone organique total est mesurée par dosage du carbone organique par oxydation
sulfochromique selon la norme NF ISO 14235 de septembre 1998.
2.1.2.2 Hydrocarbures totaux
Les hydrocarbures totaux ont été analysés au Laboratoire régional de l’Ouest Parisien
(LROP) ; ils sont déterminés selon la norme X31-410. Le solvant d’extraction utilisé est le
fréon et le dosage du percolat est effectué sur un spectromètre infra rouge Perkin Elmer
Paragon 1000.
La détermination des teneurs en HAP est réalisée selon la norme XP X33-012 de mars 2000
au LROP. La première étape consiste en l’extraction solide liquide par soxhlet avec comme
solvant d’extraction le mélange hexane, acétone (v/v). Le solvant est ensuite évaporé sous jet
d’air comprimé et le résidu est repris par de l’hexane avant d’être purifié sur colonne de
sulfate de sodium (Na2SO4) et sulfate d’alumine (Al2O3SO4). Le résidu purifié est injecté dans
le système chromatographique composé d’une pompe binaire qui permet de réaliser le
gradient d’élution acétonitrile-eau, d’une précolonne et d’une colonne chromatographique
pour permettre la séparation des HAP, et d’un détecteur fluorométrique pour leur détection.
L’enregistrement du signal est réalisé à partir du logiciel Breeze.
81
Incertitudes des résultats
Le LROP réalise des essais croisés BIPËA sur la détermination des hydrocarbures et des HAP
dans les sédiments marins dopés et les boues de STEP dopées. Les écarts obtenus entre les
laboratoires sont très importants et confirment les incertitudes élevées liées à ces analyses. Le
Tableau II-3 présente les écarts obtenus pour les hydrocarbures totaux et pour les HAP.
Tableau II-3 : Tolérances en pourcentage par rapport à l’échantillon référence des
hydrocarbures totaux et HAP.
Sédiments marins
Boues de STEP
dopés
dopées
en %
en %
88
58
Benzo(a)anthracène
105
64
Benzo(a)pyrène
97
71
Benzo(b)fluoranthène
103
77
Benzo(k)fluoranthène
113
72
Benzo(ghi)pérylène
97
75
Dibenzo(ah)anthracène
127
69
Fluoranthène
98
71
Indéno(123 cd)pyrène
115
80
Anthracène
107
71
HAP
Les tolérances obtenues pour la détermination des concentrations en HAP et hydrocarbures
totaux entre les laboratoires sont très élevées. Les résultats attendus devront donc être
interprétés avec prudence.
2.1.3 Caractérisation géotechnique
Les caractérisations géotechniques sont réalisées afin de déterminer, selon le guide de
réalisation des remblais et des couches de forme (GTR), les différentes classes d’appartenance
des résidus traités. Les paramètres retenus pour la classification des matériaux se rangent en
trois catégories.
82
2.1.3.1 Paramètres de nature
Granulométrie
Le matériel et les méthodes utilisées sont présentés dans la partie « 2.1.1 Matière minérale ».
Les critères importants pour la caractérisation géotechnique sont présentés dans le Tableau
II-4 :
Tableau II-4: Les différentes valeurs seuils lors de l’analyse granulométrique.
Valeurs
Paramètres
Interprétation
seuils
dmax ≤ 50 mm : sol fin, sableux, ou graveleux (classes A,
dmax
50 mm
B, D1 ou D2)
dmax ≥ 50 mm : sol blocailleux (classes C et D3)
Tamisat à 2 mm
70 %
≤ 70 % : sol à tendance graveleuse
≥ 70 % : sol à tendance sableuse
≤ 12 % : sol pauvre en fines (particules inférieures à 80 µm)
Tamisat à 80 µm
35 % et
12 %
≥ 12 % : sol riche en fines
≥ 35 % : le comportement du sol à considérer est celui de la
fraction fine (< 80 µm)
-
Le dmax correspond à la dimension maximale des plus gros éléments contenus dans les
matériaux. Le seuil retenu est de 50 mm.
-
Le tamisât à 2 mm permet d’établir une distinction entre les matériaux à tendance sableuse
et les matériaux à tendance graveleuse. Le seuil retenu est de 70 %.
-
Le tamisât à 80 µm permet de distinguer les sols riches en particules fines et, dans une
large mesure, d’évaluer leur sensibilité à l’eau. Deux seuils sont retenus, 35 % et 12 %.
Valeur au bleu de méthylène
La valeur au bleu de méthylène par l’essai à la tache notée Vbs (NF P 94 068) consiste à
injecter dans une solution contenant le sol une quantité croissante de bleu de méthylène, et à
déterminer la quantité de bleu permettant de saturer le sol (Figure II-2). Les résultats obtenus
s’expriment donc en grammes de bleu pour 100 grammes de matériau.
83
A
B
Figure II-2: Ensemble du matériel d’essai (A). Auréole bleue à la périphérie de la tache
indiquant la fin de l’adsorption du bleu sur le sol (B).
Le mécanisme physique mis en jeu dans cet essai est l’adsorption des molécules de bleu de
méthylène, chargées positivement, à la surface des particules argileuses. Lorsque toute la
surface des particules est recouverte de molécules de bleu de méthylène, celui-ci reste libre
dans la solution, ce qu’indique l’auréole bleu clair autour de la tache.
La réalisation de l’essai met en jeu l’appréciation de l’opérateur ce qui explique que
l’incertitude de mesure en reproductibilité puisse atteindre 5 % (Beaulieu, 1979). Enfin, les
résultats de l’essai peuvent être influencés par la nature des cations échangeables, dans la
mesure où les ions de faible valence sont plus facilement échangés avec le bleu de méthylène
que les ions de plus fortes valences.
Comme pour la granulométrie, différentes valeurs seuils sont définies dans le GTR pour
caractériser les matériaux (Tableau II-5).
Tableau II-5 : Valeurs seuils retenues pour l'évaluation de l'argilosité.
1
: ce critère doit être complété par la vérification du tamisât à 80 µm qui doit être ≤ 12%.
84
Valeurs seuils
Interprétation
VBS ≤ 0,1
sols insensibles à l'eau1
VBS ≥ 0,2
sols sensibles à l'eau1
1,5 ≤ VBS ≤ 2,5
sols sablo-argileux
2,5 ≤ VBS ≤ 6
sols limoneux de plasticité moyenne
6 ≤ VBS ≤ 8
sols argileux
VBS ≥ 8
sols très argileux
2.1.3.2 Paramètres d’état
Pour caractériser l’état hydrique d’un sol, la teneur en eau naturelle (Wn) est comparée à
l’optimum proctor normal (WOPN). Dans le cadre de cette étude, le compactage dynamique a
été effectué selon le principe de l’essai Proctor normal (NF P 94-093).
Optimum Proctor Normal (OPN)
Le principe de ces essais consiste à humidifier un matériau à plusieurs teneurs en eau
(généralement en cinq points) et à le compacter, pour chacune des teneurs en eau, selon un
procédé et une énergie conventionnels.
Cette énergie est donnée par l’équation :
N × H ×m× g
≈ 593 kN m m − 3 Équation II-1
V
Avec N le nombre total de coup, H la hauteur de chute de la dame, m la masse de la dame, g
EV =
l’accélération de la pesanteur et V le volume de matériau compacté.
Pour chacune des valeurs des teneurs en eau considérées, on détermine la masse volumique
sèche du matériau et on trace la courbe des variations de cette masse volumique en fonction
de la teneur en eau. D’une manière générale cette courbe (Figure II-3), appelée courbe
Proctor, présente une valeur maximale de la masse volumique du matériau sec (ρdOPN) qui est
obtenue pour une valeur particulière de la teneur en eau (WOPN). Ce sont ces deux valeurs qui
Masse volumique sèche (t m-3)
sont appelées caractéristiques optimales de compactage Proctor.
ρdOPN
WOPN
Teneur en eau
Figure II-3 : Schématisation d’une courbe Proctor réalisée à partir de 5 points.
85
Le rapport
Wn
est un paramètre pour caractériser les 5 états hydriques du matériau : très
WOPN
humide (th), humide (h), moyen (m), sec (s) et très sec (ts).
2.1.3.3 Autres caractéristiques géotechniques
La masse volumique apparente est un paramètre couramment déterminé lors de la
caractérisation géotechnique d’un matériau.
Masse volumique apparente
La masse volumique des particules solides notée ρS, est déterminée par la méthode du
pycnomètre (NF P 94 054). Quand le sol reste homogène, le volume des particules est déduit
par pesée à l’aide d’un pycnomètre en substituant de l’eau de masse volumique connue aux
particules solides.
86
2.2
Plusieurs sites ont été retenus en fonction de leur capacité à satisfaire au mieux les objectifs
définis pour cette thèse. Les matériaux retenus sont des sédiments de bassins de rétention et
d’infiltration ainsi que des balayures de voiries. L’étude porte sur quatre sites routiers,
Cheviré à Nantes, Flavigny près de Nancy, Citroën en région parisienne et un bassin de l’A 47
entre Lyon et St Etienne. De plus, deux sites urbains ont été retenus, Wissous (zone
industrielle de Villemilan) au sud de Paris et AhAh situé dans le département de l’Essonne et
plus précisément dans la commune de Crosne. Enfin, les villes de Bordeaux et Lille ont été
choisies pour leurs balayures de voiries.
2.2.1 Les sites routiers
2.2.1.1 Bassin d’infiltration de Cheviré
Ce bassin est localisé au sud ouest de Nantes (Figure II-4). Il est de type routier, draine la
partie sud du pont de Cheviré qui permet le franchissement de la Loire par la rocade ouest. Sa
longueur est de 1562 mètres avec deux rampes à 6 % qui élèvent le tracé à 50 mètres audessus du fleuve. Le pont, ouvert en mai 1991, est constitué de 2 chaussées à 3 voies avec un
séparateur central en béton. Le profil transversal a une largeur de 24,60 mètres. La surface de
drainage des eaux est de 38 425 m2. Le trafic est en perpétuelle augmentation et atteint
actuellement 80 000 véhicules par jour.
Les eaux de ruissellement sont collectées par des avaloirs et recueillies dans des gouttières en
aluminium de chaque côté du pont. Pour la partie sud de l’ouvrage, les eaux sont ensuite
dirigées vers le bassin d’infiltration situé à proximité du pont sur la rive gauche de la Loire.
La surface du bassin est de 780 m2 et sa profondeur d’environ 1,50 mètre. Les eaux de
ruissellement provenant des deux gouttières latérales sont rejetées à l’extrémité du bassin par
un collecteur de 800 mm de diamètre et un deuxième collecteur de 300 mm de diamètre qui
rejette les eaux de l’extrémité sud du pont. Un trop plein muni d’un siphon permet
l’évacuation des eaux vers le milieu récepteur à l’autre extrémité du bassin. Le fond du bassin
n’étant pas imperméabilisé, une partie importante peut s’évacuer par infiltration dans le sol.
87
Bassin de Cheviré
Figure II-4 : Situation géographique du bassin de Cheviré.
88
3 campagnes de prélèvement ont été réalisées et localisées (Figure II-5) :
•
Le 21 janvier 2005 pour la caractérisation en laboratoire et les essais de mise en place
d’une méthode de traitement des sédiments (Chapitre 3). Les échantillons ont été prélevés
à l’aide d’une pelle en acier inoxydable (P1).
•
Le 10 juillet 2005, 300 kg de sédiments ont été prélevés pour la première série des essais
de Landfarming (P2)
•
Le 4 mai 2006, le bassin a été curé sur la zone P3 pour recueillir environ 2,5 tonnes de
sédiments afin de réaliser les essais de traitement physique à l’échelle pilote et la seconde
série de traitement biologique par Landfarming.
Figure II-5: Schéma du bassin de Cheviré.
A l’exception des travaux menés au LCPC, aucune opération de curage n’a été réalisée depuis
la création du bassin en 1991.
89
2.2.1.2 Bassin de rétention de Flavigny (Nancy)
Le site de Flavigny se trouve à 8 km au sud de Nancy dans la vallée de la Moselle, sur la voie
rapide RN 57 entre Nancy et Epinal (Figure II-6). Le trafic est de 3740 véhicules par jour dont
13 % de poids lourds ; il est en augmentation de 1,5 % depuis 2004.
Ces bassins recueillent les eaux de ruissellement d'un bassin routier long de 1800 m à 2x2
voies (7,5 hectares) et présentant une pente moyenne de 4 %.
Bassin Aval
Bassin Amont
Figure II-6:Situation générale des bassins de Flavigny.
Le dispositif de traitement est composé de deux bassins en série reliés entre eux par un
déshuileur préfabriqué. Le séparateur est muni d'un avaloir à flotteur régulant le débit de
sortie du bassin amont.
Le bassin amont dans lequel les prélèvements ont été réalisés présente un volume de stockage
de 3000 m3 pour une surface de 2500 m2. Il est partiellement en eau (hauteur d'eau
permanente de 0,8 m et hauteur de marnage de 1,6 m) et assure une fonction de décantation
(Figure II-7).
90
Figure II-7 : Bassin amont de Flavigny.
Le bassin aval d'une capacité de stockage de 1500 m3 a pour objectif principal d'autoriser un
temps d'intervention supplémentaire de plusieurs heures en cas de déversement accidentel
d'un polluant miscible à l'eau .
Le bassin comporte un seul émissaire d’entrée constitué par un tuyau béton de 800 mm de
diamètre provenant d’un by-pass. Celui-ci permet de dériver les eaux de la section routière
vers l’exutoire et d’isoler le bassin en cas de pollution accidentelle.
Les deux bassins sont étanchéifiés par une géomembrane en PEHD (polyéthylène haute
densité). Les sédiments déposés dans le bassin amont proviennent donc exclusivement du
bassin versant routier. Les bassins n'ont jamais été curés depuis leur mise en service.
La campagne de prélèvement a eu lieu entre le 02 et le 06 mai 2006.
2.2.1.3 Bassin d’infiltration de Lyon
Ce bassin a une fonction d’épuration et de régulation de l’eau de ruissellement sur les
chaussées et l’aire de service de l’autoroute A47, mais aussi de régulation du débit pour le
bassin versant naturel intercepté par le remblai de l’autoroute (Figure II-8). Les habitations
situées dans le bassin versant naturel sont raccordées au réseau d’assainissement d’eaux usées.
91
Figure II-8 : Localisation du bassin B6 de l’autoroute A47.
L’ensemble des surfaces collectées est répertorié dans le Tableau II-6.
Tableau II-6 : Surface collectée au niveau du bassin B6 de l’autoroute A 47.
Superficie en hectare
Bassin versant naturel
32,6
Station service et parking poids lourds
1,0
Zone hôtelière et parking véhicules légers
0,5
Voies autoroutières
0,8
Bretelle d’accès
0,26
Giratoire
0,05
Voies de desserte
0,23
Surface imperméabilisée
2,8
La pente de la voie autoroutière est de 1 à 2 % alors que celle des bretelles d’accès est plus
forte et estimée entre 3 et 4 %. Le trafic, en 2005, est de 72200 véhicules par jour dont 11,5 %
de poids lourds.
92
Les eaux de ruissellement peuvent être récupérées au niveau de deux bassins :
•
Le bassin A revêtu d’une géomembrane PVC,
•
Le bassin B en terre végétale (substratum : grès houiller du stéphanien).
En fonctionnement normal, le bassin A est court – circuité et reste sec (une vanne ouverte en
permanence permet l’évacuation de l’eau de pluie vers le bassin B) et l’eau collectée traverse
le bassin B qui est équipé en sortie d’un seuil (hauteur 30 à 40 cm) et d’un régulateur de débit
(Figure II-9). L’arrivée de l’eau dans B se fait par un coursier de 1,5 m de hauteur. Le bassin
B a une longueur de 25 à 40 mètres, une largeur de 10 à 25 mètres et une profondeur
d’environ 4 mètres. En cas d’accident la fermeture des deux vannes dirige et contient le flux
contaminé dans le bassin A où il est stocké.
Figure II-9 : Schéma du bassin n°6 de l’autoroute A47.
93
En mars 2006, un échantillon moyen constitué de 3 prélèvements unitaires localisés sur la
figure (E1,E2,E3) a été réalisé.
L’épaisseur de matériau à dominante vasarde est de 0, 75 m en E3, de 0,65 m en E2 et de
0,50 m en E1.
Le prélèvement suivant (2 m3 en juillet 2006) a été réalisé, pour des raisons d’accès, à la pelle
mécanique entre E3 et les deux buses d’arrivée. Il correspond donc à des matériaux déposés
près de l’entrée du bassin.
2.2.2 Les sites urbains
2.2.2.1 Bassin de décantation de Wissous
Ce bassin a été créé en 1999 pour pallier les inondations. Il est de type urbain et se situe dans
la zone industrielle de Villemilan à l’est de l’autoroute A 6, en région parisienne.
Le site de Wissous a été mis en place pour remédier aux débordements du ru des Glaises ; il
est composé d’une vanne, d’un bassin enterré, d’un bassin à ciel ouvert et d’un décanteur
lamellaire (Figure II-10).
Figure II-10 : Schéma du bassin de rétention de Wissous.
94
En cas de forte pluie, la vanne est fermée, l’eau est dirigée dans un bassin enterré d’une
capacité 10 000 m3. Une fois le bassin enterré rempli, les pompes à eau sont actionnées pour
le vider progressivement rejetant l’eau décantée dans le milieu naturel. Les boues issues de la
décantation sont pompées et acheminées vers trois silos ainsi que vers le décanteur
particulaire enterré.
Lorsque les précipitations sont très importantes, le trop-plein du bassin enterré se déverse
dans le bassin à ciel ouvert enherbé (environ 1 fois tous les 50 ans).
Les prélèvements ont été réalisés le 11 juillet 2005 pour la première série de traitement
biologique par Landfarming à l’intérieur du bassin enterré.
2.2.2.2 Bassin de rétention de AhAh
Le bassin de rétention AhAh est situé dans le département de l’Essonne. Il récupère les eaux
pluviales des rues des Entrepreneurs et des industries, rues traversant une zone industrielle
dans la commune de Crosne (Figure II-11). Plusieurs entreprises sont susceptibles de par leurs
activités, traitement de surface, imprimerie, garage, couverture (Zn et Cu), fabrique de
caoutchouc, d’entraîner une pollution organique et métallique des eaux pluviales. Le réseau
d’assainissement est de type séparatif.
Les eaux pluviales arrivent dans le bassin par un collecteur de 1000 mm de diamètre et
viennent se jeter dans la partie inférieure du bassin constituée d’un caniveau imperméable
d’une surface de 593 m2. Lorsque les pluies sont trop importantes, le bassin se remplit au
niveau de la pelouse du fond de bassin (62 m2) puis de la pelouse du talus (3220 m2). En
sortie de bassin, les eaux sont rejetées à travers un collecteur de 300 mm et réintègrent un
réseau d’eaux pluviales situé au niveau de l’avenue Léon Jouhaux.
Le prélèvement des sédiments (2 m3) a été réalisé dans le caniveau bétonné du bassin le 29
juin 2006 après une période de temps sec.
95
Figure II-11 : Plan du bassin AhAh et des réseaux d’assainissement.
96
2.2.2.3 Bassin de rétention de Citroën
Le bassin de rétention Citroën est situé en bordure du parking de l’entreprise PSA à Aulnay
sous bois en région parisienne (Figure II-12). Crée en 1975, pour faire face au problème
d’inondation, il est entièrement bétonné et a une capacité de 68 000 m3. Il récupère les eaux
de ruissellement des surfaces imperméabilisées de l’entreprise Citroën et des routes
limitrophes.
Figure II-12 : Vue aérienne du bassin de Citroën.
Le schéma de fonctionnement du bassin de Citroën est présenté ci dessous (Figure II-13).
Figure II-13 : Schéma de fonctionnement du bassin de Citroën.
97
Le bassin Citroën est équipé en entrée d’une chambre de dessablement et d’un déversoir
d’alimentation. En sortie, la vidange du bassin est réalisée à travers un collecteur de 1200 mm
de diamètre. Un déversoir de sécurité de diamètre 1200 mm est également installé en sortie de
bassin.
Les prélèvements ont été réalisés le 21 juin 2006 ; ils correspondent à un échantillonnage de
l’ensemble du bassin. Les sédiments issus du curage du bassin ont été amassés à une
extrémité avant d’être prélevés (Figure II-14).
Figure II-14 : Sédiments de Citroën après curage du bassin.
2.2.3 Prélèvements des sédiments
Les échantillonnages ont été réalisés à l’aide d’une pelle en acier inoxydable pour les
prélèvements de quelques kilos destinés aux essais en laboratoire et avec un tractopelle pour
les prélèvements de 2 à 3 tonnes nécessaires pour les traitements à l’échelle de l’unité pilote
(Figure II-15). Les sédiments prélevés sont transportés à l’aide de caisses palettes en plastique
d’une contenance de 1 m3 environ. Les prélèvements ont été effectués sur une épaisseur de 10
cm afin de représenter un curage de bassin.
98
Figure II-15 : Prélèvements des sédiments de Cheviré par tractopelle.
2.2.4 Les balayures de voiries
Les produits de balayage des voiries proviennent des agglomérations de Lille et Bordeaux.
A Lille, le balayage a lieu tous les jours dans l’hyper centre de la ville. Les prélèvements ont
été réalisés par l’intermédiaire de balayeuses aspiratrices.
A Bordeaux, les balayures sont issues des quartiers de la Victoire, de la place St Michel et de
l’hôpital St André. Ces secteurs sont entretenus une fois par jour par les balayeuses
aspiratrices de la ville de Bordeaux d’une capacité de 4 m3. Les balayeuses effectuent leur
dépotage à Bordeaux Bastide où les résidus sont stockés.
Pour les deux sites, 2 m3 de balayures sont prélevés et acheminés pour être traités au
Laboratoire Central des Ponts et Chaussées.
99
2.3
Cette troisième partie présente les divers résultats relatifs à la caractérisation des sédiments
étudiés lors de ces travaux de thèse : résidus de bassins et produits de balayures de voiries.
Plusieurs campagnes de prélèvement ont été réalisées entre janvier 2005 et juillet 2006. Les
quantités prélevées ont varié de quelques kilogrammes à plus de 2 tonnes de résidus. Face à
une hétérogénéité importante, les caractéristiques des sédiments évoluent fortement en
fonction des campagnes de prélèvement. Cette observation a entraîné une caractérisation
physique et chimique des sédiments propres à chaque campagne de prélèvement.
Le Tableau II-7 récapitule la provenance des sédiments, leurs dates de prélèvement ainsi que
les travaux menés sur ces résidus.
Tableau II-7 : Dates et lieux des prélèvements réalisés.
Provenance Dénomination Dates de prélèvement
Travaux effectués
Cheviré
CheviréLABO
Janvier 2005
Etude de traitabilité
Cheviré
CheviréLANDF
Juillet 2005
Landfarming 1
Cheviré
CheviréPILOTE
Mai 2006
Unité pilote + Landfarming 2
Wissous
Wissous
Juillet 2005
Landfarming 1
Lyon
LyonLABO
Février 2006
Lyon
LyonPILOTE
Mai 2006
AhAh
AhAhLABO
Janvier 2006
AhAh
AhAhPILOTE_1
Mai 2006
AhAh
AhAhPILOTE_2
Mai 2006
Flavigny
Nancy
Mai 2006
Unité pilote
Bordeaux
Bordeaux
Juin 2006
Unité pilote
Lille
Lille
Juin 2006
Unité pilote
Citroën
Citroën
Juin 2006
Landfarming 2
100
2.3.1 Etude granulométrique
Les résultats obtenus par granulométrie classique et laser sur les différents sédiments de
l’assainissement pluvial sont présentés dans le Tableau II-8. Les trois indices
granulométriques (d10, d50 et d90) ainsi que le pourcentage de particules inférieures à 63 µm
ont également été déterminés (Tableau II-8).
Tableau II-8: Distribution granulométrique des sédiments bruts.
d10
µm
d50
µm
d90
µm
< 63 µm
%
CheviréLABO
-
-
-
-
CheviréLANDF
5
92
1044
42
CheviréPILOTE
8
109
1890
41
Wissous
4
27
146
69
LyonLABO
11
85
2000
38
LyonPILOTE
5
47
1970
56
AhAhLABO
14
148
1750
20
AhAhPILOTE_1
3
25
210
71
AhAhPILOTE_2
24
797
2933
13
Nancy
55
1101
4112
10
Bordeaux
74
900
3995
9
Lille
7
231
3612
35
Citroën
14
83
610
45
Les distributions granulométriques des différents sédiments issus de bassins ou de balayures
de voiries présentent des caractéristiques très hétérogènes. Cette hétérogénéité est très
importante entre les résidus de différents bassins mais également à l’intérieur d’un même
bassin.
Hétérogénéité liée à la provenance
Les sédiments AhAhPILOTE_1, Wissous et Lyon présentent une granulométrie très fine avec des
d50 de 25, 27 et 47 µm. De plus, 56 à 71 % des particules issues de ces résidus sont
inférieures à 63 µm.
101
Les sédiments de Citroën et Cheviré sont plus grossiers avec un d50 de 83 µm et 109 µm,
respectivement. Le pourcentage de particules fines inférieures à 63 µm est d’environ 40 %
pour le sédiment de Cheviré et de 45 % pour celui de Citroën.
Les sédiments des bassins AhAhPILOTE_2 et Nancy ainsi que les balayures de voiries de Lille et
Bordeaux présentent une granulométrie beaucoup plus grossière que les autres résidus.
Contrairement aux sédiments fins avec 50 % des particules inférieurs à 25 µm, les valeurs de
d50 varient de 231 µm pour Lille à 1101 µm pour Nancy. De plus, le pourcentage de
particules fines inférieures à 63 µm est, à l’exception de Lille, inférieur à 10 %.
Hétérogénéité liée au prélèvement
Les études comparatives granulométriques évoquent clairement une hétérogénéité liée au
prélèvement pour certains bassins. Durand (2003) a déjà montré l’évolution de la
granulométrie entre l’amont et l’aval d’un bassin d’infiltration ou de rétention des eaux
pluviales.
Si les sédiments de Cheviré prélevés lors de différentes campagnes sont assez homogènes
(d10 et d50 similaires), ce n’est pas cas pour ceux de Lyon et encore moins pour le bassin
AhAh.
Les sédiments de Lyon présentent des différences significatives de d50 avec 85 et 47 µm et de
particules inférieures à 63 µm (38 à 56 %) ; les écarts obtenus sont néanmoins beaucoup plus
faibles que ceux que l’on peut avoir pour les sédiments AhAh. Les caractéristiques
granulométriques des trois prélèvements réalisés à des périodes et à des localisations
différentes présentent des indices granulométriques très éloignés avec notamment des valeurs
de d50 de 25 µm pour AhAhPILOTE_1, de 148 µm pour AhAhLABO et de 797 µm pour
AhAhPILOTE_2.
2.3.2 Caractérisation de la matière minérale
Etude des concentrations en éléments traces et phosphore
Les concentrations en éléments traces et en phosphore ont été déterminées pour l’ensemble
des résidus étudiés et comparées aux valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise
(Tableau II-9). Si ces seuils n’ont pas de valeur légale en France, ils sont néanmoins
fréquemment utilisés comme valeurs de référence pour interpréter la présence de certains
composés chimiques.
102
Tableau II-9: Teneurs en éléments traces, en titane et en phosphore dans les sédiments à
traiter.
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
mg kg-1
Zn
Ti
P
CheviréLABO
1,1
74
281
31
305
1526
-
-
CheviréLANDF
0,90
58
296
24
134
1320
-
-
CheviréPILOTE
1,33
69
306
29
138
1180
2,4
1911
Wissous
1,44
312
66
158
206
1154
-
-
LyonLABO
0,60
81
199
38
156
585
-
-
LyonPILOTE
0,70
74
104
35
148
405
2,6
813
AhAhLABO
2,60
226
247
107
357
1949
-
-
AhAhPILOTE_1
4,26
68
139
61
244
931
-
-
AhAhPILOTE_2
0,80
29
72
50
69
268
0,9
591
Nancy
0,35
2979
111
28
59
315
2,1
1611
Bordeaux
0,30
58
65
16
122
281
1,8
633
Lille
0,90
202
97
45
106
356
2,3
675
Citroën
1,80
83
220
38
265
1379
-
-
Cible
0,80
100
36
35
85
140
-
-
intervention
12
380
190
210
530
720
-
-
Norme hollandaise
Comme le montre le tableau, les concentrations en métaux lourds sont élevées pour les résidus
de Cheviré, Wissous, AhAhLABO, AhAhPILOTE_1, Nancy et Citroën. Elles sont plus faibles dans
les sédiments de AhAhPILOTE_2 et Lyon ainsi que dans les balayures de voiries.
Le zinc est un élément trace caractéristique et parfaitement connu de la pollution liée aux eaux
de ruissellement des routes et autoroutes (Chapitre 1 - Figure I-2). Il se retrouve en
concentration relativement importante dans les sédiments de Cheviré (de 1180 mg kg-1 à
1526 mg kg-1), de Wissous (1154 mg kg-1), de AhAh (jusqu’à 1949 mg kg-1) et de Citroën
(1379 mg kg-1). Ces résidus présentent des teneurs en zinc largement supérieures (2 à 3 fois) à
la valeur d’intervention de la norme hollandaise (720 mg kg-1). Bien que beaucoup plus
faibles, les teneurs en zinc présentes dans les sédiments de Lyon, Nancy, Bordeaux et Lille
103
sont néanmoins supérieures aux valeurs cibles de la norme hollandaise. Les sédiments de
l’assainissement pluvial sont tous plus ou moins contaminés par le zinc.
Des concentrations élevées en chrome et nickel traduisent généralement une pollution
chronique liée à une activité professionnelle polluante. Les sédiments de Wissous et
AhAhLABO présentent des concentrations élevées en chrome avec respectivement 312 et
226 mg kg-1 mais également en nickel avec 158 et 107 mg kg-1. Le contexte de ces deux
bassins, avec notamment la présence d’entreprises de traitement de surface, confirment la
relation entre le couple chrome – nickel et une pollution liée à une activité professionnelle.
Bien qu’il ne présente pas de fortes teneurs en nickel (28 mg kg-1), le sédiment de Nancy est
très largement contaminé par le chrome avec des teneurs d’environ 3 g kg-1. Avec des
concentrations plus de 8 fois supérieures à la valeur d’intervention de la norme hollandaise,
cet élément ne se trouve plus sous forme de traces mais plutôt comme un élément majeur. Une
enquête locale est menée en parallèle afin de déterminer l’origine exacte de cette pollution
chromique (remblayage de mâchefers…).
Tous les sédiments étudiés présentent des pollutions en cuivre importantes avec des
concentrations supérieures aux valeurs cibles ; les résidus de Cheviré, LyonLABO, AhAhLABO et
Lille présentent quant à eux des teneurs supérieures aux valeurs d’intervention de la norme
hollandaise (190 mg kg-1).
A l’exception des sédiments de AhAhPILOTE_2 et de Nancy, les autres résidus ont tous des
teneurs en plomb comprises entre les valeurs cibles et les valeurs d’intervention de la norme
hollandaise.
Les concentrations en titane au sein des sédiments étudiés varient de 0,9 mg kg-1 pour le
bassin AhAh 2 à 2,6 mg kg-1 pour le bassin de Lyon. Actuellement, il y a peu de références
bibliographiques et de valeurs seuils sur la contamination des sédiments par le titane.
Les teneurs en phosphore total sont très élevées pour les sédiments de Cheviré (1911 mg kg-1)
et de Nancy (1611 mg kg-1) et restent conséquentes pour les autres résidus avec des
concentrations variant de 591 mg kg-1 à 813 mg kg-1. Bien que ces fortes teneurs n’aient pas
d’incidence directe connue, le phosphore a la capacité de se lier facilement aux particules du
104
sol et peut donc être entraîné par ruissellement avec les eaux de surface ou par érosion. Ce
point fait l’objet de suivis réguliers en raison du rôle important du phosphore dans
l’eutrophisation des eaux douces.
Les sédiments étudiés présentent tous plusieurs éléments traces dont la concentration est
supérieure aux valeurs cibles correspondantes. De plus, les balayures de voiries et les
sédiments de LyonPILOTE et AhAhPILOTE_2 sont les seuls résidus à ne pas présenter au moins
une teneur en élément trace supérieure à la valeur d’intervention de la norme hollandaise.
Etude de l’hétérogénéité
Comme pour l’étude granulométrique, les teneurs en éléments traces sont très hétérogènes
entre deux campagnes de prélèvement à l’intérieur d’un même bassin.
Les différences les plus importantes sont comme précédemment observées pour le bassin
AhAh entre l’échantillon de quelques kilos (AhAhLABO) et le prélèvement de plusieurs
centaines de kilogrammes (AhAhPILOTE_1 et AhAhPILOTE_2). Entre les trois échantillons, les
concentrations varient de 0,8 à 4,3 mg kg-1 pour le Cd, de 29 à 226 mg kg-1 pour le Cr, de 72 à
247 mg kg-1 pour le Cu, de 50 à 107 mg kg-1 pour le Ni, de 69 à 357 mg kg-1 pour le Pb, et de
268 à 1949 mg kg-1 pour le Zn.
Les sédiments de Lyon et Cheviré présentent également mais dans une moindre mesure, des
variations de concentrations entre les campagnes de prélèvement. Les teneurs en cuivre
varient de 104 à 199 mg kg-1 pour le bassin de Lyon alors que les concentrations en zinc sont
comprises entre 1180 et 1526 mg kg-1pour celui de Cheviré.
2.3.3 Caractérisation de la matière organique
Matière organique et hydrocarbures totaux :
Les teneurs en matière organique et en hydrocarbures totaux sont deux paramètres importants
pour caractériser les sédiments de l’assainissement pluvial tant sur le plan de la valorisation
avec des seuils de matière organique de 3 et 10 % que sur celui de l’élimination avec une
teneur en hydrocarbures totaux qui définit souvent la classe à retenir pour l’enfouissement
technique.
105
De plus le sédiment CheviréLANDF a été en partie dopé (Chapitre 5) afin de simuler un accident
et un déversement d’hydrocarbures dans un bassin de rétention. Le nouvel échantillon est
nommé CheviréDOPE.
Les teneurs en matière organique et en hydrocarbures totaux des différents sédiments sont
présentées dans le Tableau II-10.
Tableau II-10: Pourcentages de matière organique et teneurs en hydrocarbures totaux des
sédiments à traiter.
Matière organique
%
mg kg-1
CheviréLABO
11,6
-
CheviréLANDF
12,2
7 674
CheviréDOPE
14,8
38570
CheviréPILOTE
15,6
3 540
Wissous
24,1
16 423
LyonLABO
8,5
-
LyonPILOTE
10,8
794
AhAhLABO
13,5
-
AhAhPILOTE_1
12,0
4 955
AhAhPILOTE_2
5,2
2 533
Nancy
4,1
1 688
Bordeaux
6,1
1 297
Lille
5,9
823
Citroën
13,4
520
Valeur cible
-
50
-
5000
Norme hollandaise
Les teneurs en matière organique des résidus étudiés sont très élevées pour des produits issus
de l’assainissement pluvial et ne permettent pas pour beaucoup d’entre eux (MO > 10 %) une
réutilisation en technique routière sans un traitement préalable.
106
Les sédiments de Wissous (24,1 %), Cheviré (11,6 à 15,6 %), AhAhLABO (13,5 %), Citroën
(13,4 %), AhAhPILOTE_1 (12,0 %) et Lyon (10,8 %) présentent des pourcentages de matière
organique très élevés.
Les balayures de voiries (Bordeaux et Lille) et les sédiments des bassins de Nancy et
AhAhPILOTE_2 ont des pourcentages de matière organique plus faibles et compris entre 4,1 et
6,2 %.
Les filières de valorisation intéressantes (remblai routier ou de tranchées, couches de forme)
sont accessibles uniquement pour les résidus dont la teneur en matière organique est inférieure
à 3 %. Les sédiments étudiés devront donc tous subir un traitement pour prétendre à une
réutilisation noble.
Les sédiments de CheviréLANDF et Wissous présentent des teneurs très élevées en
hydrocarbures totaux avec respectivement 7674 et 16423 mg kg-1. Ces concentrations,
supérieures aux valeurs d’intervention de la norme hollandaise (5000 mg kg-1), qualifient ces
matériaux comme des produits très pollués qui doivent être isolés de l’environnement. Le
sédiment de Cheviré dopé présente également de très fortes teneurs en hydrocarbures totaux
avec 35570 mg kg-1.
Les autres sédiments présentent également des teneurs importantes en hydrocarbures totaux et
très largement supérieures à la valeur cible de la norme hollandaise (50 mg kg-1) avec comme
concentration par ordre décroissant 4955 mg kg-1 pour AhAhPILOTE_1, 3540 mg kg-1 pour
CheviréPILOTE, 2533 mg kg-1 pour AhAhPILOTE_2, 1688 mg kg-1 pour Nancy, 1297 mg kg-1 pour
Bordeaux, 823 mg kg-1 pour Lille, 794 mg kg-1 pour Lyon et 520 mg kg-1 pour Citroën.
Hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)
En ce qui concerne les HAP, ils ont également été identifiés pour les différents sédiments
étudiés (Tableau II-11).
107
Tableau II-11: Teneurs en HAP des sédiments étudiés (exprimées en µg kg-1).
108
Le sédiment de CheviréDOPE présente des concentrations très importantes en HAP avec plus
de 250 mg kg-1 pour la somme des 15 HAP identifiés.
Les concentrations en HAP sont très hétérogènes en fonction des sites étudiés ; la somme des
HAP identifiés varie de 268 µg kg-1 pour le sédiment de AhAhPILOTE_2 à 28100 µg kg-1 pour
celui de Wissous.
Les concentrations en pyrène, fluoranthène et benzo (b) fluoranthène sont les plus importantes
pour le bassin de Wissous avec 8297 µg kg-1, 3535 µg kg-1 et 3035 µg kg-1. Pour de nombreux
sédiments, seul un ou deux HAP sont présents en concentrations élevées avec par exemples,
2690 et 1116 µg kg-1 de phénanthrène pour Nancy et Citroën, 742 et 733 µg kg-1 de pyrène
pour AhAhPILOTE_1 et Cheviré et 335 µg kg-1 de benzo (g,h,i) perylène pour Lille.
Les concentrations rencontrées dans les sédiments étudiés sont largement supérieures aux
normes hollandaises des sols pollués avec des valeurs comprises entre 15 et 45 µg kg-1 en
fonction des HAP étudiés.
Malgré les étapes d’extraction et de purification, plusieurs impuretés ont empêché la
détermination de certains HAP présents dans les sédiments.
2.3.4 Conclusion
Les sédiments issus de l’assainissement pluvial ont des caractéristiques physiques et
chimiques très hétérogènes. Le contexte des bassins (fossés en amont, trafic, pente de la
route…) ainsi que le mode de balayage des voiries jouent un rôle prépondérant sur la
composition des sédiments.
Les distributions granulométriques fluctuent entre 3 et 210 µm (d10 et d90) pour les
sédiments les plus fins (AhAh 1) et entre 55 et 4112 µm pour les plus grossiers (Nancy). Les
études de traitabilité et les rendements associés seront dépendants de cette hétérogénéité entre
les échantillons.
Les pollutions organiques et métalliques sont très élevées et variables entre les sédiments de
différents sites mais également à l’intérieur d’un même bassin (AhAh, Cheviré, Lyon).
109
Les concentrations en éléments traces varient de 0,3 à 4,3 mg kg-1 pour le cadmium, de 29 à
2979 mg kg-1 pour le chrome, de 65 à 306 mg kg-1 pour le cuivre, de 43 à 244 mg kg-1 pour le
plomb et de 268 à 1180 mg kg-1 pour le zinc.
Les teneurs en phosphore total sont également élevées et très hétérogènes avec 591 mg kg-1
pour le bassin de AhAh 2 et 1911 mg kg-1 pour le bassin de Cheviré. La maîtrise du
phosphore est un enjeu important face à l’eutrophisation des eaux douces.
Les teneurs en matière organique sont comprises entre 4,1 % pour le bassin de Nancy et
15,6 % pour celui de Cheviré. Les balayures de voiries présentent quant à elles des
pourcentages de matière organique d’environ 6 %.
Les concentrations en hydrocarbures totaux et en HAP sont également très élevées et ne
permettent pas une réutilisation dans l’état, des résidus curés.
110
Chapitre 3
IIIEtude de traitabilité des sédiments
L’objet de ce chapitre est d’étudier les possibilités de traitement physique des sédiments issus
de l’assainissement pluvial. Le principe de traitement consiste à isoler la pollution organique
et métallique au sein d’une fraction la plus réduite possible afin de permettre la valorisation
des fractions « propres ».
Ce chapitre se divise en quatre parties :
•
La première partie présente, à travers des essais de tamisage et d’attrition, la
caractérisation des polluants au sein des différentes fractions granulométriques du
sédiment de Cheviré. L’objectif est de localiser les fractions polluées et de mettre en place
une méthode de traitement physique des sédiments.
•
La seconde partie consiste à optimiser la méthode précédente à partir du sédiment de
Cheviré afin de concentrer les polluants dans une fraction la plus réduite possible et
d’augmenter ainsi le pourcentage de la fraction valorisable.
•
La troisième partie vise à modéliser les résultats obtenus lors de l’optimisation de la
méthode de traitement afin d’étudier la cinétique de formation des particules fines et les
éventuelles relations avec les cinétiques de réduction des polluants organiques et
métalliques au sein des fractions traitées.
•
La dernière partie de ce chapitre tend à vérifier l’efficacité de notre méthode de traitement
sur d’autres sédiments. Pour cela, les conditions optimales définies à partir du sédiment de
Cheviré sont appliquées lors du traitement d’autres résidus issus de l’assainissement
pluvial.
111
Chapitre 3 : Etude de traitabilité des sédiments
Afin de répondre aux 4 objectifs fixés pour l’étude de traitabilité des sédiments, une technique
minéralurgique, l’attrition, est utilisée. Les traitements sont réalisés en batch dans une
machine d’attrition composée d’une cellule appelée commercialement Cylab 1 (Figure III-1).
Figure III-1: Machine d’attrition cylab 1.
La cellule d’attrition est hexagonale afin de favoriser les frottements et présente une capacité
de 1 litre (Figure III-2). Les pales d’agitation sont placées sur trois niveaux et en opposition
de phase.
Figure III-2 : Cellule d’attrition.
112
Figure III-3: Pales d’agitation.
3.1
Répartition des polluants au sein des fractions
granulométriques
L’étude de la répartition des polluants organiques et métalliques en fonction de différentes
classes granulométriques fait l’objet de cette première partie. Dans le cas d’une répartition
hétérogène de la pollution, l’objectif est d’isoler les fractions polluées afin de valoriser les
fractions « propres ».
3.1.1 Protocole expérimental
Les essais de localisation de la pollution sont réalisés suivant le protocole décrit sur la Figure
III-4.
SEDIMENTS BRUTS
Tamisage à 1250 et 250 µm
% massique
> 1250 µm
250 µm - 1250 µm
< 250 µm
180 secondes
Attrition
Attrition
% M.O
[Métaux]
68 % solides
2125 tours minute-1
Tamisage à 250 µm
Tamisage à 250 µm
% massique
< 250 µm ATT
> 250 µm ATT
< 250 µm ATT
250 - 1250 µm ATT
% M.O
[Métaux]
Figure III-4 : Protocole de traitabilité des sédiments.
113
Le protocole expérimental défini pour localiser les polluants se divise en deux parties :
- Dans un premier temps, les sédiments bruts sont tamisés à 1250 µm et à 250 µm pour
former 3 fractions granulométriques sur lesquelles sont déterminés le pourcentage
massique de chacune d’entres elles ainsi que les pourcentages de matière organique et
d’éléments traces (Cd, Cu, Cr, Pb, Zn) qu’elles renferment.
- Puis, dans un second temps, les fractions supérieures à 1250 µm et comprises entre
250 et 1250 µm subissent une étape d’attrition et une coupure granulométrique à 250
µm. Le pourcentage massique des 4 nouvelles fractions ainsi que les teneurs en
matière organique et en éléments traces sont également déterminés.
3.1.2 Première étape : Séparation granulométrique
La première étape réalisée est la double séparation granulométrique à 1250 et 250 µm afin
d’étudier la répartition des éléments traces et de la matière organique au sein de 3 fractions :
supérieure à 1250 µm, 250 – 1250 µm et inférieure à 250 µm. Les teneurs en polluants
organiques et métalliques ainsi que le pourcentage massique de chaque fraction sont présentés
dans le Tableau III-1 et comparées aux valeurs cibles et d’intervention de la norme
hollandaise.
Tableau III-1 : Pourcentages massiques, teneurs en matière organique et en éléments traces
des trois fractions granulométriques du sédiment de Cheviré et comparaison aux valeurs
cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
P.M
mg kg-1
%
> 1250 µm
20
6,2
0,6
36
122
16
183
699
250 < < 1250 µm
45
6,4
0,5
40
155
18
200
729
< 250 µm
35
17,1
0,8
113
334
45
434
2 079
Cible
0,8
100
36
35
85
140
Intervention
12
380
190 210
530
720
Norme hollandaise
Les éléments fins représentent 35 % de la masse totale de l’échantillon de Cheviré. Ils sont
très fortement pollués par la matière organique (17,1 %) et les éléments traces avec des
teneurs toutes supérieures aux valeurs cibles de la norme hollandaise. Les concentrations en
114
cuivre (334 mg kg-1) et en zinc (2079 mg kg-1) atteignent des valeurs 2 à 3 fois supérieures
aux valeurs d’intervention de la norme.
Les deux fractions supérieures à 250 µm présentent des teneurs en matière organique et en
éléments traces relativement similaires. La teneur en matière organique est légèrement
supérieure à 6 % et les teneurs en éléments traces sont supérieures aux valeurs cibles pour le
cuivre (155 et 122 mg kg-1), le plomb (200 et 183 mg kg-1) et le zinc (699 mg kg-1) et
supérieure à la valeur d’intervention pour le zinc (729 mg kg-1) dans la fraction comprise entre
250 et 1250 µm.
Les résultats présentés dans le tableau sont significatifs d’une accumulation de la matière
organique et des éléments traces au sein de la fraction fine inférieure à 250 µm. Les
concentrations en éléments traces sont converties en pourcentages massiques (Figure III-5)
afin d’étudier la quantité de chaque élément au sein des différentes fractions.
> 1250 µm
Pourcentages
80
250 < < 1250 µm
< 250 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
Figure III-5 : Pourcentages massiques et pourcentages en éléments traces des trois fractions
granulométriques du sédiment de Cheviré.
La fraction fine inférieure à 250 µm représente 35 % de l’échantillon et renferme, à
l’exception du cadmium (45 %), entre 55 et 60 % de la quantité totale d’éléments traces
 % massique d ' éléments traces 
présents initialement dans le sédiment. Les rapports R = 

