texte intégral - Ecole Mines de Douai

ADETONAH Wilfried
MBA OBAME Marcellin
ETUDE BIBLIGRAPHIQUE
VALORISATION DES BOUES DE STATIONS
D’EPURATION, FLUVIALES ET MARINES :
ETUDE DES COMPOSTS
Promotion 2007
Année scolaire 2005 – 2006
-2-
-3-
Remerciements
Nous tenons tout particulièrement à remercier Monsieur Nor-Edine ABRIAK,
professeur et chef de laboratoire mécanique des sols et matériaux au département Génie
Civil, pour sa disponibilité et son aide pour la réussite de cette étude bibliographique.
Nous remercions également Monsieur Rachid ZENTAR, enseignant-chercheur au
département Génie Civil, tous les enseignants du département Génie Civil et l’ensemble
du personnel du centre de documentation de l’école des Mines de Douai pour l’abondante
documentation qu’ils ont mise à notre disposition.
-4-
-5-
SOMMAIRE
Page
Remerciements
Sommaire
Résumé
Mots matières
Abstract
Key words
Introduction
3
5
7
7
9
9
11
Première partie : Boues des stations d’épuration.
13
1.
2.
3.
4.
5.
Origine des boues
Les stations d’épuration
Composition des boues
Règlementation
Valorisation
1. Valorisation agricole
2. L’incinération
3. Valorisation thermique et électrique
Deuxième partie : Boues fluviales
1. Origine des boues
2. Qualités des boues
3. Traitement et débouchés des boues
Troisième partie : Boues marines
1. Origine
2. Vers le recyclage des boues portuaires dans le bâtiment
Quatrième partie : Les filières de traitement des boues
1. Du liquide au solide
1. L’épaississement
2. La stabilisation en phase liquide
3. Le conditionnement
4. La déshydratation
2. Post-traitements en phase solide
1. Le chaulage
2. Le compostage
3. Le séchage thermique
Cinquième partie : Les risques
1. Les risques microbiologiques
2. Les risques chimiques
1. Les teneurs en éléments toxiques dans les eaux usées
2. Les risques de contamination des chaînes alimentaires
15
15
15
18
20
20
23
25
27
29
29
29
31
33
33
35
37
37
39
42
43
49
49
49
51
53
55
56
56
57
-6Sixième partie : Compost et compostage
1. Qu’est ce que le compostage
2. Les déchets d’origine urbaine susceptibles d’être compostés
3. Evolution des principales caractéristiques du compost au cours
du compostage
4. Evolution de la matière organique des composts au cours du
compostage
1. Stabilisation de la matière organique
2. Evolution de la composition biochimique de la matière
organique au cours du compostage
3. Evolution de la composition chimique de la matière
organique des composts au cours du compostage : mise en
évidence par analyses spectrales
4. Notion de la maturité des composts
5. Evaluation du degré de maturité des composts
1. Test d’auto-échauffement
2. Test de respirométrie ou AT4
3. Extraction des fractions humiques et fulviques
6. Caractérisation physico-chimique des composts
7. Caractérisation de la matière organique des composts
1. Fractionnement biochimique
2. Identification par pyrolyse
3. Extraction des lipides
4. Mouillabilité des composts
59
61
61
62
63
63
63
64
64
66
66
67
67
68
68
68
68
69
69
Conclusion
71
Références
73
-7-
RESUME
Il existe divers types de boues. Celles traitées dans le cadre de notre étude
bibliographique sont : les boues de stations d’épuration, boues fluviales et boues marines.
Elles sont composées de matières non dissoutes, de matières organiques, de
matières azotées, du phosphore et des milliards de micro- organismes.
Ces boues sont quelquefois incinérées, valorisées surtout en agriculture et de plus
en plus utilisées dans le Bâtiment et Travaux Publics (B. T. P.) comme matériaux de
construction.
MOTS MATIERES
Boues
Valorisation
Composts
Epandage
Environnement
Incinération
-8-
-9-
ABSTRACT
There are various types of muds. Those treated within the framework of our
Bibliographical study are muds from purification stations, river muds and marine muds.
They are made up of non-dissolved matter, organic matter, nitrogenized matter,
Phosphorus and billions of micro-organisms.
These muds are sometimes incinerated, developed especially in agriculture and are
being used more and more in the construction industry as construction materials.
KEY WORDS
Muds
Valorization
Composts
Spreading
Environment
Incineration
- 10 -
- 11 -
INTRODUCTION
De nos jours et dans tous les secteurs, la préoccupation environnementale est très
marquée et se caractérise principalement par la valorisation de déchets industriels.
Depuis quelques années, l’Ecole des Mines de Douai (par le biais du département
Génie Civil) travaille sur la valorisation des boues marines et fluviales peu polluées et des
composts .
Aujourd’hui, le traitement des boues de stations d’épuration (STEP) se révèle
compétitif par compostage et épandage ou par incinération, en offrant des garanties
sanitaires indéniables.
Ce type de procédé industriel qui valorise les boues organiques n’intéresse pas
uniquement la région Nord-Pas-de-Calais car d’autres régions telles que le Var, la Haute
Normandie ou la Picardie sont également en plein dans la recherche de la valorisation des
boues. D’autres pays aussi s’y intéressent tels que le Canada, la Hollande ou encore la
Belgique.
Mais le but de notre étude bibliographique consiste donc à définir les facteurs de
valorisation des boues de stations d’épuration considérée comme déchets, pour pouvoir
être utilisables. Dans le souci d’identifier ces paramètres qui traduisent au mieux cet
aspect, nous traiterons principalement de :
boues de STEP
boues fluviales
boues marines
filières de traitement de boues
risques
compost et compostage
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- 13 -
PARTIE I :
LES BOUES DES
STATIONS D’EPURATION
- 14 -
- 15 1- Origine des boues
Afin de réduire les rejets directs dans l’environnement des eaux usées urbaines, les
stations d’épuration se sont multipliées en France et en Europe. A l’issue du traitement
dans ces stations, l’eau épurée est rejetée dans le milieu naturel et les résidus constitués
par les matières en suspension et les substances dissoutes forment les boues.
Les matières en suspension sont recueillies dans les bassins de décantation des
stations où elles constituent les << boues primaires >>
Ces boues primaires sont constituées essentiellement des matières organiques et
minérales en suspension dans l’effluent. N’ayant pas subi de décomposition, elles sont
très instables et putrescibles.
A ces matières s’ajoute une charge polluante sous forme dissoute et colloïdale. Le
plus souvent, pour éliminer cette pollution, on utilise des procédés biologiques d’épuration
grâce à des bactéries qui consomment la matière polluante biodégradable. Ces bactéries
se multiplient et il faut en évacuer l’excès qui constitue les boues secondaires.
Ces deux types de boues sont des produits inévitables de l’épuration et on ne sait
pas aujourd’hui réduire de façon notable leur quantité.
2- Les stations d’épuration
La France compte environ 11000 stations d’épuration. 50% d’entre elles sont de
taille inférieure à 1000 équivalents-habitants (EH). Celles dont la taille est supérieure à
50000 EH représentent 2% d’entre elles, et traitent 50% de la masse des boues produites.
Les 85% de stations dont la taille est inférieure à 5000 EH produisent 16% des boues qui
se présentent pour l’essentiel sous forme liquide.
3- Composition des boues
La composition des boues varie en fonction des caractéristiques de l’effluent
d’arrivée à la station et du type de traitement mis en œuvre.
La teneur en eau
Les boues sont riches en eau à la sortie de la station d’épuration, elles peuvent
contenir jusqu’à 95% d’eau sous forme de :
eau libre séparable par décantation (±70%)
eau d’hydratation colloïdale séparable par centrifugation ou filtration sous
pression réduite
eau capillaire séparable par filtration sous pression élevée (filtre–presse)
eau cellulaire inséparable mécaniquement, séparable par traitement
thermique (10%)
Par des procédés mécaniques ou thermiques, les boues peuvent donc perdre une
partie de leur eau. Cependant, pour rester à l’état liquide, il faut que la teneur en matières
sèches reste inférieur à 10%. Il faille également signaler que tous les procédés de
- 16 déshydratation, pour obtenir des boues pelletables ou solides, entraînent des dépenses
supplémentaires.
La matière organique :
Par tonne de matières sèches, la boue contient en moyenne autant de matières
organiques qu’un fumier mais la nature est différente.
Elle est constituée de micro-organismes et des produits de leur métabolisme, alors
que dans le cas d’un fumier elle est composée de lignine et de matières cellulosiques.
Les teneurs en carbone sont de l’ordre de 40% de matières sèches. Selon les
résultats d’expériences récentes, 50% du carbone serait minéralisé la première année, le
reste se transformerait progressivement en humus dans le sol.
L’azote
La teneur en azote des boues varie de 3 à 7% avec une valeur moyenne de 4%.
L’azote est présent sous différentes formes, plus ou moins rapidement assimilables par les
plantes.
L’azote contenu dans les matières en suspension est essentiellement organique. A
l’inverse, celui de la phase liquide est souvent sous forme minérale (nitrates ou
ammonium) directement assimilable. Il en ressort que les boues liquides peuvent être
considérées comme des amendements azotés (50% de l’azote serait disponible la
première année de culture)
L’azote étant l’élément auquel la production végétale est la plus sensible, il est
essentiel de connaître dans quelle proportion et à quelle vitesse l’azote serait libéré sous
forme assimilable afin de choisir les périodes d’épandage les plus favorables et d’ajuster
la fumure minérale complémentaire en fonction des besoins des cultures.
On peut retenir :
teneur en azote > 5%
Rapport carbone sur azote faible (C/N < 8) : minéralisation rapide la première
année
teneur moyenne (2 à 5 %)
C/N stable (10 à 14) : libération lente d’azote minéral
teneur faible (< 2%)
C/N> 15 : immobilisation prolongée de l’azote minéral dans le sol- risque de
carence
Le phosphore
Les boues sont toujours riches en acide phosphorique (de 3 à 7% de matières
sèches). Il provient à 60% des détergents et à 40% des matières fécales. Le phosphore
contenu dans l’acide phosphorique est assimilable à 50%. Cet élément constitue un
facteur intéressant pour la valorisation des boues compte tenu du prix de l’acide
phosphorique.
- 17 Le potassium
En général les boues sont pauvres en potassium (0,5 à 1,5% de la M .S.) car cet
élément reste en solution dans les eaux rejetées.
Le calcium
En revanche, elles sont très riches en calcium (4 à 5,5% de la M.S.). Les boues
traitées à la chaux se comportent comme de véritables amendements calcaires.
Le magnésium
L’apport en magnésium n’est pas à négliger (0,4% de la M.S.). Cet élément devient
très intéressant lorsque les sols en sont carencés
Le sodium
Cet élément n’est pas retenu et reste en solution dans les eaux épurées
Teneurs moyennes en éléments fertilisants des boues urbaines
Eléments fertilisants
Matières sèches (M.S.)
Matière organique (M.O.)
Carbone
Azote total
C/N
Acide phosphorique (P2O5)
Potasse (K2O)
Chaux (CaO)
Magnésie (MgO)
Sodium (Na2O)
Moyenne (% en M.S.)
4
65
40
4,5
8 ,5
4,5
0 ,7
4,8
0,4
0,27
Valeurs extrêmes (% en M.S.)
3à6
57 à 70
35 à 47
3à7
6,7 à 11,5
3à7
0,5 à 1,5
4 à 5,5
0,35 à 0,5
0,2 à 0, 3
Les métaux lourds
Origine de la présence des métaux dans les boues
Métaux
cadmium
cuivre
zinc
nickel
mercure
plomb
sélénium
ORIGINES
Eaux de ruissellement des voies de circulation
Canalisations d’eau
Produits pharmaceutiques ou domestiques,
conduites d’eau, eaux de ruissellement
Peintures, laques, produits cosmétiques
Produits pharmaceutiques ou domestiques,
antifongiques
Canalisations d’eau, peintures, eaux de
ruissellement des voies de circulation
Peintures, insecticides
- 18 Teneurs en métaux des boues, des sols et des plantes
Métaux
zinc
Teneurs en Teneurs en
Maximum
Maximum
Valeurs
matière
matière
<< normaux normaux
limites
sèche des
sèche
>>
dans les
fixées par
boues
relevée dans
plantes en
la norme
dans les
domestiques des boues
sols en
mg / Kg sec AFNOR U(mg / Kg)
contaminées mg/Kg sec
44041 (mg /
(mg/ Kg)
Kg)
2000 à 3000
4000
300
150
3000
manganèse
200 à 1000
1500
2000
250
500
cuivre
200 à 1000
2250
100
15
1500
plomb
100 à 300
4000
100
8
300
chrome
50 à 200
675
150
0,1
200
nickel
25 à 100
610
80
8
100
cadmium
5 à 15
4000
0,7
1
15
mercure
2à8
53
30
0,1
8
30
2
20
cobalt
Les origines de la présence des métaux dans les boues sont variées et spécifiques
à chaque métal. Certains de ces éléments chimiques sont nécessaires à la production
végétale jusqu’à un certain seuil, ce sont des oligo-éléments : Fe-Zn-Cu-Mn-B-Mo-Co-Se.
Au delà du seuil limite, ils deviennent phytotoxiques. D’autres, issus en général d’effluents
industriels (Cd-Pb-Hg-Ni …), ne sont pas utiles à la production végétale et sont toxiques
pour le sol et les plantes.
Les germes pathogènes
Les boues contiennent encore des micro-organismes et germes pathogènes
présents dans les eaux résiduaires.
Cependant, les conditions de vie ne sont pas favorables lors du traitement des
boues et de l’épandage (température, humidité, nutriments nécessaires à leur bon
développement). Aussi, ils disparaissent assez rapidement.