% massique total


sont calculés pour déterminer la répartition des éléments traces en fonction des classes
115
granulométriques. Ils varient de 1,30 pour le cadmium à 1,70 pour le zinc. Supérieurs à 1, ces
rapports traduisent un réel enrichissement en polluants métallique et organique au sein de
cette fraction fine.
Les fractions grossières représentent 20 % (> 1250 µm) et 45 % (250 à 1250 µm) de
l’échantillon brut. Les rapports 
 des deux fractions sont
% massique total


inférieurs à 1 et varient de 0,60 (cuivre) à 0,82 (cadmium) pour la fraction intermédiaire et de
0,56 (chrome) à 0,83 (cadmium) pour la fraction grossière supérieure à 1250 µm. Ces deux
fractions apparaissent comme appauvries en polluants métalliques.
Bien que moins polluées, les fractions intermédiaires et grossières renferment des quantités
importantes de polluants métalliques. 26 % (zinc) à 37 % (cadmium) de la masse totale
d’éléments traces initialement présents dans le sédiment sont localisés dans la fraction
intermédiaire alors que 12 à 18 % se situent au sein de la fraction grossière.
3.1.3 Seconde étape : Traitement par attrition
La seconde étape effectuée consiste à caractériser la pollution résiduelle présente au niveau
des fractions intermédiaires et grossières. Pour cela, les deux fractions vont subir séparément
une étape d’attrition (Figure III-4) afin d’étudier la présence éventuelle d’agglomérats
d’éléments fins porteurs de polluants organiques et métalliques. La quantité de particules fines
générées par attrition est déterminée par un tamisage à 250 µm.
Les pourcentages massiques et les caractéristiques chimiques des fractions issues de l’étape
d’attrition sont présentés dans les Tableau III-2 et Tableau III-3.
des deux fractions granulométriques issues de l’attrition de la fraction 250 µm – 1250 µm.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
250 < < 1250 µm
74
0,8
0,1
17
16
9
69
111
< 250 µm
26
20,0
1,1
166
387
67
549
2331
116
Tableau III-3: Pourcentages massiques, teneurs en matière organique et en éléments traces
des deux fractions granulométriques issues de l’attrition de la fraction > 1250 µm.
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
P.M
mg kg-1
%
> 250 µm
73
1,0
0,1
14
10
8
< 250 µm
27
18,6
1,7
340
372 166
43
92
442
2008
La technique minéralurgique d’attrition a entraîné une formation importante de particules
fines avec 26 % pour la fraction intermédiaire et 27 % pour la fraction grossière. Malgré une
surface spécifique plus élevée pour la fraction intermédiaire, les pourcentages de particules
fines générées sont identiques dans les deux fractions.
Les particules fines formées lors de l’étape d’attrition renferment une grande majorité des
polluants initialement présents au sein des deux fractions grossières. Les compositions
chimiques des deux fractions fines sont similaires. Les pourcentages de matière organique
sont très élevés : 20,0 % et 18,6 %. Les teneurs en éléments traces sont également importantes
avec des concentrations dans les particules fines issues de la fraction intermédiaire
supérieures aux valeurs d’intervention de la norme hollandaise des sols pollués : cuivre (387
et 372 mg kg-1), zinc (2331 et 2008 mg kg-1), plomb (549 mg kg-1). Les autres concentrations
en éléments traces sont toutes supérieures aux valeurs cibles de la norme hollandaise.
Les fractions grossières, dépourvues des agglomérats de particules fines, présentent des
teneurs en polluants qui se situent dans les gammes des sols ordinaires données par Baize
(2000). Les teneurs en matière organique sont égales ou inférieures au pourcent avec 1,0 %
pour la fraction grossière et 0,8 % pour la fraction intermédiaire. Les teneurs en éléments
traces sont toutes inférieures aux valeurs cibles de la norme hollandaise pour les deux
fractions grossières.
L’efficacité de l’étape d’attrition dans la méthode de traitement physique est visualisée en
comparant la distribution des pourcentages massiques en éléments traces au sein des trois
fractions granulométriques avant et après traitement (Figure III-6). Pour chaque élément ainsi
que pour le pourcentage massique total, deux histogrammes sont présentés. Le premier
117
représente les différents pourcentages après tamisage à 1250 et 250 µm et le second les
différents pourcentages des fractions cumulées après attrition et tamisage à 250 µm.
> 1250 µm
250 < < 1250 µm
< 250 µm
Pourcentages
100
80
60
40
20
0
%
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
Figure III-6 : Pourcentages massiques et pourcentages en éléments traces des trois fractions
granulométriques avant et après attrition.
Le pourcentage de particules fines inférieures à 250 µm générées par attrition représente 17 %
de la masse totale de l’échantillon brut. Cette fraction de particules fines est très enrichie en
éléments traces. Elle véhicule 31 % de chrome, 32 % de nickel, 35 % de plomb et de zinc,
41 % de cuivre et 47 % de cadmium. Pour la fraction fine, les teneurs en matière organique
(20 et 18,6 %) et les rapports R = 
 compris entre 1,82 pour
% massique total


le chrome à 2,76 pour le cadmium traduisent une forte accumulation des polluants au sein des
particules fines initialement agglomérées.
3.1.4 Bilan massique
La distribution des pourcentages massiques des éléments traces au sein des trois fractions
granulométriques obtenues après traitement, par tri granulométrique et attrition, est présentée
sur la Figure III-7 .
118
> 1250 µm
250 < < 1250 µm
< 250 µm
Pourcentages
100
80
60
40
20
0
%
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
Figure III-7: Pourcentages massiques et pourcentages en éléments traces des trois fractions
granulométriques après attrition et tamisage.
Les particules inférieures à 250 µm représentent 52 % de l’échantillon et renferment 89 % de
plomb, 90 % de nickel, 92 % de chrome, 96 % de zinc et 97 % de cuivre. Les rapports
R=
 de la fraction fine varient donc de 1,73 à 1,87 et
% massique total


traduisent un enrichissement important en éléments traces. A cette pollution métallique,
s’ajoutent des fortes teneurs en matière organique (20,0 % et 18,6 %), significatives d’une
accumulation
des
polluants
au
sein
des
éléments
fins
avec
un
rapport
 % massique de matière organique 
R=
 de 1,85.
% massique total