4- La réglementation
Des textes réglementaires définissent des obligations sur les teneurs maximales
autorisées en polluants. Le décret précise les conditions d’épandage des boues issues du
traitement des eaux usées pour un emploi sur des sols agricoles ou forestiers ou pour une
- 19 revégétalisation. L’arrêté définit les prescriptions techniques d’applications pour un
épandage agricole. Elles résultent d’une large concertation et prennent en compte les
travaux menés par l’INRA et les recommandations établies par le Conseil supérieur
d’hygiène publique de France :
des produits homologués comportant une fraction de boues de STEP et
d’autres composés (les composts) devront répondre à la future norme d’application venant
se substituer à la norme NF U44-041 aujourd’hui abrogé définissant les matières
fertilisantes
une étude préalable à l’épandage est systématique. Elle est prévue quelle
que soit la quantité de boues mise en jeu (caractéristique des sols, analyse des contraires
du milieu récepteur, caractéristiques des boues, types de cultures, conditions d’épandage
afin d’assurer l’adéquation entre les caractéristiques des boues et les systèmes
agropédologiques récepteurs, accord de l’exploitant)
un programme prévisionnel annuel d’épandage pour les stations de plus
de 2000 EH est rendu obligatoire ainsi qu’un bilan annuel du programme d’épandage ;
l’autosurveillance des boues est assurée par le producteur. Son arrêté
d’exploitation prévoit la fréquence et les paramètres à analyser
les épandages sont soumis à déclaration (loi sur l’eau) dès que la quantité
de boues produites excède 200 EH (soit 0,15 t/an d’azote ou 3t/an de MS). Au-delà de
5000 EH, ils sont soumis au régime d’autorisation
la qualité des boues doit assurer leur innocuité. Les seuils en éléments
traces se trouvent réduits par rapport à la norme NF U 44-041 comme le souligne le
tableau ci-dessous :
Seuils autorisés d’éléments traces dans les boues destinées à l’épandage
Teneurs limites dans les boues
(mg/kg de MS)
Eléments tracés
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
NF U 44-041
40
2 000
2 000
20
400
1 600
6 000
Arrêté du 8/1/98
20*
1 000
1 000
10
200
800
3 000
Flux maximum autorisé
(g/m²)
NF U 44-041
0,06
3
3
0,03
0,6
2,4
9
Arrêté du 8/1/98
0,03
1,5
1,5
0,015
0,3
1,5
4,5
* 15 mg/kg de MS du 1er janvier 2001 et 10 mg/kg de MS à compter du 1er janvier 2004.
des teneurs limites et des flux maxima de polluants organiques sont
définis pour les HAP et les PCB
des précautions d’usage sont stipulées concernant la pollution par les
micro-organismes. Des limitations d’usage sont introduites à l’égard des habitations, des
cours d’eau, des points d’eau… des délais minima instaurés avant mise en pâture des
animaux ou mise en cultures maraîchères. Un traitement préalable d’hygiénisation efficace
permet d’assouplir ces contraintes
la traçabilité des épandages doit être assurée. Les registres doivent en
outre préciser les parcelles cadastrales traitées. Les mélanges de boues sont exclus
le stockage ne doit pas générer de pollutions ou de nuisances. Les lixiviats
doivent être collectés et les dépôts en boues de champ ne portent que sur des boues
solides stabilisées et pour des durées réduites. Ces dépôts ne doivent pas menacer les
- 20 nappes voisines par des infiltrations. Des stockages de longues durées (6 à 9 mois) sont à
prévoir afin de faire face aux périodes d’épandage impraticable (nécessité liée aux
besoins des plantes, champs inaccessibles par pluies trop fréquentes)
les apports en nitrates se trouvent limités à 350 kg d’azote/ha/an sur les
prairies et 200 kg/ha/an pour les autres cultures.
Ces Textes ne suffisant pas à apaiser les inquiétudes, le gouvernement à mis en
place le 5 février 1998 un comité national sur l’épandage des boues agricoles afin de
restaurer la confiance et de favoriser un climat de transparence entre les parties prenantes
de la filière. Les règles de l’art semblent aujourd’hui connues. Il est prévu de plus
d’introduire un dispositif d’assurances souscrites par les producteurs de boues afin de
couvrir les exploitants agricoles des dommages éventuels. Un contrôle renforcé, voire une
certification des pratiques d’épandage, sont envisagés. La définition des produits labellisés
en matière de qualité et de sécurité alimentaire par les grands groupes de la distribution
est en cours d’étude : faut-il éviter de poursuivre le souci de traçabilité d’usage courant en
matière de traitement des déchets jusqu’au consommateur final ? Ce dernier ne risque-t-il
pas à terme de refouler les produits alimentaires issus de la culture sur un sol ayant subi
un épandage ? Ces questions devraient faire l’objet d’un accord national visant à
développer l’information et la sensibilisation avec l’Association nationale des industries
agroalimentaires et la Fédération du commerce et de la distribution afin « d’éviter toute
stratégie commerciale discriminatoire par rapport à l’épandage ».
L’apparition de nouvelles maladies a tendance à générer de nouvelles contraintes
sur les épandages de boues. C’est le cas de l’ESB pour laquelle certains Länder
allemands envisagent d’interdire l’épandage des boues de stations d’épuration. Un effet
d’entraînement peut jouer, ce qui conduit à penser qu’à chaque future épizootie la
question de la poursuite de l’épandage agricole serait réexaminée.
1-5- Valorisation
1-5-1- La valorisation agricole
L’agriculture intensive provoque bien des nuisances dont une baisse du taux
d’humus qui pose des problèmes de dégradation de la structure des sols et de baisse de
rendement. Cela s’observe principalement dans les zones de grandes cultures où
l’abandon progressif de l’élevage a modifié les pratiques culturales traditionnelles et
notamment l’épandage périodique de fumier. C’est ainsi que l’agriculture s’oriente vers
l’utilisation de sources non conventionnelles de matière organique : les boues des stations
d’épuration urbaines. En effet, elles contiennent de nombreux éléments pour une grande
part nécessaire à la croissance des plantes, leur conférant ainsi une valeur agronomique.
L’utilisation de ces boues en agriculture est donc souhaitable, car elles sont de
bons conditionneurs de sol. Leur valeur d’engrains dépend principalement des éléments
indispensables aux plantes (N, P, Ca, matières organiques …) qu’elles contiennent. Leurs
oligo-éléments (Zn, Cu, Mn, Co, Fe …) sont aussi nécessaires à la production végétales
jusqu’à un certain seuil de concentration. Toutefois, les métaux lourds sont nocifs et
doivent être quasi absents, il en est de même des virus, parasites et autres agents
pathogènes.
- 21 D’autres part, l’épandage des boues permet aux agriculteurs de réduire leurs
dépenses en matière d’engrais, car elles jouent le même rôle et leur coût d’épandage est
plus faible. En effet, les agriculteurs n’ont généralement à leur charge que les frais de
transport et d’épandage. Dans la pratique, avec la volonté de promouvoir l’utilisation
agricole des boues, l’épandage est souvent pris en charge par les collectivités ou
s’accompagne d’une participation financière des communes.
L’épandage agricole reste donc une solution facile et commode mais qui de ce fait
doit être strictement contrôlée et il est exclus de le pratiquer sans précautions. Il
nécessite :
l’établissement d’un plan d’épandage comprenant :
un bilan quantitatif et qualitatif du produit
une démonstration de la non toxicité
une recherche des débouchés
une prise en compte des contraintes environnementales
état du milieu (géologique, hydrologique, pédologique)
conduite agronomique (assolement, fertilisation, déjections animales)
définition des modalités pratiques d’utilisation : dose et fréquence,
fertilisation complémentaire, zones d’épandage
un suivi agronomique très strict
l’utilisation de matériels appropriés garantissant la parfaite régularité et la
maîtrise de l’épandage, l’absence de propagation d’aérosols et la limitation des odeurs.
Si la valorisation constitue un débouché pour les stations d’épuration urbaines, elle
doit être rigoureusement contrôlée pour éviter que les terres agricoles ne deviennent des
dépotoirs pour des résidus dont on ne saurait plus que faire.
L’organisation de l’épandage agricole des boues résulte donc de la prise en compte
des facteurs humains, de milieu naturel, technique, économique et réglementaire.
Les facteurs humains
Il convient de s’intéresser aux préoccupations de l’ensemble de la population
agricole mais aussi urbaine qui habite aux alentours des périmètres d’épandage. En effet,
il y a plus de problèmes d’acceptation par la population de délocaliser des utilisations de
boues. L’enquête publique accompagnant l’autorisation préfectorale d’épandage et la
réalisation du plan d’épandage permettant de répondre à ces préoccupations.
En ce qui concerne la population agricole, il convient de définir les intervenants
réalisant les épandages et l’organisme assurant le suivi agronomique.
Le milieu naturel
L’étude du milieu naturel détermine la localisation du périmètre, la superficie
nécessaire et celle réellement disponible pour les épandages. Il faut surtout examiner les
points suivants :
les périmètres de protection de la ressource en eau et notamment leur
emprise sur les zones cultivées
- 22 le type de sol : la plupart des sols peuvent recevoir des boues résiduaires,
les plus favorables étant ceux qui possèdent une texture moyenne. Les sols à texture plus
fine conviennent bien également et peuvent voir leur structure améliorée par un apport de
boues. Les sols sableux sont moins favorables, surtout s’ils sont acides. En effet, la
mobilité de la plupart des métaux toxiques augmente fortement lorsque le pH diminue. On
s’abstient donc d’épandre des boues de pH < 6 ; inversement, un sol calcaire ou un apport
de boues chaulées immobilise provisoirement la plupart des métaux.
D’autre part, les boues peuvent être utilisées pour améliorer des sols très pauvres
ou même recréer complètement des sols à partir de déblais de mines de carrières. Cet
apport de matière organique stabilise les sols en augmentant la capacité de rétention, en
diminuant le ruissellement et en permettant une revégétalisation.
le degré de spécialisation de l’agriculture, celui-ci peut conduire à une forte
restriction ou à l’utilisation des boues. Dans de nombreux pays, une part importante de
boues (jusqu’à 60-75%) est utilisée sur prairies temporaires ou permanentes. Ce fait
s’explique par la grande souplesse d’utilisation ; l’épandage peut s’effectuer pratiquement
en toute saison, l’herbe s’accommode parfaitement d’une minéralisation progressive de
l’azote organique. Par contre, il faut se méfier des problèmes d’ordre sanitaire.
L’utilisation des boues en grande culture doit tenir compte de leurs particularités,
notamment pour fixer les doses d’épandage. Dans la plupart des cas, on se base sur la
valeur fertilisante azotée potentielle de façon à n’apporter que la quantité nécessaire aux
cultures. Mais en raison de l’influence du climat sur la minéralisation, il est impossible de
prévoir exactement quelle quantité d’azote est réalité disponible. Ceci est un obstacle pour
l’utilisation des boues sur certaines céréales comme le blé. Le maïs, la pomme de terre et
la betterave peuvent également recevoir des boues résiduaires. Généralement, cet apport
s’accompagne d’une fertilisation avec des engrais minéraux.
Les producteurs maraîchers utilisent des amendements organiques à forte dose
mais, bien que les boues résiduaires aient parfois été employées, cette utilisation n’est
absolument pas souhaitable pour des raisons sanitaires et à cause des métaux lourds.
Quant à la sylviculture, l’épandage y est très difficile à mettre en œuvre : de
grandes doses de boues sont nécessaires mais quelques constituants comme les
chlorures nuisent à certains espèces d’arbres.
le type d’assolement : il conduit à un temps de stockage plus ou moins
long et à la définition pratique des doses et des fréquences d’apport. En moyenne, la
quantité apportée varie de 50 à 80 m3 par hectare et par an d’une boue à 6% de matières
sèches. La période d’apport tient compte du fait que les éléments fertilisants ne sont pas
immédiatement disponibles pour les plantes,
l’importance de l’élevage, l’excès de fumier, lisier et fientes peut
concurrencer l’utilisation des boues,
la mise en jachère des terres agricoles, cette nouvelle pratique conduit à
une interdiction temporaire ou permanente d’épandage des boues.
Les facteurs techniques
La taille de la station d’épuration conduit à des choix technologiques de traitement
des boues et à l’obtention d’un produit épandable sous forme liquide (2 à 6% M.S.),
pâteuse (15 à 20% M.S.) ou solide (au moins 30% M.S.). Ces choix influent sur les
quantités de boues évacuables et sur les surfaces nécessaires à leur épandage.
- 23 D’autre part, le stockage des boues est inévitable car il répond à une production en
continu et à une utilisation agricole saisonnière. Il correspond généralement à 4-6 mois de
production de boues. Quand le stockage sur le site de la station d’épuration n’est pas
possible, il est réalisé à proximité immédiatement des sites d’épandage.
Les boues pâteuses à liquides, d’une siccité inférieure à 15%, s’épandent avec une
tonne à lisier munie d’une pompe volumétrique ou d’un compresseur après
homogénéisation dans le stockage. De même que précédemment, il en résulte une
régularité et un dosage médiocres.
Les boues pâteuses à solides, d’une siccité supérieure à 15%, sont transportées
par camion « poly-benne » spécial pour les boues et reprises au chargeur. Elles sont
épandues avec un matériel étanche à système de distribution par disques. Ce type de
matériel est capoté lors du transport afin de minimiser les problèmes d’odeurs. Il permet
une régularité et un dosage précis lors de l’épandage.
Les facteurs économiques
Une opération d’épandage peut se dérouler aux conditions économiques les plus
diverses.
Pour les petites stations d’épuration (inférieure à 5000 équivalents habitants),
l’épandage est souvent réalisé par un ou deux agriculteurs sans rémunération spécifique.
Le nombre de cas de rémunération augmente fortement, avec des valeurs comprises
entre 10 et 40 F/m3. Le matériel est souvent acheté par la collectivité et mis à disposition
des agriculteurs.
Pour les stations produisant des boues pâteuses à solides, la prestation payante
est généralisée. Les coûts varient entre 40 et 100 F/m3 (hors transport et hors suivi
agronomique)
Les facteurs réglementaires
En plus l’application de la réglementation française sur l’utilisation agricole des
boues, il convient de vérifier les conditions locales d’application de la loi sur l’eau et
notamment le plan d’épandage et le suivi agronomique
5-2- L’incinération
Par l’incinération, on élimine l’eau interstitielle et la matière organique de la boue.