Les deux fractions grossières renferment entre 3 et 11 % de la masse totale d’éléments traces
pour un pourcentage massique de 48 %. Les teneurs en matière organique sont égales à 0,8 et
1,0 %. Après traitement, les deux fractions sont chimiquement dépolluées et compatibles avec
les filières de valorisation envisagées : remblais et sables à béton.
3.1.5 Conclusion
Les étapes d’attrition et de tamisage ont permis de localiser la pollution organique et
métallique au sein des éléments fins. Ces derniers se trouvent sous deux formes, « libres » et
facilement séparables par tri granulométrique, ou « agglomérés » et ils nécessitent alors une
119
étape d’attrition pour être séparés par tamisage. De plus, les éléments fins porteurs de la
pollution ont pu être isolés permettant ainsi une éventuelle valorisation des fractions
grossières dépolluées. Dans les conditions expérimentales retenues, les éléments fins isolés
représentent 52 % de la masse totale de l’échantillon. La fraction potentiellement valorisable
est donc égale à 48 %.
La seconde partie va consister à optimiser les conditions expérimentales afin de valoriser une
quantité supérieure de résidus tout en respectant les critères environnementaux.
120
3.2
Après avoir défini la localisation de la pollution au sein des différentes fractions
granulométriques, des essais d’optimisation de la méthode de traitement sont réalisés afin
d’augmenter le pourcentage de particules valorisables.
L’objectif est d’optimiser la méthode de traitement en laboratoire tout en se projetant vers la
faisabilité de ce traitement à l’échelle d’une unité pilote. Les critères économiques s’ajoutent
donc aux exigences environnementales pour déterminer le choix des différents paramètres.
3.2.1 Caractérisation du sédiment et protocole opératoire
Les essais d’optimisation sont réalisés à partir du sédiment brut de Cheviré dont les
caractéristiques chimiques sont présentées dans le Tableau III-4 et comparées aux valeurs
cibles et d’intervention de la norme hollandaise pour les sols pollués.
Tableau III-4 : Caractéristiques chimiques du sédiment de Cheviré et comparaison des
teneurs en éléments traces avec les valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
M.O Cd Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
Sédiment brut de Cheviré
Norme hollandaise
11,9
1,1
74
281
31
305
1526
Cible
-
0,8
100
36
35
85
140
Intervention
-
12
380
190
210
530
720
Le sédiment brut de Cheviré présente des teneurs élevées en matière organique (11,9 %) et en
éléments traces, avec des concentrations supérieures aux valeurs d’intervention de la norme
hollandaise pour le cuivre (281 mg kg-1) et le zinc (1526 mg kg-1) et supérieures aux valeurs
cibles pour les autres éléments avec notamment une teneur en plomb relativement élevée
(305 mg kg-1).
Les paramètres physiques et chimiques étudiés dans le but de définir les conditions optimales
de traitement sont le pourcentage de particules fines pour déterminer le rendement de la
méthode et les teneurs en matière organique et en éléments traces pour caractériser la
pollution résiduelle présente au sein des fractions valorisables. Les deux éléments traces
121
retenus pour déterminer la pollution résiduelle sont le cuivre et le zinc car ils présentent des
concentrations 2,0 et 2,2 fois supérieures aux valeurs d’intervention de la norme hollandaise.
L’optimisation de la méthode de traitement est réalisée en ajustant trois des quatre paramètres
influant sur l’efficacité du traitement physique. Les seuils de coupure, la teneur en eau de la
pulpe à attriter et la durée d’attrition sont testés pour déterminer les conditions optimales de
traitement. Le quatrième paramètre influant est la vitesse de rotation des pales dans la cellule
d’attrition. Il ne sera pas étudié dans ce travail et la vitesse est fixe et égale à 2125 tours par
minute.
Le protocole d’optimisation de la méthode de traitement est décrit sur la Figure III-8 :
SEDIMENTS BRUTS
S1:
Tamisage S 1 et S 2
2 mm
S2:
80 µm, 125 µm, 160 µm, 200 µm
% massique
>S1
S2–S1
<S2
% M.O
[Métaux]
Teneur en eau :
Attrition
26 %, 44 %, 53 %, 61%
Durée :
30’, 60’, 90’, 180’, 360’
Tamisage S 2
% massique
< S2 ATT
S 2 – S 1 ATT
Figure III-8 : Schéma du protocole d’optimisation de la méthode de traitement.
122
% M.O
[Métaux]
L’optimisation du traitement physique se déroule en trois étapes :
- La première étape consiste à faire varier les seuils de coupure pour déterminer leurs
optimums. La durée d’attrition et la teneur en eau de la pulpe sont fixées et définies
respectivement à 180 secondes et 60 % de solides.
- La seconde étape consiste à déterminer la teneur en eau optimale de la pulpe en fixant
la durée d’attrition à 180 secondes et les seuils de coupure à leurs optimums
précédemment définis.
- La dernière étape permettra d’optimiser la durée de traitement à partir des valeurs
optimales de seuils de coupure et de teneur en eau de la pulpe à traiter.
La détermination du pourcentage massique des fractions obtenues avant et après attrition et de
la pollution qu’elles renferment (matière organique et éléments traces) permettra de définir les
conditions optimales de traitement.
3.2.2 Optimisation du seuil de coupure
Les seuils de coupure sont déterminés en rapport avec les exigences rencontrées dans
l’élaboration d’une unité pilote. Pour des raisons économiques et pratiques, il est préférable de
réaliser l’attrition uniquement sur la fraction intermédiaire et non sur les deux fractions
grossières comme lors des essais de caractérisation.
Le seuil de coupure supérieur (S 1) va définir le pourcentage massique de sédiments à traiter
par attrition (fraction < S 1) et par conséquent le pourcentage de sédiments non attrités (> S1)
et directement valorisable si les caractéristiques chimiques et géotechniques sont acceptables.
Le seuil de coupure inférieur (S2) va directement influer sur la production de particules fines
et par conséquent sur le pourcentage de la fraction valorisable.
3.2.2.1 Seuil de coupure supérieur S 1 :
Le choix du seuil de coupure S 1 est très important car le traitement de la fraction supérieure à
S1 se limite à une simple séparation granulométrique. Pour réduire le pourcentage massique
de cette fraction et la pollution qu’elle renferme à travers les agglomérats de particules fines,
le seuil de coupure doit être le plus élevé possible.
Le seuil de coupure est également défini en rapport avec les exigences techniques des
différents équipements. Pour des raisons d’usure des appareils (pales d’agitation des cellules
123
d’attrition) et d’efficacité du process, la granulométrie supérieure du produit à traiter par
attrition est fréquemment fixée à 2 mm lors des études minéralurgiques. Pour les essais
d’optimisation, le seuil de coupure supérieur S 1 retenu est donc de 2 mm.
3.2.2.2 Seuil de coupure inférieur S 2 :
Le choix du seuil de coupure inférieur S2 va directement influer sur la production de
particules fines. Les 4 seuils de coupure inférieurs S2 testés sont 80, 125, 160 et 200 µm.
L’optimum est défini en fonction de la quantité de particules fines formées et de la pollution
organique et métallique résiduelle présente au sein de la fraction intermédiaire.
Pourcentage de particules fines
Les pourcentages de particules obtenus avant et après attrition en fonction des seuils de
Pourcentages de particules
fines
coupures sont représentés sur la Figure III-9 pour le sédiment de Cheviré.
Avant attrition
Après attrition
70
60
y = 0,0983x + 38,362
50
40
30
y = 0,1188x + 17,472
20
10
0
< 80 µm
< 125 µm
< 160 µm
< 200 µm
Seuils de coupure
Figure III-9: Pourcentages de particules fines en fonction des seuils de coupure – Sédiment
de Cheviré.
Après la séparation granulométrique, le pourcentage de particules fines présent dans
l’échantillon de Cheviré varie de 27 % pour les particules inférieures à 80 µm à 41 % pour les
particules inférieures à 200 µm. La quantité de particules fines éliminée par simple tri
granulométrique varie de 14 % en fonction des seuils de coupure retenus.
Les droites de régression linéaire représentent les pourcentages de particules fines en fonction
des seuils de coupure. Leurs coefficients directeurs sont relativement similaires avant (0,119)
et après attrition (0,098). Les deux droites étant pratiquement parallèles, le pourcentage de
124
particules fines générées lors de l’étape d’attrition est identique entre les essais et indépendant
du seuil de coupure retenu.
Ces résultats peuvent s’expliquer en partie par la somme de deux effets antagonistes. Le
premier effet correspond aux forces de frottement ; celles ci diminuent avec la granulométrie
de la pulpe. Le pourcentage de particules fines générées sera donc plus important au sein des
fractions grossières (> 160 µm et > 200 µm). L’effet contraire est lié aux agglomérats
d’éléments fins qui sont plus importants dans les fractions fines (> 80 et > 125 µm) et
facilement désagrégeables par l’action de frottement induits par l’étape d’attrition.
Le pourcentage cumulé des éléments fins sur l’ensemble de la méthode de traitement fluctue
de 46 % pour les particules inférieures à 80 µm à 56 et 57 % pour les particules inférieures à
160 et 200 µm. Avec un seuil de coupure de 80 µm, le traitement physique mis en place
enregistre une production de particules fines environ 10 % inférieure à celle obtenue avec des
coupures de 160 et 200 µm.
Teneur résiduelle en polluants organiques et métalliques
Les teneurs en matière organique et en éléments traces (cuivre et zinc) présentes au sein des
fractions intermédiaires sont déterminées avant et après traitement et représentées sur les
Figure III-10, Figure III-11 et Figure III-12.
Pourcentages de matière
organique
Avant attrition
Après attrition
12
10
8
6
4
2
0
80 µm - 2 mm 125 µm - 2 mm 160 µm - 2 mm 200 µm - 2 mm
Seuils de coupure
Figure III-10 : Pourcentages de matière organique dans les fractions intermédiaires avant et
après traitement en fonction des seuils de coupure – Sédiment de Cheviré.
Après tamisage, les différentes fractions intermédiaires présentent des teneurs en matière
organique similaires, d’environ 10 %. L’effet de l’attrition sur l’abattement de la matière
125
organique est important avec une diminution de 60 % environ pour 30 % de particules fines
générées. Cet effet est indépendant des seuils de coupure retenus ; les teneurs en matière
organique varient de 3,7 % pour la fraction 200 µm – 2 mm à 4,8 % pour la fraction 160 µm –
2 mm. La fraction 80 µm – 2 mm présente une teneur en matière organique de 4,0 %.
La tendance générale est identique pour les deux éléments traces (Figure III-11 et Figure
Concentrations en cuivre
en mg kg-1
III-12 ).
Avant traitement
Valeur cible
Après traitement
Valeur d'intervention
300
250
200
150
100
50
0
Seuils de coupure
Concentrations en zinc en
mg kg-1
Figure III-11 : Concentrations en cuivre dans les fractions intermédiaires avant et après
Avant attrition
Valeur cible
Après attrition
1600
1200
800
400
0
Seuils de coupure
Figure III-12 : Teneurs en zinc dans les fractions intermédiaires avant et après attrition –
126
Avant attrition, les teneurs en cuivre (207 à 244 mg kg-1) et en zinc (1059 à 1217 mg kg-1)
sont supérieures aux valeurs d’intervention de la norme hollandaise pour les sols pollués.
Comme pour les teneurs en matière organique, les concentrations en cuivre et en zinc dans les
fractions 80 µm - 2 mm, 125 µm - 2 mm, 160 µm - 2 mm et 200 µm - 2 mm sont relativement
similaires.
Le traitement par attrition sur les 4 fractions granulométriques est très efficace puisque les
teneurs en cuivre et en zinc sont réduites de 65 à 75 %.
Les concentrations finales en éléments traces sont semblables dans les différentes fractions
granulométriques et se situent entre les valeurs cibles et les valeurs d’intervention pour le
cuivre et le zinc et sont inférieures aux valeurs cibles pour le cadmium, le nickel, le plomb et
le chrome.
Conclusion
Dans les conditions expérimentales retenues (pourcentage de matière sèche de 60 % et durée
d’attrition de 180 secondes), les résultats les plus intéressants sont obtenus avec des seuils de
coupure de 2 mm et 80 µm.
Ils permettent de générer une quantité réduite de particules fines (environ 10 %) et ont une
influence limitée ou nulle sur les concentrations résiduelles en matière organique et en
éléments traces des fractions traitées.
3.2.3 Optimisation de la teneur en eau de la pulpe
Dans la cellule d’attrition, les forces de frottement entre les particules dépendent de la vitesse
de rotation des pales, de la géométrie de l’équipement mais également de la teneur en eau de
la pulpe. Les forces de frottement augmentent avec la viscosité et par conséquent avec la
siccité du produit.
L’optimisation de la teneur en eau de la pulpe est un paramètre important car il va définir le
débit d’alimentation en matière solide d’une installation pilote ou industrielle alimentée en
continu.
Afin d’optimiser la méthode de traitement, un compromis entre les critères économiques avec
les pourcentages de particules fines formées, le débit d’alimentation d’une unité pilote et les
127
critères environnementaux avec le degré de dépollution des fractions valorisables devra donc
être établi.
Pourcentages de particules fines formées
Les pourcentages de particules fines inférieures à 80 µm obtenus après attrition en fonction de
fines générées
la teneur en eau de la pulpe à traiter sont présentés sur la Figure III-13.
Après attrition
35
30
25
20
15
10
5
0
20
30
40
50
60
70
Teneur en eau (% )
Figure III-13: Pourcentages de particules fines générées par attrition en fonction de la teneur
en eau de la pulpe à traiter – Sédiment de Cheviré.
Les pourcentages de particules fines formées varient de 22 % à 31 % pour des teneurs en eau
de la pulpe comprises entre 61 % et 26 %.
L’optimisation de la teneur en eau de la pulpe fera intervenir un compromis entre le débit
d’alimentation (du simple au double) et la production de particules fines (plus ou moins
10 %).
Les teneurs en polluants organiques et métalliques mesurées au sein des fractions valorisables
vont permettre de déterminer la pollution résiduelle et d’orienter l’optimisation de la teneur en
eau de la pulpe en fonction des critères environnementaux.
Teneurs résiduelles en polluants organiques et métalliques
Les teneurs en matière organique et en éléments traces présentes au sein des fractions
intermédiaires sont déterminées avant et après traitement et représentées sur les Figure III-14,
Figure III-15 et Figure III-16.
128
organique
Avant attrition
Après attrition
12
10
8
6
4
2
0
0
20
40
60
80
Teneur en eau (% )
Figure III-14 : Pourcentages de matière organique dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et
après attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe à traiter – Sédiment de Cheviré.
Avant attrition
Valeurs cibles
mg kg-1
1600
Après attrition
Valeurs d'intervention
1200
800
400
0
0
20
40
60
80
Teneur en eau (% )
Figure III-15 : Concentrations en zinc dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et après attrition
en fonction de la teneur en eau de la pulpe à traiter – Sédiment de Cheviré.
129
en mg kg-1
Avant attrition
Valeurs cibles
250
Après attrition
Valeurs d'intervention
200
150
100
50
0
0
20
40
60
80
Teneur en eau (% )
Figure III-16 : Concentrations en cuivre dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et après
attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe à traiter – Sédiment de Cheviré.
Avant traitement par attrition, la fraction comprise entre 80 µm et 2 mm présente un
pourcentage de matière organique de 10,3 % et des teneurs en zinc et en cuivre de 1200 et
200 mg kg-1.
Les teneurs résiduelles en polluants au sein de la fraction 80 µm – 2 mm fluctuent de manière
importante en fonction de la teneur en eau de la pulpe. Le pourcentage de matière organique
varie de 3,4 % lorsque la pulpe à traiter contient 26 % d’eau à 6,1 % si elle en contient 61%.
Les teneurs en éléments traces fluctuent quant à elles entre 517 et 298 mg kg-1 pour le zinc et
entre 102 et 58 mg kg-1 pour le cuivre.
Une certaine linéarité est à noter entre les pourcentages de fines générées (Figure III-13), les
teneurs en polluants organiques (Figure III-14) et métalliques (Figure III-15 et Figure III-16)
et la teneur en eau de la pulpe.
Conclusions
Dans les conditions expérimentales retenues (seuils de coupure de 2 mm et 80 µm et durée
d’attrition de 180 secondes), les résultats les plus intéressants sont obtenus avec une siccité de
la pulpe à traiter d’environ 74 %.
Malgré une formation de particules fines de 5, 7 et 9 % supérieure à celle obtenue avec des
siccités de pulpe de 56, 46 et 39 %, ce paramètre de traitement permet d’alimenter la cellule
en continu avec des débits supérieurs de 1,3 à 1,9 fois à ceux obtenus pour des teneurs en eau
130
plus importantes. De plus, la pollution résiduelle en matière organique et en éléments traces
varie du simple au double entre un produit de faible teneur en eau (26 %) et un produit très
humide (61 %). Dans ces conditions, la siccité retenue pour optimiser le traitement de la
fraction 80 µm – 2 mm par attrition est de 74 %.
3.2.4 Optimisation de la durée d’attrition
La durée d’attrition est un paramètre important à optimiser pour réduire la quantité de
particules fines générées. La durée optimale doit être déterminée afin de désagglomérer la
majeure partie des particules fines polluées sans générer une abrasion des particules grenues.
Au niveau d’une unité pilote alimentée en continu, la durée d’attrition va définir le débit de
traitement des sédiments et par conséquent ses conditions de fonctionnement (tarifs, usure et
mobilisation des équipements…).
La durée optimale de traitement sera définie en établissant un compromis entre les aspects
économiques et environnementaux générés par un tel traitement.
Pourcentages de particules fines
Les pourcentages de particules fines formées en fonction des différentes durées d’attrition (30,
fines générées
60, 90, 180 et 360 secondes) sont présentés sur la Figure III-17.
Avant attrition
40
35
Après attrition
30
25
20
15
10
5
0
0
100
200
300
400
Durée d'attrition en secondes
Figure III-17 : Pourcentages de particules fines générées en fonction de la durée d’attrition –
131
La quantité de particules fines évolue en fonction des différentes durées d’attrition. La vitesse
de formation des particules fines est très importante de 30 à 180 secondes puis il y a un
ralentissement entre 180 et 360 secondes qui se traduit par un palier.
Après 30 secondes de traitement, 17 % de particules fines ont été générés et sont séparables
par un tri granulométrique à 80 µm. Ce pourcentage passe à 19 % après 60 secondes, 22 %
après 90 secondes et 31 % après 180 secondes de traitement. Lorsque le palier est atteint après
180 secondes de traitement, le pourcentage de particules fines générées augmente très peu
avec seulement 3 % supplémentaires en 180 secondes.
Evolution de la granulométrie
Après avoir étudié le pourcentage de particules fines formées en fonction de la durée
d’attrition, un suivi de l’évolution du profil granulométrique au sein de la fraction valorisable
Pourcentages
80 µm – 2 mm est réalisé (Figure III-18).
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
AVT
80/125
30 sec
125/250
60 sec
90 sec
250/500
180 sec
500/1000
360 sec
1000/2000
Fractions granulométriques en µm
Figure III-18 : Evolution de la granulométrie au sein de la fraction 80 µm – 2 mm en fonction
de la durée de traitement – Sédiment de Cheviré.
La fraction 80 µm – 2 mm est découpée en 5 fractions granulométriques : 80 – 125 µm, 125 –
250 µm, 250 – 500 µm, 500 – 1000 µm, 1000 – 2000 µm afin d’étudier l’évolution du profil
granulométrique en fonction de la durée d’attrition.
132
Avant traitement, les fractions supérieures, 500 – 1000 µm et 1000 µm – 2000 µm sont
majoritaires et représentent 39 % et 30 % de l’échantillon. Les fractions 250 – 500 µm, 125 –
250 µm et 80 – 125 µm sont plus réduites et représentent respectivement 18 %, 7 % et 2 %.
Le profil granulométrique en fonction de la durée d’attrition a une évolution en effet de toit
représentée par une augmentation du pourcentage des fractions inférieures comprises entre
80 µm et 500 µm et une diminution du pourcentage des fractions comprises entre 500 et
2000 µm. Pour les fractions 80 µm – 500 µm, l’apport des particules issues des fractions
grossières est supérieur à la perte engendrée par l’effet de l’attrition.
L’évolution la plus importante se situe, comme pour la formation de particules fines, entre 90
et 180 secondes de traitement : 5 % d’augmentation pour la fraction comprise entre 125 et
250 µm et une diminution de 5 et 3 % pour les fractions 500 à 1000 µm et 1000 à 2000 µm.
Teneurs résiduelles en polluants organiques et métalliques
Les teneurs en matière organique (Figure III-19) et en éléments traces (Figure III-20 et Figure
III-21) sont déterminées sur la fraction comprise entre 80 µm et 2 mm avant et après
organique résiduelle
traitement avec différentes durées d’attrition.
12
Avant attrition
Après attrition
10
8
6
4
2
0
0
100
200
300
400
Figure III-19 : Pourcentages de matière organique résiduelle dans la fraction 80 µm – 2 mm
avant et après attrition en fonction de la durée de traitement – Sédiment de Cheviré.
Le pourcentage de matière organique avant attrition au sein de la fraction 80 µm – 2 mm
s’élève à 9,9 %. Le traitement par attrition entraîne une diminution de la teneur en matière
133
organique avec des concentrations résiduelles de 8,0 % après 30 secondes, 6,9 % après 60
secondes, 6,0 % après 90 secondes, 4,0 % après 180 secondes et 3,6 % après 360 secondes.
Avant attrition, les teneurs en cuivre et en zinc sont supérieures aux valeurs d’intervention de
la norme hollandaise pour les sols pollués. Les évolutions des teneurs en cuivre (Figure
III-20) et en zinc (Figure III-21) sont comparées aux valeurs cibles et d’intervention de la
norme hollandaise et vont permettre de définir la durée de traitement par attrition la plus
en mg kg-1
adaptée pour obtenir une fraction intermédiaire relativement bien dépolluée.
Avant attrition
Valeur cible
250
Après attrition
200
150
100
50
0
0
100
200
300
400
Figure III-20 : Concentrations en cuivre dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et après
attrition en fonction de la durée de traitement et comparaison aux valeurs cibles et
d’intervention de la norme hollandaise – Sédiment de Cheviré.
L’évolution des teneurs en éléments traces est similaire avec tout d’abord une dépollution
importante après 30 secondes de traitement avec 130 mg kg-1 de cuivre contre 226 mg kg-1 et
659 mg kg-1 de zinc contre 1217 mg kg-1. En corrélation avec le pourcentage de particules
fines générées, la dépollution de la fraction intermédiaire est moins importante entre 30
secondes et 90 secondes de traitement par attrition. Une seconde phase de dépollution apparaît
entre 90 et 180 secondes avec des réductions importantes d’éléments traces : 396 contre
589 mg kg-1 pour le zinc et 128 contre 83 mg kg-1 pour le cuivre.
134
mg kg-1
Avant attrition
Valeur cible
Après attrition
1600
1200
800
400
0
0
100
200
300
400
Figure III-21 : Concentrations en zinc dans la fraction 80 µm – 2 mm avant et après attrition
en fonction de la durée de traitement et comparaison aux valeurs cibles et d’intervention de
la norme hollandaise – Sédiment de Cheviré.
En doublant la durée d’attrition (360 secondes au lieu de 180 secondes), l’effet du traitement
sur la dépollution métallique est faible avec des teneurs en cuivre passant de 83 à 68 mg kg-1
et des teneurs en zinc de 396 à 289 mg kg-1. Le gain de dépollution enregistré entre
180 secondes et 360 secondes de traitement est trop faible par rapport aux coûts économiques
engendrés par une durée de traitement deux fois plus importante.
Conclusion
La durée optimale de traitement par attrition est de 180 secondes dans les conditions
expérimentales retenues : seuils de coupure de 2 mm et 80 µm, siccité de la pulpe à traiter
d’environ 70 %. Cette durée de traitement permet une réduction des polluants organiques et
métalliques compatible avec les filières de valorisation envisagées (remblais et béton).
135
3.2.5 Traitement du sédiment de Cheviré dans les conditions optimales
A partir des paramètres techniques, économiques et environnementaux, les conditions
optimales retenues pour favoriser la dépollution du sédiment de Cheviré sont donc :
- une vitesse de rotation des pales de 2125 tours par minute (paramètre fixe),
- des seuils de coupure de 2 mm et 80 µm,
- un pourcentage de solide aux alentours de 70 %,
- une durée d’attrition de 180 secondes.
Une description détaillée des résultats obtenus dans les conditions optimales de traitement est
présentée ci-dessous.
Sédiment brut
Les caractéristiques du sédiment brut de Cheviré ont été présentées dans le Tableau III-4 . Les
teneurs en matière organique sont élevées (11,9 %) et les concentrations en éléments traces
sont supérieures aux valeurs d’intervention de la norme hollandaise pour le cuivre
(281 mg kg-1) et le zinc (1526 mg kg-1) ; elles dépassent les valeurs cibles pour les autres
éléments avec notamment une teneur en plomb relativement élevée (305 mg kg-1).
Première étape : séparation granulométrique
La première étape de traitement correspond aux séparations granulométriques à 2 mm et
80 µm. Les caractéristiques des trois fractions granulométriques sont présentées dans le
Tableau III-5.
Cette première étape a permis de diviser l’échantillon de Cheviré en trois fractions
granulométriques et de caractériser chimiquement chacune d’entre elles.
136
des trois fractions granulométriques du sédiment de Cheviré et comparaison aux valeurs
cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
13
7,1
0,5
45
154
20
165
853
80 < < 2000 µm
60
9,9
0,8
52
197
22
230
1036
< 80 µm
27
16,8
1,2
107
382
43
379
2119
Cible
0,8
100
36
35
85
140
Intervention
12
380
190 210
530
720
Norme hollandaise
Les particules supérieures à 2 mm représentent 13 % de l’échantillon avec un pourcentage de
matière organique de 7,1 %. Si les teneurs en cadmium (0,5 mg kg-1), chrome (45 mg kg-1) et
nickel (20 mg kg-1) sont faibles, elles sont en revanche plus élevées pour le cuivre
(154 mg kg-1), le plomb (165 mg kg-1) et le zinc (853 mg kg-1) avec notamment une
concentration en zinc légèrement supérieure à la valeur d’intervention de la norme
hollandaise. Cependant, les concentrations en éléments traces et en matière organique restent
compatibles avec des filières de valorisation dont le cahier des charges est peu contraignant
(remblais de surface).
Les particules fines inférieures à 80 µm représentent 27 % de l’échantillon. Cette fraction est
très polluée avec 16,8 % de matière organique et des teneurs en éléments traces supérieures
aux valeurs cibles pour le cadmium (1,2 mg kg-1), le chrome (107 mg kg-1), le plomb
(379 mg kg-1) et le nickel (43 mg kg-1) et deux à trois fois supérieures aux valeurs
d’intervention pour le cuivre (382 mg kg-1) et le zinc (2119 mg kg-1). Cette fraction, composée
d’éléments fins très pollués, est considérée comme un déchet ultime et sera éliminée.
La fraction intermédiaire comprise entre 80 et 2000 µm est très largement majoritaire pour le
sédiment de Cheviré puisqu’elle représente 60 % du pourcentage massique de l’échantillon.
Cette fraction présente une pollution trop élevée pour prétendre à une éventuelle valorisation.
La teneur en matière organique s’élève à 9,9 %, les teneurs en cuivre (197 mg kg-1) et en zinc
(1036 mg kg-1) sont supérieures aux valeurs d’intervention tandis que les teneurs en cadmium
137
(0,8 mg kg-1) et en plomb (230 mg kg-1) sont égales ou supérieures aux valeurs cibles de la
norme hollandaise.
Seconde étape : Traitement par attrition
Le traitement se poursuit pour cette fraction intermédiaire à 70 % de solides, par 180 secondes
d’attrition sous une vitesse d’agitation des pales de 2125 tours par minute. La pulpe ainsi
traitée est ensuite tamisée à 80 µm pour séparer les particules fines générées.
- Caractérisation chimique
La composition des deux fractions formées est présentée dans le Tableau III-6 et comparée
aux valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
des deux fractions granulométriques générées par attrition – Sédiment de Cheviré.
M.O
Cd Cr
Cu Ni
Pb
Zn
P.M
mg kg-1
%
80 < < 2000 µm après attrition
69
4,0
0,4 26
83
12
135
396
< 80 µm après attrition
31
18,5
1,3 121
391
49
442
2369
Le traitement par attrition a engendré la formation de 31 % de particules fines inférieures à
80 µm. Cette fraction fine, fortement polluée, présente des teneurs en matière organique de
18,5 % et des teneurs en éléments traces largement supérieures aux valeurs d’intervention de
la norme hollandaise pour le cuivre (391 mg kg-1) et le zinc (2369 mg kg-1).
La fraction supérieure à 80 µm est largement dépolluée ; les concentrations en éléments traces
ont fortement diminué : 0,4 contre 0,8 mg kg-1 pour le cadmium, 26 contre 45 mg kg-1 pour le
chrome, 83 contre 197 mg kg-1 pour le cuivre, 12 contre 22 mg kg-1 pour le nickel, 135 contre
230 mg kg-1 pour le plomb et 396 contre 1036 mg kg-1 pour le zinc. Le pourcentage de matière
organique a lui aussi fortement diminué avec une réduction de 9,9 % à 4,0 %.
- Caractérisation physique
Une étude au microscope électronique à balayage (MEB) de la fraction 80 µm – 2 mm avant
et après traitement par attrition a été réalisée pour visualiser l’effet de l’attrition sur les
particules constituant cette fraction. Les clichés sont présentés sur les Figure III-22, Figure
III-23 et Figure III-24.
138
Figure III-22 : Photographie au MEB d’une particule de la fraction 80 µm – 2 mm avant
Figure III-23 : Photographie au MEB d’une particule de la fraction 80 µm – 2 mm après
Les analyses au MEB ont montré l’effet des frottements générés par attrition sur les particules
de la fraction traitée. Sur le cliché de la Figure III-22, la particule est entourée d’une gangue
volumineuse et cotonneuse correspondant aux agrégats de particules fines riches en matière
organique et en éléments métalliques. Après attrition, le cliché présenté sur la Figure III-23
139
montre une particule dépourvue de la gangue organique et traduit parfaitement l’effet de
l’attrition sur les grains constituant les sédiments de l’assainissement pluvial.
La technique minéralurgique d’attrition présente certaines limites lorsque le grain n’a pas une
forme parfaitement ronde et possède de nombreuses aspérités (Figure III-24).
Figure III-24 : Photographie au MEB d’une particule présentant une aspérité de la fraction
80 µm – 2 mm après attrition – Sédiment de Cheviré.
La Figure III-24 montre une particule de la fraction 80 µm – 2 mm avec une cavité
importante. Les frottements entre les grains n’ont pu atteindre cette zone de la particule qui
présente toujours après traitement une gangue organique polluée.
- Bilan massique
Afin d’étudier l’influence de l’étape d’attrition sur le pourcentage de dépollution de
l’échantillon de Cheviré, le pourcentage massique de chaque fraction avant et après attrition,
et le pourcentage massique des éléments traces qu’elles renferment, sont présentés sur la
Figure III-25. Pour le pourcentage massique total ainsi que pour le pourcentage massique de
chaque élément, deux histogrammes sont représentés. Le premier correspond aux différents
pourcentages des trois fractions obtenues après tamisage à 2 mm et 80 µm et le second aux
différents pourcentages des fractions cumulées après attrition puis tamisage à 80 µm.
140
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
< 80 µm
Pourcentages
100
80
60
40
20
0
%%
Cd
Cd
CrCr
Cu
Cu
NiNi
Pb
Pb
ZnZn
Figure III-25 : Pourcentages massiques et pourcentages des différents éléments traces avant
et après attrition – Sédiment de Cheviré.
La fraction fine inférieure à 80 µm représente en fin de traitement 45 % de l’échantillon brut
et renferme 69 % de cadmium, 71 % de plomb, 72 % de nickel, 74 % de chrome et de cuivre
et 77 % de zinc. Il y a une forte accumulation des éléments traces au sein de cette fraction.
Les histogrammes avant et après attrition montrent très clairement l’effet bénéfique de
l’attrition sur l’accumulation des éléments traces au sein des particules fines. Les 18 % de
particules fines supplémentaires, issues de l’étape d’attrition, renferment entre 32 % (plomb)
et 35 % (cadmium) de la masse totale d’éléments traces. Cette fraction fine, considérée
comme déchet ultime dans les conditions techniques et économiques actuelles, sera éliminée.
Avant de conclure sur l’efficacité de la méthode de traitement, les pourcentages massiques de
récupération (Tableau III-7) des métaux lourds sont déterminés afin de vérifier le bilan de
matière obtenu précédemment
Tableau III-7: Pourcentages massiques de récupération des éléments traces après traitement
sur le sédiment de Cheviré.
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
Pourcentages de récupération
85
106
91
106
98
97
Les pourcentages de récupération des éléments traces après traitement varient de 85 % pour le
cadmium à 106 % pour le chrome et le nickel.
141
Malgré un pourcentage massique un peu faible pour le cadmium, les taux de récupération des
éléments traces sont acceptables pour valider la méthode de traitement mise en place.
Dans les conditions expérimentales retenues, 55 % du sédiment brut de Cheviré est
valorisable. La fraction intermédiaire comprise entre 80 µm et 2 mm correspond à 42 % de
l’échantillon total et présente un degré de pollution chimique faible qui permet d’envisager
une valorisation dans les filières les plus exigeantes (remblais routiers, couches de formes…).
La fraction grossière supérieure à 2 mm est plus polluée et devra être orientée vers des filières
de valorisation au cahier des charges moins contraignant (remblais de surface, …).
142
3.3
A travers les essais d’optimisation de la méthode de traitement, une étroite relation a été mise
en évidence entre le pourcentage de particules fines formées et les teneurs résiduelles en
matière organique et en éléments traces.
L’objectif de cette partie est d’approfondir cette relation en étudiant le comportement de la
matière organique et des éléments traces en fonction des particules fines générées par
attrition. Pour cela, les résultats obtenus lors de l’étude sur l’optimisation de la durée de
traitement vont être réutilisés afin d’étudier la relation entre les différents paramètres.
Les équations de modélisation vont être établies à partir de l’équation générale d’une
cinétique d’ordre 1 (Equation III-1)
Vt = (V0 − V∞ )× e − kt + V∞
Vt :
Variable au temps t
V0 :
Variable à t = 0
V∞ :
Variable à t = ∞
t:
Durée d’attrition en secondes
k:
Constante cinétique
Équation III-1
La première étape consiste à déterminer une équation modélisant la production de particules
fines en fonction de la durée d’attrition. La seconde étape consistera à appliquer cette équation
modèle sur l’évolution des teneurs en matière organique, en cuivre et en zinc afin d’étudier la
relation entre la pollution organique et métallique et la formation de particules fines.
3.3.1 Détermination d’une équation modèle
L’équation modèle est déterminée à partir de la Figure III-17 présentée dans la partie
optimisation de la méthode sur l’évolution du pourcentage de particules fines en fonction de
la durée d’attrition.
143
La quantité de particules fines (F) générées à un instant t lors de l’étape d’attrition peut être
exprimée en fonction des quantités initiale (F0) et finale (F∞) de particules fines sous forme
d’une équation d’ordre 1 (Equation III-2).
Ft = (F0 − F∞ ) × e − kt + F∞
Équation III-2
Ft :
Pourcentage de particules fines au temps t
F0 :
Pourcentage de particules fines en pour à t = 0
F∞ :
Pourcentage de particules fines à t = ∞
t:
k:
Constante cinétique
L’équation III-2 est linéarisée pour déterminer à partir d’une équation du type y = f ( x ) la
constante cinétique k.
 F − F∞
ln t
 F0 − F∞

 = − kt

Équation III-3
Les paramètres F0 et F∞ sont fixés en fonction des résultats expérimentaux. Avant attrition,
une quantité résiduelle de particules fines inférieures à 80 µm est présente dans l’échantillon
80 µm – 2 mm. Ce pourcentage d’éléments fins correspondant au refus de tamisage s’élève à
environ 4 % (granulométrie laser). La constante F0 est donc fixée à 4 %.
Le pourcentage de particules fines évolue très peu entre 180 et 360 secondes (31 % et 34 %).
La vitesse de formation des particules fines est pratiquement nulle avec seulement 1 %
d’éléments fins par minute d’attrition. La constante F∞ est donc fixé à 35 %.
 F − F∞ 
 = −kt est représentée sur la (Figure III-26). Le coefficient
La droite d’équation ln t
 F0 − F∞ 
de la pente de la droite permet de déterminer la constante k de l’équation.
144
0
-0,5 0
100
200
300
400
-1
-1,5
y = -0,01x
-2
R = 0,988
2
-2,5
-3
-3,5
-4
Figure III-26 : Détermination de la constante k de l’équation modèle.
L’équation III-4 représentant la cinétique d’ordre 1 de formation des particules fines en
fonction de la durée d’attrition est :
Ft = (F0 − F∞ ) × e −0, 01t + F∞
Équation III-4
Les pourcentages expérimentaux et modélisés des particules générées par attrition sont
fines générées
représentés sur la Figure III-27 afin de les comparer et de valider l’équation modèle.
expérimental
40
modélisé
30
20
10
0
0
100
200
300
400
Figure III-27 : Comparaison des pourcentages de particules fines obtenus expérimentalement
ou après modélisation – Sédiment de Cheviré.
145
Les pourcentages de particules fines obtenus expérimentalement ou après modélisation par
une équation d’ordre 1 sont relativement proches. A l’exception des pourcentages obtenus
après 30 secondes de traitement, les autres valeurs sont très proches et les écarts relatifs sont
compris entre 0,3 et 1,7 %.
L’équation représentant une cinétique d’ordre 1 modélise convenablement la formation des
particules fines issues de l’attrition.
3.3.2 Application du modèle sur l’évolution de la teneur en matière
organique
L’objectif est ici de comparer les teneurs en matière organique expérimentales et les teneurs
déterminées à partir de l’équation modèle établie en fonction du pourcentage de particules
fines générées par attrition (constante cinétique égale à 0,01). Les paramètres aux temps t = 0
et t = ∞ de l’équation modèle doivent être réajustés en fonction des teneurs initiales et finales
de matière organique totale.
M .Ot = (M .O0 − M .O∞ )× e −0, 01t + M .O∞
Équation III-5
M.Ot : Pourcentage de matière organique au temps t
M.O0 : Pourcentage de matière organique à t = 0
M.O∞ : Pourcentage de matière organique à t = ∞
t:
La teneur initiale (MO0) correspond à la teneur en matière organique avant traitement de la
fraction 80 µm – 2 mm soit 9,9 %.
La teneur finale (MO∞) correspond à une extrapolation des teneurs en matière organique
obtenue après les différentes durées de traitement. La vitesse de décroissance du pourcentage
de matière organique est élevée entre 0 et 180 secondes (4,0 % contre 9,9 %) puis diminue
pour devenir très faible entre 180 et 360 secondes (Figure III-19) pour atteindre la valeur de
3,6 %. La vitesse est pratiquement nulle après 360 secondes de traitement ; la teneur en
matière organique à t = ∞ est extrapolée à 3,5 %.
Les pourcentages expérimentaux et modélisés des teneurs en matière organique résiduelle au
sein de la fraction 80 µm – 2 mm en fonction des durées de traitement sont représentés sur la
Figure III-28.
146
organique
expérimental
modélisé
12
10
8
6
4
2
0
0
100
200
300
400
Figure III-28 : Comparaison des pourcentages de matière organique résiduelle obtenus
La
différence
entre
les
pourcentages
résiduels
de
matière
organique
obtenus
expérimentalement et après modélisation varient de 0,1 à 0,3 % en fonction des durées de
traitement. La corrélation entre les pourcentages expérimentaux et modélisés est très
satisfaisante.
La dépollution de la matière organique au sein de la fraction intermédiaire suit une cinétique
d’ordre 1, similaire à celle caractérisant le pourcentage de particules fines formées. La
corrélation entre la cinétique de dépollution en matière organique de la fraction 80 µm –
2 mm et le pourcentage de particules fines formées traduit parfaitement l’intérêt et l’efficacité
de l’étape d’attrition dans la dépollution des sédiments issus de l’assainissement pluvial.
3.3.3 Application du modèle sur l’évolution de la teneur en éléments traces
Il s’agit à présent d’étudier comme précédemment avec la matière organique, la cinétique de
dépollution du zinc et du cuivre et son éventuelle corrélation avec le pourcentage de particules
fines formées. Pour cela, les équations sont utilisées pour modéliser les teneurs en éléments
traces aux différentes durées de traitement.
Znt = (Zn0 − Zn∞ )× e −0, 01t + Zn∞
Znt :
Équation III-6
Teneur en zinc en mg kg-1 au temps t
Zn0 : Teneur en zinc en mg kg-1 à t = 0
147
Zn∞ : Teneur en zinc en mg kg-1 à t = ∞
t:
Cu t = (Cu 0 − Cu ∞ )× e −0, 01t + Cu ∞
Cut :
Équation III-7
Teneur en cuivre en mg kg-1 au temps t
Cu0 : Teneur en cuivre en mg kg-1 à t = 0
Cu∞ : Teneur en cuivre en mg kg-1 à t = ∞
t:
Les paramètres aux temps t = 0 et t = ∞ de l’équation modèle sont réajustés en fonction des
teneurs initiales et finales en cuivre et en zinc présentes au sein des fractions 80 µm – 2 mm.
Les teneurs initiales en cuivre (Cu0) et en zinc (Zn0) correspondent aux teneurs de la fraction
80 µm – 2 mm avant traitement soit 226 mg kg-1 pour le cuivre et 1217 mg kg-1 pour le zinc.
Les teneurs à t = ∞ sont extrapolées par rapport aux teneurs après 360 secondes de traitement
et aux vitesses de décroissance des deux éléments. Les valeurs de zinc et de cuivre à t = ∞
sont approximativement de 270 mg kg-1 pour le zinc (Zn∞=270) et de 60 mg kg-1 pour le
cuivre (Cu∞=60). Les pourcentages expérimentaux et modélisés des teneurs résiduelles en
cuivre et en zinc en fonction de la durée de traitement sont représentés sur les Figure III-29 et
Concentrations en cuivre en
mg kg-1
Figure III-30.
expérimental
250
modélisé
200
150
100
50
0
0
100
200
300
400
Figure III-29 : Comparaison des concentrations résiduelles
148
en
cuivre
obtenues
Concentartions en zinc en
mg kg-1
1600
expérimental
modélisé
1200
800
400
0
0
100
200
300
Figure III-30 : Comparaison des concentrations résiduelles
400
en
zinc
obtenues
La corrélation entre les pourcentages résiduels de zinc et de cuivre obtenus
expérimentalement et après modélisation varie en fonction des durées de traitement.
Les pourcentages expérimentaux après 30 secondes de traitement ne correspondent pas aux
résultats obtenus par la modélisation réalisée à partir de la cinétique d’ordre 1 définie
précédemment. Les pourcentages d’éléments expérimentaux obtenus après 60 secondes de
traitement se rapprochent de la cinétique d’ordre 1 avec un écart de 10 % pour le cuivre et de
18 % pour le zinc. A partir de 90 secondes de traitement, la dépollution de la fraction 80 µm –
2 mm suit la cinétique d’ordre 1 définie avec la formation de particules fines. Les écarts entre
les pourcentages expérimentaux et modélisés sont inférieurs à 5%.
Les résultats obtenus pour les autres métaux (Cd, Ni, Cr, Pb) sont similaires à ceux présentés
pour le cuivre et le zinc.
3.3.4 Conclusion
Les différents paramètres étudiés, pourcentages de particules fines, teneurs résiduelles en
matière organique, en cuivre et en plomb, pour déterminer l’efficacité de l’étape d’attrition,
suivent tous après 30 secondes de traitement une cinétique d’ordre 1.
Cette modélisation confirme l’intérêt d’éliminer les particules fines car elles entraînent
suivant une cinétique d’ordre 1 les polluants organiques et métalliques initialement présents
dans l’échantillon.
149
3.4
Application de la méthode de traitement sur
d’autres sédiments
Les conditions de traitement optimales définies à partir du sédiment de Cheviré vont être
appliquées à 6 autres sédiments de bassins de rétention et d’infiltration afin de confirmer
l’efficacité du traitement sur différents résidus. Les essais mis en place respectent le protocole
opératoire défini lors de l’étape d’optimisation de la méthode avec des seuils de coupure
définis à 80 µm et 2 mm, une teneur en eau de la pulpe à traiter d’environ 30 % et une durée
d’attrition de 180 secondes.
Pour éviter une redondance trop importante, seuls les traitements menés sur les sédiments des
bassins AhAh et Lyon B6 illustreront cette partie. Les bilans complets de traitement des
sédiments AhAh et Lyon B6 seront répertoriés en annexes avec ceux des autres bassins
étudiés : Lyon B 10 et Lyon B12 de la RN 88 et Lyon B 4 et Lyon B 5 de l’autoroute A 47.
3.4.1 Sédiments du bassin AhAh
Caractérisation du sédiment brut
Les caractéristiques chimiques du sédiment provenant du bassin AhAh sont présentées dans le
Tableau III-8 et comparées aux valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise pour
les sols pollués.
Tableau III-8 : Caractéristiques chimiques du sédiment AhAh et comparaison des teneurs en
éléments traces avec les valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
M.O Cd
mg kg-1
%
Sédiment brut AhAh
Norme hollandaise
13,5
2,6
226
247
107
357
1949
Cible
-
0,8
100
36
35
85
140
Intervention
-
12
380
190
210
530
720
Le sédiment brut du bassin AhAh présente des teneurs importantes en matière organique
(13,5 %) et en éléments traces, avec des concentrations supérieures aux valeurs d’intervention
de la norme hollandaise pour le cuivre (247 mg kg-1) et le zinc (1949 mg kg-1) et supérieures
150
aux valeurs cibles pour les autres éléments avec notamment des teneurs en plomb et en
chrome relativement élevées (357 mg kg-1 et 226 mg kg-1).
Coupures granulométriques à 2 mm et 80 µm :
Les caractéristiques chimiques (matière organique et teneur en éléments traces) des trois
fractions granulométriques issues du tri granulométrique à 2 mm et 80 µm sont présentées
dans le Tableau III-9.
des trois fractions granulométriques du sédiment AhAh.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
12
6,6
0,7
98
45
62
126
627
80 < < 2000 µm
68
14,9
3,0
226
259 134
383
2012
< 80 µm
20
29,4
5,2
382
423 154
644
3267
La fraction supérieure à 2 mm représente une masse de 12 % de l’échantillon brut. La teneur
en matière organique s’élève à 6,6 % alors que les teneurs en éléments traces sont toutes
inférieures aux valeurs d’intervention de la norme hollandaise. Elles sont comprises pour le
cuivre (45 mg kg-1), le nickel (62 mg kg-1), le plomb (126 mg kg-1) et le zinc (627 mg kg-1)
entre les valeurs cibles et les valeurs d’intervention de la norme.
Les fractions fines inférieures à 80 µm correspondent à 20 % de l’échantillon et renferment
des concentrations très élevées en polluants organiques et métalliques. La teneur en matière
organique s’élève à plus de 29 % ; l’enrichissement en matière organique au sein des éléments
fins se traduit par un rapport R = 
 de 1,8. Les teneurs en
% massique total