Seules subsistent les matières minérales qui forment les cendres représentant environ
10% du poids initial de la boue.
L’incinération des boues est un traitement de destruction coûteux, réservé pour
l’instant à des stations d’épuration d’une capacité supérieure à 150 000 équivalents
habitants. Les boues peuvent être incinérées seules ou en mélange avec les ordures
ménagères. Ce traitement doit tenir compte des caractéristiques variables des boues :
pouvoir calorifique (4 000 à 5 000 Kcal/kg), présence d’éléments agressifs vis-à-vis des
réfractaires, aptitude à l’émission de substances gazeuses, toxiques ou malodorantes.
- 24 La capacité de la boue à être incinérée est fonction de la siccité et du taux de
matières organiques. Plus ces valeurs sont élevées, plus l’incinération est aisée. L’autocombustion peut être atteinte à partir de 30% de matières sèches et 65% de matières
organiques. Les techniques développées à ce jour permettent d’incinérer, outre le tonnage
d’ordures ménagères pour lequel est dimensionné le four, des quantités de boues
pâteuses correspondant environ à 20% de ce tonnage. La co-incinération des boues
sèches est nécessaire si l’on veut accroître la proposition de boues incinérées par rapport
aux ordures ménagères incinérables. Il faut alors surdimensionner le four puisque la boue
séchée vient en substitution des ordures ménagères.
Les principaux incinérateurs sont : le four rotatif, le four à séchage rapide, le four à
soles multiples ou four à râbles, le four à lit fluidifié, le four à destruction par voie directe.
Le four rotatif
C’est le plus ancien type d’incinérateur. Il peut fonctionner à co-courant ou à contrecourant. Ce four est polyvalent, il convient à l’incinération des boues mêmes ou à
humides. Les frais d’investissement et d’exploitation sont relativement faibles.
Malheureusement, la mise en service de ce four n’est pas toujours rapide et la
température dans la zone d’incinération est difficile à maîtriser.
Le four à séchage rapide
Ce type de four convient à l’incinération de mélanges de déchets ménagers et des
boues déshydratées dont le taux d’humidité ne peut dépasser 35%. Le séchage rapide se
fait dans une cage séchoir par les gaz chauds sortant du four. Les boues séchées sont
ensuite introduites dans la chambre d’incinération.
L’avantage de ce four réside dans sa mise en service et hors service extrêmement
rapide (environ 30 minutes). Par contre, les frais d’investissement et d’exploitation sont
élevés. Les gaz sortant du séchoir sont très malodorants et doivent être brûlés dans
l’incinérateur avant rejet à l’atmosphère.
Le four à soles multiples
Ce four largement utilisé en Europe comprend en général 4 à 17 plateaux (soles) et
un arbre vertical mobile, équipé de pales racleuses (râbles), munies de dents assurant le
passage des déchets d’une sole à l’autre. La partie supérieure du four fonctionne comme
sécheur et pré chauffeur, la partie médiane constitue la zone d’incinération proprement
dite, la partie inférieure permet le refroidissement des cendres avant évacuation.
La température atteinte est de 750°C à la partie inférieure et de 250°C à la partie
centrale. On compte qu’un four de 5,70 m de diamètre à 6 étages permet de traiter par
jour une quantité de boue correspondant à environ 20 tonnes de matières sèches.
Cet appareil robuste et d’exploitation aisée convient aussi bien pour l’incinération
des boues que des déchets solides ménagers. Le rendement thermique est élevé, le
réglage de la température est précis et la désodorisation des gaz est donc excellente.
Toutefois, les frais d’investissement sont relativement élevés.
- 25 Le four à lit fluidisé
La technique du lit fluidisé consiste à mettre en suspension des particules de solide
dans un courant gazeux dont la vitesse est comprise entre deux valeurs limites
correspondant respectivement au lit fixe (les particules ne sont alors animées d’aucun
mouvement) et au transport pneumatique.
Pour l’incinération des boues, le procédé fait appel à la technique du lit fluidisé
auxiliaire qui consiste à introduire une fois pour toutes dans le fluidiseur, lors de la mise en
route de l’installation, un solide de granulométrie plus grossière que le solide à traiter, par
exemple du sable de rivière. On utilise alors des vitesses de fluidisation beaucoup plus
importantes que ne le permettrait le produit à traiter s’il était seul à être fluidisé. En effet,
en tombant dans la couche auxiliaire, le produit est divisé par le sable en mouvement et il
y est piégé suffisamment longtemps pour être séché et brûlé, lorsqu’il en sort entraîné par
les gaz.
Les fours au lit fluidisé ont un fonctionnement très souple leur permettant de brûler
à 750°C aussi bien les boues que les liquides. Le réglage très précis de température
(combustible d’appoint, large excès d’air) assure une désodorisation excellente des gaz. Il
faut ajouter à cela les avantages d’un système entièrement automatique et l’absence de
pièces mobiles dans l’incinérateur. Les principaux inconvénients de ce procédé résident
dans son coût : frais d’investissement et d’exploitation, rendement thermique peu élevé
car les cendres sont évacuées du four à des températures assez élevées (500-600°C),
nécessité d’une installation importante de dépoussiérage puisque la quasi-totalité des
cendres quitte le four en même temps que les gaz.
Le four à destruction par voie directe
Ce type de four ne convient que pour les boues liquides. Le four comprend une
chambre de combustion généralement cylindrique équipée de brûleurs spéciaux pour
résidus liquides, il peut être précédé d’un four à incinération pour déchets solides
ménagers.
Une unité d’incinération comprend par ailleurs des systèmes annexes pour traiter
les sous produits générés par la combustion : les fumées et les cendres. En effet, bien que
la combustion soit un procédé de destruction totale, les fumées contiennent des produits
de combustion (HCl, SO2, NOX, poussière, métaux lourds) qui ne peuvent pas être rejetés
à l’atmosphère sans traitement préalable. De même, les cendres doivent subir un
traitement complémentaire pour permettre leur valorisation ou leur mise en décharge. En
raison de la réglementation européenne, l’unité de traitement des fumées issues de
l’incinération des boues urbaines doit intégrer un système de dépoussiérage par
électrofiltre suivi d’un lavage humide pour éliminer les polluants acides et les métaux
lourds volatiles.
5-3- La valorisation thermique et électrique
La digestion des boues de la station d’épuration s’accompagne d’un dégagement
d’un biogaz composé de 65% de CH4, de 33% de CO2 et de 2% d’H2S. Le PCI de ce
biogaz est de 5à 6 kWh.m-3. Les 38500 Nm3 (21 tonnes équivalent pétrole) produits
quotidiennement à Valenton sont valorisés sur place comme source d’énergie pour les
besoins internes de la station.
- 26 La valorisation peut prendre plusieurs formes (après compression) :
thermique d’abord car le biogaz alimente, à raison de 10500 m3 par jour,
une chaudière qui permet le chauffage des quatre digesteurs primaires, du digesteur
secondaire et des locaux. La digestion des boues nécessite en effet une température de
35°C. Par ailleurs, une partie des boues produites étant incinérée sur place, le four à lit
fluidisé de la station a été équipé d’un brûleur au biogaz. Cette valorisation est utilisée
notamment lorsque la qualité des boues séchées ne permet pas leur auto-combustion.
électrique ensuite pour un tiers de la production ; le biogaz alimente deux
moteurs diesel/gaz qui fournissent plus de 30000 kWh par jour d’octobre à mars pour
effacer les pointes de consommation EDF. Le biogaz fournit alors 32 % des besoins en
électricité et représente 40% de la facture énergétique. Mais les apparences peuvent être
trompeuses. Cette utilisation provoque une usure et des casses prématurées des moteurs
ce qui entraîne des coûts de maintenance assez élevés (1044 kF par an).
NB : 9000 Nm3 de biogaz vont à la torchère chaque jour.
L’usine de Valenton va s’étendre avec notamment un doublement du nombre de
bassins et de digesteurs. Au jour d’aujourd’hui la valorisation électrique du biogaz n’est
pas envisagée sur ce nouveau site sans aucun doute pour des raisons évoquées plus
haut.
Eléments économiques
Valorisation thermique
Coût d’investissement
Coût de maintenance
Production de chaleur
Economies sur la consommation du fioul
Temps de retour
3,6 MF
250 Kf par an
3300 tep par an
2112 kF par an environ
2 ans
Valorisation énergétique
Coût d’investissement
Coût de maintenance
Production d’électricité
Economies sur la facture EDF
Temps de retour
15 MF
1044 Kf par an
4750 MWh par an
3216 kF par an
Environ 7 ans
- 27 -
PARTIE II :
LES BOUES
FLUVIALES
- 28 -
- 29 1- Origine des boues
Les boues de dragage et curage sont le produit de l’extraction des sédiments qui se
sont déposés sur le lit des cours d’eau. Ce dragage est rendu nécessaire pour des
raisons hydrauliques, et/ou nautiques, ou pour des motifs d’assainissement des dits lits.
Ces sédiments proviennent de l’érosion des sols ou des berges. Les sédiments ont
également pour origine des rejets domestiques ou industriels. Ils se déplacent par
charriage et/ou suspension.
2- Qualité des boues
La concentration des matières polluées est la plus élevée dans les lits des cours
d’eau navigables. Les mêmes produits chimiques constituent un problème dans les deux
types de cours d’eau : il s’agit d’huiles minérales , de pesticides organo-chlorés,
d’hydrocarbures polyaromatiques et de métaux lourds , tels que le plomb, le cadmium, le
cuivre, le mercure et le zinc. Les polychlorobiphényles et le chrome sont surtout un
problème pour les cours d’eau navigables.
La réutilisation des boues de dragage et de curage (ex situ du lit des cours d’eau)
relève de la politique de gestion des déchets, et plus particulièrement du règlement des
normes en vigueur.
3- Traitement et débouchés des boues de dragage et de curage
Il existe divers moyens techniques pour traiter les boues de dragage afin d’en
fabriquer des << matériaux secondaires >>, mais pour l’instant, ils ne connaissent pas de
succès majeur.
Par exemple, les possibilités de déshydratation sont prometteuses, mais leur applicabilité
est limitée par la destination finale de la fraction déshydratée.
D’autres techniques de traitement des boues ne sont pour ainsi dire pas
appliquées. Le dessablage offre de bonnes perspectives, mais il n’est pas stimulé. Aux
Pays Bas, la technique du <<lagunage>> est appliquée sur une échelle limitée pour
l’instant.
Les techniques de traitement thermiques ont été testées de manière restreinte en
Belgique, par exemple, comme matière première pour l’industrie du ciment ou pour la
production de gravier artificiel ou de briques. Il ressort des données récoltées en France
que le coût constitue une entrave importante, ainsi que la crainte de l’image négative des
matériaux secondaires produits. La plupart des entreprises de traitement et celles qui sont
confrontées aux problèmes espèrent cependant vivement que ces techniques apporteront
une solution dans l’avenir.
Pendant longtemps l’épandage des boues hydratées sur les berges des cours
d’eau a été la technique la plus courante pour les boues prélevées des cours d’eau non
navigables. Peu à peu on s’est cependant rendu compte que les lits de ces nombreux
cours d’eau étaient fortement pollués, ce qui a conduit à remettre en question cette
technique.
- 30 Les applications des boues de dragage ou de curage sont la réutilisation en tant
que matériau de construction << brut >> (par exemple pour le remblayage de routes ou de
digues ),ou en tant que matériau de construction <<modifié >>, après traitement thermique
de la fraction d’argile contenue dans les boues, afin d’en produire du gravier artificiel, du
basalte artificiel ou des briques .Ces techniques ont été testées en région Flamande
(Belgique), mais elles ne sont pas encore appliquées à grande échelle, principalement en
raison du coût et des débouchés limités des matériaux de construction recyclés.
- 31 -
PARTIE III :
LES BOUES
MARINES
- 32 -
- 33 1- Origine
Les boues marines sont composées de particules issues de l’eau de mer et de la
terre. Avec le temps se forment des sédiments argileux.
Outre sa composition en sels minéraux, oligo-éléments et vitamines, cette boue
possède des propriétés de plasticité et de rétention de la chaleur intéressantes pour la
thalassothérapie.
La boue marine s’applique directement sur la peau qui absorbe les oligo-éléments
présents dans la boue. La chaleur due à l’enveloppement permet aux toxines d’être
libérées par la peau.
Utilisée en cataplasmes ou sur le corps, la boue permet au corps de se débarrasser
de ses impuretés et de se recharger en vitamines.
Ce qui nous intéresse, c’est surtout l’utilisation des boues marines dans le génie
civil.
2- Vers le recyclage des boues portuaires dans le bâtiment
Aujourd’hui, les ports sont le fer de lance de la mondialisation. En France , l’activité
portuaire enregistre 80% des échanges commerciaux du pays, 350 millions de tonnes de
marchandises , 33 millions de passagers et … des dizaines de millions de tonnes de
déchets toxiques chaque année. A titre d’exemple , une étude en 2001 estimait que ,
chaque année, près de 5000 tonnes de déchets toxiques parvenaient dans les seuls
ports du Langue doc-Rousillon, une région ni plus ni moins pire que les autres.
Cet amalgame impressionnant de rejets et de déchets s’agrège au sable,
constituant une matière généralement dénommée vase ou boue marine. Jamais uniforme,
souvent travaillée par des micro-organismes, se gorgeant à l’occasion d’hydrocarbures,
d’azote, de phosphore, de métaux lourds, cette boue représente un réel danger pour
l’environnement, d’autant qu’extraite des ponts pour maintenir un accès satisfaisant aux
installations portuaires, elle est la plupart du temps rejetée en eaux profondes sans qu’on
connaisse réellement les conséquences environnementales de ces déversements. En
outre, ces opérations d’entretien représentent un coût important, appelé à exploser
puisque les ports européens devraient se voir interdire, par l’Europe en 2012, de rejeter
en pleine mer les boues issues des dragages.