éléments traces sont également très élevées avec des concentrations en chrome (382 mg kg-1),
en cuivre (423 mg kg-1), en plomb (644 mg kg-1) et en zinc (3267 mg kg-1) supérieures aux
valeurs d’intervention de la norme hollandaise.
Cette fraction fine accumule, dans 20 % de la masse totale de l’échantillon brut, entre 28 % de
nickel et 40 % de cadmium. Les rapports R = 
 varient donc
% massique total


151
de 1,4 à 2,0 et traduisent, comme pour le sédiment de Cheviré, un enrichissement important
en éléments traces au sein des éléments fins.
La fraction intermédiaire comprise entre 80 µm et 2 mm présente pour le sédiment du bassin
AhAh des teneurs très importantes en matière organique (14,9 %) et en éléments traces. Les
teneurs en cuivre (259 mg kg-1) et en zinc (2012 mg kg-1) sont 1,4 et 2,8 fois supérieures aux
valeurs d’intervention de la norme hollandaise. De plus, les teneurs en chrome et en plomb
restent élevées avec des concentrations de 226 et 383 mg kg-1.
La fraction intermédiaire présente des teneurs en polluants proches de celles obtenues sur le
 % massique du polluant 
sédiment brut. Les rapports R = 
 traduisent bien cette similitude
% massique total


avec des valeurs comprises entre 1,0 et 1,2 pour les éléments traces et de 0,9 pour la matière
organique. L’enjeu lié à la dépollution de cette fraction est d’autant plus important que le
pourcentage massique est relativement élevé avec près de 70 % de la masse totale de
l’échantillon.
Attrition de la fraction 80 µm – 2 mm :
Pour cette fraction, le traitement se poursuit par une étape d’attrition d’une durée de
180 secondes et sous une agitation des pales à une vitesse de 2125 tours par minute. La pulpe
ainsi traitée est ensuite tamisée à 80 µm pour séparer les particules fines générées. La
composition des deux fractions ainsi formées est présentée dans le Tableau III-10.
des deux fractions granulométriques générées par attrition.
M.O Cd Cr Cu Ni
Pb
Zn
P.M
mg kg-1
%
85
6,4
1,3
154
108
99
206
1071
15
43,0
7,8
462
591
181
948
6396
L’étape d’attrition a engendré la formation de 15 % de particules fines largement contaminée
en polluants organiques et métalliques. Ces concentrations très élevées sont rarement
rencontrées dans des sédiments issus de l’assainissement pluvial. La teneur en matière
organique s’élève à 43 % (R=3,6) tandis que les teneurs en chrome (462 mg kg-1), en plomb
152
(948 mg kg-1), en cuivre (591mg kg-1) et en zinc (6396 mg kg-1) sont 1,2 à 8,9 fois supérieures
aux valeurs d’intervention de la norme hollandaise. Les teneurs en cadmium (7,8 mg kg-1) et
en nickel (181 mg kg-1) sont également très élevées et ne peuvent donc pas être négligées.
L’attrition a entraîné un enrichissement important des polluants au sein des particules
désagglomérées.
Cette accumulation se traduit par des rapports R = 
 très
% massique total


élevés qui varient, à l’exception du nickel, de 2,0 pour le chrome à 3,1 pour le zinc. Les
concentrations en polluants organiques et métalliques au sein des particules fines issues de
l’attrition sont plus élevées que celles présentes dans les éléments fins « libres » séparables
directement par tri physique.
La fraction comprise entre 80 µm et 2 mm issue de l’attrition est par conséquent fortement
dépolluée. Le pourcentage de matière organique est de 6,4 % contre 14,9 % avant attrition. A
l’exception du zinc (1071 mg kg-1), les teneurs en éléments traces sont toutes inférieures aux
valeurs d’intervention de la norme hollandaise.
Les rapports R = 
 sont de 0,5 pour la matière organique et ils
% massique total


varient entre 0,35 pour le cuivre et 0,63 pour le nickel. Ils traduisent un appauvrissement
important en matière organique et en éléments traces au sein de cette fraction et donc un degré
de dépollution élevé.
Conclusion
La méthode de traitement définie précédemment offre des rendements de dépollution
également très intéressant sur le sédiment du bassin AhAh
De plus, la faible production de particules fines lors de l’étape d’attrition (15 %) entraîne un
pourcentage de produit valorisable, 70 % de l’échantillon brut, plus important que lors du
traitement du sédiment de Cheviré (55 % de l’échantillon brut).
Des essais complémentaires d’attrition ont été réalisés pour améliorer la dépollution de la
fraction valorisable. Pour cela, la durée de traitement a été doublée, 360 secondes contre 180
précédemment, afin d’étudier la possibilité de désagglomérer des particules fines résiduelles
présentes au sein de la fraction valorisable. Les résultats obtenus sont similaires à ceux
153
obtenus sur le sédiment de Cheviré. En doublant la durée de traitement, seulement 2 % de
particules fines supplémentaires ont été générés et ils ne permettent pas d’abaisser de manière
significative la pollution au sein de la fraction valorisable. Pour des raisons économiques
précédemment évoquées, une durée de traitement plus élevée ne sera également pas retenue
pour dépolluer le sédiment issu du bassin AhAh.
3.4.2 Sédiments du bassin de Lyon B 6
Caractérisation du sédiment brut
Les caractéristiques chimiques du sédiment provenant du bassin Lyon B6 sont présentées
dans le Tableau III-11 et comparées aux valeurs cibles et d’intervention de la norme
hollandaise.
Tableau III-11: Caractéristiques chimiques du sédiment Lyon B6 et comparaison des teneurs
en éléments traces avec les valeurs cibles et d’intervention de la norme hollandaise.
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
M.O Cd
mg kg-1
%
Sédiment brut lyon B6
Norme hollandaise
8,5
0,6
81
199
38
156
585
Cible
-
0,8
100
36
35
85
140
Intervention
-
12
380
190
210
530
720
Le sédiment brut du bassin Lyon B6 présente une teneur en matière organique de 8,5 % et des
concentrations en éléments traces de 0,6 mg kg-1 pour le cadmium, 81 mg kg-1 pour le
chrome, 199 mg kg-1 pour le cuivre, 38 mg kg-1 pour le nickel, 156 mg kg-1 pour le plomb et
585 mg kg-1 pour le zinc. Les concentrations en nickel, plomb et zinc sont supérieures aux
valeurs cibles alors que la concentration en cuivre est quant à elle supérieure à la valeur
d’intervention de la norme hollandaise.
Coupures granulométriques à 2 mm et 80 µm :
Les pourcentages massiques des trois fractions issues des tamisages successifs à 2 mm et
80 µm ainsi que les pourcentages de matière organique et d’éléments traces, sont présentés
sur la Figure III-31. Comme lors de l’étude des sédiments de Cheviré et de AhAh, les rapports
154
R=
 varient en fonction des classes granulométriques. La fraction
% massique total


supérieure à 2 mm correspond à 14 % de la masse totale de l’échantillon brut et présente un
rapport inférieur à 1 qui traduit, au sein de cette fraction, un appauvrissement en éléments
traces. Le rapport est environ égal à 1 pour l’ensemble des polluants au sein de la fraction
comprise entre 80 µm et 2 mm (51 % de la masse) alors qu’il est supérieur à 1 pour la fraction
fine inférieure à 80 µm (35 % de la masse) et traduit un enrichissement en matière organique
et en éléments traces.
Pourcentages
80
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
M.O
Cr
< 80 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
Figure III-31 : Pourcentages massiques et pourcentages de matière organique et d’éléments
traces des trois fractions granulométriques avant attrition.
Attrition de la fraction 80 µm – 2 mm :
La fraction 80 µm – 2 mm subit une étape supplémentaire d’attrition puis un tamisage à
80 µm dans les conditions optimales définies précédemment pour le sédiment de Cheviré. Les
pourcentages massiques ainsi que les pourcentages des polluants présents dans les deux
fractions issues de cette étape sont présentés sur la Figure III-32.
155
80 µm - 2 mm
Pourcentages
100
< 80 µm
80
60
40
20
0
%
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
traces des deux fractions granulométriques issus de l’attrition.
L’étape d’attrition a engendré la formation de 12,5 % de particules fines inférieures à 80 µm.
Cette fraction est très enrichie en polluants avec des rapports R = 

% massique total


de 2,9 pour la matière organique et compris entre 2,4 (plomb) et 3,7 (zinc) pour les éléments
traces.
L’enrichissement de la fraction fine en polluants organiques et métalliques a entraîné
l’appauvrissement de ces polluants au sein de la fraction 80 µm – 2 mm qui présente après
traitement des rapports R = 
 compris entre 0,67 pour le zinc
massique
total
%


et 0,74 pour le nickel. De même, le rapport R est égal à 0,73 pour la matière organique.
Conclusion
De même que pour le sédiment AhAh, l’étape d’attrition n’a engendré qu’un faible
pourcentage de particules fines et par conséquent, des rendements de valorisation très
intéressants.
Après
traitement,
les
pourcentages
massiques
des
trois
fractions
granulométriques et les pourcentages des polluants qu’elles renferment sont présentés sur la
Figure III-33.
156
En comparant la Figure III-33 et la Figure III-31 précédente, on note très clairement l’effet de
l’attrition sur la fraction 80 µm – 2 mm avec une nette diminution de la pollution organique et
métallique qu’elle renferme.
Par conséquent, le degré de pollution a fortement augmenté au sein de la fraction fine avec
 % massique de polluants 
des rapports R = 
 compris pour les éléments traces entre 1,5 pour
% massique total


l’élément de nickel et 2,0 pour celui de cuivre. Pour la matière organique, le rapport R traduit
également une accumulation dans les éléments fins avec un valeur égale à 1,6.
> 2000 µm
100
80 < < 2000 µm
< 80 µm
Pourcentages
80
60
40
20
0
%
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
traces des trois fractions granulométriques après traitement.
3.4.3 Conclusion
Les conditions optimales de traitement définies à partir du sédiment de Cheviré s’appliquent
également aux 6 autres sédiments de bassins étudiés (Voir annexe A). Cette méthode intégrant
des coupures granulométrique à 2 mm et 80 µm et une technique minéralurgique d’attrition
permet une accumulation de la matière organique et des métaux traces au sein des éléments
fins (< 80 µm). Les fractions supérieures à 2 mm et comprises entre 80 µm et 2 mm se
retrouvent appauvries en polluants et sont potentiellement valorisables.
Les pourcentages massiques de ces fractions valorisables peuvent être importants et atteindre
près de 70 % de la masse sèche de l’échantillon brut.
157
L’essentiel :
L’étude conduite sur le traitement physique des sédiments issus de l’assainissement pluvial a
mis en évidence les possibilités de dépollution et de valorisation de ces résidus. Les polluants
organiques et métalliques présents dans le produit brut sont localisés au niveau des éléments
fins. Ces derniers peuvent se trouver sous deux formes au sein des échantillons. Ils sont
soit « libres » et facilement séparables des éléments grossiers, soit « agglomérés » entre eux
ou autour des particules grenues et nécessitent alors la génération de forces de frottement pour
permettre leur désagglomération.
Les forces de frottement sont induites par une technique minéralurgique : l’attrition. Formé
d’une cellule hexagonale et d’un arbre vertical équipé de pales en opposition de phases, cet
équipement permet de générer entre les grains des forces de frottement suffisantes pour
désagréger les agglomérats de particules fines.
Les critères économiques et environnementaux liés à la valorisation des sédiments issus de
l’assainissement pluvial ont orienté nos recherches vers une optimisation des conditions
opératoires de traitement. Des compromis entre les pourcentages de particules valorisables,
les pollutions résiduelles qu’elles renferment et les coûts de traitement ont dû être établis pour
déterminer le protocole optimal de traitement des sédiments en laboratoire.
Avec des seuils de coupure de 2 mm et 80 µm, une pulpe à traiter d’environ 70 % de siccité,
une durée de traitement de 180 secondes et une vitesse d’agitation des pales de 2125 tours par
minute, le pourcentage de particules dépolluées et potentiellement valorisables varie entre 55
et 75 % en fonction des sédiments étudiés.
158
Chapitre 4
IV Conception d’une unité pilote Traitement physique
Ce chapitre a pour objectif de décrire, à travers la conception et l’utilisation d’une unité pilote,
le traitement physique des sédiments issus de l’assainissement pluvial : bassins routiers et
balayures de voiries. Il se décompose en deux parties.
La première partie présente le principe de traitement retenu pour la conception de
l’unité pilote. Il est défini à partir des essais de traitabilité mis en place lors du chapitre
précédent et des contraintes et objectifs liés à la problématique rencontrée. Une description
détaillée des différents équipements utilisés est également proposée.
La seconde partie décrit les résultats obtenus après le traitement physique des résidus à
travers l’unité pilote. Une caractérisation physique et chimique des différentes fractions
permettra de présenter les rendements de dépollution et le pourcentage de fractions
valorisables.
159
Chapitre 4 : Traitement physique des sédiments
4.1
Conception de l’unité pilote
Le principe de traitement retenu pour la conception de l’unité pilote découle directement de
l’étude de traitabilité réalisée dans le chapitre 3. La conjugaison de séparations
granulométriques et d’une étape d’attrition a permis, à l’échelle laboratoire, de concentrer la
pollution métallique et organique au sein des éléments fins inférieurs à 80 µm et d’obtenir des
rendements de fractions potentiellement valorisables, particules supérieures à 80 µm, pouvant
atteindre 75 % de l’échantillon brut.
Néanmoins, la réalisation de l’unité pilote ne peut pas être définie sur les seuls résultats
obtenus en laboratoire. La problématique liée aux sédiments de l’assainissement pluvial et les
contraintes d’échelle entre les traitements en laboratoire et à l’échelle pilote seront des
paramètres à prendre en compte pour définir judicieusement la conception du pilote.
De plus, l’unité de traitement doit présenter, dans le contexte actuel, des exigences
économiques et environnementales compatibles, afin d’être proposée comme une alternative
viable aux gestionnaires de bassins et de balayures de voiries.
4.1.1 Problématiques, objectifs et contraintes
Situation des bassins
Les bassins implantés le long des routes et autoroutes se retrouvent distants les uns des autres
et éloignés des grosses agglomérations. La mise en place d’une station fixe de traitement
nécessite d’acheminer sur plusieurs kilomètres les résidus curés. Dans un souci d’exigences
économiques et face à l’importance du coût de transport des déchets, nos recherches se sont
orientées vers la conception d’une unité mobile ou semi-mobile afin de réduire les distances
entre le déchet et son centre de traitement.
Le souhait de traiter les résidus in situ, a engendré différentes contraintes liées au contexte des
bassins d’une part et à l’acheminement sur site des équipements d’autre part.
- Un manque de service
Les bassins sont souvent isolés et ne sont pas alimentés en eau et en électricité. Ce manque de
service ajoute une contrainte supplémentaire à l’unité pilote : l’autonomie. Si l’absence
d’électricité peut être résolue par l’apport d’un groupe électrogène, l’absence d’eau nécessite
160
quant à elle de prévoir une filière de traitement en continu des eaux de process afin de
permettre un fonctionnement en circuit fermé.
- Une unité mobile
L’encombrement des équipements doit être réduit pour faciliter l’acheminement de l’unité de
traitement vers les différents sites et de limiter ainsi les coûts de transport. De plus, l’unité
doit être la plus simple possible afin de favoriser la mise en œuvre du traitement et de réduire
les périodes de montage et démontage susceptibles d’augmenter le coût du traitement.
Changement d’échelle : du laboratoire au pilote
Par rapport au traitement en laboratoire, plusieurs contraintes pratiques devront être prises en
compte pour assurer le bon déroulement du traitement des résidus.
- Les encombrants
Les essais laboratoire étant réalisés avec de faibles quantités de résidus (quelques centaines de
grammes de sédiments), l’opérateur élimine lors de ses travaux, les macro déchets rencontrés
dans les ouvrages (sacs plastiques, bouteilles, canettes…). L’unité pilote est conçue pour
fonctionner à des débits pouvant atteindre 400 kilogrammes par heure et bien que manuelle,
l’alimentation sera plus grossière et des encombrants pourront être acheminés dans l’unité de
traitement et entraîner une dégradation des équipements. Pour s’affranchir de ces difficultés,
une coupure granulométrique de quelques dizaines de millimètres sera nécessaire en amont de
l’unité afin d’éliminer les macro déchets indésirables.
- Le mode de fonctionnement
Le traitement des sédiments est réalisé en mode discontinu (batch) au laboratoire alors qu’il
sera effectué en continu à l’échelle pilote. Cette différence de fonctionnement entraîne une
nouvelle contrainte, à savoir, la gestion des flux de résidus en fonction des temps de séjour
propre à chaque équipement. La principale difficulté est d’éviter les zones de « bourrage »,
susceptibles de nuire à la qualité du traitement.
Le traitement des eaux
Contrairement aux essais en laboratoire consacrés au seul traitement des sédiments, l’unité
pilote sera composée également d’une filière de traitement des eaux permettant de travailler
161
en circuit fermé. Ce traitement est indispensable pour récupérer les éléments fins riches en
polluants d’une part et pour réduire les quantités d’eau utilisées d’autre part.
4.1.2 Principe de traitement
Le principe de l’unité pilote présenté sur la Figure IV-1 est issu de la méthode de traitement
mise en place dans le chapitre 3 et des contraintes liées à la viabilité du projet.
Grille statique
coupure à 30 mm
> 30 mm
Déchets
ménagers
> 2 mm
Valorisation
< 30 mm
Tamis vibrant
coupure à 2 mm
< 2 mm
Hydrocyclone
coupure à 60 µm
< 60 µm
Filtre
presse
Décanteur
Elimination
60 µm - 2 mm
Attrition
< 2 mm
Hydrocyclone
coupure à 60 µm
< 60 µm
60 µm - 2 mm
Valorisation
Figure IV-1: Principe de traitement de l’unité pilote.
Les sédiments, injectés dans l’unité pilote subissent une première coupure granulométrique à
30 mm. La grille statique, placée en amont de l’unité, a pour objectif d’isoler les macro
déchets et de protéger ainsi les équipements situés en aval. La fraction supérieure à 30 mm
sera éliminée via la filière des déchets ménagers.
Les résidus inférieurs à 30 mm vont subir un traitement similaire à celui mis en place lors des
essais de traitabilité en laboratoire (chapitre 3). Les particules sont acheminées, par
l’intermédiaire d’un convoyeur, au niveau d’un tamis vibrant de maillage 2 mm. Cette
coupure joue un double rôle : elle isole d’une part la fraction 2 mm – 30 mm potentiellement
162
valorisable (chapitre 3) et protège d’autre part l’hydrocyclone situé en aval des particules
grossières (2 mm – 30 mm).
La séparation granulométrique suivante est réalisée par hydrocyclonage. Cet équipement
permet d’abaisser le seuil de coupure à 60 µm contre 80 µm par tamisage en laboratoire.
L’objectif est de réduire ainsi le pourcentage de particules fines enrichies en polluants. Les
particules inférieures à 60 µm contenues dans les eaux de surverse des hydrocyclones sont
ensuite injectées dans la filière de traitement des eaux (décanteur et filtre presse).
La fraction 60 µm – 2 mm est quant à elle introduite en continu dans la machine d’attrition.
Comme en laboratoire, les forces de frottement induites par ce traitement génèrent des
particules fines qui seront également séparées par hydrocyclonage puis orientées vers le
traitement des eaux. La fraction 60 µm – 2 mm récupérée sera caractérisée en vue de définir
les filières potentielles de valorisation.
L’ensemble de ces opérations est réalisé par voie humide avec des teneurs en eau qui fluctuent
de 85 % pour les coupures par hydrocyclone à 30 % pour l’étape d’attrition. Les eaux de
surverse du décanteur sont directement renvoyées au niveau des différents équipements afin
de fonctionner en circuit fermé.
4.1.3 Description des différents équipements
La grille statique
La grille présente un maillage de 30 mm et repose à l’intérieur d’une trémie de 150 cm de
hauteur (Figure IV-2). L’alimentation en sédiment est réalisée manuellement avec une pelle
en acier inox à un débit variant de 200 à 350 kg h-1 en fonction de la composition des résidus.
La fraction supérieure à 30 mm est enlevée manuellement de la trémie au fur et à mesure de
l’alimentation.
Les particules inférieures à 30 mm sont acheminées par l’intermédiaire d’un convoyeur vers
le séparateur primaire.
163
Figure IV-2 : Trémie de maillage 30 mm.
Séparateur primaire
Le séparateur primaire comprend deux équipements de séparation granulométrique : un tamis
vibrant et un hydocyclone. Le tamis vibrant, de maillage 2 mm, est équipé d’un système
d’aspersion d’eau pour favoriser la séparation des particules (Figure IV-3).
Figure IV-3 : Tamis vibrant de maillage 2 mm équipé d’un système d’ aspersion d’eau.
Les résidus de l’assainissement pluvial présentent des teneurs élevées en matière organique
(chapitre 2) qui favorisent le colmatage du tamis vibrant et réduisent, par conséquent, le
rendement de séparation. Pour pallier ce phénomène de colmatage, deux systèmes d’aspersion
164
d’eau, l’un par le dessus et l’autre à contre courant, sont mis en place afin d’optimiser la
séparation granulométrique.
La fraction supérieure à 2 mm quitte la filière de traitement à la sortie du tamis vibrant. Elle
est alors caractérisée afin de définir les possibilités de valorisation.
La fraction inférieure passe à travers le tamis de 2 mm et se retrouve dans la cuve du
séparateur (Figure IV-4). Les particules sont diluées dans l’eau du milieu pour atteindre une
teneur en matière sèche de 15 à 20 %. La pulpe ainsi formée est ensuite injectée en continu
dans un hydrocyclone sous une pression de 1,5 bar.
Figure IV-4 : Séparateur primaire.
Figure IV-5 : Hydrocyclone.
L’hydrocyclone est un équipement constitué d’un tube conique ouvert à ses extrémités
(Figure IV-6). L’alimentation en pulpe est effectuée par une ouverture latérale située dans la
partie supérieure de l’appareil. Sous l’effet de la vitesse, un vortex se forme et les particules
les plus lourdes et les plus grossières viennent se coller sur la paroi externe de l’équipement.
Elles glissent ensuite vers le bas de l’hydrocyclone jusqu’à la sortie appelée souverse. Les
particules les plus fines se stabilisent au centre du vortex et sous l’influence d’un vortex
secondaire sortent par la surverse de l’hydrocyclone. Cet équipement permet une séparation
des particules à environ 60 µm. La fraction inférieure à 60 µm est dirigée vers la filière de
traitement des eaux. Les particules supérieures à 60 µm sont déshydratées sur un tamis vibrant
165
pour atteindre une teneur en eau de 30 %. Les particules sont ensuite introduites dans la
machine d’attrition.
Figure IV-6 : Schéma de principe d’un hydrocyclone.
Machine d’attrition
Cette machine est constituée de deux cellules hexagonales contigües de 30 litres chacune en
acier au carbone (Figure IV-7).
Figure IV-7 : Machine d’attrition.
166
La cellule de tête comporte un piquage incliné pour l’alimentation en solide et en eau de
dilution. Les deux cellules sont équipées d’un arbre vertical avec trois niveaux de pales
d’agitation alimenté par un moteur électrique de 3 kW. La cellule de queue comporte un
piquage pour l’évacuation des produits traités vers le séparateur secondaire.
Contrairement à la cellule utilisée en laboratoire, le fonctionnement est continu et la durée de
traitement des résidus à l’intérieur des cellules est dépendante du débit d’alimentation. Elle
peut être grossièrement estimée, en admettant que les cellules sont initialement remplies,
d’après l’équation suivante :
d=
(QB − Q1 − Q2 )
×n
m
Équation IV-1
Avec :
d:
Durée de traitement
QB :
Débit du matériau brut en g s-1
Q1 :
Débit du matériau > 2 mm en g s-1
Q2 :
Débit du matériau < 60 µm en g s-1
m:
Masse de matériau contenu dans une cellule
n:
Nombre de cellule
Avec 2 cellules contigües de 30 litres chacune, un débit moyen du matériau brut de densité
2,5 de 300 kg h-1 dont 20 % de particules supérieures à 2 mm et 25 % inférieures à 60 µm, la
durée de séjour moyenne des particules dans la machine d’attrition est estimée à environ
50 minutes.
En raison de diverses contraintes liées au fonctionnement en continu, aux coupures
granulométriques par hydrocyclone et à la spécificité de la cellule, les conditions opératoires
de traitement sont très différentes de celles retenues en laboratoire (chapitre 3).
Le Tableau IV-1 compare les conditions effectives pour l’unité pilote à celles optimisées en
laboratoire.
167
Tableau IV-1 : Comparatif des conditions opératoires des traitements pilote et laboratoire.
Conditions pilote
Conditions en laboratoire
Mode de fonctionnement
Seuils de coupure
Nombre de cellules
Vitesse de rotation des pales
Teneur en eau de la pulpe
Durée de traitement
continu
batch
2 mm et 60 µm
2 mm et 80 µm
2
1
402 tours minute-1
2125 tours minute-1
70 %
74 %
50 minutes
3 minutes
Si l’on se réfère à l’équation de Shigley et Miscke (1989), l’énergie délivrée par unité de
masse est différente entre les cellules de laboratoire et du pilote.
Séparateur secondaire
Les produits traités dans les cellules d’attrition sont ensuite dirigés vers le séparateur
secondaire (Figure IV-1). Ils sont dilués dans la cuve inférieure et injectés sous pression dans
un second hydrocyclone afin de séparer les particules fines générées lors de l’étape d’attrition.
Figure IV-8 : Séparateur secondaire.
La fraction fine, inférieure à 60 µm, est dirigée vers la filière de traitement des eaux alors que
la fraction supérieure à 60 µm est déshydratée sur un tamis vibrant avant d’être récupérée.
168
Traitement des eaux
Les eaux de surverse des hydrocyclones primaire et secondaire contiennent la fraction fine des
sédiments inférieurs à 60 µm. Les eaux sont récoltées dans une cuve tampon (Figure IV-9)
avant d’être injectées dans un décanteur lamellaire (Figure IV-10).
Figure IV-9 : Eaux de process.
Figure IV-10 : Décanteur lamellaire.
La première partie du décanteur correspond au bac à floculation. L’ajout de polymère est
réalisé par l’intermédiaire d’une pompe péristaltique et permet la formation de flocs qui vont
ensuite décanter vers le fond de l’équipement.
Le décanteur lamellaire présente les avantages suivants :
- la compacité par rapport aux décanteurs statiques conventionnels, qui conduit à des
économies importantes de place et de coût,
- l'efficacité, qui résulte de l'accroissement de la surface de décantation,
- la fiabilité, qui est induite par la simplicité du décanteur.
Les eaux de surverse du décanteur sont récupérées dans une nouvelle bâche tampon (Figure
IV-11). Elles sont réinjectées en continu au niveau des deux séparateurs physiques. L’unité
pilote fonctionne ainsi en circuit fermé sans aucun ajout d’eau provenant du réseau.
169
Figure IV-11 : Eaux de surverse du décanteur.
Les boues sont quant à elles injectées, après décantation, au niveau d’un filtre presse afin de
subir une déshydration (Figure IV-12) permettant ainsi de réduire significativement leurs
volumes et de faciliter leurs éliminations.
Figure IV-12 : Gâteau de boues formé au niveau du filtre presse.
170
Le traitement
4.2
Le traitement des sédiments
L’unité pilote a permis de traiter 5 sédiments de bassins (Cheviré, Nancy, AhAh 1, AhAh 2 et
Lyon) et 2 balayures de voiries (Bordeaux et Lille). Au cours du traitement, 3 coupures
granulométriques à 30 mm, 2 mm et environ 60 µm sont effectuées et 5 fractions sont
étudiées : supérieure à 30 mm, comprise entre 2 mm et 30 mm, comprise entre 60 µm et 2 mm
avant et après attrition et inférieure à 60 µm. Pour chacune des fractions, le pourcentage
massique est déterminé et une caractérisation de la matière organique et minérale est réalisée.
4.2.1 Pourcentages massiques des différentes fractions
Les pourcentages massiques des différentes fractions issues du traitement sont présentés dans
le Tableau IV-2.
Tableau IV-2 : Pourcentages massiques exprimés des différentes fractions issues du
traitement physique (en matière sèche).
Fractions
> 30 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
< 60 µm
Cheviré
4
8
50
38
Nancy
4
20
50
26
AhAh 1
7
7
27
59
AhAh 2
1
13
74
11
Lyon
5
49
15
31
Bordeaux
23
25
45
7
Lille
2
32
44
22
La fraction supérieure à 30 mm correspond aux encombrants et sera éliminée via la filière des
déchets ménagers. Cette fraction regroupe l’ensemble des détritus abandonnés sur les
autoroutes pour les bassins et au niveau des voiries pour les balayures. Elle est constituée de
sacs plastiques, bouteilles, canettes, pièces automobiles… Les résidus étudiés, à l’exception
des balayures de Bordeaux (23 %), présentent des pourcentages massiques de produits
supérieurs à 30 mm relativement faibles (2 à 7 %). La faible densité de ces produits entraîne
néanmoins un volume d’encombrant non négligeable.
171
Le pourcentage massique de la fraction comprise entre 2 mm et 30 mm fluctue beaucoup en
fonction des sédiments étudiés. Les sédiments de Cheviré, AhAh 1 et AhAh 2 présentent une
fraction 2 mm – 30 mm peu importante avec des pourcentages massiques de 7 %, 8 % et
13 %. Pour les résidus de Nancy, Bordeaux, Lille et Lyon, la fraction 2 mm – 30 mm est
beaucoup plus importante avec des pourcentages de 20 %, 25 %, 32 % et 49 %.
Les sédiments de Cheviré, Nancy, AhAh 2, Lille et Bordeaux présentent pour la fraction
comprise entre 60 µm et 2 mm des pourcentages de 50 % et 74 % pour les bassins et de 44 %
et 45 % pour les balayures de voiries.
Les sédiments des bassins de Lyon et de AhAh 1 présentent une fraction 60 µm – 2 mm de 15
et 27 %. Ces faibles pourcentages sont révélateurs des limites du traitement physique pour les
sédiments fins (d50 de 47 et 25 µm).
Pourcentages de refus au sein des différentes fractions
Le pourcentage de particules résiduelles est déterminé par granulométrie classique pour la
fraction 2 mm – 30 mm (< 2 mm) et par granulométrie laser pour la fraction 60 µm – 2 mm
(< 60 µm) afin de définir, dans les conditions de nos essais, le rendement de séparation des
différents équipements. Les résultats sont présentés dans le Tableau IV-3.
Tableau IV-3 : Pourcentages de particules résiduelles au sein des fractions 2 mm – 30 mm et
60 µm – 2 mm (exprimés en matière sèche).
< 2 mm (2 mm -30 mm)
< 60 µm (60 µm – 2 mm)
Cheviré
18 %
1,2 %
Nancy
1%
3,5 %
AhAh 1
-
-
AhAh 2
17 %
1,8 %
Lyon
80 %
3,5 %
Bordeaux
20 %
1,5 %
Lille
5%
4,7 %
La fraction 2 mm – 30 mm présente pour certains sédiments des pourcentages élevés en
particules inférieures à 2 mm. Ce pourcentage est largement dépendant des produits étudiés.
Pour les résidus de Nancy et Lille, la séparation granulométrique est très efficace avec
seulement 1 % et 5 % de particules résiduelles. Pour AhAh 2, Cheviré et Bordeaux, la
172
Le traitement
séparation est moins efficace avec des pourcentages de particules inférieures à 2 mm plus
élevés et respectivement égaux à 17 %, 18 % et 20 %. La séparation granulométrique à 2 mm
s’avère être inefficace pour les sédiments de Lyon, très riches en argile. Plus de 80 % de la
fraction 2 mm – 30 mm est composée de particules résiduelles. La séparation sur tamis
vibrant sous aspersion d’eau est inadaptée à certains produits de l’assainissement pluvial
(Lyon). Le colmatage important du tamis vibrant, lié à des teneurs élevées en argile, entraîne
une chute de l’efficacité du traitement.
Les fractions 60 µm – 2 mm issues des séparations par hydrocyclonage présentent des
pourcentages de particules résiduelles inférieures à 60 µm relativement faibles. Les quantités
varient de 1,2 % pour Cheviré à 4,7 % pour les balayures de voiries de Lille. Dans l’optique
d’une valorisation de cette fraction en sable à béton ou en remblai, la faible présence de
particules fines est une caractéristique géotechnique intéressante.
Conclusion :
Les pourcentages de matière sèche obtenus sur les 7 résidus de l’assainissement pluvial
varient pour l’ensemble des fractions 2 mm – 30 mm et 60 µm – 2 mm de 34 % à 87 %.
Compte tenu des teneurs en eau initialement présentes dans les sédiments, et si l’on résonne
en pourcentage massique de sédiments bruts et non pas en pourcentage de matière sèche, les
rendements obtenus sont donc potentiellement beaucoup plus élevés que ceux présentés lors
de ces travaux. Les caractérisations chimiques et géotechnique (chapitre 6) des différentes
fractions permettront de conclure sur les éventuelles possibilités de valorisation.
4.2.2 Caractérisation chimique
Les fractions supérieures à 30 mm, composées de détritus grossiers, ne sont pas
chimiquement caractérisées. Les fractions 2 mm – 30 mm, 60 µm – 2 mm et inférieures à
60 µm sont caractérisées pour étudier la répartition des polluants au sein des trois fractions
granulométriques. De plus, une aliquote de la fraction 60 µm – 2 mm est prélevée avant
attrition puis analysée afin de déterminer les performances de cette technique minéralurgique
sur la dépollution des sédiments.
4.2.2.1 Eléments traces
Les teneurs en éléments traces présentes au sein des fractions issues du traitement physique
sont présentées dans le Tableau IV-4 et comparées à la norme hollandaise.
173
Tableau IV-4 : Teneurs en éléments traces, en titane et en phosphore des différentes fractions
issues du traitement physique(exprimées en mg kg-1).
Cheviré
Nancy
AhAh 1
AhAh 2
Lyon
Bordeaux
Lille
Norme
hollandaise
174
Cd
Cr
Cu
Ni Pb
mg kg-1
Zn
Ti
P
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm AV
0,4
0,2
32
32
125
59
14
11
83
66
650
320
1,6 1032
1,3 929
60 µm – 2 mm AP
0,1
27
25
9
60
188
1,1
< 60 µm
2,6
120
518
46
279
2275
3,2 2291
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm AV
60 µm – 2 mm AP
< 60 µm
0,02
0,3
0,1
1,3
5884
537
492
390
118
49
43
308
15
16
15
61
16
45
48
229
73
125
112
778
2,9
1,4
2,15
1808
737
874
1586
2 mm – 30 mm
2,6
54
120
38
169
535
-
-
60 µm – 2 mm AV
1,7
60
72
62
119
271
-
-
60 µm – 2 mm AP
-
-
-
-
-
-
-
-
< 60 µm
6,2
99
184
53
320
875
-
-
2 mm – 30 mm
0,3
42
38
26
37
134
1,1
852
60 µm – 2 mm AV
0,4
39
99
62
100
215
1,0
671
60 µm – 2 mm AP
0,3
34
90
54
48
78
0,8
501
< 60 µm
6,3
123
303
91
348
1152
2,0 2828
2 mm – 30 mm
1,3
74
82
38
121
337
2,4
838
60 µm – 2 mm AV
0,6
59
67
27
71
279
2,4
653
60 µm – 2 mm AP
0,4
55
43
14
54
120
1,4
643
< 60 µm
1,5
127
200
54
260
889
3,0 1272
2 mm – 30 mm
0,1
60
81
17
51
187
3,0
465
60 µm – 2 mm AV
0,2
43
100
14
114
250
1,7
526
60 µm – 2 mm AP
0,1
52
91
13
74
185
0,8
390
< 60 µm
2,9
154
262
52
736
1767
2,8 2636
2 mm – 30 mm
0,1
64
16
11
12
58
2,0
592
60 µm – 2 mm AV
0,5
73
87
17
60
381
2,3
617
60 µm – 2 mm AP
0,3
76
80
21
49
206
2,1
537
< 60 µm
2,0
118
222
52
269
871
2,9 1252
Cible
0,8
100
36
35
85
140
-
-
intervention
12
380
190 210 530
720
-
-
594
Le traitement
Cheviré
Les concentrations en éléments traces au sein des particules fines inférieures à 60 µm sont très
élevées. Les teneurs en cuivre (518 mg kg-1) et en zinc (2275 mg kg-1) sont 2,7 et 3,2 fois plus
importantes que les valeurs d’intervention de la norme hollandaise pour les sols pollués. Les
teneurs en cadmium (2,6 mg kg-1), en chrome (120 mg kg-1), en nickel (46 mg kg-1) et en
plomb (279 mg kg-1) sont également supérieures aux valeurs cibles de la norme hollandaise.
La fraction 2 mm – 30 mm présente des teneurs en éléments traces inférieures aux valeurs
cibles de la norme hollandaise à l’exception du cuivre (125 mg kg-1) et du zinc (650 mg kg-1)
dont les teneurs sont comprises entre les valeurs cibles et les valeurs d’intervention.
La fraction 60 µm – 2 mm obtenue en sortie de filière de traitement (après attrition) présente
des teneurs faibles en polluants métalliques. Les concentrations en cadmium (0,1 mg kg-1), en
chrome (27 mg kg-1), en cuivre (25 mg kg-1), en nickel (9 mg kg-1) et en plomb (60 mg kg-1)
sont toutes largement inférieures aux valeurs cibles et compatibles avec les teneurs des sols
ordinaires données par Baize (2000). Seule la concentration en zinc (188 mg kg-1) est
supérieure à la valeur cible (140 mg kg-1) de la norme hollandaise.
L’efficacité de l’étape d’attrition observée en laboratoire (chapitre 3) est maintenue, à
l’échelle pilote, pour le sédiment de Cheviré. L’importante réduction des concentrations en
cuivre (25 contre 59 mg kg-1) et en zinc (188 contre 320 mg kg-1) correspond à des
abattements de pollution pour ces deux éléments de 60 et 40 %. L’effet de l’attrition est
également élevé sur la dépollution en phosphore avec des teneurs de 594 mg kg-1 contre
929 mg kg-1.
Nancy
Le sédiment de Nancy a la particularité de présenter une concentration en chrome très élevée
dans le sédiment brut (2979 mg kg-1).
La fraction 2 mm – 30 mm présente une concentration en chrome de 5884 mg kg-1. Une
pollution antérieure liée au remblaiement par des matériaux pollués (types mâchefers) est une
éventuelle hypothèse pour expliquer cette observation. Cette teneur, très élevée au sein des
particules grossières, est contraire aux conclusions de nos travaux précédents où
l’enrichissement en éléments traces est localisé dans les particules fines.
La séparation granulométrique à 2 mm a néanmoins permis, dans ce cas précis, d’isoler la
pollution chromique au sein de la fraction 2 mm – 30 mm. Un seuil de coupure plus élevé
175
(4 ou 5 mm) est à envisager sur ce type de matériaux afin de réduire la proportion de la
fraction polluée. Des observations au microscope électronique à balayage ont confirmé une
présence importante de chrome sous forme grossière ; il se trouve disséminé sous différentes
formes : éclats de peinture, esquilles métalliques, sphères vitreuses sombres, scories (Figure
IV-13) et grains grenus noir alvéolés qui peuvent être assimilés à des scories.
Plage claire de Cr
Figure IV-13 : Photographie zoomée sous loupe binoculaire d’une scorie.
Les plages claires des scories présentes dans les sédiments de Nancy sont également
observées au MEB. Le spectre EDS obtenu confirme la présence de chrome sur les particules
grenues (Figure IV-14). On note également des teneurs élevées en fer et en manganèse.
Figure IV-14 : Analyse globale des plages claires d’une scorie (Spectre EDS).
176
Le traitement
La fraction grossière est également, dans une moindre mesure, enrichie en titane (2,9 mg kg-1)
et en phosphore (1808 mg kg-1).
La fraction fine, inférieure à 60 µm, présente pour les autres éléments traces, un facteur
d’enrichissement relativement élevé avec des concentrations en cuivre (308 mg kg-1) et en
zinc (778 mg kg-1) environ 2,5 fois plus élevées que dans le sédiment brut et supérieures aux
valeurs d’intervention de la norme hollandaise. Bien qu’élevée et supérieure à la valeur
d’intervention de la norme hollandaise, la concentration en chrome dans la fraction fine
(390 mg kg-1) correspond à une faible proportion de la quantité totale de l’élément trace
présent dans le sédiment brut.
La fraction 60 µm – 2 mm présente à l’exception du chrome (492 mg kg-1) des teneurs en
éléments traces toutes inférieures aux valeurs cibles de la norme hollandaise.
L’effet de l’attrition sur la fraction 60 µm – 2 mm n’est pas très important sur le sédiment de
Nancy. Les observations sous loupe binoculaire (Figure IV-15) et au microscope électronique
à balayage (Figure IV-16) permettent de noter le faible encroutement de particules fines dans
ce sédiment.
Figure IV-15 : Photographie à
binoculaire du sédiment de Nancy.
loupe Figure IV-16 : Photographie au MEB
(électrons rétrodiffusés) du sédiment de Nancy.
AhAh1
Les particules fines accumulent une part importante de la pollution avec des concentrations
respectives en cadmium, cuivre et zinc de 6,2, 184 et 875 mg kg-1.
Les particules de la fraction 60 µm – 2 mm introduites dans la cellule d’attrition sont broyées
sous l’action du frottement mécanique induit par les pales d’agitation de l’équipement. Ce
177
phénomène de broyage, caractérisé par un abaissement significatif du d50, a également été
observé par Clozel et al. (2002). Les caractéristiques physiques du sédiment ne permettent pas
un traitement par attrition de la fraction 60 µm – 2 mm. Pour le sédiment AhAh 1, le
traitement physique se limite donc aux coupures granulométriques à 30 mm au niveau de la
grille statique en amont de l’unité et à 2 mm et 60 µm dans le séparateur primaire.
La fraction 60 µm – 2 mm présente des teneurs en éléments traces toutes inférieures aux
valeurs d’intervention de la norme hollandaise et compatibles avec des filières de valorisation
tel que le remblai ou les couches de forme.
Les autres sédiments
Pour les sédiments des bassins AhAh 2 et Lyon ainsi que pour les balayures de voiries de
Lille et Bordeaux, le comportement des matériaux vis à vis du traitement physique est
similaire à celui obtenu avec le sédiment de Cheviré.
D’une part, les fractions fines, inférieures à 60 µm, concentrent une grande majorité de la
pollution métallique avec des pourcentages massiques d’éléments traces qui varient entre 60
et 80 % en fonction des sédiments étudiés. Par conséquent, les fractions supérieures à 2 mm et
comprises entre 60 µm et 2 mm sont largement dépolluées et les éléments traces se retrouvent
avec des teneurs compatibles à celles des sols ordinaires (Baize, 2000).
D’autre part, l’efficacité de l’attrition sur la fraction 60 µm – 2 mm est semblable à celle
obtenue sur le sédiment de Cheviré ; l’abattement des concentrations en éléments traces est
important et peut atteindre plus de 60 %. Les exemples du zinc pour le sédiment de Lyon
(120 mg kg-1 contre 279 mg kg-1), du cadmium pour les résidus de Lille (0,26 mg kg-1 contre
0,47 mg kg-1), du plomb pour les sédiments de AhAh2 (48 mg kg-1 contre 100 mg kg-1) et du
titane pour les balayures de Bordeaux (0,8 mg kg-1 contre 1,7 mg kg-1) peuvent être cités pour
illustrer les résultats obtenus.
4.2.2.2 Matière organique et hydrocarbures totaux
Les teneurs en matière organique et en hydrocarbures totaux des différentes fractions issues
du traitement physique sont présentées dans le Tableau IV-5. Les concentrations en
hydrocarbures totaux sont comparées aux valeurs cibles et d’intervention de la norme
hollandaise pour les sols pollués.
178
Le traitement
Tableau IV-5 : Pourcentages de matière organique et teneurs en hydrocarbures totaux des
différentes fractions issues du traitement physique.
Cheviré
Nancy
AhAh 1
AhAh 2
Lyon
Bordeaux
Lille
Norme
hollandaise
Matière organique
%
mg kg-1
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm AV
7,5
6,3
383
851
60 µm – 2 mm AP
2,5
108
< 60 µm
25,2
6431
2 mm – 30 mm
0,7
/
60 µm – 2 mm AV
3,3
1631
60 µm – 2 mm AP
2,5
1562
< 60 µm
15,8
1727
2 mm – 30 mm
10,2
-
60 µm – 2 mm AV
5,1
1825
60 µm – 2 mm AP
/
/
< 60 µm
14,8
/
2 mm – 30 mm
3,8
/
60 µm – 2 mm AV
2,3
1688
60 µm – 2 mm AP
2,0
1344
< 60 µm
16,8
2805
2 mm – 30 mm
13,3
/
60 µm – 2 mm AV
9,8
795
60 µm – 2 mm AP
4,5
374
< 60 µm
17,3
1055
2 mm – 30 mm
8,7
/
60 µm – 2 mm AV
5,3
1199
60 µm – 2 mm AP
2,9
676
< 60 µm
28,9
2214
2 mm – 30 mm
2,6
/
60 µm – 2 mm AV
4,5
517
60 µm – 2 mm AP
2,8
308
< 60 µm
16,5
1318
Valeurs cibles
/
50
Valeurs d’intervention
/
5000
179
Matière organique
D’une manière générale, et comme pour les éléments traces, la matière organique est
accumulée au sein des éléments fins. Les teneurs varient entre 14,8 % pour le bassin de
AhAh1 et 28,9 % pour les balayures de Bordeaux. Pour mesurer le degré d’accumulation de la
matière organique dans les fractions fines, le rapport défini dans le chapitre 3 par
R=
 peut être déterminé. Il fluctue entre 1,4 pour les
% massique total


sédiments de Lyon et 5,3 pour les balayures de Bordeaux et traduit une accumulation très
importante de la matière organique dans les éléments fins.
La fraction 2 mm – 30 mm présente des teneurs très hétérogènes en matière organique
avec des valeurs comprises entre 0,7 % pour le sédiment de Nancy et 13,3 % pour le sédiment
de Lyon. Ces fractions, fortement chargées en matière organique, correspondent aux résidus
dont la séparation granulométrique sur tamis vibrant est non adaptée. Le pourcentage
d’éléments inférieurs à 2 mm présents au sein de ces fractions est très élevé : 80 % pour les
résidus de Lyon (Tableau IV-5). Les fortes teneurs en matière organique sont liées à la
présence d’éléments fins.
Les fractions 60 µm – 2 mm obtenues après traitement physique présentent des teneurs
en matière organique comprises entre 2,0 % pour le sédiment de AhAh 2 et 4,5 % pour le
sédiment de Lyon. A l’exception de Lyon et AhAh1, l’ensemble des fractions 60 µm – 2 mm
présentent des pourcentages de matière organique inférieurs à 3 %, seuil utilisé pour la
classification des matériaux par le guide de réalisation des remblais et couches de formes
(Chapitre 6).
L’efficacité de l’étape d’attrition est bonne et permet un abattement de la teneur
résiduelle en matière organique avant et après attrition de 6,3 contre 2,5 % pour Cheviré, 9,8
contre 4,5 % pour Lyon, 5,3 contre 2,9 % pour Bordeaux et 4,5 contre 2,8 % pour Lille.
L’étape d’attrition permet notamment aux fractions 60 µm – 2 mm d’atteindre un pourcentage
de matière organique inférieur au seuil de 3 % et d’éviter une classification comme sous
produits industriels (classe F).
180
Le traitement
- Cheviré
La teneur en hydrocarbures totaux au sein du sédiment brut de Cheviré est de 3540 mg kg-1.
Après traitement physique, la répartition des hydrocarbures totaux au sein des différentes
fractions est similaire à celle observée pour la matière organique et pour les éléments traces.
La fraction fine inférieure à 60 µm présente une accumulation importante avec 6431 mg kg-1
soit une concentration supérieure à la valeur d’intervention des sols pollués de la norme
hollandaise (5000 mg kg-1). La fraction grossière supérieure à 2 mm présente quant à elle une
teneur de 383 mg kg-1. L’efficacité de l’attrition sur la dépollution en hydrocarbures totaux de
la fraction intermédiaire est bonne avec un abattement de 851 mg kg-1 à 108 mg kg-1.
- Nancy
La répartition des hydrocarbures totaux au sein des différentes fractions granulométriques
issues du traitement physique des résidus de Nancy est relativement homogène. En tenant
compte des erreurs relatives liées à la technique d’analyse (Chapitre 2.1.2.2), les
concentrations dans le sédiment brut (1688 mg kg-1) peuvent être considérées comme
identiques à celles des fractions 60 µm – 2 mm avant et après attrition avec respectivement
1631 et 1562 mg kg-1 et à celles de la fraction fine (1727 mg kg-1).
- AhAh
Pour le sédiment AhAh1, seule la fraction 60 µm – 2 mm a été caractérisée ; la teneur en
hydrocarbures totaux après hydrocyclonage et élimination des particules fines inférieures à
60 µm atteint 1825 mg kg-1 contre 4955 mg kg-1 dans l’échantillon brut.
Pour les sédiments AhAh2, la fraction fine présente une accumulation en hydrocarbures
totaux avec 2805 mg kg-1 contre 2533 mg kg-1 dans l’échantillon brut. L’étape d’attrition a
également permis de réaliser un abattement de 31 % sur la concentration en hydrocarbures
totaux avec 1344 mg kg-1 contre 1688 mg kg-1 avant passage dans les cellules.
- Lyon
Le pourcentage d’abattement des hydrocarbures totaux lors de l’étape d’attrition est identique
à celui observé pour la matière organique. En effet, 53 % des hydrocarbures totaux présents
dans la fraction 60 µm – 2 mm (795 mg kg-1) ont été éliminés et la fraction traitée atteint ainsi
une teneur de 374 mg kg-1. De plus, la fraction fine accumule une part importante des
181
hydrocarbures totaux (1055 mg kg-1) avec un enrichissement d’environ 25 % par rapport au
sédiment brut (794 mg kg-1).
- Les balayures de voiries
Le comportement des hydrocarbures totaux au sein des différentes fractions issues du
traitement des résidus de balayage est semblable à celui observé pour la matière organique et
les éléments traces. Par comparaison aux échantillons bruts, les fractions fines des résidus de
Bordeaux et Lille sont enrichies en hydrocarbures totaux avec respectivement, 2214 mg kg-1
contre 1297 mg kg-1 et 1318 mg kg-1 contre 823 mg kg-1. De plus, l’attrition permet pour les
fractions 60 µm – 2 mm, un abattement en hydrocarbures totaux de 45 % pour les résidus de
Bordeaux avec une concentration de 676 mg kg-1 contre 1199 mg kg-1 avant attrition et de
40 % pour ceux de Lille avec 308 mg kg-1 contre 517 mg kg-1.
Les identifications des HAP ont également été réalisées. Pour éviter une accumulation de
résultats trop importante, seuls les HAP les plus intéressants, de part leurs teneurs initiales et
leurs évolutions dans les différentes fractions, seront présentés dans ce chapitre. L’ensemble
des HAP caractérisés sera néanmoins présenté en annexe B.
Le phénanthrène
Le phénanthrène apparaît être sur l’ensemble des résidus étudiés, un traceur intéressant pour
déterminer l’efficacité du traitement physique mis en place.
Le Tableau IV-6 répertorie les teneurs en phénanthrène au sein des différentes fractions issues
du traitement des résidus de l’assainissement pluvial.
La fraction supérieure à 2 mm du sédiment de Cheviré présente une concentration en
phénanthrène de 185 µg kg-1. Cette fraction est appauvrie en phénanthrène si l’on compare sa
concentration avec celle du sédiment brut (388 mg kg-1).
Les fractions fines inférieures à 60 µm présentent une accumulation importante en
phénanthrène avec des teneurs comprises entre 272 µg kg-1 pour Lyon et 1479 µg kg-1 pour
Nancy pour des teneurs initiales respectives de 51 et 272 µg kg-1.
182
Le traitement
Tableau IV-6 : Quantités de phénanthrène en µg kg-1 de matière sèche au sein des fractions
des différents sédiments traités.
2 mm -
60 µm - 2mm
60 µm - 2mm
30 mm
Avant attrition
Après attrition
Cheviré
185
186
<20
691
Nancy
/
1430
272
1479
AhAh1
/
477
/
/
AhAh2
/
179
168
582
Lyon
/
177
87
276
Bordeaux
/
189
177
1078
Lille
/
808
323
964
< 60 µm
L’efficacité de l’étape d’attrition sur la remobilisation du phénanthrène dans les particules
fines varie en fonction des sédiments étudiés. Elle est faible pour les sédiments de AhAh2 et
Bordeaux avec seulement 6 % d’abattement et des concentrations respectives de 168 µg kg-1
contre 179 µg kg-1 et 177 µg kg-1 contre 189 µg kg-1. L’efficacité est plus importante pour les
sédiments de Lyon (87 µg kg-1 contre 177 µg kg-1) et Lille (323 µg kg-1 contre 808 µg kg-1)
avec des abattements de 50 et 60 %. Elle est même très élevée pour Nancy avec 80 %
(272 g kg-1 contre 1430 µg kg-1) et Cheviré avec plus de 90 %
(<20 µg kg-1 contre
186 µg kg-1).
Les autres HAP
Le Tableau IV-7 répertorie les teneurs intéressantes en HAP pour quantifier l’efficacité du
traitement et notamment celle liée à l’étape d’attrition. Les teneurs en HAP présents au sein
de la fraction 2 mm – 30 mm n’ont pu être déterminées que pour le sédiment de Cheviré.
Excepté pour le naphtalène avec une concentration de 43 µg kg-1, la fraction 2 mm – 30 mm
présente des teneurs similaires à celles obtenues pour la fraction 60 µm – 2 mm avant
attrition. Les concentrations en benzo (g,h,i) pérylène sont légèrement supérieures aux valeurs
de la norme hollandaise tandis que les teneurs en indéno (1,2,3-cd) pyrène sont inférieures à la
limite de détection (20 µg kg-1) de la méthode.
183
Tableau IV-7 : Quantités de HAP en µg kg -1 de matière sèche au sein des fractions des
sédiments de Cheviré, Nancy, Lyon et Lille. AV : avant Attrition ; AP : Après Attrition.
2 mm 60 µm - 60 µm - < 60
Norme
Sédiments HAP
30 mm 2mm AV 2mm AP µm hollandaise
Cheviré
Nancy
Lyon
Lille
Naphtalène
43
<20
<20
51
/
Acénaphtène
83
68
<20
192
/
Pyrène
37
40
22
68
/
Dibenzo (a,h) anthracène
<20
<20
<20
39
/
Benzo (g,h,i) pérylène
27
32
<20
169
20
Indéno (1,2,3-cd) pyrène
<20
<20
<20
50
25
Naphtalène
/
54
26
113
/
Acénaphtène
/
<20
<20
53
/
Fluorène
/
<20
<20
54
/
Anthracène
/
<20
52
475
/
/
76
31
295
/
Naphtalène
/
< 20
< 20
34
/
Acénaphtène
/
45
52
146
/
Fluorène
/
< 20
22
53
/
Pyrène
/
71
< 20
268
/
/
27
37
146
20
/
< 20
< 20
66
25
Naphtalène
/
46
24
61
/
Fluorène
/
128
< 20
63
/
Benzo (k) Fluoranthène
/
37
< 20
91
25
/
346
< 20
761
20
/
25
< 20
628
25
Les résultats présentés dans le Tableau IV-7 montrent très clairement deux aspects importants
du traitement physique mis en place avec d’une part, l’accumulation importante des HAP au
sein des éléments fins, et d’autre part, l’abattement important de ces HAP après traitement par
attrition de la fraction 60 µm – 2 mm.
184
Le traitement
Quelques exemples du Tableau IV-7 peuvent être cités afin d’illustrer ces propos. Les
fractions inférieures à 60 µm présentent des teneurs de 192 µg kg-1 d’acénaphtène pour le
sédiment de Cheviré, 475 µg kg-1 d’anthracène et 295 µg kg-1 de dibenzo (a,h) anthracène
pour celui de Nancy, 268 µg kg-1 de pyrène pour Lyon ainsi que 761 µg kg-1 de benzo (g,h,i)
pérylène et 628 µg kg-1 d’indéno (1,2,3-cd) pyrène pour les balayures de Lille.
Les rendements d’abattement en HAP après l’étape d’attrition sur la fraction 60 µm – 2 mm
atteignent des pourcentages de 60 % pour le dibenzo (a,h) anthracène de Nancy, supérieur à
70 % pour l’acénaphtène de Cheviré et le pyrène de Lyon et supérieur à 95 % pour le benzo
(g,h,i) pérylène de Lille. De plus, les teneurs en HAP des fractions 60 µm – 2 mm issues du
traitement sont dans une grande partie des cas, inférieures aux valeurs données par la norme
hollandaise.
4.2.3 Bilans de traitement
Afin de valider les résultats obtenus sur les différentes fractions du pilote, les bilans de
traitement sont déterminés pour chaque polluant (matière organique, hydrocarbures totaux,
éléments traces). Ils correspondent au rapport entre la somme des masses d’un polluant donné
présent dans les différentes fractions et la masse du polluant initialement présent dans le
sédiment brut. En théorie, les bilans de traitement sont égaux à 1 ou 100 % car la quantité de
polluants récupérée au sein des différentes fractions (> 30 mm, 2 mm – 30 mm ; 60 µm –
2 mm et < 60 µm) doit correspondre à la quantité initiale de polluants présents dans
l’échantillon brut. En réalité, les bilans de traitement des polluants des sédiments étudiés
diffèrent plus ou moins de 100 % en fonction des sédiments étudiés et des polluants
concernés. Ils sont présentés dans le Tableau IV-8.
Tableau IV-8 : Bilans de traitement des polluants organiques et métalliques exprimés en
pourcentages massiques.
Cheviré
Nancy
AhAh 1
AhAh 2
Lyon
Bordeaux
Lille
M.O
HC
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
P
73
135
90
78
117
90
97
71
92
/
60
97
69
72
77
118
101
119
119
95
64
89
51
115
152
102
85
40
72
113
98
146
86
122
92
80
94
83
107
82
86
67
103
147
95
114
80
80
80
86
91
99
75
75
90
85
65
75
/
114
110
75
104
185
Pour les teneurs en matière organique, les pourcentages de récupération varient entre 73 %
pour le sédiment de Cheviré et 135 % pour celui de Nancy. Ils sont de 78 % pour AhAh 2,
90 % pour AhAh 1 et Bordeaux, 97 % pour Lille et 117 % pour Lyon.
Les pourcentages de récupération des métaux lourds varient en fonction des éléments traces et
des sédiments étudiés. Ils sont pour la plupart compris entre 75 % et 120 %. Les pourcentages
de récupération du chrome présentent une variation très importante avec 40 % et 51 % pour
les sédiments de Lille et Nancy et 152 % pour les résidus AhAh 2. Des écarts importants sont
également à noter pour la récupération du cuivre dans le sédiment AhAh 2, du plomb dans le
sédiment de Nancy ainsi que pour le cadmium et le nickel dans les balayures de voiries de
Lille.
4.2.3.1 Incertitudes liées à l’analyse et à l’hétérogénéité des sédiments.
Afin de mieux appréhender les écarts mesurés, les incertitudes liées à l’analyse des polluants
et à l’hétérogénéité des sédiments ont été évaluées par des tests de répétabilité.
Deux types de test ont été effectués :
Test 1 : test de répétabilité des analyses. Il s’agit de déterminer l’incertitude liée à
l’analyse de chaque polluant. Pour cela, 10 tests ont été réalisés avec pour chacun d’entre eux
3 répliquats.
Test 2 : test de répétabilité de l’homogénéité. Il s’agit de déterminer l’incertitude
liée à l’analyse de chaque polluant et à l’hétérogénéité des sédiments et des fractions issues du
pilote. 3 tests ont été réalisés avec pour chacun d’entre eux 10 répliquats.
Si la population des résultats d’analyse suit une loi de Gauss, de moyenne Cµ et d’écart type
σ, alors 95 % des résultats d’analyse sont compris dans l’intervalle [Cµ - 1,96 σ ; Cµ + 1,96
σ]. Soit Cm la moyenne des concentrations mesurées sur les N répliquats d’un test de
répétabilité. Cm est une estimation moyenne de la concentration réelle Cµ de l’échantillon.
Soit s l’écart type calculé sur les N répliquats, s est un estimateur de σ de la population des
répliquats.
L’intervalle contenant 95 % des résultats d’analyse peut alors être estimé par [Cm - t s ; Cm +
t s], où t est la valeur de la variable de Student au niveau de confiance bilatéral de 95 % pour
186
Le traitement
un degré de liberté N-1 et une probabilité de 0,95. Pour chaque polluant, une incertitude
relative d’analyse S, au seuil de 95 %, peut être calculée par l’équation :
S=
± ts
Cm
Équation IV-2
Les résultats d’incertitudes relatives déterminés pour chaque polluant sont présentés dans le
Tableau IV-9.
Tableau IV-9 : Incertitudes relatives d’analyse (test 1) et d’homogénéité (test 2) au seuil de
95 %.
Test 1
Test 2
t
s
Cm
S
t
s
Cm
S
M.O
2,0860
0,21
10,0
4%
2,0518
1,2
10,0
25 %
Cd
2,0860
0,06
3,0
4%
2,0518
0,36
3,0
25 %
Cr
2,0860
1,6
62,5
5%
2,0518
5,6
62,5
18 %
Cu
2,0860
2,0
126,4
3%
2,0518
13,8
126,4
22 %
Ni
2,0860
1,8
54,1
7%
2,0518
7,0
54,1
27 %
Pb
2,0860
4,2
247,0
4%
2,0518
17,8
247,0
15 %
Zn
2,0860
10,2
1064,2
2%
2,0518
135,4
1064,2
26 %
P
2,0860
10,9
1445,6
2%
2,0518
156,5
1445,6
22 %
Les incertitudes liées à l’analyse chimique (test 1) des polluants organiques (matière
organique) et inorganiques (éléments traces) sont peu élevées et varient entre 2 % pour le zinc
et 7 % pour le nickel. Les incertitudes relatives obtenues lors du test de répétabilité des
analyses sont toutes inférieures aux incertitudes déterminées à partir de l’échantillon de
référence CRM 320 depuis 2001 au sein de la section Caractérisation et Transfert des
Polluants (Chapitre 2).
Les incertitudes relatives liées au prélèvement des échantillons (test 2) traduisent une
importante hétérogénéité des sédiments avec des pourcentages compris entre 15 % pour le
plomb et 26 % pour le zinc.
Les incertitudes relatives liées aux teneurs en polluants dépendent peu de l’analyse mais
essentiellement de la prise d’échantillon.
187
4.2.3.2 Incertitudes liées au bilan de traitement
A partir des incertitudes relatives déterminées sur les teneurs en polluants, l’incertitude
relative à attribuer au bilan de traitement va pouvoir être calculée.
Le bilan de traitement en matière organique ou en éléments traces (Z) est égal au rapport entre
la somme des masses du polluant des différentes fractions (X) et la masse du polluant présent
initialement dans le sédiment traité (Y).
Z=
X
= f ( X ,Y )
Y
Équation IV-3
Z : Bilan de traitement pour un polluant concerné.
X : Somme des quantités du polluant concerné des 3 fractions issues du pilote (x1,x2,x3)
Y : Quantité du polluant concerné dans la fraction initiale (sédiment brut).
Si l’on admet que le bilan de traitement suit une distribution normale, l’incertitude SZ, à un
niveau de confiance de 95 %, est alors égale à :
S Z 0,95 = ± t 0,975 × s Z
Équation IV-4
avec t0,975 la valeur de la variable de Student au niveau de confiance bilatéral de 95 % et sZ
l’estimation de l’écart type σZ de la distribution de Z.
D’après la loi de composition des incertitudes avec C= f(A,B), on a
sC = (
df 2 2
df
) × s A + ( ) 2 × sB2
dA
dB
Équation IV-5
avec A et B indépendants (analyses indépendantes sur échantillons indépendants).
On obtient donc :
s X = s x21 + s x22 + s x23
et
188
sZ = Z ×
s X2
sY2
+
X2 Y2
Équation IV-6
Équation IV-7
Le traitement
Pour des raisons de coûts d’analyse et de disponibilité des équipements analytiques, nous ne
disposons que des résultats de répétabilité (incertitudes d’analyse) et de reproductibilité
(incertitudes d’analyse et d’échantillonnage) sur le seul matériau brut du sédiment de AhAh1.
Afin de pouvoir conclure sur l’incertitude relative aux différents bilans de traitement,
l’hypothèse suivante est posée : « Les incertitudes d’analyse et d’échantillonnage sont
analogues sur les fractions du sédiment brut et sur les différentes fractions 1, 2 et 3 issues du
pilote ». Il faut noter que de ce fait, les incertitudes seront surestimées car les fractions issues
du pilote ont une meilleure homogénéité. Cette hypothèse nous permet donc d’écrire :
sY = s x1 = s x2 = s x3
Équation IV-8
s X = 3 × sY
Équation IV-9
Et d’après l’équation IV-6,
En théorie, X=Y et Z=1, d’où l’expression de sZ présentée dans l’équation IV-7 devient :
3sY2 sY2
2 sY
sZ = 1×
+
=
Y
Y2 Y2
Équation IV-10
L’incertitude SZ (équation IV-4), à un niveau de confiance de 95 %, est alors égale à :
S Z 0,95 = ± t 0,975 ×
2s Y
Y
Équation IV-11
et d’après l’équation IV-2, l’incertitude relative du bilan de traitement est déterminée par
l’équation IV-12 :
S Z 0,95 = 2 × S Y 0,95
Équation IV-12
Les incertitudes relatives des différents polluants liées aux bilans du traitement sont
présentées dans le Tableau IV-10.
Tableau IV-10 : Incertitudes de mesure au seuil de 95 % des bilans de traitement.
M.O
Cd Cr Cu Ni Pb
Zn
P
Incertitudes relatives (95 %)
52
44
50
50
36
44
54
30
189
Les incertitudes relatives varient de 30 % pour le plomb à 54 % pour le nickel et le zinc
comme indiqué précédemment. Elles sont surévaluées du fait de l’hypothèse posée, à savoir,
des incertitudes d’analyse et d’échantillonnage analogues sur les fractions du sédiment brut et
sur les différentes fractions 1, 2 et 3 issues du pilote.
Si l’on compare ces résultats d’incertitudes aux pourcentages de récupération de matière
organique et d’éléments traces présentés dans le Tableau IV-8, la majorité des pourcentages
obtenus sont compris dans l’intervalle défini par les incertitudes relatives au seuil de 95 %.
Cependant, les résultats obtenus pour les balayures de Lille et pour l’élément chrome
présentent des écarts supérieurs à l’intervalle défini par les incertitudes relatives.
4.2.4 Caractérisation chimique des eaux de process
Les eaux de process sont traitées en parallèle de la filière des sédiments afin de permettre une
alimentation en circuit fermé. En fin de traitement, les teneurs en éléments traces sont
déterminées afin d’évaluer un éventuel transfert des polluants métalliques dans les eaux de
process.
Les concentrations en cadmium, cuivre, chrome, nickel et zinc sous forme totale et dissoute
des eaux de process de Cheviré, Nancy et Lyon sont présentées dans le Tableau IV-11.
Tableau IV-11 : Concentrations en éléments traces dans les eaux de process en fin de
traitement.
* : directive du conseil relative à la qualité des eaux destinées à la consommation humaine
Cheviré
Nancy
Lyon
Total
Dissous
Total
Dissous
Total
Dissous
Directive 3 nov. 2005
(eau potable)*
Cd
Cr
Cu
µg l-1
Ni
Pb
0 ,3
0,3
0,1
0,1
0,5
< 0,1
6
2
8
3
6
1
16
14
15
<2
<2
<2
11
11
9
9
11
11
5
<2
16
<2
10
<2
5
50
20
20
10
Les teneurs en éléments traces sous forme totale ou dissoute sont toutes inférieures, à
l’exception du plomb sous forme totale dans les eaux de Nancy, à la directive du conseil
relative à la qualité des eaux destinées à la potabilisation en vue de consommation humaine.
190
Le traitement
Le traitement physico-chimique permet donc une dépollution très satisfaisante en éléments
traces des eaux de recirculation. De plus, si l’on se réfère aux teneurs en hydrocarbures
totaux présents dans les eaux de percolation des essais de Landfarming (chapitre 6), on peut
présumer en hypothèse, l’absence également d’hydrocarbures dans les eaux de process.
Néanmoins, des analyses supplémentaires sont indispensables pour conclure sur la qualité des
eaux de process en sortie de traitement de l’unité pilote. En effet, une caractérisation
biologique et bactériologique est nécessaire pour identifier l’ensemble des polluants mis en
jeu au sein des eaux de recirculation.
191
L’essentiel :
L’étude conduite sur la conception et la réalisation d’une unité pilote de traitement a mis en
évidence une possibilité de dépollution des sédiments issus de l’assainissement pluvial. Qu’il
s’agisse de polluants organiques (matière organique, hydrocarbures totaux, HAP) ou
inorganiques (éléments traces), le traitement physique a permis, sauf cas particulier, d’isoler
les polluants au sein des éléments fins (< 60 µm), permettant ainsi une dépollution importante
des fractions grossières.
Bien que réalisé dans des conditions expérimentales parfois très différentes (cellule
d’attrition, coupure par hydrocyclone…), le principe de traitement défini lors du chapitre
précédent à l’échelle laboratoire, s’est avéré parfaitement adaptable à une alimentation en
continu lors du passage à l’échelle pilote ou industrielle.
De plus, l’ajout d’une filière de traitement des eaux, en complément du traitement des
sédiments, a permis de fonctionner en circuit fermé et d’envisager une autonomie en eau lors
d’une utilisation sur des bassins de rétention ou d’infiltration.
Le pourcentage de sédiments potentiellement valorisables (fractions 60 µm – 2 mm et 2 mm –
30 mm) après traitement par l’unité pilote conçue au Laboratoire Central des Ponts et
Chaussées, varie de 34 % pour les résidus les moins adaptés (granulométrie trop fine) à plus
de 80 % pour les produits plus grossiers. L’ensemble des pourcentages définis lors de ces
travaux est à majorer si l’on résonne en réduction de volume (en prenant en compte la siccité
des sédiments) et non plus en matière sèche.
192
Chapitre 5
V Traitement biologique : Landfarming
La cinquième partie de ce travail présente un traitement biologique par Landfarming des
sédiments. L’objectif est de réduire les teneurs en hydrocarbures totaux et en hydrocarbures
aromatiques polycycliques (HAP) présents au sein des sédiments. Pour cela, les bactéries,
initialement présentes dans les résidus, utilisent les chaînes hydrocarbonées des hydrocarbures
comme source de carbone indispensable à leur développement. Il en résulte donc une
dégradation des hydrocarbures totaux et HAP qui sera quantifiée pour déterminer les
rendements d’élimination des polluants organiques par traitement biologique.
193
Chapitre 5 : Landfarming
5.1
Mise en place des essais
Le traitement biologique par Landfarming repose sur la biodégradation des hydrocarbures
totaux et des hydrocarbures aromatiques polycycliques. Pour cela, les essais ont été réalisés
dans des cases de 0,25 m3 (Figure V-1).
50 cm
ECHANTILLON
50 cm
SABLE
100 cm
Figure V-1 : Schématisation d’une case utilisée pour le traitement biologique.
Les cases utilisées ont les dimensions suivantes : longueur de 100 cm, largeur et hauteur de
50 cm.
Une couche de sable d’une hauteur de 5 à 10 cm est placée dans le fond de chaque case afin
de drainer correctement les eaux de percolation. Ces dernières sont récupérées au niveau de la
sortie pour être ensuite caractérisées (hydrocarbures et métaux lourds). Un géotextile est
initialement placé devant la sortie afin d’éviter toute intrusion de sable dans les eaux de
percolation.
Les sédiments sont ensuite disposés dans la case sur une hauteur de 35 à 40 cm. Un
prélèvement est réalisé chaque mois afin de suivre la concentration en hydrocarbures totaux et
en HAP. A cette occasion, l’échantillon est homogénéisé sur toute sa hauteur afin de favoriser
les échanges d’oxygène entre le milieu et l’atmosphère.
Une source d’azote est apportée au milieu par ajout d’engrais commercial. Trois injections
d’engrais sont réalisées : à la mise en place des sédiments puis après 1 et 2 mois de traitement.
La composition de l’engrais utilisé est donnée dans le Tableau V-1.
194
Mise en place du traitement
Tableau V-1 : Composition de l’engrais commercial utilisé.
Composés chimiques
Azote total (N)
Pourcentages
Azote nitrique
1,2 %
Azote uréique
11,8 %
Anhydride Phosphorique (P2O5)
7%
Oxyde de potassium (K2O)
11 %
Oligo-éléments
Bore (B)
0,02 %
Cuivre
0,004 %
Fer
0,04 %
Manganèse
0,02 %
Molybdène
0,002 %
Zinc
0,004 %
Deux séries de Landfarming ont été réalisées :
Première série d’essais (Landfarming 1)
La première série d’essais s’est déroulée sur une période de 12 mois entre juillet 2005 et
juillet 2006. Cette série est composée de 5 cases contenant des échantillons différents les uns
des autres (Tableau V-2).
Tableau V-2 : Composition des 5 cases de l’essai de Landfarming 1.
Case
Sédiments
Agent structurant
Produit dopant
1
Cheviré
Oui
Non
2
Cheviré
Non
Oui
3
Cheviré
Oui
Oui
4
Wissous
Non
Non
5
Wissous
Oui
Non
L’agent structurant est de la paille couramment utilisée pour les litières animales. Cette paille
est mélangée au sédiment brut (20 kg tonne-1) afin de structurer l’échantillon et de favoriser
les échanges d’oxygène entre le sédiment et l’atmosphère.
195
Le produit dopant est un mélange d’huile usagée récupérée lors de la vidange d’un véhicule
(40 %), de gazole (50 %) et d’essence (10 %). Il est introduit dans le sédiment de Cheviré afin
de simuler une éventuelle fuite de liquide lors d’un accident routier.
Seconde série d’essais
La seconde série de Landfarming s’est déroulée sur une période de 8 mois entre juillet 2006 et
février 2007. 5 nouvelles cases ont été préparées à partir des sédiments des bassins de
Cheviré, Citroën, AhAh 1, Lyon et des balayures de voiries de Lille. Lors de cette nouvelle
série, il n’y a aucun ajout d’agent structurant ou de produit dopant. De plus, il n’y a aucun
suivi de l’évolution des hydrocarbures et des HAP au cours du temps mais uniquement une
caractérisation en début et en fin de traitement.
196
Traitement biologique
5.2
Résultats
Deux séries de traitement biologique par Landfarming ont été mises en place au cours de nos
travaux.
La première série a permis d’étudier l’évolution des teneurs en hydrocarbures totaux et en
HAP au sein des sédiments de Cheviré et Wissous. L’influence d’un agent structurant, de la
paille en l’occurence, et la simulation d’un accident avec une forte pollution en hydrocarbures
ont également été étudiés lors de cette première série.
Pour la seconde série, la technique de Landfarming est utilisée comme une alternative
potentielle au traitement physique par l’unité pilote lorsque celui-ci présente des rendements
insuffisants ou des coûts trop élevés par rapport à la filière de valorisation choisie.
5.2.1 Première série : Landfarming 1
Evolution de la teneur en hydrocarbures totaux
-
Sédiments de Cheviré
Dans un premier temps, nous nous sommes intéressés à l’évolution de la concentration en
hydrocarbures totaux au sein du sédiment de Cheviré en présence de paille (Figure V-2).
[HcT] en mg kg-1
10000
8000
6000
4000
2000
0
0
2
4
6
8
10
12
Durée de traitement en mois
Figure V-2 : Evolution de la teneur en hydrocarbures totaux au sein du sédiment de Cheviré
avec paille en fonction de la durée de traitement par Landfarming.
197
Le sédiment de Cheviré présente une teneur en hydrocarbures totaux avant traitement de
7674 mg kg-1. Après un mois de traitement, la teneur en hydrocarbures totaux a diminué
d’environ 80 % pour atteindre la valeur de 1499 mg kg-1.
Entre le second et le troisième mois de traitement, la teneur en hydrocarbures totaux varie de
1499 mg kg-1 à 505 mg kg-1 et laisse entrevoir une possibilité intéressante de dépollution des
hydrocarbures par traitement biologique. Cette forte diminution de la concentration en
hydrocarbures totaux entre le second et le troisième mois de traitement est en réalité due aux
incertitudes élevées (Tableau II-3) liées à la méthode utilisée (normes ISO 11046 et X31410). Le traitement mis en place est maintenu sur une période de 11 mois avec une teneur en
hydrocarbures totaux moyenne qui se situe aux alentours de 1500 mg kg-1.
-
Sédiments de Cheviré dopé
Dans un second temps, nous avons simulé une pollution accidentelle en hydrocarbures dans
les sédiments de Cheviré. De plus, nous avons complété notre étude en caractérisant
l’influence d’un agent structurant sur l’évolution de la teneur en hydrocarbures (Figure V-3).
[HcT] en mg kg-1
50000
sans paille
avec paille
40000
30000
20000
10000
0
0
2
4
6
8
10
12
Figure V-3 : Evolution de la teneur en hydrocarbures totaux au sein des sédiments de Cheviré
dopés avec et sans paille en fonction de la durée de traitement par Landfarming.
Le sédiment dopé de Cheviré présente des teneurs en hydrocarbures totaux très élevées avec
plus de 38 500 mg kg-1. Après un mois de traitement, la concentration en hydrocarbures a
fortement diminué avec environ 10 000 mg kg-1. Cette baisse peut s’expliquer par deux
phénomènes : l’évaporation et la biodégradation.
198
Les deux processus d’élimination sont favorisés par une température extérieure élevée