Aujourd’hui, si les opérations de traitement et , plus encore , de valorisation , sont
rares et ne concernent que de faibles volumes , depuis trente ans , des chercheurs
Français travaillent sur ce thème tandis qu’un projet industriel pourrait les valoriser. Ce
projet, à l’origine duquel se trouve la société Paneurochina, s’appuie sur l’expertise
française et la détermination chinoise, et propose d’élaborer une unité mobile de
traitement en continu des boues marines, intégrant un enchaînement d’opérations depuis
l’extraction de la vase jusqu’à la livraison d’éco-matériaux de construction (remblayage
des routes ou de parkings, bordures de trottoirs, parpaings, produits moulés, dalles,
briques).
Opportunistes d’un point de vue économique en matériaux de construction,
comme ailleurs, les chinois développent d’ores et déjà des projets de valorisation de la
- 34 vase. Pour eux, le temps est à l’action puisque selon une étude du ministère de l’industrie
chinois, l’utilisation de la vase de mer pourrait générer des économies à hauteur de
50%, notamment, dans le domaine, du remblayage des routes. Si pour le moment leurs
méthodes demeurent artisanales et les procédés aléatoires, en chine, les boues marines
entrent déjà dans la fabrication de briques ou servent au remblaiement de route.
Toutefois, à l’heure actuelle, après extraction du bassin portuaire, la vase est
généralement stabilisée ou solidifiée à l’aide de ciments, de chaux et d’autres additifs,
avec un niveau de pollution chimique ou bactériologique qui reste flou. Aussi comme le
note François de la Chevalerie, président de Paneurochina, « Si le risque de toxicité peut
être envisagé pour la réalisation de sous produits routière, une extrême prudence
concerne la réalisation de produits nobles, telles les briques ; un domaine où la France
pourrait amener son expertise et faire de la valorisation des boues un business aussi
économique qu’écologique ».
- 35 -
PARTIE IV :
LES FILIERES DE
TRAITEMENT DE BOUES
- 36 -
- 37 Cette partie regroupe les opérations qui permettent de faire passer la boue de l’état
liquide, telle qu’elle est extraite de la filière d’épuration de l’eau, à l’état de produit-déchet
évacuable vers sa destination finale. Les différentes opérations considérées sont d’abord
les traitements d’épanouissement, de stabilisation, de conditionnement et de
déshydratation, permettant d’obtenir un produit solide ou au moins pâteux et ensuite les
traitements complémentaires des boues pour pouvoir les évacuer plus facilement : le
chaulage, le compostage et le séchage.
La multiplicité des techniques utilisables et des techniques disponibles fait que le
nombre de filières possibles est élevé. Le choix de la filière doit se faire en prenant en
compte la nature des boues à traiter et leur destination finale.
Deux objectifs sont souvent recherchés :
réduire la quantité d’eau contenue dans la boue pour en diminuer le
volume à traiter
stabiliser la boue pour en réduire le pouvoir fermentescible.
1- Du liquide au solide
1-1- L’épaississement
L’épaississement est le premier stade, et le plus économique, dans le processus de
réduction du volume des boues. Il permet de multiplier la concentration en matières
sèches par un facteur compris entre 5 et 20 selon la nature de boue et la technique
employée, tout en conservant au produit son caractère liquide. Cet épaississement des
boues permet de réduire les ouvrages de stockage et d’augmenter la concentration en
éléments fertilisants. Il a recours à des procédés de nature physique, mais plus souvent
de nature chimique par ajout de réactifs minéraux (sels métalliques, chaux) ou de
polymères de synthèse (poly-électrolytes).
Depuis quelques années, trois techniques d’épaississement dynamique sont
venues s’ajouter à l’épaississement par décantation. Elles permettent d’obtenir de
meilleurs taux d’épaississement mais au prix d’une forte dépense d’énergie électrique
éventuellement en réactifs.
L’épaississement pur décantation
La décantation a pour objectif de donner une boue à la teneur en solide la plus
haute possible. C’est une opération de séparation mécanique par différence de gravité de
phases non miscibles dont l’une au moins est liquide. On distingue deux types
d’installations :
les décanteurs statiques que l’on coupe du circuit d’alimentation en
effluents pour la durée de la décantation
les décanteurs à contact de boues que l’on alimente périodiquement en
effluent pour y maintenir la teneur en suspension, il en existe quatre types :
le décanteur à lit de boues, dont la vitesse ascensionnelle est de 2
à 4 m/h. il s’agit de faire circuler l’eau usée de bas en haut à travers la masse de boues
formées par floculation. On récolte en surface l’eau clarifiée par son passage à travers le
lit de boues. Le débit peut atteindre jusqu’à 1 300 000 m3/h.
- 38 le décanteur lamellaire dont la vitesse ascensionnelle est de 4 à 8
m/h. Il fonctionne selon le même principe que le précédent mais la présence des
compartiments lamellaires augmente la surface de décantation considérablement et
permet des installations plus compactes.
le décanteur à recirculation de boues, dont la vitesse
ascensionnelle est de 2,5 à 7 m/h. Les boues recyclées : après prélèvement de l’eau
clarifiée, elles sont mélangées avec la nouvelle eau à traiter avent d’être à nouveau
laissées en décantation.
le décanteur épaississeur, dont la vitesse ascensionnelle dans la
zone de décantation lamellaire est de 20 à 30 m/h. Il est composé d’un décanteur à
recirculation de boues externes et d’un système de décantation lamellaire.
L’épaississement par égouttage
Les grilles d’égouttage G.D.E. (de la société Degrémont), avec l’aide d’un polyélectrolyte, donnent les meilleurs taux d’épaississement et sont fréquemment employées
en vue d’une valorisation agricole sous forme liquide, sur les petites installations. Des
équipements mobiles, desservant plusieurs stations sont réalisables.
- 39 L’épaississeur par flottation
Il consiste en une insufflation de bulles d’air au sein de la masse liquide pour
rassembler les boues. Les flottateurs SEDIFLOTAZUR à air dissous avec pressurisation
directe sont bien adaptés à l’épaississement des boues. Pour les boues d’eau portable,
très diluées, on utilise plutôt la pressurisation indirecte.
Cet épaississement permet de réduire le volume des ouvrages par rapport à la
décantation, de différer la fermentation des boues. La concentration de boues obtenue est
de l’ordre de 35-50 g/l.
L’épaississeur par centrifugation
La centrifugation est une opération de séparation mécanique, par action de la force
centrifuge, deux à trois phases entraînées dans un mouvement de rotation.
Les centrifugeuses de type décanteuses continues peuvent être adaptées à la
fonction d’épaississement. Pour obtenir un bon rendement de séparation des matières en
suspension (M.E.S.), il est nécessaire d’y introduire un peu de poly-électrolyte.
Comparaison des divers procédés d’épaississement
Type
Energie (kwh/t M.S.)
Poly-électrolyte
Concentration
épaisse (g/l)
Statique
Flottation
Centrifugation
Egouttage
10 – 20
60 – 120
200 – 400
30 – 40
Non
Non
Préférable
Oui
15 – 25
35 – 45
45 – 55
40 – 60
boue
1-2- La stabilisation en phase liquide
Les boues riches en polluants organiques sont instables et putrescibles. Elles
possèdent encore des caractéristiques néfastes. Leur stabilisation a pour rôle de réduire le
pouvoir fermentescible des boues, de façon à éviter les nuisances, notamment l’apparition
de mauvaises odeurs, lors de leur stockage et sur la chaîne de traitement. La destruction
des germes pathologiques est parfois aussi recherchée.
Cette stabilisation peut être assurée par injection de réactifs chimiques, en général
de la chaux éteinte, soit en amont d’un épaississeur de boues fraîches pour y bloquer les
fermentations, soit sur boues liquides épaissies avant valorisation agricole. Même avec
des doses allant jusqu’à 30% de la matière sèche, il ne s’agit que d’une stabilisation
temporaire, qui n’autorise pas un stockage de longue durée.
C’est pourquoi, on préfère en général employer des méthodes biologiques, qui
éliminent la matière organique facilement biodégradable, à l’aide de bactéries spécifiques.
Il existe même des procédés thermiques mais ils sont relativement peu performants.
- 40 1-2-1- Stabilisation chimique : le chaulage
L’addition des réactifs tels que la chaux bloque le développement des microorganismes : le chaulage élève le pH, empêchant ainsi toute dégradation biologique. Il est
indispensable de réaliser un mélange parfait de la chaux (ou du réactif) avec les boues
afin d’éviter la reprise des fermentations. Cette stabilisation n’est malheureusement
nullement définitive, en effet à la longue la chaux se carbonate, le pH diminue et la
fermentation peut commencer.
1-2-2- Stabilisation thermique
la pasteurisation : les boues sont chauffées aux environs de 70-80°C ; ce
traitement tue les germes pathogènes mais n’empêche pas la fermentation de se produire.
l’autoclave : les boues sont chauffées en autoclave aux environs de 180210°C ; ce traitement tue les germes pathogènes mais n’élimine qu’une faible partie des
matières organiques susceptibles de fermenter. Par contre, il améliore l’aptitude de la
boue à la déshydratation.
1-2-3- Stabilisation biologique
Les procédés biologiques permettent la « digestion des boues », c’est-à-dire la
destruction des germes pathogènes et la dégradation des matières organiques
fermentescibles, génératrices d’odeurs. A l’issue de ce traitement, la boue obtenue
ressemble à de l’humus, elle ne dégage plus d’odeurs désagréables, elle contient encore
du carbone sous forme de matières organiques ne fermentant qu’extrêmement lentement.
La digestion aérobie
Elle consiste à poursuivre l’oxydation des matières organiques en présence
d’oxygène, soit par aération dans un bassin à boues indépendant, soit par aération
prolongée de l’effluent.
Les produits ultimes obtenus sont CO2 et H2O. Le soufre et l’azote organiques sont
transformés en sulfates et nitrate.
Bien que le procédé soit simple, d’investissement peu élevé et peu sensible aux
variations de température et à la présence de toxiques, il est peu utilisé dans le domaine
de la fermentation des boues car il conduit à une destruction moins poussée des germes
pathogènes et des matières fermentescibles. En outre, il reste sensible aux variations de
pH et entraîne des frais d’exploitation élevés (insufflation d’oxygène).
Quand à la stabilisation aérobie thermophile, elle utilise le caractère exothermique
des réactions d’oxydation pour porter la température du réacteur à des valeurs de 45à
60°C ce qui, moyennant un temps de séjour suffisant, permet de dégrader la matière
organique dans des proportions proches de celles obtenues en digestion anaérobie et
d’assurer une bonne élimination des germes pathogènes. Les inconvénients sont une
mise en œuvre délicate, une forte dépense énergétique et une certaine sensibilité aux
variations de charge.
- 41 La digestion anaérobie
Ce procédé est réalisé en absence d’oxygène dans des réacteurs-digesteurs portés
à pH et température convenables. Il permet la dégradation des molécules organiques
fermentescibles par phases successives :
la phase de liquidation : c’est une fermentation acide qui dégrade
les molécules organiques complexes en matières plus simples (liquides) telles que acides
amines, acides gras, acides volatils (formique, acétique, butyrique), aldéhydes, alcools,
cétones, mercaptans, indols, urée, NH3 et H2S.
la phase de gazéification : c’est une fermentation méthanique qui
consiste en une conversion des divers acides en CH4, CO2 et H2O. Le soufre et l’azote
organiques présents sont réduits en H2S, NH3, N2 et H2.
Deux types de bactéries permettent ces dégradations : les bactéries mésophiles
(température d’activité optimale : 30-37°C) et les bactéries thermophiles (température
d’activité optimale : 50-55°C).
En général, en digestion anaérobie, on utilise les bactéries mésophiles qui
entraînent une dépense énergétique plus faible que les bactéries thermophiles. Les
digesteurs sont chauffés à 35°C environ, le pH est maintenu entre 6,8 et 7,2 (limites
extrêmes : 6,5-8,1) pour garantir les conditions les plus favorables à l’activité des bactéries
méthaniques.
Le procédé anaérobie permet une destruction quasi-totale des germes et des
matières organiques fermentescibles. Les frais d’exploitation sont peu élevés. Le méthane
obtenu peut être utilisé pour fournir les calories nécessaires au chauffage des digesteurs.
Les principaux inconvénients de ce type de fermentation sont les frais d’investissement
élevés et la grande sensibilité aux variations de pH et de température, et à la présence de
toxiques (cyanures, phénols, détergents). Ce procédé est plutôt réservé aux stations de
grande ou moyenne capacité.
Comparaison des deux modes de digestion
Température
Produits de dégradation
Temps de séjour
Réduction M.O
Réduction M.S.
Résistance aux agents
inhibiteurs
Possibilité de stockage
longue durée
Désinfection
Incidence sur filtrabilité
Bilan énergétique
Stabilisation aérobie
Ambiante
CO2, H2O, NO3
12 – 20 jours
10 – 20 %
5 – 15 %
Bonne
Stabilisation anaérobie
35 – 37 °C
CH4, CO2, H2O, NH4+
15 – 25 jours
40 – 50 %
25 – 35 %
Faible
Non
Oui
Nulle
Dégradation
Consommation
Faible
Amélioration
Production
- 42 Schéma d’un digesteur
Vers GAZOMETRE
Vers SECHAGE
Vers SECHAGE
Vers GAZOMETRE
1-3- Le conditionnement
Les boues stabilisées sont sous forme de liquide, les particules sont à l’état
colloïdal, ce qui rend la filtration difficile, voire impossible. En vue de faciliter la
déshydratation, un traitement destiné à briser la stabilité colloïdale s’impose, c’est le
conditionnement. Il s’agit d’une floculation qui rompt cette stabilité colloïdale de la
suspension et augmente la taille des particules. Ce conditionnement est effectué par
addition d’un polyélectrolyte dont la nature et la dose d’emploi dépendent de la boue, ou
par injection d’un sel de fer, souvent chlorure ferrique, et de chaux éteinte, ce qui
augmente la masse finale de matières sèches. Pour des installations de grande taille est
parfois utilisé un conditionnement thermique consistant à « cuire » la boue à environ
200°C pendant 30 à 60 minutes.
- 43 1-3-1- Les procédés chimiques
Le traitement chimique peut être précédé par un lavage spécial de la boue ou
élutriation qui consiste à diluer la boue avec de l’eau traitée et à la faire décanter dans un
ou plusieurs bassins, où elle s’épaissit par décantation pendant un temps de passage de
4 heures. Le volume de l’élutriateur est calculé sur la base de 45 kg de matières sèches
de boues par m3 et par 24 heures, l’alimentation en eau de lavage étant compté à raison
de 20 m3/g/jour.
Le traitement chimique utilisé est la floculation-décantation : elle consiste à
introduire dans la boue liquide des substances chimiques, sels minéraux (FeCl3, Al2,
(SO4)3, CaO) ou floculants de synthèse (polyélectrolytes destinés, par neutralisation
électrique, à filtration possible)
Il faut toutefois noter que l’addition de ces substances chimiques peut nuire aux
traitements ultérieurs de valorisation de la boue.
1-3-2- Les procédés thermiques
Les traitements thermiques favorisent l’agglomération des molécules en particules
filtrables ; l’agitation des molécules, sous l’effet de l’accroissement de température, permet
de briser les liaisons molécules eau. C’est cette agitation qui remplace l’action d’adjuvants
chimiques du procédé par conditionnement chimique.
Les boues sont portées, en autoclave, à des températures de l’ordre de 180-200°C,
pendant une durée appropriée (20 à 30 minutes). Pour éviter l’obstruction des
canalisations, une pression adéquate (20 à 30 bars) est appliquée de façon à s’opposer à
l’évaporation et à garder le système en phase liquide.
Ce traitement applicable à tous les types de boues permet de conserver
intégralement la composition chimique des boues car aucune addition de substances
étrangères n’est faite.
Cette technique présente encore, pour les traitements ultérieurs, les avantages
suivants : le conditionnement est stable, le phénomène est irréversible, les boues sont
stérilisées.
Le conditionnement thermique bien que plus coûteux que le traitement précédent
est de plus en plus utilisé, surtout lorsque le but final est de transformer les boues en
produits d’amendement du sol.
1-4- La déshydratation
La déshydratation a pour but, en éliminant l’essentiel de l’eau, d’obtenir un produit
de volume réduit et facilement maniable. Ce séchage peut se faire de façon naturelle à
l’air ou de façon artificielle par des procédés mécaniques (centrifugation, filtration,
pressage).
- 44 1-4-1- Le séchage naturel
Ce séchage consiste à réparer les boues éjectées périodiquement du digesteur en
couches de 0,20 m d’épaisseur environ sur des lits de séchage constitués par des massifs
drainants. Une partie de l’eau des boues s’évapore, une autre percole à travers le massif
drainant. Il reste, au bout de 4 à 6 semaines suivant l’exposition et le climat du lieu, une
boue séchée, qui a la consistance d’un terreau.
Goulotte d’arrivée
Drains
Schéma d’un lit de séchage
Cette consistance est telle que la boue peut être enlevée régulièrement à la fourche
(pour éviter la détérioration du massif drainant) à intervalles réguliers pour être évacuée
par camion.
Le massif drainant est constitué par une courbe de matériaux granuleux (scories,
sable) 0,30 m d’épaisseur environ, à granulométrie croissante de haut en bas, recouvrant
un réseau de drainage.
La largeur des lits, de l’ordre de 3 à 4 m est choisie de façon que l’enlèvement des
boues puisse se faire sans que le personnel soit amené à pénétrer dans l’enceinte de
béton et de bois entourant le lit, ce qui provoquerait la détérioration des lits.
Les eaux collectées par le réseau de drainage vont à la nature si elles sont en
petite quantité ou bien retournent en tête de station si elles représentent une pollution
sensible.
Comme il n’est pas recommandé de rajouter de la boue fraîche sur de la boue en
cours de séchage, on considère un rythme d’évacuation de boues à sécher de 6
semaines. Après séchage, la teneur en eau est de l’ordre de 55%.
Le lit de séchage est d’un coût d’investissement déduit mais exige des surfaces
importantes. Il ne provoque pas d’odeur ni de présence de mouches si la stabilisation
préalable des boues est correctement effectuée par station. Son efficacité est
fréquemment critiquée, car son rendement (fonction des conditions climatiques) est faible
dans les régions pluvieuses.
- 45 1-4-2- La déshydratation mécanique
La déshydratation accélérée et intense des boues peut se faire artificiellement par
différents procédés mécaniques : aspiration de l’eau par le vide, compression de la boue
par filtre-presse, centrifugation.
L’utilisation de tel ou tel procédé dépend, évidemment du coût des équipements et
de leur exploitation, mais aussi de deux éléments importants : la destination finale des
boues d’une part, le pourcentage et la nature des particules fines qu’elles contiennent, qui
dépendent largement des traitements subis précédemment, d’autre part.
Actuellement, le séchage artificiel se généralise de plus en plus à cause des aléas
du séchage naturel et surtout du manque de place disponible pour les lits de séchage,
dans les installations de capacité supérieure à 50 000 équivalents-habitants. Ils
nécessitent la mise en oeuvre de réactifs dont le coût actuellement assez élevé devrait
diminuer dans l’avenir.
Les procédés de déshydratation mécanique ont pour objectif de faire passer la
boue de l’état liquide à une consistance plus ou moins solide.
Si l’on classe à part le filtre sous vide, tombé en désuétude et les filtres-presses
automatiques à membranes encore peu usités car très onéreux, les appareils les plus
employés sont : les filtres-presses à plateaux chambrés de fonctionnement discontinu, les
centrifugeuses type décanteuses continues, les filtres à bandes presseuses de
fonctionnement continu.
Les appareils de déshydratation
Filtre-presse
Centrifugeuse
Filtre à bandes
Avantages
Siccité
élevée,
compacts
Inconvénients
gâteaux Prix
investissement,
discontinuité, augmentation
masse M.S.
Continuité,
faible Consommation
énergie,
encombrement, salubrité
usure, sédiment pâteux,
siccité moyenne
Investissement, exploitation Eau de lavage, siccité
aisée
moyenne,
encombrement,
risque d’odeurs
1-4-2-1- Les filtres à vide
Le procédé consiste à recevoir des boues, conditionnés au préalable, dans un
réservoir, dans lequel plonge au quart de son volume, un tambour creux à axe horizontal
qui tourne lentement (de l’ordre du tour par minute), dont les faces verticales sont des
disques pleins et dont la paroi cylindrique est constituée par une tôle perforée qui supporte
une nappe filtrante et est en relation avec une pompe à vide produisant un vide de l’ordre
de 60 millibars.
- 46 La dépression attire la boue à filtrer contre la nappe filtrante qui se plaque contre la
tôle perforée, elle aspire une certaine quantité d’eau de cette boue en laissant sur la
nappe un gâteau, qu’on évacue de façon continue soit par une lame racleuse avec
insufflation d’air dans un secteur déterminé du tambour, soit par passage de la nappe sur
un ou plusieurs petits tambours voisins de petits diamètres qui cassent la couche de boue
séchée, l’obligeant à tomber.
La nappe filtrante est constituée soit par un tissu en matière plastique (nylon) à
trames très fines qu’on change périodiquement après usure, c’est-à-dire après plusieurs
centaines d’heures d’emploi, soit par des nappes de fins ressorts hélicoïdaux en acier
oxydable tendus et superposés. Les unités à vides ont des surfaces de nappes filtrantes
comprises entre 1 et 20 m2 environ.
Le colmatage est évité par lavage continu de la nappe filtrante par des jets d’eau
sous pression qui décollent les particules restées sur elle après la chute du gâteau de
boue.
L’eau aspirée ou filtrat et l’eau de lavage après usage retournent au circuit intérieur
amont de la station. Le filtrat contient de 1500 à 2000 mg/litre de matières sèches. Le
rendement exprimé en poids de matières sèches retenues sur la nappe filtrante est de 20
à 40 kg/m2/heure. Il faut compter 20 m3 d’eau de lavage par m2 et par jour. On obtient
des gâteaux de boue séchée ayant des teneurs en eau de 70 à 75%.
Dépression de
70 millibars
Toile
filtrante
Rampes
d’arrosage
Gâteau de
boue
Boue à
sécher
Schéma d’un filtre à vide
1-4-2-2- Les filtres-presses
Le procédé consiste à introduire, sous une pression de 5 à 8 bars, la boue dans des
sacs en tissu très résistant (nylon) maintenus en forme par des cadres métalliques
robustes. Sous la pression, une certaine quantité d’eau et de matières passe au travers
des mailles de tissu filtrant, dont les dimensions sont de l’ordre de quelques dizaines de
microns. Ce filtrat est évacué et remis en circulation en tête de station. Au bout d’un
certain temps (1/2 heure à 2heures), on desserre les cadres, les sacs se décompriment,
laissent tomber la boue qu’ils contiennent dans une trémie. Puis cette phase de
décompression terminée, on recommence une compression avec une nouvelle
introduction de boue.
- 47 Le matériel comprend donc un bâti comportant une série de cadres métalliques,
enfilés sur des tiges métalliques horizontales, munies à chaque extrémité de vérins à vis,
qui permettent de les serrer fortement les uns contre les autres et de les desserrer. Entre
deux cadres est disposé un sac en tissu filtrant, percé d’un orifice permettant l’injection de
la boue à comprimer. Une fosse longitudinale en forme de trémie, munie d’un tapis
roulant, recueille successivement le filtrat et la boue comprimée.
Photo d’un filtre-presse
Le fonctionnement est discontinu avec les cycles compression-vidange. Mais on le
rend presque continu par l’utilisation alternative de batteries de filtres en pression, pendant
que d’autres sont en vidange.
S’il est vrai que le matériel est encombrant et lourd parce que devant subir de fortes
pression, il faut dire que l’on obtient des gâteaux de boue ayant des teneurs en eau de
l’ordre de 50 à 55%, donc très secs.
Il existe depuis quelques temps des filtres-presses à compression progressive
continue, en forme de troncs de cône allongés, limités latéralement par deux flasques
souples, munies de tissus filtrants et soumises à un mouvement continu de translation
depuis l’extrémité large d’introduction de la boue brute jusqu’à l’extrémité étroite de sortie
de la boue comprimée : il s’agit des filtres à bandes. La boue est pressée de plus en plus
fortement entre ces deux bandes se déroulant de façon continue.
Le fonctionnement continu est un sérieux avantage, mais la teneur en eau obtenue
pour la boue reste de l’ordre de 70 à 75%.
- 48 Schéma d’un filtre à bandes
1- Sécurité protection et couverture de récipient d’eau
2- Début de pressage
3- Trappe de visite
4- Groupe de lavage de la bande complète
5- Epaisseur dynamique à vis sans fin
6- Zone d’égouttage
7- Maximum de pressage
1-4-2-3- La centrifugation
Le procédé consiste à introduire la boue conditionnée dans une centrifugeuse dans
laquelle elle subit des forces de 3000 à 4000 fois supérieures à celle de la pesanteur. Les
boues sont plaquées contre les parois et la séparation solide-liquide s’effectue : des
dispositifs évacuent la boue concentrée à une extrémité, le centrifugat à une autre.
La centrifugeuse est constituée par plusieurs parties tournant toutes autour du
même axe horizontal : le bol, formé d’une enceinte cylindro-conique tournant à des
vitesses de 2000 à 4000 tours/minutes, la vis d’Archimède tournant dans le bol à une
vitesse légèrement différente, l’axe creux par lequel arrive la boue à concentrer, un
déversoir côté petit diamètre recueillant la boue concentrée et un déversoir côté gros
diamètre évacuant le centrifugat.
Le rapport longueur-diamètre du bol est compris entre 2,5 et 3,5. On distingue dans
le bol une zone de décantation proprement dite (cylindrique) et une zone de séchage. La
vis d’Archimède remplit le rôle de transporteur de boue concentrée. Un réglage est
nécessaire entre la vitesse de rotation du bol, celle du transporteur, le taux d’alimentation,
la température, la concentration des boues admises à l’entrée et leur conditionnement
préalable.
Le procédé donne des boues concentrées à 50-55% de matières sèches. Il a
l’avantage d’utiliser des appareils tenant peu de place. Cependant, les pièces principales
d’une centrifugeuse tournent très vite, aussi doit-on en surveiller de près l’usure, surtout
lorsque les boues contiennent des matières abrasives comme les sables.
- 49 Photo d’une centrifugeuse
2- Post-traitements en phase solide
Afin de faciliter l’évacuation des boues pâteuse ou solides issues de la
déshydratation, il est parfois intéressant, sinon nécessaire, de leur faire subir des
traitements complémentaires ayant en général les objectifs suivants :
stabilisation
augmentation de la société
modification de la structure physique (aspect visuel et facilité d’utilisation).
Les techniques les plus employées sont : le chaulage, le compostage et le séchage
thermique.
2-1- Le chaulage
L’adjonction de chaux vive dans une boue pâteuse permet d’augmenter la siccité
grâce à deux phénomènes :
la réaction chimique d’extinction de la chaux par l’eau interstitielle de la
boue
l’évaporation provoquée par l’exothermicité de la réaction, obtenue dans un
laps de temps d’environ 30 minutes après le mélange.
Après stockage complémentaire d’un ou de deux jours, le phénomène de
cimentation de la boue chaulée peut conduire, selon les conditions de stockage, à une
augmentation complémentaire de siccité.
2-2- Le compostage
Le compostage est une stabilisation aérobie thermophile en phase solide qui
permet également un séchage partiel et la destruction de la majorité des germes
pathogènes.
Les performances et les conditions opératoires à respecter dépendent fortement de
l’origine de la boue, de la stabilisation en phase liquide qu’elle a subi et de son humidité
initiale.
- 50 Contrairement à certains autres déchets, la concentration élevée en azote, la forte
humidité et la faible porosité de la boue ne lui permettent pas d’être compostée sans
mélange avec un co-produit carboné qui joue également le rôle de structurant et permet
une bonne répartition de l’air.
Selon la boue, il s’agit d’un support fin (sciure) ou grossier (écorces, branches
broyées) ou d’un mélange des deux. Un recyclage de compost ou de co-produit récupéré
après tamisage du compost, est parfois envisageable.