(environ 30°C) et une aération importante des cases (retournement complet 2 à 3 fois par
semaine). De plus, ces hydrocarbures ne sont pas liés à la matière organique initialement
présente dans les sédiments et sont par conséquent plus accessibles à la dégradation et à
l’évaporation.
Durant le deuxième mois de traitement, la diminution de la teneur en hydrocarbures totaux se
poursuit avec des concentrations variant de 10 000 mg kg -1 à 3 200 mg kg-1. Il y a durant les 9
derniers mois de traitement une faible diminution pour atteindre des valeurs finales aux
alentours de 2500 mg kg-1. Ces teneurs, bien que beaucoup plus faibles qu’avant traitement,
restent très importantes et nécessitent une élimination vers un centre de stockage de classe 1
(concentrations supérieures à 2000 mg kg-1).
De plus, l’effet de la paille sur l’évolution de la teneur en hydrocarbures totaux du sédiment
dopé de Cheviré est nulle. Ceci est dû en partie à un retournement trop fréquent des sédiments
(2 à 3 fois par semaine) qui a entrainé un apport en oxygène supérieur à celui de la paille,
masquant ainsi son effet.
-
Sédiments de Wissous
Cette première série de Landfarming se termine par le suivi de l’évolution des hydrocarbures
totaux des sédiments de Wissous (Figure V-4).
[HcT] en mg kg-1
20000
sans paille
avec paille
15000
10000
5000
0
0
2
4
6
8
10
12
Figure V-4 : Evolution de la teneur en hydrocarbures totaux au sein des sédiments de
Wissous avec et sans paille en fonction de la durée de traitement par Landfarming.
199
Le sédiment brut de Wissous présente des teneurs en hydrocarbures totaux relativement
importantes avec plus de 16 000 mg kg-1. Deux essais ont également été réalisés afin d’étudier
l’efficacité de la paille.
Comme pour les sédiments de Cheviré, une diminution importante des teneurs en
hydrocarbures totaux est remarquée lors des deux premiers mois de traitement avec environ
4 000 mg kg-1 contre les 16 000 mg kg
-1
au départ. Il y a ensuite une stabilisation de la
concentration en hydrocarbures totaux aux alentours de 3000 à 3500 mg kg-1.
L’effet de la paille est également nul pour le sédiment de Wissous (Figure V-4).
Evolution de la teneur en Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
Parallèlement aux hydrocarbures totaux, un suivi des hydrocarbures aromatiques
polycycliques a été réalisé sur les sédiments de Cheviré avec paille (Figure V-5), Cheviré
dopé avec et sans paille (Figure V-6) et Wissous avec et sans paille (Figure V-7) lors du
traitement par Landfarming.
[Somme 15 HAP] mg kg-1
-
8
7
6
5
4
3
2
1
0
0
2
4
6
8
10
12
Durée du traitement
Figure V-5 : Evolution de la teneur en HAP au sein des sédiments de Cheviré en fonction de
la durée de traitement par Landfarming.
La teneur initiale en HAP (liste des 15 de L’EPA) dans le sédiment de Cheviré est d’environ
2,5 mg kg-1 ; cette concentration n’évolue pas en fonction du traitement. Le Landfarming est
inefficace sur la dégradation des hydrocarbures aromatiques polycycliques. Les résultats
200
obtenus sur les 12 mois de traitement montrent une incertitude élevée sur les mesures avec des
valeurs minimales et maximales comprises entre 1,3 et 3,6 mg kg-1.
Sédiments de Cheviré dopé
Log [HAP] en mg kg-1
-
1000
sans paille
avec paille
100
10
1
0
2
4
6
8
10
12
Figure V-6 : Evolution de la teneur en HAP au sein des sédiments de Cheviré dopés avec et
sans paille en fonction de la durée de traitement par Landfarming.
Comme pour les hydrocarbures totaux, on note une diminution importante de la quantité
d’HAP présents dans le sédiment pollué entre l’échantillon initial et l’échantillon après 1 mois
de traitement ; les teneurs varient de 253 à 5 mg kg-1. Par la suite, il y a une stabilisation de la
concentration en HAP autour de 5 mg kg-1. Contrairement aux sédiments de Cheviré non
dopé, le Landfarming permet une élimination importante des HAP initialement présents.
Pour les sédiments de Cheviré non dopé, les phénomènes de volatilisation et de
biodégradation de certains HAP se sont déroulés dans le bassin ; les HAP résiduels sont très
faiblement biodégradables. En contrepartie, 98 % des HAP provenant du produit dopant sont
éliminés par Landfarming (évaporation et biodégradation) lors des deux premiers mois de
traitement. Les 5 mg kg-1 d’HAP restant, sont comme pour les sédiments de Cheviré non
dopé, trop lourds pour être volatilisés et non biodégradables dans les conditions mises en
place. L’effet de la paille est également nul pour l’élimination des HAP dans le sédiment
pollué de Cheviré.
201
-
Sédiments de Wissous
Le sédiment de Wissous est très chargé en HAP avec une concentration d’environ 28 mg kg-1.
Comme pour le sédiment de Cheviré, le traitement par Landfarming est inefficace sur la
Log [HAP] en mg kg-1
diminution des HAP et l’effet de la paille est par conséquent toujours nul.
sans paille
100
avec paille
10
1
0
2
4
6
8
10
12
Figure V-7 : Evolution de la teneur en HAP au sein des sédiments de Wissous avec et sans
paille en fonction de la durée de traitement par Landfarming.
Caractérisation des eaux de percolation
Les eaux de percolation issues du traitement par Landfarming sont également caractérisées
afin de définir au mieux leur devenir.
-
Aspect
Les cinq cases étudiées présentent des eaux de percolation de couleurs différentes (Figure
V-8). Les différences de couleur sont liées d’une part aux sédiments étudiés et d’autre part à
la paille, utilisée comme agent structurant.
Les eaux de percolation des sédiments de Cheviré présentent une couleur plus foncées que
celles des sédiments de Wissous et ce phénomène est accentué lors des essais réalisés en
présence de paille.
202
1 : Cheviré + paille
2 : Cheviré dopé
3 : Cheviré dopé + paille
4 : Wissous
5 : Wissous + paille
Figure V-8 : Eaux de percolation des cases de Landfarming.
-
Carbone organique total (COT) et carbone organique dissous (COD)
Les teneurs en carbone organique total (COT) et carbone organique dissous (COD) sont
déterminées sur un échantillon moyen représentant les 4 premiers mois de traitement (Tableau
V-3).
Tableau V-3 : Carbone organique total et carbone organique dissous dans les eaux de
percolation.
Cases
Composition
COT
COD
mg L-1
1
Cheviré + paille
248
245
2
Cheviré dopé + paille
809
797
3
Cheviré dopé
638
652
4
Wissous + paille
250
246
5
Wissous
287
283
Pour les cases 1, 4 et 5, correspondant aux sédiments non dopés, les teneurs en carbone
organique total et dissous sont sensiblement identiques. De plus, l’ensemble du carbone
organique se trouve majoritairement sous forme dissoute. Pour les échantillons dopés, les
203
concentrations en carbone organique (total et dissous) sont beaucoup plus élevées ; elles sont
comprises entre 638 et 803 mg L-1 contre 243 et 287 mg L-1 pour les cases sans ajout de
produit dopant.
Dans les classes de la qualité de l’eau des cours d’eau et rivières (Etudes des Agence de l’Eau
N°64), l’indice supérieur pour la valeur de COD est de 12 mg L-1. Les eaux de percolation des
sédiments issus de l’assainissement ne peuvent donc pas être rejetées directement en sortie de
traitement dans le milieu naturel. Elle doivent être récupérées pour une recirculation ou un
éventuel traitement.
-
Hydrocarbures totaux et HAP
Avec des teneurs élevées en hydrocarbures totaux et en HAP dans les sédiments de
l’assainissement pluvial, un transfert via les eaux de percolation est une source de pollution
supplémentaire. Les concentrations en hydrocarbures totaux et en HAP dans les eaux de
percolation sont présentées dans le Tableau V-4.
Tableau V-4 : Concentrations en hydrocarbures totaux et en HAP dans les eaux de
percolation.
Cases
Composition
HAP
µg L-1
1
Cheviré + paille
< 50
0,04
2
100
0,25
3
Cheviré dopé
220
0,24
4
Wissous + paille
< 50
0,02
5
Wissous
< 50
0,04
Norme hollandaise
Valeur cible
50
0,0076
600
1,2
A l’exception des eaux de percolation des sédiments de Cheviré dopé qui présentent des
teneurs moyennement élevées en hydrocarbures totaux (100 et 220 µg L-1) et en HAP (0,25 et
0,24 µg L-1), les eaux de percolation des sédiments de Cheviré et Wissous présentent de très
faibles teneurs en hydrocarbures.
204
-
Eléments traces
Le transfert des polluants métalliques est également suivi en dosant les teneurs en éléments
traces présents dans les eaux de percolation (Tableau V-5).
Tableau V-5 : Teneurs en éléments traces dans les eaux de percolation des cases de
Landfarming.
Cases
Composition
Cd Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
µg L-1
1
Cheviré + paille
1,6
3,1
145,6
85,5
9,9
113
2
1,3
6,0
62,9
98,9
158,8
830
3
Cheviré dopé
1,3
3,6
24,5
78,4
15,8
960
4
Wissous + paille
16,0
2,6
41,4
180,4
8,7
1530
5
Wissous
38,4
1,4
122,4
197,7
9,3
2950
Norme hollandaise
Valeur cible
0,4
1
15
15
15
65
6
30
75
75
75
800
Certains éléments traces comme le nickel et le zinc sont présents en concentration élevée au
sein des eaux de percolation avec des teneurs de 1 à 3,6 fois les valeurs d’intervention de la
norme hollandaise.
Les teneurs en cuivre pour le sédiment de Cheviré et Wissous, et en plomb pour le sédiment
de Cheviré dopé sont également supérieures aux valeurs d’intervention avec des
concentrations de 145,6, 122,4 et 158,8 µg L-1.
Une quantité importante de cadmium est relarguée par le sédiment de Wissous avec des
concentrations dans les eaux comprises entre 16,0 et 38,4 µg L-1.
Conclusion
Le traitement par Landfarming permet une réduction d’environ 80 % de la teneur initiale en
hydrocarbures totaux. Cette diminution est due à la fois à une évaporation des hydrocarbures
et à une biodégradation des chaînes hydrocarbonées. La perte liée à ces deux phénomènes n’a
pas été quantifiée mais on peut penser qu’à l’exception des sédiments dopés, le rôle des
bactéries est prépondérant. En effet, la volatilisation a vraisemblablement eu lieu au sein
même des bassins, avant le prélèvement des échantillons. Néanmoins, les concentrations
205
restent trop élevées (1500 mg kg-1 pour Cheviré et 3000 mg kg
-1
pour Wissous) pour
permettre une réutilisation directe du sédiment en technique routière. Des essais
complémentaires, sous UV par exemple, devront être réalisés pour conclure quant à la
faisabilité de la méthode.
De plus, dans les conditions opératoires retenues, ce traitement ne permet pas de dégrader les
hydrocarbures aromatiques polycycliques qui restent en concentrations élevées (plus de
20 mg kg-1 pour le sédiment de Wissous).
La mise en place d’un traitement biologique par Landfarming nécessite également une
récupération des eaux polluées (COD et éléments traces) après percolation dans les sédiments.
5.2.2 Deuxième série : Landfarming 2
Cette deuxième série a été réalisée afin d’étudier si le Landfarming peut constituer une
technique alternative au traitement physique lorsque celui ci présente de faibles rendements
(Lyon) ou ne paraît pas très adapté (Citroën).
Contrairement à la première série, il n’y aura pas de suivi des teneurs en hydrocarbures totaux
et en HAP mais uniquement un bilan comparatif entre les teneurs initialement présentes dans
les résidus de l’assainissement pluvial et les concentrations résiduelles en fin de traitement.
Les teneurs en hydrocarbures totaux après 8 mois de traitement sont présentées dans le
Tableau V-6 et comparées aux teneurs avant traitement et à celles des fractions 60 µm – 2 mm
issues du pilote.
Tableau V-6 : Comparaison des teneurs en hydrocarbures totaux avant et après traitement
par Landfarming et avec la fraction 60 µm-2 mm issue du pilote.
Hydrocarbures totaux en mg kg-1
Avant traitement
Après traitement
Fraction 60 µm -2 mm
CheviréPILOTE
3540
1064
108
Lille
823
325
308
Citroën
520
126
/
AhAhPILOTE_1
4955
2846
1825
Lyon
794
432
374
206
La concentration en hydrocarbures totaux dans le sédiment de Cheviré est de 3540 mg kg-1
avant traitement. Cette teneur, environ deux fois plus faible que celle rencontrée dans les
sédiments de la première série, traduit l’importante hétérogénéité des sédiments de
l’assainissement pluvial. Après 8 mois de traitement, la concentration en hydrocarbures totaux
est de 1064 mg kg-1. Malgré une réduction de 70 %, la teneur en hydrocarbures totaux reste
élevée et environ 10 fois supérieure à celle de la fraction 60 µm – 2 mm issue de l’unité pilote
de traitement.
L’efficacité du traitement biologique a également été déterminée sur les balayures de voiries
de Lille. Le Landfarming entraîne une élimination d’environ 60 % de la teneur en
hydrocarbures totaux avec une concentration finale de 325 mg kg-1 contre 823 mg kg-1 avant
traitement. Le rendement d’élimination est proche de celui obtenu lors du traitement physique
avec 308 mg kg-1 d’hydrocarbures totaux dans la fraction 60 µm – 2 mm.
Pour les sédiments de Lyon, AhAhPILOTE_1 et Citroën qui présentent une granulométrie très
fine avec des d50 de 47, 25 et 85 µm, le Landfarming est mis en place afin de proposer une
alternative au traitement physique par cyclonage et attrition.
Avec 75 et 45 % de réduction de la teneur initiale en hydrocarbures totaux, le traitement
biologique entraîne un abaissement de la concentration de 520 mg kg-1 à 120 mg kg-1 pour les
sédiments de Citroën et de 794 à 432 mg kg-1 pour les sédiments de Lyon. Le Landfarming
permet une réduction intéressante des hydrocarbures totaux pour les sédiments faiblement ou
moyennement contaminés.
En contre partie, avec des rendements compris entre 50 et 75 %, le Landfarming reste
insuffisant pour dépolluer des sédiments plus largement contaminés comme ceux des bassins
de Cheviré ou de AhAh. Après 8 mois de traitement et plus de 2000 mg kg-1 d’hydrocarbures
éliminés,
les
sédiments
de
AhAhPILOTE_1
présentent
encore
des
concentrations
-1
d’hydrocarbures totaux élevées et égales à 2846 mg kg .
Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
Les teneurs en HAP avant et après traitement par Landfarming sont présentées dans le
Tableau V-7.
207
Tableau V-7: Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1).
Cheviré
Citroën
AhAh
Lyon
Lille
AA
AP
AA
AP
AA
AP
AA
AP
AA
AP
23
18
43
38
< 20
< 20
25
30
21
< 20
Acénaphtène
< 20
< 20
83
108
< 20
< 20
95
76
< 20
< 20
Fluorène
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
25
< 20
< 20
< 20
Phénanthrène
388
339
1116
997
683
653
510
487
727
754
Anthracène
< 20
< 20
N.D
N.D
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
Fluoranthène
< 20
< 20
N.D
N.D
< 20
< 20
< 20
< 20
N.D
N.D
Pyrène
326
293
N.D
N.D
742
734
168
184
N.D
N.D
Benzo (a)
anthracène
< 20
< 20
N.D
N.D
< 20
< 20
< 20
< 20
N.D
N.D
Chrysène
< 20
< 20
N.D
N.D
< 20
< 20
< 20
< 20
N.D
N.D
Benzo (b)
Fluoranthène
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
Benzo (k)
Fluoranthène
< 20
< 20
55
65
< 20
< 20
< 20
< 20
53
39
Benzo (a) pyrène
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
< 20
Dibenzo (a,h)
anthracène
23
32
77
83
< 20
< 20
< 20
< 20
22
17
Benzo (g,h,i)
pérylène
76
83
701
643
< 20
< 20
93
78
335
308
Indéno (1,2,3-cd)
pyrène
70
53
413
387
< 20
< 20
< 20
< 20
331
354
∑ (HAP
identifiés)
906
818
2488
2321
1425
1387
916
855
1489
1472
Naphtalène
208
Les sédiments bruts présentent des teneurs élevées en HAP avec 906 µg kg-1 pour les
sédiments de Cheviré, 2488 µg kg-1 pour ceux de Citroën, 1425 µg kg-1 pour ceux de AhAh,
916 µg kg-1 pour ceux de Lyon et 1489 µg kg-1 pour les balayures de Lille.
Comme lors de la première série, la somme des HAP identifiés est similaire avant et après
traitement. Il n’y a donc aucune élimination significative des hydrocarbures aromatiques
polycycliques lors du traitement par Landfarming.
209
L’essentiel :
Le traitement biologique par Landfarming entraîne, après une dizaine de mois de traitement,
une réduction importante de la teneur en hydrocarbures totaux initialement présents dans les
sédiments de l’assainissement pluvial.
Néanmoins l’action du traitement biologique est limitée ; elle ne permet pas une élimination
des hydrocarbures aromatiques polycycliques. De plus, le pourcentage de matière organique
n’évolue pas lors du traitement et les teneurs élevées dans les résidus ne permettront pas dans
de nombreux cas, de valoriser directement les résidus traités.
Une contrainte supplémentaire, liée aux eaux de percolation, sera également à prendre compte
pour ne pas relarguer dans l’environnement de fortes teneurs en éléments traces et en carbone
organique dissous.
Au vu des résultats observés lors des deux séries de Landfarming, le traitement biologique
dans des conditions limitées (absence d’UV et de ventilation) ne sera pas suffisant pour un
traitement complet des résidus. Néanmoins, sa facilité de mise en œuvre et son faible coût
sont des atouts indéniables pour utiliser cette technique comme prétraitement des sédiments
fortement contaminés par les hydrocarbures.
210
Chapitre 6
VI Valorisation et approche économique
L’objet de ce chapitre est de définir les filières potentielles de valorisation des sédiments
d’une part, et d’évaluer le coût des traitements mis en place d’autre part.
La première partie présente les différents résultats obtenus lors de la caractérisation
géotechnique des résidus traités. Les échantillons sont ensuite répartis en fonction de leurs
caractéristiques entre les différentes classes définies par le guide des terrassements routiers.
Les filières de valorisation correspondantes sont également présentées.
La seconde partie est consacrée à une ébauche de l’estimation économique des traitements
mis en place pour les sédiments issus de l’assainissement pluvial. Une approche du coût de
fabrication d’une unité mobile de traitement est plus spécialement étudiée.
211
Chapitre 6 : Valorisation et approche économique
6.1
Parmi les 4 fractions issues du pilote, celles supérieures à 30 mm et inférieures à 60 µm sont
éliminées (détruites ou isolées de l’environnement) alors que celles comprises entre 60 µm et
2 mm et entre 2 mm et 30 mm sont potentiellement valorisables. L’objectif de cette partie est
de déterminer, à partir de caractérisations géotechniques, une classification des différentes
fractions et de définir, par la suite, les filières de valorisation envisageables pour les produits
traités.
6.1.1 Classification des différentes fractions
La classification des différentes fractions est réalisée à partir du guide technique pour la
réalisation des remblais et des couches de forme (SETRA et LCPC, 2000). Les paramètres de
classification sont dans l’ordre, le pourcentage de matière organique, le diamètre maximal des
particules, le pourcentage de passant à 2 mm et à 80 µm, la valeur au bleu de méthylène (test
d’argilosité) et la teneur en eau à l’optimum Proctor (état hydrique du matériau)
6.1.1.1 Teneurs en matière organique :
Les sédiments ayant une teneur en matière organique supérieure à 3 % sont classés en classe F
avec les sous produits industriels. Ceux dont la teneur en matière organique est inférieure à
3 % appartiendront aux classes A, B, C ou D en fonction des différents paramètres de nature,
de comportement mécanique et d’état. Le Tableau VI-1 présente les pourcentages de matière
organique ainsi que la première orientation de classification des différentes fractions.
Les fractions comprises entre 60 µm et 2 mm présentent majoritairement des pourcentages de
matière organique inférieurs à 3 % ; leur classification s’oriente donc vers les classes A, B ou
D. Seules les fractions issues des sédiments AhAh1 et Lyon présentent des teneurs légèrement
supérieures à 3 % avec respectivement 5,1 et 4,5 %. Dans ce cas, la valorisation devra
respecter les contraintes liées aux classes F.
Les fractions 2 mm – 30 mm issues d’un simple tamisage présentent des teneurs en matière
organique plus élevées. Les fractions issues des résidus de Lille et Nancy, avec des teneurs en
matière organique de 2,6 et 0,7 %, appartiendront aux classes A, B ou D tandis que les autres
fractions seront répertoriées au sein de la classe F.
212
Tableau VI-1 : Pourcentages de matière organique et classification préliminaire des
différentes fractions.
Cheviré
Nancy
AhAh 1
AhAh 2
Lyon
Bordeaux
Lille
Matière organique
%
Classification
7,5
2,5
0,7
2,5
10,2
5,1
3,8
2,0
13,3
4,5
8,7
2,9
2,6
2,8
F
A,B,C ou D
A,B,C ou D
A,B,C ou D
F
F
F
A,B,C ou D
F
F
F
A,B,C ou D
A,B,C ou D
A,B,C ou D
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
6.1.1.2 Classification des sols de classes A, B, C ou D
Après la teneur en matière organique, le second paramètre de classification est la
granulométrie des sédiments selon trois critères :
- La valeur du dmax (diamètre de l’élément le plus grossier),
- Le pourcentage de passant à 2 mm,
- Le pourcentage de passant à 80 µm.
Les deux fractions issues de l’unité pilote de traitement présentent un dmax inférieur à
50 mm ; ce premier critère granulométrique permet d’éliminer la classe C correspondant aux
sols comportant des fines et des gros éléments ainsi que la sous classe D3 constituée de graves
alluvionnaires propres et insensible à l’eau.
Les fractions traitées appartiennent donc à l’une des sous classes présentées dans le tableau
synoptique de classification des matériaux selon leur nature (GTR, 2000) (Figure VI-1).
213
Figure VI-1 : Tableau synoptique de classification des matériaux selon leur nature (d’après
le GTR, 2000).
Fractions 60 µm – 2 mm
-
Granulométrie
Les courbes granulométriques des fractions comprises entre 60 µm et 2 mm sont présentées
sur la Figure VI-2. Elles représentent les pourcentages cumulés de passant en fonction des
seuils de coupure. Les distributions granulométriques des sédiments de Lille et Nancy sont
similaires et présentent des valeurs de d50 de 357 et 342 µm. Une seconde distribution
granulométrique regroupe les sédiments de Cheviré, Bordeaux et AhAh 2 avec des d50
respectifs de 905, 639 et 683 µm.
214
Cheviré
Nancy
Lille
Bordeaux
AhAh2
Pourcentage cumulé
100
80
60
40
20
0
1
10
100
1000
10000
Tailles des particules (en µm)
Figure VI-2 : Distributions granulométriques des fractions 60 µm – 2 mm des différents
sédiments.
Les pourcentages de passant à 2 mm et 80 µm correspondent à deux critères de classification
selon le guide des terrassements routiers (Tableau VI-2).
Tableau VI-2 : Pourcentages de passant à 2 mm et 80 µm des fractions 60 µm – 2 mm des
Passant à 2 mm
Passant à 80 µm
%
Cheviré
89
2
Nancy
100
5
AhAh2
93
2
Bordeaux
86
2
Lille
100
6
Les pourcentages de passant à 2 mm sont tous supérieurs à 70 % (compris entre 86 % pour
Bordeaux et 100 % pour Nancy et Lille) et les pourcentages de passant à 80 µm sont
également tous inférieurs à 12 % (de 2 à 6 % en fonction des sédiments). En se référant au
215
tableau synoptique de classification des matériaux (Figure VI-1), les différentes fractions
comprises entre 60 µm et 2 mm sont répertoriées dans les sous classes D1, B1 ou B2.
-
Les trois sous classes sont ensuite différenciées par la détermination de la valeur au bleu de
méthylène (VBS). Le Tableau VI-3 présente les valeurs au bleu de méthylène obtenues sur les
Tableau VI-3 : Valeurs au bleu de méthylène pour les fractions 60 µm – 2 mm des différents
sédiments.
VBS
en g de bleu pour 100 g de sol
Cheviré
0,25
Nancy
0,68
AhAh2
0,66
Bordeaux
Lille
0,67
Les valeurs au bleu de méthylène ont été déterminées pour les sédiments des bassins de
Cheviré, Nancy et AhAh2 et pour les balayures de voiries de Lille. A l’exception de Cheviré
qui présente une VBS légèrement plus faible (0,25), les trois autres fractions ont des VBS
identiques (0,66 à 0,68).
Si l’on se réfère toujours au tableau synoptique de classification des matériaux (Figure VI-1),
le seuil de 0,2 est atteint et les différentes fractions traitées appartiennent donc à la sous classe
B2, sables peu argileux ou apparaît une sensibilité à l’eau.
La fraction issue du sédiment de Bordeaux, pour laquelle la valeur au bleu de méthylène n’a
pas été déterminée, présente des pourcentages de particules fines similaires aux autres
fractions et peut donc être considérée comme appartenant à la classe B2.
-
Test proctor
La classe B2 correspond aux sables peu argileux. La plasticité de leurs particules fines rend
ces sols sensibles à l’eau et par conséquent leur temps de réaction aux variations de
216
l’environnement hydrique et climatique relativement court. Néanmoins, ce temps de réaction
peut varier assez largement en fonction de leur perméabilité.
Cette sensibilité à l’eau génère de nouvelles sous classes en fonction de l’état hydrique des
matériaux. Cinq sous classes sont déterminées en comparant la teneur en eau du produit traité
(Wn) à la teneur en eau optimum obtenue lors des tests Proctor normal (Tableau VI-4).
Tableau VI-4 : Classements en sous classes en fonction de l’état hydrique du matériau.
Sous-classes
Paramètres retenus
B2th
Wn ≥ 1,25 WOPN
B2h
1,10 WOPN ≤ Wn < 1,25 WOPN
B2m
0,9 WOPN ≤ Wn < 1,10 WOPN
B2s
0,5 WOPN ≤ Wn < 0,9 WOPN
B2ts
Wn < 0,5 WOPN
Un essai Proctor a été réalisé pour les différentes fractions appartenant à la classe B2. La
Figure VI-3 présente la courbe obtenue à partir de la fraction 60 µm – 2 mm issue des
balayures de voiries de Lille.
Figure VI-3 : Courbe Proctor obtenue à partir d’un essai Proctor normal sur moule CBR (NF
P 94-093).
217
L’allure de la courbe ne permet pas de déterminer la teneur en eau optimale (WOPN) mais
uniquement la masse volumique sèche apparente (ρdOPN). Ce phénomène est dû à l’absence
de particules fines qui entraîne l’obtention d’une droite entre la masse volumique sèche et la
teneur en eau.
L’unité pilote mise en place permet d’obtenir en fonction du réglage du tamis vibrant du
séparateur secondaire, la teneur en eau désirée sur le produit de sortie. La fraction peut donc
assez facilement se situer dans la sous classe la plus avantageuse, à savoir B2m. En fonction
des conditions climatiques de la région rencontrée, le stockage des produits traités devra être
réalisé en s’affranchissant plus ou moins des conditions d’évaporation et de précipitation.
Fractions 2 mm – 30 mm
-
Granulométrie
La détermination des classes A, B ou D des fractions comprises entre 2 mm et 30 mm ne peut
être réalisée que pour les sédiments de Nancy et de Lille qui présentent une teneur en matière
organique inférieure à 3 %.
Comme pour les fractions comprises entre 60 µm et 2 mm, la classification des sédiments
traités est réalisée à partir du tableau synoptique de classification des matériaux selon leur
nature (Figure VI-1).
Tableau VI-5 : Pourcentages de passant à 2 mm et 80 µm des fractions 2 mm – 30 mm des
sédiments de Nancy et Lille.
Passant à 2 mm
Passant à 80 µm
%
Nancy
1
0,8
Lille
5
1,0
Avec des pourcentages de passant à 2 mm très largement inférieurs à 70 % (1 % pour Nancy
et 5 % pour Lille) ainsi que des pourcentages de passant à 80 µm inférieurs à 12 % (0,8 %
pour Nancy et 1, 0 % pour Lille), les fractions comprises entre 2 mm et 30 mm se situent dans
les sous classes D2, B3 ou B4.
218
-
Les trois sous classes sont comme précédemment différenciées par la détermination de la
valeur au bleu de méthylène (VBS). La mesure a été réalisée uniquement sur le sédiment de
Nancy ; elle est présentée dans le Tableau VI-6.
Tableau VI-6 : Valeur au bleu de méthylène pour la fraction 2 mm – 30 mm du sédiment de
Nancy.
VBS
en g de bleu pour 100 g de sol
Nancy
< 0,1
Avec une valeur au bleu inférieure à 0,1, la fraction comprise entre 2 mm et 30 mm du
sédiment de Nancy appartient à la sous classe D2 (Figure VI-1) correspondant aux graves et
aux sables alluvionnaires propres insensibles à l’eau.
La fraction issue des balayures de voiries de Lille présente des caractéristiques physiques
(distribution granulométrique, pourcentage de particules inférieures à 80 µm) et chimiques
(teneur en matière organique) similaires à celles de Nancy ; une faible valeur au bleu de
méthylène semble prévisible ce qui classerait cette fraction au sein de la classe D2.
6.1.1.3 Classification des sols de classe F :
Parmi la classe F, les sous produits de l’assainissement pluvial peuvent être répertoriés au sein
des sous classes F1 ou F9.
La sous classe F9 correspond aux autres déchets et sous produits industriels. La réutilisation
de ces matériaux particuliers doit, pour chaque cas, faire l’objet d’une étude spécifique et les
conditions d’utilisation devront être définies au cas par cas avec une série de planches d’essai.
Face aux contraintes de la sous classe F9, une valorisation des sédiments à partir de cette
classification apparaît compromise ; cette sous classe ne sera donc pas prise en compte dans la
classification des différentes fractions.
La sous classe F1 qui est constituée de matériaux naturels renfermant des matières organiques
(terres végétales, humus forestier, vases, tourbes, …) se décompose en deux sous classes ; la
sous-classe F11 qui comprend les matériaux faiblement organiques (3 % ≤ MO ≤ 10 %) et la
sous-classe F12 qui est constituée de matériaux dits fortement organiques (MO > 10 %). Le
219
Tableau VI-7 présente la classification des différentes fractions dont la teneur en matière
organique dépasse les 3 %.
Tableau VI-7 : Classification des différentes fractions au sein de la classe F.
Cheviré
AhAh 1
AhAh 2
Lyon
Bordeaux
2 mm – 30 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
2 mm – 30 mm
2 mm – 30 mm
60 µm – 2 mm
2 mm – 30 mm
Matière organique
%
Classification
7,5
10,2
5,1
3,8
13,3
4,5
8,7
F11
F12
F11
F11
F12
F11
F11