Après le mélange avec le co-produit, le compostage est mis en œuvre dans deux
catégories de procédés :
soit à l’air libre sous forme de tas appelés andains périodiquement
retournés manuellement ou à l’aide de machines appropriées
soit par aération forcée qui peut s’effectuer soit en tas aéré pendant
environ quatre semaines, soit en réacteur accéléré (10 jours).
Le co-produit est utilisé comme un agent de foisonnement assurant une porosité
suffisante au mélange : ainsi l’oxygénation est optimale pour les populations bactériennes
présentes. Les micro-organismes prolifèrent et dégradent la matière organique
fermentescible. Durant cette phase, il y a élévation progressive de la température pouvant
atteindre 70 à 75°C.
Degremont a développé le procédé de thermopostage en bennes mobiles ventilées.
Le schéma de principe est le suivant :
COPRODUIT CARBONE
ECORCES, RAFLES DE
MAÏS, BROYATS DE
VEGETAUX
BOUES D’EAUX
RESIDUAIRES
MELANGE ET
REPARTITION
THERMOPOSTAGE
EN REACTEUR
VENTILE
SEPARATION
PAR
TAMISAGE
PRODUIT FINI
COPRODUIT
CARBONE EN EXCES
RECYCLABLE
- 51 2-3- Le séchage thermique
Le séchage thermique est une opération purement physique par laquelle une partie
plus ou moins importante de l’eau contenue dans la boue est évaporée. C’est pourquoi les
capacités des sécheurs sont données en masse d’eau évaporée à l’heure. Le séchage
thermique peut être défini comme une méthode de réduction de volume des boues. Le
nouveau produit final peut être manipulé, stocké et valorisé.
La chaleur nécessaire à l’évaporation est apportée par un fluide qui peut être ou
non au contact de la boue. Dans le premier cas, le séchage est appelé direct, sinon on
parle d’un sécheur indirect.
Il existe une immense variété de modèles de sécheurs. Le choix doit tenir compte
de destination finale du produit sec, de la siccité finale désirée et de l’état physique du
produit séché. Les sécheurs actuellement les plus répandus sont :
les sécheurs directs : sécheur rotatif tubulaire, sécheur à plateaux, sécheur
à lit fluidisé, sécheur flash,
les sécheurs indirects : sécheurs à disques, sécheurs à faisceaux
circulaires concentriques, turbo-sécheurs à couche mince, sécheurs à palettes.
Le nombre de sécheurs étant très important, nous ne détaillons les caractéristiques
que de certains sécheurs.
Les sécheurs directs ont souvent la capacité de produire des boues sèches bien
granulées : leur principal inconvénient est la relative complexité du circuit buées, source
fréquente de dysfonctionnements.
Parmi les sécheurs indirects, ceux à disques offrent un temps de séjour assez élevé
qui permet de lisser les petites variations d’humidité à l’entrée. Leur faible vitesse de
rotation les protège correctement de l’abrasion mais les espaces réservés à la boue sont
étroits de sorte que les risques épaississeur et d’empaillassonnage sont réels et peuvent
contribuer à diminuer le transfert de chaleur. Ils ne peuvent franchir le « seuil plastique »
vers 50% de siccité, de sorte que pour sécher par exemple des boues de 20% à 90%, il
faut prévoir un recyclage de boues sèches en tête, permettant de les alimenter avec un
mélange de siccité suffisante.
En outre, des boues séchées à 85 – 95% se présentent sous forme de poussière,
ce qui rend nécessaire l’utilisation d’un équipement de granulation ou de pelletisation et
augmente les risques de feu à l’intérieur du sécheur. Pour toutes ces raisons, on en limite
l’emploi aux cas de présèchage avant incinération, car des siccités finales supérieures à
45% ne sont pas requises.
Les sécheurs-malaxeurs indirects ont les mêmes avantages que les sécheurs à
disques en terme de temps de séjour et de résistance à l’abrasion, mais grâce à la priorité
accordée à la fonction de malaxage dans leur conception, ils ne craignent pas
l’empaillassonnage, conservent en permanence un coefficient de transfert optimal et
produisent directement une forte proportion de granules.
Quand au sécheur à couche mince, il est de forme cylindre et à double enveloppe
dans laquelle circule le fluide de chauffe. Le chauffage s’effectue avec de la vapeur
saturée. A l’intérieur du corps chauffé du sécheur, tourne un rotor muni de nombreuses
pales spéciales ajustables et disposées à une distance étroite de la paroi chauffante. Elles
- 52 sont individuellement réglables et échangeables. La boue est alimentée à l’une des
extrémités du sécheur, distribue sur paroi chauffante à l’aide des pales fixées au rotor. Au
moyen des pales de transport disposées sur ce rotor, la boue est véhiculée en spirale le
long de la surface chauffante. Pendant ce processus, l’eau s’évapore et on atteint des
siccités de l’ordre de 45 à 55%. Le séchage s’effectue en continu et ne dure que quelques
minutes.
Degrémont a développé le procédé CENTRIDRY qui permet d’atteindre des siccités
de l’ordre de 50 à 90%. Ce procédé continu ressemble en une seule et même opération
plusieurs étapes d’extraction de l’eau. Il réalise la classification, c’est-à-dire la séparation
des matières sèches et de l’eau par sédimentation, la compression (les boues sont
compactées et déshydratées), le séchage par courant d’air chaud.
- 53 -
PARTIE V :
LES RISQUES
- 54 -
- 55 Les boues peuvent être toxiques car elles renferment souvent des matières
polluantes, nocives ou génératrices de toxicité :
matières fermentescibles : composés organiques biodégradables
matières nauséabondes : dérivés organiques soufrés ou ammoniaqués
matières
toxiques : métaux lourds, produits chimiques issus de
laboratoires ou d’ateliers urbains
savons, détergents
germes pathogènes : parasites, virus, champignons
C’est dans le cadre de l’utilisation agricole des boues que les risques se révèlent
très importants car il y a possibilité de contamination du bétail ou de l’homme ou de la
végétation.
1- Les risques microbiologiques
L’épuration des eaux résiduaires repose sur le principe de la séparation des
éléments susceptibles de polluer le milieu naturel aquatique. Ce qui n’est plus dans
l’effluent traité se retrouve concentré dans les boues produites. Les éléments toxiques
minéraux et organiques présents dans les eaux usées urbaines se retrouvent donc pour
l’essentiel dans les boues. Ces boues subissent des traitements et sont destinées en
grande partie au milieu sol : soit sous forme de stockage (décharges), soit sous forme
d’épandage ou de réutilisation en agriculture, d’où le risque potentiel de contamination.
En effet, les eaux usées urbaines contiennent une charge microbienne et
parasitaire élevée, directement liée, aux rejets des eaux de l’assainissement et au
lessivage pluvial des excréments déposés sur la voie urbaine. Des virus, des bactéries,
des protozoaires et des vers parasites intestinaux passent dans les excréta des
personnes et peuvent être transmis.
La contamination des boues présente un danger potentiel par :
la transmission aux animaux domestiques par l’herbe ou à l’étable par
injection de végétaux ou terres contaminées
la transmission par les animaux sauvages aux animaux domestiques ou à
l’homme
la transmission immédiate, sur place, aux agriculteurs et ouvriers de
chantiers d’épandage par inhalation et contact direct
la transmission différée par voie hydrique (baignades, consommation de
produits aquacoles, abreuvement pour l’animal)
la transmission différée par consommation de végétaux et de viandes
contaminées
la transmission différée par contact (terrains de sport, jardins publics)
Les risques de contamination microbienne par les boues sont faibles pourvu que
les règles d’épandage et d’hygiène individuelle soient respectées. Il faut également
signaler que les différents traitements classiques des boues ne provoquent qu’une
chute des populations pathogènes mais non leur disparition complète.
- 56 2- Les risques chimiques
L’utilisation après traitements des boues de stations d’épurations constitue l’une
des voies de circulation des micro-éléments métalliques et organiques dans
l’environnement dont certains présentent des risques de toxicité, d’accumulation et de
transfert dans la chaîne alimentaire.
2-1- Les teneurs en éléments toxiques dans les eaux usées
Les éléments minéraux
En dehors des substances minérales qui présentent un intérêt agronomique tout
particulier (éléments fertilisants et oligo-éléments), les eaux usées d’origine urbaine
peuvent contenir des éléments toxiques minéraux et notamment des métaux lourds.
Les micropolluants proviennent essentiellement :
des produits consommés par la population
de la corrosion des matériaux utilisés dans les réseaux de distribution et
d’assainissement
des eaux pluviales dans le cas de réseau unitaire
d’activités de service (santé, automobile, …) et de rejets industriels
raccordés au réseau
Même en l’absence de rejets industriels, les effluents urbains véhiculent une charge
en micropolluants minéraux.
Les traitements d’épuration réalisés sur les eaux usées urbaines contribuent à
une diminution des teneurs de ces micropolluants minéraux contenus dans les effluents,
mais ils s’accompagnent d’une concentration importante des métaux dans les boues
produites.
Les éléments organiques
Les micropolluants organiques identifiés dans les eaux usées proviennent
essentiellement des produits de synthèse. Dans les effluents domestiques, leur présence
est liée à leur utilisation dans la maison ou dans les jardins (détergents, solvants,
pesticides) ou à la contamination des produits manufacturés manipulés (plastifiants,
encres, …). L’apport essentiel en micropolluants organiques dans les eaux urbaines
provient des eaux pluviales. La pluie peut être d’abord contaminée par évaporation de
certains composés depuis les sites industriels de production et lors de la mise en œuvre
de ces produits, en agriculture par exemple. La charge en micropolluants véhiculée par
les eaux de ruissellement issues du réseau routier représente la contribution la plus
importante à la pollution des eaux pluviales.
La plupart de ces micropolluants organiques ne sont pas biodégradés de manière
importante dans les traitements.
- 57 2-2- Les risques de contamination des chaînes alimentaires
Le devenir des métaux
L’enrichissement du sol en métaux peut être néfaste par plusieurs aspects :
atteinte à l’activité microbiologique du sol pouvant entraîner le
ralentissement de l’humidification de la matière organique, du métabolisme de l’azote ou
de la dégradation des pesticides
phytotoxicité
zootoxicité
Accumulation des métaux dans les végétaux
Le comportement de chaque métal dépend du type de liaisons avec les constituants
du sol et de son aptitude à être absorbé par la végétation, variable selon les espèces
végétales. L’échelle décroissante de sensibilité des végétaux à l’accumulation des métaux
est : champignons, cultures légumières, betterave à sucre, pomme de terre, céréales et
cultures industrielles (colza, soja, tournesol) et graminées fourragères.
D’autre part, l’accumulation de ces éléments ne se fait pas de manière homogène
dans la plante et les teneurs décroissent dans l’ordre suivant :
Racine> tige > feuille > fruit
En ce qui concerne la zootoxicité, deux groupes de métaux sont à considérer :
Les éléments ne posant pas de problèmes pour les produits agricoles
consommables :
Mn, Fe, Al, Cr, As, Se, Sn, Pb, Hg
Les éléments posant un problème potentiel pour les produits agricoles
consommables :
Cd, Cu, Mo, Ni, Zn
Effets sur les mammifères
En général, les métaux ne se concentrent pas de manière équivalente dans les
tissus animaux : l’accumulation de plomb, cadmium, mercure, nickel, fer, cuivre se
remarque. Les tissus non musculaires sont les plus concernés par la fixation des métaux,
en particulier ceux du foie et des reins.
De nombreux éléments minéraux peuvent donc, selon leur concentration, être
toxiques pour les végétaux, les animaux et pour l’homme, même si certains d’entre eux
peuvent participer à la croissance des végétaux.
- 58 Toxicité potentielle des éléments
Oligo-éléments
indispensables
végétaux
ou animaux
Bore
Cobalt
Chrome
Cuivre
Molybdène
Sélénium
Zinc
Eléments
aux essentiellement
phytotoxiques
Bore
Cadmium
Cobalt
Cuivre
Lithium
Nickel
Etain
Zirconium
Eléments toxiques
Eléments
toxiques
Pour les animaux et pour les végétaux et
pour l’homme
Les animaux
Arsenic
Baryum
Bismuth
Cadmium
Molybdène
Plomb
Sélénium
Cuivre
Argent
Cadmium
Antimoine
Béryllium
Chrome
Fluor
Mercure
Le devenir des éléments organiques :
Le devenir des polluants organiques dans les plantes, et les formes sous lesquelles
ils peuvent contaminer la chaîne alimentaire, est très mal connu.
Les produits peu hydrosolubles s’accumulent dans le sol. Les produits retenus
dans le sol seront pour partie biodégradables et pourront être perdus par volatilisation.
Certains composés (composés chlorés) pourront migrer en profondeur.
- 59 -
PARTIE VI :
COMPOST
ET
COMPOSTAGE
- 60 -
- 61 1- Qu’est ce que le compostage
Le compostage est un procédé biologique contrôlé de convention et de valorisation
des constituants organiques des déchets en un produit stabilisé, hygiénisé et riche en
composés humides (Mustin, 1987). Au cours du processus de compostage, deux phases
successives peuvent être distinguées (voir figure) :
une phase dite de fermentation, au cours de laquelle l’oxydation biologique
des composés facilement biodégradables se fait principalement par des bactéries. Cette
forte activité microbienne entraîne une augmentation de la température jusqu’à 60°-75°C,
c’est pour cela que cette phase est appelée aussi phase thermophile.
une phase dite de maturation caractérisée par un ralentissement de
l’activité microbiologique et la prédominance des phénomènes d’humification. Les microorganismes les plus actifs sont les champignons et les actinomycètes qui dégradent les
substances les plus polymérisées. Au cours de cette phase, on assiste à une stabilisation
croissante de la matière organique qui se traduit par une diminution de sa biodégradabilité
résiduelle.
80
Fermentation
Maturation
70
Température
60
50
40
Phase
thermophile
30
20
Phase de
maturation
10
0
0
1
2
3
4
5
6
7
Durée de compostage (mois)
Courbe théorique d’évolution de la température au cours du compostage
2- Les déchets d’origine urbaine susceptibles d’être compostés
Les déchets urbains compostables peuvent être repartis en cinq catégories :
déchets verts : Ensemble de déchets végétaux issus des jardins publics ou
privés : tontes d’herbes, élagage, feuilles, …
ordures ménagères : Ensemble des déchets ménagers produits par les
collectivités ne pratiquant pas la collecte sélective
ordure ménagères résiduelles : Fraction résiduelle des déchets ménagers
obtenue après séparation des paniers, cartons, verres et emballages collectés
séparément.
- 62 fraction fermentescible (putrescible) des ordures ménagères : elle est
généralement désignée sous le nom de biodéchets (déchets de cuisine, fleurs, etc …).
Cette fraction peut être triée par les particuliers et collectée de façon sélective. Les
déchets verts des jardins des particuliers sont alors souvent collectés avec cette fraction.
Les déchets de marchés entrent également dans cette catégorie.
boues de station d’épuration urbaine : Ces boues sont issues de l’épuration
des eaux usées. Les caractéristiques des boues dépendent des caractéristiques du
traitement des eaux (physico-chimique ou biologique), du procédé de stabilisation des
boues (aérobie ou anaérobie, thermique, …), de leur état physique (liquide, solide, …).
A partir de ces déchets, divers types de composts sont fabriqués et qui portent le
plus souvent le nom de la nature des déchets entrants.
En raison de leur faible porosité et forte humidité, les boues de stations d’épuration
urbaines doivent être mélangées à un structurant pour être compostées. Ce structurant est
généralement constitué de déchets verts, de broyats de palettes de bois ou de résidus de
culture.
Une variété importante de composés organiques constitue, dans des proportions
variables, les déchets initiaux et peuvent se retrouver dans les composts tout au long du
compostage : sucres simples, cellulose, lignine, protéines, lipides et plastique. Le tableau
ci-dessous présente une synthèse des composés organiques susceptibles d’être présents
dans différents déchets urbains, ainsi que leur devenir au cours du compostage.
Tableau des principaux constituants susceptibles d’être présents dans les déchets
d’origine urbaine en fonction de la nature des déchets, et devenir au cours du
compostage (Francou 2003).
Sucres
simples
Cellulose
Hémicellulose
Lignine
Protéines
Lipides
Déchets verts
Présents
Très présente
Très présente
Très présente
Présentes
Très présents
Biodéchets
Très présents
Très présente
Très présente
Présentes
Très présentes
Très présents
Papiers-cartons
Très présents
Très présente
Présente
Peu présente
Absents
Absents
Boues résiduelles
Très présents
Très présente
Présente
Peu présente
Présentes
Très présents
Résistance face à
la biodégradabilité
Très faible
Faible
Faible
Forte
Faible
Variable
Devenir au cours
du compostage
Dégradés et
synthétisé
Fortement
dégradée
Fortement
dégradée
Lentement
dégradée
Dégradées et
synthétisées
Dégradées et
synthétisées
3- Evolution des principales caractéristiques du compost au cours du compostage
Le processus de compostage engendre des modifications des principales
caractéristiques physico-chimiques des matériaux initiaux.
la teneur en eau : Au cours du compostage, l’élévation de la température
entraîne l’évaporation d’une partie de l’eau contenue dans le mélange. L’intensité de ces
pertes varie selon les caractéristiques des matériaux compostés et les conditions de
compostage. Des pertes de l’ordre de 50% du taux d’humidité sont fréquemment
mesurées (Canet et Pomares, 1995).
- 63 le carbone organique : La teneur en carbone organique diminue au cours
du compostage. Cette diminution de la concentration a lieu essentiellement pendant la
phase de fermentation. La principale raison de cette diminution est l’utilisation par les
micro-organismes des substances organiques indispensables à leur métabolisme,
conduisant à leur minéralisation en dioxyde de carbone (CO2) (Francou, 2003). Les
composts se caractérisent donc par des teneurs en carbone organique inférieures à celles
des déchets bruts. Selon les déchets entrant, et le procédé de compostage, les taux de
carbone sur composts finis peuvent présenter des fortes disparités. Les teneurs en
carbone organique entre 10 à 30% sont fréquemment observées dans la bibliographie
(Serra-Wittling, 1995 ; Francou, 2003).
l’azote : Lors du compostage, une partie de l’azote organique des déchets
est minéralisée. En fin de compostage, une augmentation de la teneur en NO3 est
fréquemment observée (Sanchez-Monedero et al, 2001, Francou, 2003). L’azote total
représente généralement 1 à 4% de la masse sèche totale des composts et est composé
de moins de 10% d’azote minéral (Bernal et al, 1998a). Lors du compostage, des pertes
d’azote sont possibles, soit par lessivage des nitrates dans le cas de lots de composts non
protégés des intempéries, soit par volatilisation d’ammoniac (NH3) ou d’oxyde nitreux
(N2O).
le rapport C/N : Il est largement connu que la biodégradabilité d’un déchet
organique est dépendante de son rapport C/N. Comme le laissent prévoir les diversités
observées sur les teneurs en carbone et en azote des déchets, les valeurs de C/N varient
nettement selon la nature de substrat. Plusieurs auteurs (Mustin, 1987 ; Leclerc, 2001)
considèrent qu’un rapport C/N compris entre 25 et 40 permet un compostage satisfaisant.
D’une façon générale, le rapport C/N diminue au cours de la phase de fermentation pour
se stabiliser à la fin du processus entre 10 et 20.
le pH : Les pH des déchets urbains sont compris entre 5 et 9 (Morel et al,
1986). Globalement, les déchets initiaux ont une acidité légèrement plus forte que les
composts finis.
la capacité d’échanges cationiques (CEC) : La CEC du substrat augmente
au cours du procédé du compostage, pouvant atteindre des valeurs supérieures à 60
meq/100 g (Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia, 1989).
4- Evolution de la matière organique des composts au cours du compostage
4-1- Stabilisation de la matière organique des composts au cours du compostage
Au cours du compostage, la phase thermophile est suivie d’une diminution de la
température due au ralentissement de l’activité microbienne. Ce ralentissement est lié à la
stabilisation de la matière organique du compost qui peut être définie comme
l’augmentation de sa résistance à la biodégradation. La mesure de cette biodégradabilité
est la méthode de référence pour évacuer la stabilité d’un compost. Elle consiste à
mesurer l’activité respiratoire d’un sol auquel le compost est incorporé. Cette
biodégradabilité est généralement estimée par le dégagement de CO2 au cours
d’incubation à 25-30°C de composts préalablement séchés et homogénéisés (Hadas et
Portnoy, 1997 ; Bernal et al, 1998b). Les quantités de carbones minéralisées au cours des
incubations dépendent de l’origine des composts (procédé et déchets) et l’âge du compost
(Francou, 2003 ; Garcia-Gomez et al, 2003). Ainsi sur des composts qui ont été
compostés durant trois mois, Francou (2003) mesure un taux de carbone minéralisé après
108 jours d’incubation, de 6% pour un compost de déchets vers additionné de boue, 11%
- 64 pour un compost de déchets verts et 28% pour un compost d’ordures ménagères. GarciaGomez et al (2003) ont observé qu’au terme de 71 jours d’incubation d’un compost de
déchets verts, 25% de carbone échantillonné à %0 jour de compostage est minéralisé,
contre seulement 10% pour un compost échantillonné à un mois, durant la phase
thermophile ; après 25 semaines de compostage, la quantité de carbone minéralisé est
inférieure à 5% du carbone initial.
4-2- Evolution de la composition biochimique de la matière organique des composts au
cours du compostage
En fractionnant la matière organique en quatre familles biochimiquement différentes
selon le protocole de Van Soest (1967) (fraction soluble, cellulose, hémicellulose et
lignine), Chefrez (1996) et Francou (2003) ont observé une diminution de la cellulose au
cours du compostage et une concentration de la fraction assimilée aux lignines. Ainsi pour
un compost à la base d’ordures ménagères, Francou (2003) observe une diminution de la
proportion de la matière organique présente sous forme cellulosique, passant de 39% de
la matière organique à 26% en trois mois de compostage. Comme la cellulose, la part de
l’hémicellulose a diminué à 11% de la matière organique à 2%. En revanche les
proportions de fraction soluble et lignine ont augmenté, la fraction soluble passant par 33 à
45% de la matière organique du compost et la teneur en lignine de 17% à 27% de la
matière organique du compost.
Le compostage est classiquement associé au processus naturel d’humification
observé pour la matière organique du sol. Ainsi, le fractionnement dit humique de la
matière organique des composts en trois classes de solubilité différente en milieu acide et
basique (acides humiques, acides fulviques et humines) est souvent utilisés pour évaluer
l’évolution de la matière organique au cours du compostage (Roletto et al, 1985a ; Foster
et al, 1993). Souvent ces fractions fulviques et humiques ne désignent pas des
substances humiques senso stricto, mais il s’agit d’un ensemble de composés, incluant
généralement, la fraction fulviques prédomine sur la fraction humique et représente 24%
du carbone organique total dans un compost d’ordures ménagères à 0 jour de
compostage (Sugahara et Ionoko, 1981). Durant le compostage, la fraction humique
devient progressivement prédominante par rapport à la fraction fulvique et passe par
exemple dans l’étude du Sugahara et Ionoko (1981) de 24% du carbone organique total
d’un compost d’ordures ménagères à 0 jour de compostage à 24% du carbone organique
total après 3 mois de compostage.
4-3- Evolution de la composition chimique de la matière organique des composts au cours
du compostage : mise en évidence par analyses spectrales
L’utilisation de méthodes spectrales pour analyser les constituants organiques des
composts s’est développée ces dernières années. Les principales techniques utilisées
aujourd’hui pour étudier la stabilisation des composts au cours du compostage sont la
spectrométrie infrarouge (IR) (Chen, 2003 ; Francou, 2003), la résonance magnétique
nucléaire (RMN) (Chen, 2003), et la pyrolyse couplée à un Chromatographie en phase
gazeuse et à un spectromètre de masse (Dignac et al, sous presse). Ainsi, par analyse IR,
Chen (2003) a montré que la dégradation de la matière organique au cours du
compostage s’accompagne d’une augmentation de la proportion de composés
aromatiques, réfractaires à la biodégradation, par rapport aux courtes chaînes
- 65 aliphatiques, aux polysaccharides et aux alcools, facilement dégradables. Ouatmane et al
(2000) constate que cette augmentation est forte dans le cas d’un compostage d’ordures
ménagères alors qu’elle est pratiquement insignifiante dans le cas d’un compostage à
base de sciure de bois.
4-4- Notion de maturité des composts
Le degré de maturité des composts est un critère important à déterminer, afin de
répondre aux préoccupations des fabricants et utilisateurs de composts. La maturité (ou
stabilité) d’un compost est relié au degré de décomposition et d’humification de sa matière
organique. La maturité d’un compost est un paramètre à considérer avant toute utilisation.
En effet, le degré de maturité des composts influence les effets des composts après
apport au sol et doit être connu. Plusieurs critères ont été élaborés pour estimer cette
maturité :
stabilité biologique de la matière organique du compost : La
biodégradabilité résiduelle de la matière organique des composts diminue avec
l’augmentation de la maturité des composts (Kirchmann et Bernal, 1997 ; Francou, 2003).
La méthode de référence pour évaluer la biodégradabilité de la matière organique d’un
compost est le suivi de l’activité respiratoire d’un sol auquel le compost est incorporé. Un
compost mûr est un compost qui a une matière organique dont la biodégradabilité est
similaire à celle de la matière organique d’un sol. Francou (2003) a établi une gamme de
stabilité des matières organiques des composts suivant le taux de minéralisation du
carbone organique en conditions contrôlées (28°C durant 108 jours) (voir tableau cidessous). Plusieurs tests, sont proposés pour une évaluation rapide de la biodégradabilité
de la matière organique des composts. Ces tests sont en premier lieu destinés à être
utilisés sur plate forme de compostage.
Tableau de définition des classes de maturité des composts à partir de la proportion
du carbone organique total des composts minéralisés après 108 jours d’incubation
à 28°C (C-CO2 108 jours) (Francou, 2003)
Niveau de stabilité du compost
Compost très stable
Compost stable
Compost moyennement stable
Compost instable
Compost très instable
C-CO2 108 jours (%COT) Degré de
compost
[0 ;10]
]10 ;15]
]15 ;20]
]20 ;30]
> 30
maturité
du
Maturité très élevée
Maturité élevée
Maturité moyenne
Maturité faible
Maturité très faible
suivi du rapport d’humification (CAH/CAF) : Le fractionnement chimique de
la matière organique (en acides fulviques, humiques et humine) a conduit certains auteurs
à calculer des indicateurs de maturité à partir de ces différentes fractions. Le plus courant
est le rapport de la fraction humique sur la fraction fulvique (CAH/CAF). Les études montrent
une augmentation significative de ce rapport au cours du compostage (Saviozzi et al,
1998 ; Francou, 2003). Des rapports inférieurs à 1 sont caractéristiques des composts
immatures (Roberto et al, 1985a ; Francou, 2003), et les valeurs doivent être supérieures
à 1,7 ou 3 pour les composts mûrs respectivement selon Foster et al (1993) et Francou
(2003).
- 66 l’évolution de certaines caractéristiques physico-chimiques classiques :
Plusieurs travaux ont montré l’évolution des caractéristiques physico-chimiques classiques
des composts au cours du compostage. Les caractéristiques pouvant être utilisées comme
indicateurs de maturité sont le pH, la CEC (en liaison directe avec le pH), le rapport C/N et
le rapport N-NO3-/N-NH4+.
En effet, les pH acides sont caractéristiques des composts immatures alors que les
composts mûrs sont caractérisés par des pH compris entre 7 et 9 (Foster et al, 1993).
Selon Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia (1989) une CEC supérieure à 60 meq/100 g de la
matière organique est nécessaire pour pouvoir considérer le compost comme mûr. Mais
Saharien (1998) rapporte que la CEC ne peut pas être utilisée comme indicateur de
maturité des produits d’origine et de composition variées.