Parmi les différents sédiments, seules les fractions 2 mm – 30 mm issues des sédiments de
AhAh1 et Lyon se classent en F12 avec une teneur en matière organique dépassant les 10 %.
Les autres fractions appartiennent toutes à la classe F11 regroupant les produits faiblement
organiques (MO < 10 %).
6.1.2 Filières de valorisation
Les différentes filières de valorisation sont présentées ci-dessous ainsi que les conditions
d’utilisations des matériaux pour chacune d’entre elle. Ces conditions sont exprimées en
exigences techniques directement intégrables dans les cahiers des charges des marchés pour
obtenir la qualité généralement recherchée pour ses ouvrages. Elles ont été définies dans le
double souci :
- d’une part, de viser le juste niveau de qualité technique nécessaire compte tenu des
possibilités des matériels d’exécution actuels et des pratiques habituelles,
- d’autres part, de tenir compte des coûts moyens des différentes techniques et méthodes
utilisées actuellement dans les pays industrialisés. De ce fait, il est possible que
certaines filières ou conditions d’utilisation non envisagées actuellement puissent être
retenues et donner satisfaction dans des contextes technico-économiques différents où
ne s’appliquent pas les mêmes règles de délais de construction, de niveau de services
220
ou de coûts (taxes à la réutilisation de sous produits, traitement par différents
liants…).
6.1.2.1 Remblai routier
Classe B2 :
Les conditions d’utilisation des matériaux en remblai sont présentées pour chacune des sous
classes B2th, B2h, B2m, B2s et B2ts définies en fonction de la teneur en eau du produit à
réutiliser.
-
B2th
Ces sols sont inutilisables dans cet état mais une mise en dépôt provisoire, ou un drainage
préalable pendant une période suffisante (plusieurs semaines) peuvent permettre de reclasser
ces résidus en B2h ou B2m.
-
B2 h
Ces sols sont sensibles à la situation météorologique ; ils peuvent être sujets au
« matelassage », ce qui est à éviter au niveau de l’arase de terrassement. Néanmoins, ils sont
réutilisables lorsque les conditions météorologiques le permettent (absence de pluie) et
plusieurs solutions sont offertes :
- utilisation en l’état : les limites imposées seront un compactage faible et une hauteur
de remblai limitée à 5 mètres,
- utilisation après extraction en couche : une extraction en couche de 0,3 mètre favorise
l’aération des produits et permet ensuite un compactage moyen ainsi qu’une mise en
remblai pouvant atteindre une hauteur de 10 mètres,
- utilisation après traitement : un traitement par un réactif adapté permet de réaliser sur
les résidus un compactage moyen et de s’affranchir des contraintes de hauteur de
remblai.
-
B2 m
Pour la sous classe B2m, il n’y a aucune contrainte sur la hauteur de remblai et le compactage
à réaliser sera moyen ou intense en fonction de la situation météorologique.
221
-
B2 s
Pour ces sols, il faut compenser l’insuffisance de la teneur en eau par un compactage intense,
un arrosage ou une humidification. L’humidification dans la masse pour changer d’état est
relativement facile à réaliser.
- utilisation en l’état : La hauteur de remblai est limitée à 10 mètres et le compactage
sera nécessairement intense,
- utilisation après arrosage : Dans des conditions d’évaporation importante, le produit
est arrosé pour le maintenir dans l’état. Comme lors de l’utilisation en l’état, la
hauteur de remblai est limitée à 10 mètres et le compactage sera nécessairement
intense,
- utilisation après humidification : Si les contraintes ne permettent pas un compactage
intense, le produit sera humidifié pour changer d’état et permettre ainsi un
compactage moyen.
-
B2ts
Ces sols sont inutilisables en l’état mais ils peuvent être amenés à l’état « s » ou « m » après
humidification.
Classe D2 :
Ces sols sont constitués de graves alluvionnaires propres et de sables et ils sont sans cohésion
et perméables. Après compactage, ils sont d’autant moins érodables et d’autant plus aptes à
supporter le trafic qu’ils sont bien gradués.
Ces sols constituent les meilleurs matériaux de constructions des remblais ; ils sont donc très
largement réutilisables sans condition particulière de réutilisation.
6.1.2.2 Couche de forme
Classe B2 :
Les sous classes B2th et B2ts sont inutilisables pour une réutilisation en couche de forme. Pour
les classes B2h, B2m et B2s, leur grande sensibilité à l’eau impose de les traiter avec un liant
hydraulique. De plus, ces matériaux requièrent souvent une protection de surface pour
maintenir leur état hydrique constant durant le période de prise et de durcissement, leur
222
donner une résistance suffisante aux efforts tangentiels créés par les pneumatiques des engins
(accélérations, freinages, virages), et garantir les exigences de nivellement. Le type de
protection adapté à ces produits est un enduit de cure gravillonné, produit qui fait appel à des
émulsions de bitume.
Classe D2 :
Ces sols sont utilisables en couches de forme soit dans leur état naturel car la résistance des
granulats est suffisamment élevée, soit traités avec un liant hydraulique en raison de la
friabilité des granulats.
La caractérisation géotechnique doit donc se poursuivre par une mesure de la résistance
mécanique des granulats (test de Los Angeles ou de micro Deval) pour déterminer la nécessité
ou non de traiter ces résidus pour pouvoir les réutiliser en couche de forme.
6.1.2.3 Remblai de tranchées
Classe B2 :
Les résidus de la classe B2 sont directement valorisables en remblai de tranchées mais ils ne
peuvent être admis uniquement dans la partie inférieure de remblai (PIR) noté q4 (Chapitre 2).
Classe D2
Ces matériaux sont, comme la classe B2, directement valorisables en remblai de tranchées
dans la partie inférieure de remblai (PIR) noté q4 . De plus, ils peuvent être également admis
dans la partie supérieure de remblai (PSR) noté q2 et q3.
6.1.2.4 Remblai de surface
Lorsque les résidus ne peuvent être acceptés en remblai routier, en couches de forme ou en
remblai de tranchées, filières proposant des valorisations très intéressantes, ils sont orientés
vers une réutilisation comme remblais de surface. Pour les classes B2 et D2, une valorisation
dans ces trois filières est généralement envisageable et une réutilisation comme remblai de
surface n’est pas dans un premier temps envisagée. Par contre, pour les classes F, qui ne
peuvent pas être réutilisées comme couche de forme ou comme remblais routiers ou de
tranchées, une valorisation en remblai de surface semble être intéressante.
223
Parmi la classe F, seuls les matériaux appartenant à la sous classe F11 pourront être réutilisés.
Leur faible teneur en matière organique (MO < 10 %) autorise leur emploi en remblai avec
pour usage privilégié les couvertures de surface devant être engazonnées. Comme pour la
classe B, ces matériaux devront être identifiés pour évaluer leurs conditions d’utilisation
(traitement, compactage…).
6.1.3 Conclusion
Pour conclure sur cette première partie de chapitre, le Tableau VI-8 recense les différentes
classes obtenues à partir du guide des terrassements routiers ainsi que les filières de
valorisation associées.
Tableau VI-8 : Classification et filières de valorisation des différentes fractions issues du
traitement des sédiments de l’assainissement pluvial.
Bassins
Cheviré
Fractions
Classification
Filières de valorisation potentielles
2 mm – 30 mm
F11
Remblais de surface
60 µm – 2 mm
B2
Remblais routier, de tranchée, de surface
Couches de forme
2 mm – 30 mm
D2
Couches de forme
60 µm – 2 mm
B2
Couches de forme
2 mm – 30 mm
F12
Aucune
60 µm – 2 mm
F11
Remblais de surface
2 mm – 30 mm
F11
Remblais de surface
60 µm – 2 mm
B2
Couches de forme
2 mm – 30 mm
F12
Aucune
60 µm – 2 mm
F11
Remblais de surface
2 mm – 30 mm
F11
Remblais de surface
60 µm – 2 mm
B2
Couches de forme
2 mm – 30 mm
D2
Couches de forme
60 µm – 2 mm
B2
Couches de forme
Nancy
AhAh 1
AhAh 2
Lyon
Bordeaux
Lille
224
Parmi les 14 fractions issues du traitement physique (Tableau VI-8) des sédiments de bassin
et des balayures de voiries, 12 d’entre elles sont susceptibles d’être directement valorisées
comme remblais routier, de tranchée ou de surface ou comme couche de forme. Seules 2
fractions (2mm – 30 mm des sédiments de AhAh1 et Lyon) présentent des caractéristiques
(matière organique > 10 %) ne satisfaisant pas les contraintes du GTR liées à la mise en
remblai ou en couche de forme. Ces deux fractions peuvent néanmoins prétendre à une
réutilisation comme remblai de surface si elles sont incorporées à la fraction 60 µm – 2 mm.
Les sous produits de l’assainissement représentent, après traitement, une source importante de
matériaux capable de répondre aux fortes demandes de remblais. De plus, plusieurs groupes
de travail se penchent actuellement sur l’établissement d’une charte obligeant les maîtres
d’ouvrage à utiliser une certaine quantité de produits réutilisables parmi leur consommation
de matériaux destinés à la mise en remblai ou en couche de forme.
A titre d’exemple, le département de la Haute Garonne encourage la réutilisation des déchets
traités sur des chantiers de travaux publics.
225
6.2
6.2.1 Landfarming.
De nombreuses évaluations concernant le coût du traitement par Landfarming ont été
réalisées. (Tableau VI-9).
Tableau VI-9 : Coût d’un traitement biologique par Landfarming.
Références bibliographiques
Coûts du traitement (€ tonne-1)
Ferdinandy-van Vlerken (1998)
20
Deruelle (2004)
20 à 40
Gabet (2004)
45 à 80
Selon les auteurs, les coûts de traitement varient entre 20 et 80 € par tonne de sédiments. Ces
différences de coûts sont liées essentiellement à la durée et aux conditions de traitement.
Paramètres liés à la durée de traitement
D’une part, les concentrations et les compositions des différents polluants initialement
présents dans les sédiments vont conditionner la durée de traitement. A titre d’exemple, des
sédiments fortement contaminés par des hydrocarbures faiblement biodégradables
entraineront une durée de traitement supérieure à celle obtenue pour des sédiments faiblement
contaminés par des hydrocarbures biodégradables. De plus, la présence élevée d’éléments
traces peut réduire l’activité biologique des bactéries et par conséquent augmenter la durée de
traitement.
D’autre part, les traitements par Landfarming étant réalisés en plein air, les conditions
climatiques (humidité, température…) vont être des paramètres importants dans l’activité
biologique des bactéries et donc dans la vitesse de biodégradation des polluants.
Paramètres liés aux conditions intrinsèques de traitement
Le coût du traitement va également être défini par rapport aux moyens mis en œuvre lors de
sa réalisation. En fonction des fréquences de remaniement des sols et des ajouts de nutriments
ou d’agents structurants, le coût du traitement pour une tonne de sédiment traité peut évoluer.
226
De plus, Gabet (2004) inclut dans ses estimations de coût, l’ajout de consortium bactérien,
utilisé pour augmenter les rendements de biodégradation.
6.2.2 Unité mobile de traitement
6.2.2.1 Principe de fonctionnement et coût de fabrication
Les résultats obtenus lors de ces travaux de thèse, et notamment le traitement physique des
sédiments par une unité pilote, nous ont conduit en collaboration avec deux industriels, Saint
Dizier Environnement et SOTRES, à concevoir une unité mobile de traitement des sédiments.
Le schéma de l’unité est présenté sur la Figure VI-4 ; il est similaire à celui de l’unité pilote
établi lors du chapitre 4. La différence principale entre les unités pilote et industrielle
concerne le débit d’alimentation qui va directement conditionner le choix et le mode de
fonctionnement des différents équipements.
Le débit d’alimentation en sédiments prévu pour l’unité mobile est de 2 à 3 tonnes par heure
ce qui représente un débit 10 fois plus élevé que pour l’unité pilote installée lors de nos essais.
La conséquence directe est l’augmentation du débit des eaux de process qui sera compris
entre 20 et 30 m3 h-1 en fonction de la recirculation. La Figure VI-4 présente également les
circuits potentiels des eaux de process. En fonction de la charge en matière en suspension
(MES), les eaux seront directement injectées dans la filière de traitement via le décanteur
(MES élevée) ou recirculées au niveau des différents équipements de traitement des sédiments
(MES faibles).
Le dimensionnement des équipements pour le traitement des eaux, avec notamment le
décanteur lamellaire, devra être optimisé afin de réduire l’encombrement et permettre ainsi
l’installation de l’unité mobile sur une remorque.
Face à l’intérêt manifeste de plusieurs grands groupes, les sociétés SOTRES et Saint Dizier
Environnement se placent comme des acteurs potentiels dans l’industrialisation du procédé
mis en place lors de nos travaux. Dans un premier temps, ils ont réalisé une estimation du
coût de fabrication d’une unité mobile de traitement montée sur une remorque. Le Tableau
VI-10 présente les dépenses occasionnées pour chaque groupe de traitement ainsi que pour
l’ensemble de l’unité.
227
Figure VI-4 : Schéma de principe de l’unité mobile.
228
Tableau VI-10 : Estimation économique d’une unité mobile de traitement.
Nature du traitement
Equipements
Montant
Trémie d’alimentation
Essoreur-Cribleur
Criblage primaire
Cuve sous Cribleur
Châssis Cribleur
1
42 700 €
Passerelle rabattable
Tapis refus crible
Châssis Tapis
Pompe M100 + Châssis pompe
Moteur 7,5 kW
Flexible DN 80 / Bride en aluminium
Cyclonage / Essorage primaire
Cyclone caisson 300
Essoreur
2
32 700 €
Châssis Essoreur
Support Châssis
Passerelle
Goulotte filtrat
Attrition
3
Cellule d’attrition
15 800 €
Cuve sous Essoreur
Pompe M100 + Châssis pompe
Moteur 7,5 kW
Cyclonage / Essorage secondaire
4
Flexible DN 80 / Bride en aluminium
Cyclone caisson 300
45 800 €
Châssis support Essoreur
Passerelle rabattable
Essoreur
Tapis
Châssis support Tapis
229
Nature du traitement
Equipements
Montant
Cuve reprise des eaux sales
Pompe de reprise des eaux sales
Pompage des eaux
5
Cuve Eau clarifiée / Filtrat/ Boue à
presser
31 400 €
Pompe Eau clarifiée
Pompe filtrat
Pompe à polymère
Traitement des eaux
6
Décanteur lamellaire
Agitateurs
50 000 €
Pompes d’élimination des boues
Pressage des boues
Pompe gavage piston membrane
Filtre presse
7
Compresseur
33 900 €
Tapis sous Filtre
Tuyauterie
Remorque et montage
Armoire électrique et câblage
Divers tuyauterie
5 000 €
Remorque
50 000 €
Montage sur remorque
20 700 €
Electricité et câblage
5 000 €
UNITE MOBILE DE TRAITEMENT DES SEDIMENTS
333 000 €
L’évaluation économique d’une unité mobile de traitement s’élève donc à 333 000 €. Ce coût
global comprend d’une part le traitement spécifique des sédiments qui équivaut à une dépense
de 137 000 € et d’autre part le traitement des eaux qui est de 116 000 €. Les dépenses liées à
la remorque, au montage des équipements sur celle ci, à la tuyauterie et à l’armoire électrique
sont également intégrées dans le coût global de l’unité mobile et représentent plus de
80 000 €.
230
De plus, la société SOTRES a également réalisé des croquis de l’unité pilote (Figure VI-5 et
Figure VI-6) afin de prévoir l’agencement des différents équipements sur la remorque. Ce
travail est actuellement en cours d’élaboration.
Figure VI-5 : Unité pilote de traitement vue de dessus.
Figure VI-6 : Unité mobile de traitement montée sur remorque.
La Figure VI-6 représente l’ensemble de l’unité mobile de traitement montée sur une
remorque et destinée à se déplacer de bassin en bassin afin de traiter les sédiments curés.
L’alimentation en sédiments sera réalisée par l’intermédiaire des équipements utilisés pour le
curage des bassins et fossés (tractopelle…).
231
6.2.2.2 Coût de traitement
L’objectif final pour les sociétés désireuses d’investir dans ce projet est de postuler à divers
appels d’offres concernant la gestion des sédiments de l’assainissement pluvial. Les sociétés
devront donc être en mesure de proposer un coût de traitement à la tonne pour l’ensemble de
leurs prestations. Plusieurs paramètres sont à prendre en compte afin d’établir un coût de
traitement ; ils dépendent d’une part du service proposé aux clients et d’autre part des
conditions in situ et notamment des caractéristiques (volumes, granulométrie) des sédiments
rencontrés.
Services proposés
Diverses solutions pourront être offertes aux gestionnaires de bassin et occasionneront par
conséquent des coûts de traitement très différents. Deux types de propositions sont
brièvement présentés à titre d’exemple.
-
Location de l’unité mobile pour une durée déterminée.
Les sociétés propriétaires de l’unité mobile interviennent uniquement au niveau de la location
de leur matériel. Les gestionnaires des bassins et fossés sont donc à même de réaliser seuls les
traitements et de prendre à leur charge l’ensemble des frais occasionnés : curage de bassin,
frais d’installation, main d’œuvre qualifiée pour la réalisation des essais… Le coût du
traitement des sédiments dépendra en partie du prix de location de l’unité mobile mais
également des frais annexes engagés par les gestionnaires.
-
Prestation de services
Les sociétés propriétaires de l’unité mobile interviennent et répondent à la problématique dans
sa globalité. Cet exemple peut correspondre à l’appel d’offre d’une collectivité pour ses divers
bassins. Les sociétés proposent le curage des sédiments, leurs traitements ainsi que leurs
valorisations ou éliminations. La prestation de service nécessite pour les sociétés la présence
de personnels qualifiés. Le coût de traitement pourra dans ce cas là être directement établi par
la société propriétaire de l’unité mobile.
232
Caractéristiques in situ
Bien que mobile, la mise en service de l’unité de traitement sur les sites nécessite
l’acheminement de la remorque ainsi qu’une période de mise en place de plusieurs heures.
Les frais engendrés lors de la mise en œuvre de l’unité de traitement sont indépendants des
quantités de sédiments à traiter. Par conséquent, les coûts de traitement pour une tonne de
sédiments seront dépendants des quantités de résidus à traiter sur les différents sites.
De plus, les caractéristiques intrinsèques des sédiments interviennent également au niveau du
coût de traitement. Des résidus grossiers et peu pollués nécessiteront un traitement moindre et
auront des perspectives de valorisation plus importantes que des sédiments fins et largement
contaminés.
6.2.2.3 Conclusion
A ce stade d’avancement du projet, il est encore difficile de prétendre annoncer un coût de
traitement à la tonne pour les résidus de l’assainissement pluvial. Aux différents paramètres
présentés précédemment viennent s’ajouter la politique des sociétés propriétaires de l’unité
mobile et les évolutions de la réglementation. Cependant, compte tenu des contraintes
réglementaires de plus en plus fortes dans le domaine des déchets, le traitement par l’unité
pilote apparaît très prometteur et compétitif vis à vis des solutions actuelles.
Afin de justifier la nécessité et la compétitivité d’une unité mobile de traitement des
sédiments de l’assainissement pluvial, deux exemples peuvent être cités :
Le premier exemple concerne le bassin de Cheviré. Les canalisations, permettant
l’acheminement des sédiments du pont au bassin, étaient complètement saturées et ont dues
être curées en 2004. Le service proposé par une société extérieure comprenait le curage, le
transport et l’élimination des résidus, incinérés pour 25 % d’entre eux et enfouis pour le reste.
Le coût de l’opération a été de 611 € par tonne de résidus pour les sédiments incinérés et de
207 € par tonne de résidus pour les sédiments enfouis.
Le second exemple concerne le curage des bassins de la ville de Reims. La
communauté urbaine a décidé de curer un bassin de récupération des eaux pluviales chaque
année. Un coût à la tonne est difficile à chiffrer car la prestation est fixée à 100 000 € pour
l’ensemble d’un bassin en ne connaissant ni la nature, ni le volume des sédiments. De plus, la
traçabilité des résidus curés est difficile à obtenir auprès de la société qui réalise les travaux.
233
Bien qu’il soit impossible de chiffrer et d’extrapoler un coût de traitement à la tonne à partir
des deux exemples cités, ils traduisent d’une part, un coût élevé pour éliminer les résidus
accumulés et d’autre part, des filières d’élimination mal adaptées ou parfois même inconnues.
Face aux difficultés rencontrées et à une évolution certaine de la réglementation, l’unité pilote
mise au point dans le cadre de cette thèse, permettra de répondre, au moins en partie, à la
préoccupation des gestionnaires.
Les sociétés SOTRES et Saint Dizier environnement étudient également la conception d’une
unité semi-mobile installée sur des plateformes. Cette orientation permettrait de fonctionner
avec des débits beaucoup plus élevés et de répondre ainsi aux problématiques des grandes
agglomérations, à savoir, des quantités de sédiments et de balayures de voiries importantes et
peu dispersées.
234
L’ Essentiel
L’essentiel :
Pour conclure sur cette étude liée à la gestion des sédiments de l’assainissement pluvial, un
dernier chapitre concernant la viabilité du projet était indispensable. D’une part, les filières de
réutilisation ont été déterminées pour les sédiments traités et d’autre part, une ébauche
économique a été élaborée afin de prendre conscience du coût des opérations à l’échelle
industrielle.
La première partie de ce chapitre a été consacrée au devenir des sédiments traités. Pour cela,
les résidus ont été répartis suivant le Guide des Terrassements Routiers (GTR) en différentes
classes d’appartenance. En fonction des caractéristiques géotechniques (matière organique,
granulométrie, argilosité) des fractions traitées, une ou plusieurs filières de valorisation
pourront être proposées pour la réutilisation des sous produits de l’assainissement. Le devenir
le plus probable pour ces résidus semble être d’une part comme remblais routiers, de
tranchées ou de surface et d’autre part comme couches de forme.
La seconde partie avait pour objectif la réalisation d’une première approche économique des
traitements mis en place lors de ces travaux. Les dépenses économiques liées au traitement
biologique par Landfarming sont connues et varient, en fonction des méthodes utilisées, entre
20 et 80 € par tonne de sédiments. Les sociétés Saint Dizier Environnement et SOTRES ont
permis de réaliser une estimation du coût de fabrication d’une unité mobile de traitement.
Bien qu’il soit délicat d’annoncer un coût de traitement à la tonne pour ces résidus, la
technique mise en place apparaît compatible et même directement concurrentielle des filières
d’élimination actuelles. De plus, l’évolution constante de la réglementation dans les domaines
de l’eau et des déchets ainsi que des coûts d’élimination des déchets vont, dans les années à
venir, conforter la rentabilité d’une unité mobile de traitement.
235
236
Synthèse des principaux résultats
Ce travail de recherche multidisciplinaire a permis d’accéder à des solutions
intéressantes pour la gestion des sédiments issus de l’assainissement pluvial. L’ensemble des
études a été mené sur des sédiments de bassins routiers provenant des régions nantaise
(Cheviré), nancéenne (Flavigny), parisienne (Citroën) et lyonnaise (B 6 sur l’A 47) ainsi que
sur des résidus de sites urbains avec les bassins de Wissous et de Crosne (AhAh) situés en
région parisienne. De plus, les produits de balayage de chaussées des villes de Lille et
Bordeaux ont également été étudiés.
Une investigation bibliographique a été menée dans un premier temps afin de
connaître l’origine et la caractérisation des polluants rencontrés d’une manière générale dans
les sédiments (hydrocarbures, hydrocarbures aromatiques polycycliques, éléments traces,
pesticides,…). Cette investigation montre que les différents polluants contenus dans les
sédiments sont véhiculés par les eaux de ruissellement et s’accumulent dans les bassins, ou
sont déversés dans l’environnement lors de fortes pluies. De nombreux travaux ont montré
que ces sous produits de l’assainissement, en raison de leurs volumes et de la pollution qu’ils
renferment, doivent être considérés comme de réels déchets. De plus, à l’échelle française ou
européenne, aucune norme ou document réglementaire n’existe actuellement sur les seuils de
pollution des résidus de l’assainissement pluvial. Cette absence de réglementation entraîne
des difficultés quant au devenir et à la gestion de ces sédiments. Lors de ce travail de
recherche, les teneurs en polluants ont été comparées aux valeurs cibles et d’intervention de la
norme hollandaise pour les sols pollués. Si ces seuils n’ont pas de valeur légale en France, ils
sont néanmoins fréquemment utilisés comme valeur de référence pour interpréter les teneurs
en certains composés chimiques dans les sols.
237
Actuellement, les pratiques d’élimination utilisées (mise en décharge, épandage, mise
en dépôt) ne sont pas satisfaisantes en regard de l’évolution du contexte réglementaire et des
connaissances scientifiques, notamment en termes d’impact sur l’environnement et de santé
publique.
Les études préliminaires de caractérisation ont montré que les sédiments bruts sont très
hétérogènes en fonction de leur provenance, mais également à l’intérieur d’un même bassin.
A titre d’exemple, pour des prélèvements réalisés à des périodes et à des localisations
différentes au niveau du bassin AhAh en région parisienne, les valeurs de d50 varient entre
25 µm et 797 µm alors que les teneurs en zinc fluctuent de 268 mg kg-1 à 1949 mg kg-1. Les
sédiments étudiés sont fortement contaminés avec des concentrations maximales, tous résidus
confondus, de 4,26 mg kg-1 pour le Cd, 2979 mg kg-1 pour le Cr, 306 mg kg-1 pour le Cu,
158 mg kg-1 pour le Ni, 357 mg kg-1 pour le Pb, 1949 mg kg-1 pour le Zn et 24,1 % pour la
matière organique, 16 423 mg kg-1 pour les hydrocarbures totaux et plus de 28 mg kg-1 pour
les HAP. Une gestion durable de ces sédiments nécessite donc la mise en place de techniques
de traitement afin de réduire les charges polluantes.
Les études de traitabilité des sédiments ont été menées en laboratoire sur les sédiments
du bassin de Cheviré. Les résultats ont montré que les polluants organiques et métalliques
sont essentiellement présents au sein des éléments fins. Ils peuvent se trouver sous deux
formes : « libres » et facilement séparables par un tri granulométrique, ou agglomérés entre
eux et autour de particules grenues, et nécessitent alors une étape supplémentaire d’attrition
pour permettre leur désagrégation. L’utilisation conjointe de séparations granulométriques et
d’attrition nous a conduit à définir un protocole opératoire de traitement des sédiments, avec
comme principe l’enrichissement en polluants des particules fines (< 80 µm), permettant ainsi
la valorisation des fractions grossières (> 80 µm).
Une optimisation des conditions de traitement (seuils de coupure, durée d’attrition,
teneur en matière sèche de la pulpe) a également été réalisée. Elle a permis d’une part,
d’étudier l’efficacité de l’attrition sur la dépollution des sédiments et d’apporter des
connaissances supplémentaires sur une technique peu étudiée et d’autre part, de se placer dans
238
des conditions économiques et environnementales optimales pour le passage du traitement à
une échelle pilote.
De plus, six autres sédiments de bassins ont été traités dans les conditions optimales
déterminées à partir du sédiment de Cheviré afin de valider la méthode ainsi définie. Les
pourcentages de particules potentiellement valorisables sont compris entre 55 et 75 % en
fonction des sédiments étudiés.
Les résultats obtenus lors de ces essais de traitabilité des sédiments ont orienté nos
recherches vers la conception d’un pilote avec comme objectif le développement d’une unité
industrielle de traitement. Cette unité devrait, dans le contexte actuel, répondre à des
exigences économiques et environnementales compatibles, afin d’être proposée comme une
alternative viable aux gestionnaires de bassins et de balayures de voiries.
Les contraintes liées au coût de transport des déchets et au manque de services (eau,
électricité) aux abords des bassins ont dû être prises en compte pour la conception de l’unité
pilote. De ce fait, notre choix s’est orienté vers une unité mobile capable de se déplacer de
bassin en bassin, et autonome afin de répondre à l’absence de services. Pour atteindre ces
objectifs, l’encombrement des équipements a été optimisé et une filière de traitement des eaux
de process a été ajoutée pour permettre un fonctionnement en circuit fermé.
Bien que réalisé dans des conditions expérimentales différentes, le traitement physique
établi en laboratoire s’est parfaitement retranscrit à l’échelle pilote. Cinq sédiments de bassins
et deux balayures de voiries ont ainsi été traités. Les fractions supérieures à 30 mm sont
composées des encombrants (bouteilles, plastiques …) et seront éliminées via la filière des
déchets ménagers. Les polluants organiques (matière organique, hydrocarbures totaux et
HAP) et inorganiques (éléments traces) sont majoritairement accumulés dans les éléments fins
(< 60 µm) comme le montrent les rapports R = 
 atteignant 4,5
% massique total


pour les éléments traces, 5,3 pour la matière organique, 5,1 pour les hydrocarbures totaux et
4,2 pour le phénanthrène. Dans les conditions réglementaires et économiques actuelles, ces
fractions fines sont considérées comme des déchets ultimes et seront éliminées. Une
caractérisation géotechnique des fractions comprises entre 60 µm et 2 mm et entre 2 mm et
30 mm a été menée selon le Guide des Terrassements Routiers (LCPC-SETRA, 2000). Il en
ressort que la majorité des fractions (12 sur 14) présente des caractéristiques compatibles avec
239
une réutilisation comme remblais routier, de tranchée ou de surface ou encore comme couches
de forme.
D’autre part, de manière à mieux connaître l’impact sur le milieu naturel de ces
produits, des tests de toxicité sur les sédiments et sur les différentes fractions issues du pilote
sont encore en cours au Laboratoire des Sciences de l’Environnement-Ecole Nationale des
Travaux Publics de l’ Etat dans le cadre de l’achèvement d’un projet commun.
A l’exception des résidus trop fins (d50 < 60 µm), l’unité pilote de traitement physique
permet une valorisation comprise entre 50 et 80 % du sédiment brut. L’ensemble des
pourcentages définis lors de ces travaux est à majorer si l’on raisonne en masse de sédiments
(en prenant en compte l’eau des sédiments) et non plus en matière sèche.
Afin de valoriser le travail réalisé durant ces travaux de thèse, une démarche a été
entreprise auprès de l’Institut National de la Protection Industrielle (INPI) pour déposer un
nom relatif au principe de traitement et à l’unité pilote développée au LCPC. L’INPI a validé
le nom proposé, à savoir : ATTRISED.
Une étude complémentaire sur le traitement biologique par landfarming a également
été menée. Le landfarming a permis une élimination importante des hydrocarbures totaux
présents dans les sédiments, mais son action est limitée car la teneur en HAP reste stable après
une première année de traitement. De plus, le pourcentage de matière organique totale n’a pas
évolué et il constitue donc une limite aux filières de valorisation (MO > 10 %) pour les
sédiments fortement chargés.
Dans les conditions de traitement utilisées lors de ces essais, le landfarming est
insuffisant pour permettre une valorisation des sédiments. Néanmoins, sa facilité de mise en
œuvre et son faible coût sont des atouts indéniables pour utiliser cette technique comme
prétraitement des sédiments fortement contaminés par les hydrocarbures (déversement
accidentel).
Retombées opérationnelles
Des quantités importantes de sédiments sont extraites chaque année des bassins et
fossés routiers (5,6 millions de tonnes en France) ; de même, environ 1 million de tonnes
provient du balayage des voiries urbaines et inter-urbaines. Face à ces quantités, les
240
gestionnaires de bassins et les communautés urbaines sont confrontés à un véritable problème,
accentué par un renforcement de la législation en matière d’environnement et de déchets. La
gestion des sédiments de l’assainissement pluvial apparaît donc comme une préoccupation
majeure, liée à l’accroissement de l’urbanisation et au développement des réseaux routiers.
L’unité de traitement ATTRISED, mise au point dans le cadre de cette thèse, permettrait de
répondre, au moins en partie, à cette préoccupation des gestionnaires. Des discussions menées
avec des représentants des grands groupes de traitement de l’eau et des déchets ont montré la
validité d’un tel projet. C’est ainsi que les sociétés Saint Dizier Environnement et SOTRES
étudient actuellement un projet de conception d’une unité industrielle.
D’une part, ils développent le concept d’une unité mobile montée sur une remorque et
se déplaçant de bassin en bassin pour traiter les résidus curés. Cette unité, pour des raisons
d’encombrement, fonctionnera à des débits d’environ 3 tonnes par heure et apparaît adaptée à
de nombreux bassins routiers et urbains. D’autre part, Saint Dizier Environnement et
SOTRES mènent une étude en parallèle sur la conception d’une unité semi-mobile montée sur
une plateforme. Elle permettrait de traiter les sédiments de plusieurs bassins situés aux
alentours. Cette deuxième solution présente l’avantage de traiter les sédiments avec des débits
beaucoup plus importants, mais elle nécessite l’acheminement des déchets du bassin à la
plateforme de traitement. Elle semble plus adaptée aux balayures de voiries ou aux sédiments
de bassins des grosses agglomérations.
Perspectives
A la suite de ce travail, il sera intéressant d’étudier les techniques de traitement mises
en place lors de ces travaux de thèse sur d’autres résidus que les sédiments de bassins et les
balayures de voiries. A titre d’exemple, plusieurs résidus présentant des problématiques plus
ou moins similaires à celles étudiées lors de ces travaux sont présentés ci-dessous.
Ces dernières années, un accroissement de l’intérêt pour les dépôts dans les collecteurs
des réseaux d’assainissement a été observé. En effet, durant les périodes de temps sec, une
partie des particules pénétrant dans les réseaux d’assainissement, via les avaloirs et les
branchements particuliers, se dépose dans les collecteurs. Afin d’éviter une accumulation
excessive des dépôts, un curage régulier doit être effectué. C’est ainsi que plus de 8000 tonnes
de résidus ont été curées en 2002 à Paris (Rocher et al., 2004). Souvent trop pollués pour être
241
directement valorisés (Moilleron et al., 2005) ces résidus sont acheminés vers des centres de
stockage. L’étude d’un traitement physique suivant le principe d’ATTRISED serait
intéressante pour déterminer si l’on peut, dans les conditions économiques et
environnementales actuelles, valoriser ces résidus comme matériaux de remblais.
Par ailleurs, pour que l'objectif de la directive cadre sur l'eau (DCE) de bon état
écologique des eaux en 2015 soit atteint, de nombreux cours d’eau ainsi que plusieurs ports
nécessitent un curage des sédiments accumulés. Alain Strébelle, directeur de l'Agence de
l'Eau Artois-Picardie, revient sur la problématique des sédiments pollués (Journal de
l’Environnement, 2005) et annonce la nécessité d’établir un schéma d’élimination des
sédiments. Les ports (Cherbourg, Dunkerque, Marseille…), les fleuves avec notamment la
Seine, ainsi que les canaux des régions Nord-Pas de Calais et Picardie sont de véritables
réservoirs de sédiments pollués. Il serait intéressant d’appliquer les traitements développés
dans ce travail afin d’étudier les possibilités de valorisation de ces sédiments.
Enfin, ces résultats pourront servir de base à l’élaboration d’un guide à l’usage des
gestionnaires de bassins et de balayures de voiries, de manière à leur apporter des méthodes et
des solutions efficaces de gestion des produits de l’assainissement pluvial. De plus, ce travail
apporte, à travers ATTRISED, une solution innovante quant aux traitements des sédiments de
l’assainissement pluvial.
242
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257
Annexe A
A. Etude de traitabilité des sédiments
257
Sédiments du bassin AhAh
Tableau A-1 : Caractéristiques chimiques des sédiments bruts du bassin AhAh.
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
mg kg-1
%
Sédiment brut
Zn
13,5
2,6
226
247
107
357
1949
Coupures granulométriques à
2 mm et 80 µm
Tableau A-2 : Pourcentages massiques, teneurs en matière organique et en éléments traces
des trois fractions granulométriques du sédiment AhAh.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
12
6,6
0,7
98
45
62
126
627
80 < < 2000 µm
68
14,9
3,0
226
259 134
383
2012
< 80 µm
20
29,4
5,2
382
423 154
644
3267
Attrition de la fraction 80 µm < < 2 mm
Coupure granulométrique à 80 µm
des deux fractions granulométriques générées par attrition – sédiment AhAh.
P.M
M.O
Cd Cr Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
85
6,4
1,3
154
108
99
206
1071
15
43,0
7,8
462
591
181
948
6396
des trois fractions granulométriques du sédiment AhAh après traitement physique.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
12
6,6
0,7
98
45
62
126
627
80 < < 2000 µm
58
6,4
1,3
154
108
99
206
1071
< 80 µm
30
34
6
409
479 163
745
4310
258
Sédiments du bassin AhAh
Bilans massiques des trois fractions granulométriques avant attrition
Pourcentages
80
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
M.O
Cr
< 80 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
Figure A-1 : Pourcentages massiques et pourcentages de matière organique et d’éléments
traces des trois fractions granulométriques avant attrition – sédiment AhAh.
Bilans massiques des trois fractions granulométriques après attrition
Pourcentages
80
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
M.O
Cr
< 80 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
traces des trois fractions granulométriques après attrition – sédiment AhAh.
259
Sédiments du bassin Lyon B 6
Tableau A-5 : Caractéristiques chimiques des sédiments bruts du bassin B6.
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Zn
156
585
mg kg-1
%
Sédiment brut
Pb
8,5
0,6
81
199
38
2 mm et 80 µm
des trois fractions granulométriques du sédiment B6.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
14
4,7
0,3
50
30
22
27
117
80 < < 2000 µm
51
6,8
0,5
63
102
24
125
355
< 80 µm
35
8,9
0,7
104
190
49
177
815
des deux fractions granulométriques générées par attrition – sédiment B 6.
P.M
M.O
Cd Cr Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
87,5
3,3
0,3
49
42
24
84
191
12,5
12,2
1,2
191
247
91
249
936
des trois fractions granulométriques du sédiment B6 après traitement physique.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
13
4,7
0,3
50
30
22
27
117
80 < < 2000 µm
45
3,3
0,3
49
42
24
84
191
< 80 µm
41
9,3
0,8
116
197
55
186
825
260
Pourcentages
80
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
M.O
Cr
< 80 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
traces des trois fractions granulométriques avant attrition– sédiment B 6.
> 2000 µm
100
80 < < 2000 µm
< 80 µm
Pourcentages
80
60
40
20
0
%
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
traces des trois fractions granulométriques après attrition – sédiment B 6.
261
Tableau A-9 : Caractéristiques chimiques des sédiments bruts du bassin B 10.
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
mg kg-1
%
Sédiment brut
Zn
14,2
0,9
83
168
44
182
629
2 mm et 80 µm
des trois fractions granulométriques du sédiment B 10.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
5
8,8
0,8
47
23
35
63
332
80 < < 2000 µm
35
14,1
0,7
63
139
29
138
544
< 80 µm
59
15,5
1,3
111
233
56
239
910
P.M
M.O
Cd Cr Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
79
9,0
0,6
36
58
19
82
221
21
27,2
1,4
137
246
69
272
886
des trois fractions granulométriques du sédiment B 10 après traitement physique.
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
P.M
mg kg-1
%
> 2000 µm
5
8,8
0,8
47
23
35
63
332
80 < < 2000 µm
29
9,0
0,6
36
58
19
82
221
< 80 µm
66
27,2
1,4
137
246
69
272
886
262
Pourcentages
80
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
M.O
Cr
< 80 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
traces des trois fractions granulométriques avant attrition – sédiment B 10.
> 2000 µm
100
80 < < 2000 µm
< 80 µm
Pourcentages
80
60
40
20
0
%
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
263
Tableau A-13 : Caractéristiques chimiques des sédiments bruts du bassin B12.
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
mg kg-1
%
Sédiment brut
Zn
7,6
0,6
92
161
44
102
411
2 mm et 80 µm
des trois fractions granulométriques du sédiment B12.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
23
2,3
0,1
25
56
48
14
83
80 < < 2000 µm
51
5,9
0,4
70
103
29
82
304
< 80 µm
26
12,3
1,1
116
287
56
203
1050
P.M
M.O
Cd Cr Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
87
3,7
0,6
67
73
26
77
259
13
19,6
1,3
218
374
108
219
1000
des trois fractions granulométriques du sédiment B12 après traitement physique.
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
23
2,3
0,1
48
56
25
14
83
80 < < 2000 µm
44
3,7
0,6
67
73
26
77
259
< 80 µm
33
19,6
1,3
218
374 108
219
1000
264
Pourcentages
80
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
M.O
Cr
< 80 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
Pourcentages
80
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
M.O
Cr
< 80 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
265
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
mg kg-1
%
Sédiment brut
Zn
6,0
0,5
73
33
41
55
155
2 mm et 80 µm
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
12
3,6
0,2
28
11
15
26
86
80 < < 2000 µm
36
3,9
0,3
44
17
26
43
109
< 80 µm
52
6,0
0,6
87
49
47
72
247
P.M
M.O
Cd Cr Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
87
1,5
0,1
21
4
9
19
48
13
4,8
0,4
159
35
91
81
191
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
12
3,6
0,2
28
11
15
26
86
80 < < 2000 µm
31
1,5
0,1
21
4
9
19
48
< 80 µm
56
4,8
0,4
159
35
91
81
191
266
> 2000 µm
100
80 < < 2000 µm
< 80 µm
Pourcentages
80
60
40
20
0
%
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
> 2000 µm
100
80 < < 2000 µm
< 80 µm
Pourcentages
80
60
40
20
0
%
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
267
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
mg kg-1
%
Sédiment brut
Zn
11,8
1,0
109
162
43
202
513
2 mm et 80 µm
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
14
11,8
0,6
53
49
22
68
233
80 < < 2000 µm
35
13,3
1,0
68
184
33
195
454
< 80 µm
51
18,1
1,3
108
283
48
216
646
P.M
M.O
Cd Cr Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
78
7,5
0,5
61
96
31
131
276
22
17,9
1,7
174
334
84
349
952
P.M
M.O
Cd
Cr
Cu Ni
Pb
Zn
mg kg-1
%
> 2000 µm
14
11,8
0,6
53
49
22
68
233
80 < < 2000 µm
27
7,5
0,5
61
96
31
131
276
< 80 µm
59
17,9
1,7
174
334
84
349
952
268
Pourcentages
80
> 2000 µm
80 < < 2000 µm
M.O
Cr
< 80 µm
60
40
20
0
%
Cd
Cu
Ni
Pb
Zn
> 2000 µm
100
80 < < 2000 µm
< 80 µm
Pourcentages
80
60
40
20
0
%
M.O
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
269
270
Annexe B
B) Unité pilote : Quantités de HAP
identifiés dans les sédiments
curés et les fractions traitées
271
Annexe B : Unité pilote
Tableau B-1 : Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Cheviré.
2 mm –
60 µm – 2 60 µm – 2
Brut
< 60 µm
30 mm
mm AV
mm AP
Naphtalène
23
43
<20
<20
51
Acénaphtène
<20
83
68
<20
192
Fluorène
<20
<20
<20
<20
<20
Phénanthrène
388
185
186
<20
691
Anthracène
<20
139
<20
<20
<20
Fluoranthène
<20
<20
<20
<20
<20
Pyrène
326
37
40
22
<20
Benzo (a) anthracène
<20
<20
<20
<20
<20
Chrysène
<20
<20
<20
<20
<20
Benzo (b) Fluoranthène
<20
<20
<20
<20
<20
<20
<20
<20
<20
<20
Benzo (a) pyrène
<20
<20
<20
<20
<20
23
<20
<20
<20
39
76
27
32
<20
169
70
<20
<20
<20
50
272
Quantités de HAP identifiés
Sédiments de Nancy
Tableau B-2 : Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Nancy.
2 mm –
60 µm – 2 60 µm – 2
Brut
< 60 µm
30 mm
mm AV
mm AP
Naphtalène
30
N.D
54
26
113
Acénaphtène
36
N.D
<20
<20
53
Fluorène
56
N.D
<20
<20
54
Phénanthrène
2690
N.D
1433
272
1479
Anthracène
<20
N.D
<20
52
475
Fluoranthène
<20
N.D
N.D
N.D
<20
Pyrène
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
<20
N.D
N.D
N.D
1576
Chrysène
<20
N.D
N.D
N.D
1806
<20
N.D
<20
<20
1291
<20
N.D
<20
<20
698
Benzo (a) pyrène
<20
N.D
<20
<20
1208
<20
N.D
76
31
295
<20
N.D
<20
<20
655
<20
N.D
<20
<20
973
273
Sédiments de AhAh1
Tableau B-3 : Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de AhAh1.
2 mm –
60 µm – 2 60 µm – 2
Brut
< 60 µm
30 mm
mm AV
mm AP
Naphtalène
<20
N.D
<20
N.D
N.D
Acénaphtène
<20
N.D
<20
N.D
N.D
Fluorène
<20
N.D
<20
N.D
N.D
Phénanthrène
683
N.D
477
N.D
N.D
Anthracène
<20
N.D
<20
N.D
N.D
Fluoranthène
<20
N.D
<20
N.D
N.D
Pyrène
742
N.D
516
N.D
N.D
<20
N.D
<20
N.D
N.D
Chrysène
<20
N.D
<20
N.D
N.D
<20
N.D
<20
N.D
N.D
<20
N.D
<20
N.D
N.D
Benzo (a) pyrène
<20
N.D
<20
N.D
N.D
<20
N.D
<20
N.D
N.D
<20
N.D
<20
N.D
N.D
<20
N.D
<20
N.D
N.D
274
Sédiments de AhAh2
Tableau B-4 : Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de AhAh2.
2 mm –
60 µm – 2 60 µm – 2
Brut
< 60 µm
30 mm
mm AV
mm AP
Naphtalène
<20
N.D
<20
36
34
Acénaphtène
<20
N.D
<20
<20
<20
Fluorène
<20
N.D
<20
<20
<20
Phénanthrène
268
N.D
179
168
582
Anthracène
<20
N.D
52
45
<20
Fluoranthène
<20
N.D
<20
<20
80
Pyrène
<20
N.D
<20
N.D
<20
<20
N.D
<20
N.D
<20
Chrysène
<20
N.D
<20
N.D
<20
<20
N.D
<20
N.D
<20
<20
N.D
<20
N.D
<20
Benzo (a) pyrène
<20
N.D
<20
N.D
<20
<20
N.D
<20
N.D
<20
<20
N.D
<20
N.D
<20
<20
N.D
<20
N.D
<20
275
Sédiments de Lyon
Tableau B-5 : Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Lyon.
2 mm –
60 µm – 2 60 µm – 2
Brut
< 60 µm
30 mm
mm AV
mm AP
Naphtalène
25
N.D
<20
<20
34
Acénaphtène
95
N.D
45
52
146
Fluorène
25
N.D
<20
22
53
Phénanthrène
510
N.D
177
87
276
Anthracène
<20
N.D
<20
<20
46
Fluoranthène
<20
N.D
<20
N.D
N.D
Pyrène
168
N.D
71
N.D
268
<20
N.D
N.D
<20
N.D
Chrysène
<20
N.D
N.D
<20
N.D
<20
N.D
<20
<20
<20
<20
N.D
<20
<20
<20
Benzo (a) pyrène
<20
N.D
<20
<20
<20
<20
N.D
<20
<20
<20
93
N.D
27
37
146
<20
N.D
<20
<20
66
276
Sédiments de Lille
Tableau B-6 : Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Lille.
2 mm –
60 µm – 2 60 µm – 2
Brut
< 60 µm
30 mm
mm AV
mm AP
Naphtalène
21
N.D
46
24
61
Acénaphtène
<20
N.D
427
<20
<20
Fluorène
<20
N.D
128
<20
63
Phénanthrène
727
N.D
808
323
964
Anthracène
<20
N.D
<20
51
138
Fluoranthène
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
Pyrène
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
Chrysène
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
<20
N.D
<20
<20
<20
53
N.D
37
<20
91
Benzo (a) pyrène
<20
N.D
<20
<20
<20
22
N.D
<20
<20
51
335
N.D
346
<20
761
331
N.D
25
<20
628
277
Sédiments de Bordeaux
Tableau B-7 : Quantités d’HAP identifiés (exprimées en µg kg-1) – sédiment de Bordeaux.
2 mm –
60 µm – 2 60 µm – 2
Brut
< 60 µm
30 mm
mm AV
mm AP
Naphtalène
31
N.D
26
29
24
Acénaphtène
45
N.D
58
31
<20
Fluorène
155
N.D
111
190
<20
Phénanthrène
232
N.D
189
177
1078
Anthracène
<20
N.D
34
<20
<20
Fluoranthène
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
Pyrène
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
Chrysène
N.D
N.D
N.D
N.D
N.D
<20
N.D
<20
<20
<20
<20
N.D
<20
<20
<20
Benzo (a) pyrène
<20
N.D
<20
<20
<20
<20
N.D
<20
<20
<20
<20
N.D
<20
<20
<20
<20
N.D
<20
<20
<20
278
Annexe C
C)
Unité pilote : Tests de répétabilité
279
Annexe C : Unité pilote
Test 1 : Répétabilité des analyses
Tableau C-1: Pourcentages de matière organique et teneurs en éléments traces et phosphore
Paramètres
Tests
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
280
MO
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
P
11,0
11,5
11,2
11,0
11,4
10,6
9,1
8,9
9,2
8,2
7,6
8,0
11,6
10,9
11,4
10,9
10,9
11,1
10,5
9,9
10,1
8,4
8,3
7,8
10,1
9,7
9,7
10,5
10,2
10,6
3,3
3,2
3,3
3,1
3,1
3,2
3,2
3,4
3,3
2,5
2,6
2,6
3,3
3,4
3,3
3,6
3,4
3,4
2,8
2,8
2,7
2,2
2,4
2,4
3,1
2,9
3,1
3,3
3,2
3,3
62,7
63,0
68,1
61,6
64,5
62,7
64,5
62,6
63,4
53,1
50,2
48,6
64,9
66,4
66,8
66,5
64,9
64,6
64,8
59,9
67,0
51,7
55,0
55,6
69,1
64,2
67,2
67,0
69,2
65,8
138,1
137,7
135,3
137,1
137,9
N.D
139,6
129,6
129,8
100,5
98,1
99,7
134,2
139,8
145,6
131,6
131,6
134,3
128,4
122,3
123,2
105,3
104,4
102,6
134,9
134,4
137,4
125,7
124,0
122,4
58,4
60,4
57,4
59,7
57,6
57,6
54,4
55,1
57,2
40,6
41,3
38,4
60,3
62,2
65,1
53,6
55,6
53,5
65,0
55,8
54,3
43,3
47,1
45,7
61,1
58,2
56,2
48,2
52,8
47,8
255,5
256,5
260,7
254,9
260,6
255,3
243,3
261,6
251,7
214,4
208,6
210,7
265,5
269,3
295,2
251,6
257,0
256,6
249,7
254,9
244,0
230,3
229,9
231,2
241,4
240,3
250,5
232,8
237,2
238,7
1151
1135
1138
1169
1190
1172
1017
1012
987
767
774
791
1167
1213
1205
1117
1131
1139
1207
1216
1205
891
894
897
993
997
1013
1132
1112
1090
1639
1648
1648
1625
1613
1582
1484
1495
1453
1125
1130
1116
1545
1579
1577
1512
1512
1516
1469
1518
1508
1224
1240
1247
1410
1433
1435
1364
1357
1365
Test de répétabilité
Test 2 : Répétabilité de l’analyse et du prélèvement
Tableau C-2 : Pourcentages de matière organique et teneurs en éléments traces et phosphore
Paramètres
Tests
1
2
3
MO
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
P
11,0
11,0
9,1
8,2
11,6
10,9
10,5
8,4
10,1
10,5
11,5
10,6
9,2
8,0
11,4
10,9
10,1
7,8
9,7
10,6
11,2
11,4
8,9
7,6
10,9
11,1
9,9
8,3
9,7
10,2
3,3
3,1
3,2
2,5
3,3
3,6
2,8
2,2
3,1
3,3
3,2
3,1
3,4
2,6
3,4
3,4
2,8
2,4
2,9
3,2
3,3
3,2
3,3
2,6
3,3
3,4
2,7
2,4
3,1
3,3
62,7
61,6
64,5
53,1
64,9
66,5
64,8
51,7
69,1
67,0
63,0
64,5
62,6
50,2
66,4
64,9
59,9
55,0
64,2
69,2
68,1
62,7
63,4
48,6
66,8
64,6
67,0
55,6
67,2
65,8
138,1
137,1
139,6
100,5
134,2
131,6
128,4
105,3
134,9
125,7
137,7
137,9
129,6
98,1
139,8
131,6
122,3
104,4
134,4
124,0
135,3
N.D
129,8
99,7
145,6
134,3
123,2
102,6
137,4
122,4
58,4
59,7
54,4
40,6
60,3
53,6
65,0
43,3
61,1
48,2
60,4
57,6
41,3
62,2
55,1
55,6
55,8
47,1
58,2
52,8
57,4
57,6
57,2
38,4
65,1
53,5
54,3
45,7
56,2
47,8
255,5
254,9
243,3
214,4
265,5
251,6
249,7
230,3
241,4
232,8
256,5
260,6
261,6
208,6
269,3
257,0
254,9
229,9
240,3
237,2
260,7
255,3
251,7
210,7
295,2
256,6
244,0
231,2
250,5
238,7
1151
1169
1017
767
1167
1117
1207
891
993
1132
1135
1190
1012
774
1213
1131
1216
894
997
1112
1138
1172
987
791
1205
1139
1205
897
1013
1090
1639
1625
1484
1125
1545
1512
1469
1224
1410
1364
1648
1613
1495
1130
1579
1512
1518
1240
1433
1357
1648
1582
1453
1116
1577
1516
1508
1247
1435
1365
281
Annexe C : Unité pilote
282
TRAITEMENT ET VALORISATION DES SEDIMENTS DE L’ASSAINISSEMENT PLUVIAL
L’objectif de ces recherches est de contribuer à améliorer la gestion des résidus de l’assainissement
pluvial : sédiments de bassins et de fossés, balayures de voiries. Les quantités importantes de sédiments
pollués, avec des concentrations en hydrocarbures totaux, HAP et éléments traces souvent supérieures aux
valeurs de référence pour les sols pollués ainsi que l’évolution de la réglementation, ont fait de cette
problématique un enjeu environnemental et économique considérable. Le travail réalisé se compose de
deux parties avec d’une part, la mise en œuvre de traitements physique et biologique et d’autre part, la
détermination des filières potentielles de valorisation. L’étude de traitabilité réalisée en laboratoire montre
que les polluants sont majoritairement présents au niveau des particules fines. Ces particules sont
« libres » et facilement séparables par tri granulométrique, ou agglomérées et nécessitent alors une étape
supplémentaire d’attrition pour permettre leur désagrégation et leur séparation granulométrique. Le
protocole mis au point a permis, après optimisation des différents paramètres opératoires, de concentrer
les polluants au sein des particules fines (< 80 µm) et de dépolluer jusqu’à 75 % de l’échantillon brut. Ces
résultats ont débouché sur la conception d’une unité pilote, nommée ATTRISED, conçue selon le
principe établi en laboratoire tout en respectant les contraintes techniques et économiques actuelles. Les
séparations granulométriques (par tamis statique et vibrants et par hydrocyclones), couplées à l’étape
d’attrition permettent d’atteindre des rendements de dépollution de 75 % pour les balayures de voiries et
de 70 % pour les résidus de bassin. En parallèle, la mise en place d’un traitement biologique
(landfarming) a montré des pourcentages d’élimination des hydrocarbures totaux compris entre 50 et
80 %. Les résidus traités ont également été caractérisés d’un point de vue géotechnique afin de définir les
filières potentielles de valorisation en construction routière (remblais, couches de forme…). L’ensemble
de ces résultats a conduit à l’estimation économique d’une unité mobile de traitement et pourra servir à
l’élaboration d’un guide pour les gestionnaires de bassins et voiries de manière à leur apporter des
méthodes et solutions efficaces pour le traitement et la valorisation des produits de l’assainissement
pluvial.
Mots clés : Attrition, balayures de voiries, éléments traces métalliques, HAP, hydrocarbures,
landfarming, sédiments, traitement, unité pilote, valorisation.
TREATMENT AND RE-USE OF STORM-WATER SEDIMENTS
The objective of this research is to contribute to improve the management of storm-water sediments, i.e.
sediments from ponds and ditches, and street sweeping sediments. This is a major environmental and
economical stake, due to the large quantities of polluted sediments (hydrocarbons, PAH and trace
elements concentrations are often above the standards for polluted soils) and to changes in laws. This
work comprises 2 parts : the implementation of physical and biological treatments on the one hand, and
the determination of the possibilities of re-use on the other hand. The treatability study carried out in the
laboratory shows that the pollutants are mainly in the fine particles. These fines are either “free” and can
be easily separated by sieving, or binded requiring, therefore, an attrition step to allow their desagregation
and their separation. The protocol was optimized, allowing to concentrate the pollutants in the fine
particles (< 80 µm) and to clean up 75 % of the bulk sediment. These results enabled us to develop the
ATTRISED pilot plant based on the same principles as those used in the laboratory study, while taking
into account actual technical and economical criteria. Particle size separations (static and vibratory
screens) coupled to the attrition step allow depollution rates of 75 % and 70 % for street sweeping and
pond sediments, respectively. A biological treatment (landfarming) was also carried out on these
sediments showing a 50 to 80 %-decrease in total hydrocarbons. In order to identify the possibilities of reuse of the treated sediments in road construction (embankments…), geotechnical tests were also carried
out. These results lead us to the economic assessment of a mobile treatment unit. The results will also be
useful for the preparation of a guide providing pond managers with efficient solutions for the treatment
and re-use of storm-water sediments.
Key words : Attrition, street sweeping sediments, trace elements, PAHs, hydrocarbons, landfarming,
sediments, treatment, pilot unit, re-use.

Ecole Centrale de Nantes Université de Nantes Thèse de

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1) Différence entre poids et masse :compléter à l`aide de cette page

(les fractions \351valuation CM2.xls)

Réalisation d`une piste cyclable à base de sédiments marins

Fiche 2 : Clôture à sédiments

Fiche de révision : les fractions.

Lavage en toupie a beton