Le rapport C/N est un indicateur très utilisé dans l’étude des composts. Le C/N
diminue au cours du compostage et Roberto et al (1985b) considère qu’une valeur
inférieure à 25 caractérise un compost mûr, alors que Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia
(1986) considère qu’un rapport inférieur à 20 et même 15 est préférable. Mais beaucoup
d’auteurs considèrent que la valeur du C/N d’un compost n’est pas suffisante pour
déterminer sa maturité (Morel et al, 1986 ; Serra-Wittling, 1995).
Le rapport N-NO3-/N-NH4+ est utilisé par certains auteurs comme indicateur de
maturité qui augmente pendant le compostage. En effet, la présence de nitrates n’est
observée que dans les composts mûrs. Une microflore nitrifiante active dans un compost
est donc synonyme de maturité (Kaiser, 1981 ; Annabi, 2004). Le rapport N-NO3-/N-NH4+
est cependant peu utilisé comme indicateur de maturité des composts car les résultats car
les résultats trouvés sont différents (Francou, 2003).
autres critères relevés dans la littérature : Il existe des tests simples pour
déterminer la maturité des composts. La stabilisation de la température du compost traduit
la fin de phase de dégradation intensive (Harada et al, 1981). L’absence d’odeurs
déplaisantes générées par l’émission de composés organiques volatiles lors de la phase
de dégradation intensive peut également être utilisée (Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia,
1989). Le changement de couleur au cours du compostage a conduit certains auteurs à
mettre en place des tests colorimétriques (Morel, 1982). Mais ces tests ne s’appliquent
généralement que sur un produit donné et nécessite le suivi de tout le procédé de
compostage. L’ensemble de ces tests simples apparaissent trop peu généralisables et
trop peu précis pour constituer des indicateurs standards et fiables de maturité.
Il existe aussi des méthodes plus complexes et peu utilisées en pratique comme
l’estimation des lipides extractibles (Daniel et al, 1996) et le suivi de l’évolution de la
biodiversité microbienne, de l’activité enzymatique au cours du compostage (Forester et
al, 1993 ; Insam et al, 1996).
Les teneurs en lipides totaux diminuent au cours du compostage de plusieurs
effluents d’élevage (Daniel et al, 1996). Cette diminution est due à la dégradation des
lipides par les microorganismes. Daniel et al (1996) ont établi des seuils de maturité sur la
base de l’évolution des lipides au cours du compostage. Ainsi un rapport entre les lipides
extractibles au diethylether qui permet l’extraction des lipides à courte chaîne moléculaire,
des alcanes, des alcènes et des acides alcanoloiques et les lipides extractibles au
chloroforme inférieur à 2,5 est caractéristique des composts mûrs. Un ratio entre les
lipides à grand poids moléculaire extractibles au chloroforme et les lipides totaux (somme
des lipides extractibles au diethylether et au chloroforme) supérieur à 0,25 est aussi
caractéristique des composts mûrs.
- 67 La stabilité de la biodiversité des populations microbiennes des composts au cours
du compostage est un critère de maturité (Insam et al, 1996 ; Annabi, 2004).
5- Evaluation du degré de maturité des composts
5-1- Test d’auto-échauffement
C’est un test utilisé en Allemagne (FCQAO, 1994). Un échantillon de compost non
séché, tamisé à 10 mm et ajusté à une humidité optimale selon le test dit « de la
poignée » (humidification du compost jusqu’à une limite qui correspond au début de la
libération de gouttelettes d’eau lors de la pression d’une poignée de compost) sert à
remplir un vase isotherme de 1,5 litre de volume. Le vase contenant l’échantillon est placé
dans une chambre thermostatée (20±1°C). La température à l’intérieur du vase est
mesurée par un thermomètre dont le capteur est situé à 20 cm sous la surface du
compost. La durée du test est de 10 jours. La température maximale atteinte durant ces
10 jours (Tmax) permet d’évaluer le degré de maturité du compost. Cet indice varie de I
(température maximale supérieure à 60°C) pour un compost assimilé à de la matière
brute, à V (température maximale inférieure à 30°C) pour un compost considéré comme
mûr et fini. Les indices de II (entre 50 et 60°C), III (entre 40 et 50°C) et IV (entre 30 et
40°C) correspondent aux situations intermédiaires. Trois répétitions par compost sont
effectuées.
5-2- Test de respirométrie ou AT4
Ce test consiste à quantifier la quantité d’oxygène consommée par 20 g de compost
humidifié selon le protocole du test de la poignée et incubé dans un bocal de 1 litre à 20°C
et à l’obscurité. Plus le compost consomme d’oxygène plus sa matière organique est labile
et le compost immature. La valeur 10 mg O2 g-1 MS est considéré comme seuil : au delà
de cette valeur, le compost est considéré comme immature, sinon il est mûr. L’évaluation
de la quantité d’oxygène consommée est faite par piégeage dans 20 ml de NaOH (1N) du
CO2 dégagé durant 4 jours d’incubation. Trois répétitions par compost sont réalisées.
5-3- Extractions des fractions humiques et fulviques
Le fractionnement humique des composts a été fait selon le protocole utilisé par
Francou (2003). Ce fractionnement consiste à extraire à l’aide de 100 ml de NaOH (0,1N),
les substances humiques contenues dans 2 g de compost sec et broyé à 1mm (trois (3)
répétitions pour chaque compost). L’extraction se fait par agitation durant deux heures,
suivie d’une centrifugation à 8600 g durant 15 minutes. La phase liquide contient de
carbone alcalino-soluble des composts, assimilé à la somme des fractions humiques et
fulviques (AH + AF). La séparation de la fraction fulvique se fait par ajout d’environ 2ml
d’acide sulfurique (2N) à 20 ml de la phase liquide alcalino-soluble, permettant ainsi
d’abaisser le pH à 1,5. Après 12 heures à 4°C, la fraction fulvique soluble en milieu acide
(AF) est séparée de la fraction humique qui précipite en milieu acide (AH) par
centrifugation à 6300 g pendant 15 minutes.
Le carbone organique contenu dans la phase liquide alcaline (CAH+AF) et dans
l’extrait acide (CAF), est analysé par combustion à 680°C et analyse du CO2 dégagé par
détection infrarouge (Shimadzu-TOC-5050A). La teneur en carbone organique dans les
extraits CAH+AF ou CAF est donné par :
Ci = (Cextrait – Cblanc) x Vi/m
- 68 Avec :
Ci : quantité de carbone organique dans la fraction i (CAF et CAH+AF)
(g.kg-1MS)
Cextrait : teneur en carbone organique dans la solution d’extraction du
compost
(g.l-1)
Cblanc : teneur en carbone organique dans la solution d’extraction (soude à
0,1 N)
(g.l-1)
Vi : volume de solution utilisée (en ml), soit 100 ml de NaOH pour CAH+AF et
100° (1+2/20 ml pour CAF
m : masse de compost sec (en g)
On en déduit la teneur en carbone de la fraction humique et de l’humine :
CAH = CAH+AF - CAF
CHumine = COT - CAH+AF
6- Caractérisation physico-chimique des composts
la teneur en Carbone Organique Total (COT) est mesurée sur une aliquote de
compost sec et broyé à 1 mm par combustion à 900°C et mesure du CO2 par détection
infrarouge (Shimadzu-SSM-5000A) (5 répétitions par compost).
la teneur en azote total (Ntotal) est déterminée après combustion sèche (analyse
élémentaire CHN selon la norme ISO 13-878 ; l’azote molécule est mesuré par
conductibilité thermique après oxydation et/ou volatilisation à 900°C des composés
organiques et minéraux de l’azote (une répétition par compost).
la teneur en carbone (CaCO3) est déterminée par la méthode volumétrique
(norme ISO 10-693). Les carbonates sont détruits par attaque à l’acide chlorhydrique
donnant du CO2 mesuré à l’aide d’un appareil de Shreiber et comparés au volume de CO2
produit par du carbonate de calcium pur (une répétition par compost).
le fer total et l’aluminium total sont solubilisés à l’acide fluorhydrique et dosés par
spectrophotométrie d’absorption atomique de flamme (une répétition par compost).
le pH est mesuré dans une suspension de composts dans de l’eau avec un
rapport compost/solution de 1/5 (norme ISO 10-390) (une répétition par compost).
la conductivité électrique totale est mesurée sur un extrait à 1/25 (masse de
compost/volume de solution) à 25°C, grâce à deux électrodes de platines parallèles (une
répétition par compost)
l’humidité équivalente à 1000 g (pF=3) correspond à la quantité d’eau retenue par
échantillon de compost d’environ 1 cm d’épaisseur, préalablement saturé en eau et
soumis à une accélération de 1000 g pendant 40 minutes (une répétition par compost).
7- Caractérisation de la matière organique des composts
7-1- Fractionnement biochimique de la matière organique des composts
La méthode utilisée pour cette détermination est une analyse inspirée de la
méthode de fractionnement biochimique de Van Soest et al (1967). La matière organique
des composts est fractionnée en substances équivalentes aux composés solubles
(SOLU), hémicellulose (HEMI), cellulose (CELL) et lignine et cutine (LIGN) par une
succession d’attaques ménagées (norme XPU 44-162).
- 69 7-2- Identification des composts organiques constituants la matière organique des
composts par pyrolyse
Les pyrolyses sont réalisées avec un pyrolyseur flash au point de Curie couplé à
un chromatographe en phase gazeuse Hewlett Packard HP-5890 et à un spectromètre de
masse Hewlett Packard HP-5989A à impact électronique (70 eV, simple quadripôle) (PyGC-MS). Une aliquote de compost (environ 0,5-1 mg) broyé à 200 µm est placée dans
une nacelle qui est chauffée à la température du point de Curie, 650°C, pendant dix
secondes. Les produits de pyrolyse formés sont séparés sur une colonne SolGelWax
(SGE, 0,32 mm i.d., épaisseur de phase 0,5µm) sous flux d’hélium comme gaz vecteur.
L’indentification des produits à partir de leurs spectres de masse est faite à l’aide de la
bibliothèque de spectres wiley.
7-3- Extraction des lipides
L’extraction se fait sur 4g de compost sec et broyé à 1mm avec 120 ml, d’un
mélange monophasique de Dichlorométhane –méthanol (2 :1 v/v). Après 4 heures
d’agitation rotative, le mélange est filtré sous vide d’aire à travers un filtre en fibre de verre
de porosité égale à 1,2 µm (Wathman) afin de récupérer les substances solubilisées.
L’extraction est renouvelée une seconde fois pendant 12 heures. Les deux extraits sont
alors additionnés et concentrés au Rotavapor. L’extrait concentré est transféré dans un
flacon de 2 ml de volume précédemment taré. Le solvant restant est évaporé sous flux
d’azote. La quantité des lipides est pesée à l’état sec.
7-4- Mouillabilité des composts
La méthode de la goutte posée a été utilisée (Jouany et al 1992). Elle consiste à
déterminer l’angle de contact solide-liquide-vapeur lorsqu’une goutte de liquide est
déposée sur une surface solide. L’angle entre la tangente à la goutte au point de contact
et la surface solide est appelé angle de contact. Afin de s’affranchir de l’influence de l’état
physique de la surface, ces mesures sont faites sur des surfaces planes, ce que permet la
réalisation d’une pastille de compost. Environ 300 mg de poudre de compost broyé à 200
µm sont pressés à 120 MPa dans un moule à pastiller. L’évaluation de l’angle de contact
se fait à partir des images contenues dans une séquence vidéo enregistrée pendant 12
secondes à l’aide d’une caméra numérique (Drop Shape Analysis System). Ce système
nous permet d’avoir l’angle de contact des deux cotés de la goutte d’eau. Si l’angle
mesuré est nul, la surface est parfaitement hydrophile et mouillable ; s’il est supérieur à
90°, la surface est hydrophobe et non mouillable.
- 70 -
- 71 -
CONCLUSION
Les boues de stations d’épuration, boues fluviales et boues marines issues de
l’opération de dragage peuvent former des composts.
Ces composts utilisés pour l’épandage en agriculture peuvent intéresser aussi
l’industrie de la construction routière et du génie civil.
Notre étude nous a permis de mieux connaître les boues et de comprendre leur
valorisation.
Cette étude nous a été très bénéfique car d’une part elle touche plusieurs
disciplines (chimie, physique, droit et environnement) nous ayant offert l’occasion de revoir
certains de nos acquis et de découvrir les techniques de traitement; d’autre part c’est un
sujet d’actualité et de recherche dans lequel nous avons pu développer notre propre
réflexion.
Seulement nous n’avons pas effectué le côté pratique car il sort du cadre d’une
étude bibliographique.
- 72 -
- 73 -
REFERENCES
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SAINT- ETIENNE : G.E.D.I.M, 1978 – 328p
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[3]
BOURGES F. - Elimination , traitement , valorisation des déchets : axes de
recherches possibles – PARIS : Laboratoire Central des Ponts et Chaussées, 1994 –
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[4] A. HUYARD – F. DUCRAY – L. PATRIA – Boues de stations d’épuration. Respect de
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[9] SOLTNER D. De nouveaux fertilisants pour une nouvelle agronomie : Aujourd’hui les
composts – Sciences et Techniques Agricoles, 2006
[10] ANNABI M. – Stabilisation de la structure d’un sol limoneux par des apports de
composts d’origine urbaine : relation avec les caractéristiques de leur matière organique,
thèse – PARIS : Institut National Agronomique Paris – Grignon, mai 2005
[11] CARLIER M. – ABRIAK N. E. – Etude sur la valorisation des boues de dragages
dans le groupe n0 5 du PREDIS – Rapport final d’un programme de recherche dans le
cadre du FEDER , Convention FEDER N° PRESAGE / 1310- 2968
[12] Les boues marines, (Page consultée le 19 juillet 06), [En ligne]. http:// www.thalassofirst.com / Mer / boues.htm
[13] Vers le recyclage des boues portuaires dans le bâtiment, (page consultée le 29 mai
06), [En ligne] . http:// www. Univers-nature.com / inf / inf_actualitel.cgi ? id = 2275
[14] ENERGIE PLUS - Biogaz : Valorisation des boues de STEP, n° 213 du 15 octobre
1998