caractérisation, traitabilité et valorisation des refus de...
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N° d’ordre 2009-ISAL-0087 Année 2009
Thèse
Caractérisation, traitabilité et valorisation
des refus de dégrillage des stations d’épuration
présentée devant
L’Institut National des Sciences Appliquées de Lyon
pour obtenir
le grade de docteur
Ecole doctorale :
Ecole Doctorale de Chimie de Lyon (Chimie, Procédés, Environnement)
Spécialité :
Sciences de l’Environnement Industriel et Urbain
Par
Ronan LE HYARIC
Soutenue le 27 novembre 2009 devant la commission d’examen
Jury
Bruno BARILLON Ingénieur Projet, CIRSEE Suez Environnement Examinateur
Jean-Luc BERTRAND-KRAJEWSKI Professeur, INSA Lyon Président du jury
Jean-Pierre CANLER Ingénieur, CEMAGREF Lyon Examinateur
Geneviève FEUILLADE Professeur, ENSIL – Université de Limoges Rapporteur
Rémy GOURDON Professeur, INSA Lyon Co-directeur de thèse
Alain HEDUIT Directeur de Recherche, CEMAGREF Antony Rapporteur
Pascale NAQUIN Chef de Projet, Polden INSAVALOR Co-directrice de thèse
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
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R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
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SIGLE ECOLE DOCTORALE NOM ET COORDONNEES DU RESPONSABLE
CHIMIE
CHIMIE DE LYON
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ScSo
ScSo*
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Insa : J.Y. TOUSSAINT
M. OBADIA Lionel
Université Lyon 2
86 rue Pasteur 69365 LYON Cedex 07
Tél : 04.78.69.72.76 Fax : 04.37.28.04.48
*ScSo : Histoire, Geographie, Aménagement, Urbanisme, Archéologie, Science politique, Sociologie, Anthropologie
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
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R. Le Hyaric
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Remerciements
Au terme de ces trois années passées au sein du Laboratoire de Génie Civil et
d’Ingénierie Environnementale (LGCIE) de l’INSA de Lyon, il m’apparait nécessaire de
consacrer quelques lignes pour remercier l’ensemble des personnes qui ont contribué à la
réussite de ces travaux de recherche.
Je remercie en premier lieu mes deux encadrants de thèse, Mme Pascale Naquin et
M. Rémy Gourdon, qui m’ont accompagné durant ces trois années, et qui se sont révélés être
de très bon conseil pour la réussite de ce projet. Je les remercie pour leurs apports
professionnel et humain, qui se sont traduits par un suivi attentif, rigoureux et critique de mes
travaux.
Mes remerciements vont également à Mme Geneviève Feuillade et M. Alain Héduit
pour avoir accepté d’être les rapporteurs de cette thèse et pour avoir consacré du temps à
l’examen de ce travail, malgré des contraintes de temps imposées.
Je remercie également les personnes qui se sont fortement impliquées au cours de cette
thèse, à savoir M. Jean-Pierre Canler, du Cemagref de Lyon, et M. Bruno Barillon du
CIRSEE – Suez Environnement. Leurs approches et leurs expériences sur des compétences
complémentaires à celles du LGCIE ont contribué à apporter une plus-value à ces travaux de
recherche.
Il est difficile de remercier toutes les personnes qui, d’une façon ou d’une autre, m’ont
apporté leur aide, sans prendre le risque d’en oublier. J’espère néanmoins leur avoir fait
preuve de toute ma reconnaissance à chaque fois qu’elles ont facilité mon travail, donné un
coup de main (souvent en donnant des coups de pelles !), écouté, soutenu, conseillé, amusé…
Mon intégration dans le monde des doctorants a été d’autant plus facilitée par
l’accueil, la disponibilité et surtout la gentillesse des thésards déjà présents au laboratoire.
Qu’il est bon de pouvoir discuter avec ses camarades de sujets autres que la science ! Je
garderai ainsi toujours un excellent souvenir de ces trois années passées au « labo » et espère
que les doctorants présents et futurs maintiendront toujours cette bonne ambiance.
La réussite d’une thèse prend également en compte l’environnement dans lequel celle-
ci s’est déroulée. Ma carrière footballistique a ainsi connu un nouveau départ à l’INSA, mais
n’ayant visiblement pas un avenir « balle au pied », j’ai décidé de chausser pour la première
fois des skis. J’ai alors compris que la chute était possible sans (obs)tacles ! Il va falloir sans
doute se remettre à la musique et à la lecture…
Une thèse, 3 ans, une sacrée tranche de vie ! Je ne pourrai jamais remercier ceux qui
m’ont quitté et je ne remercierai jamais assez ceux que j’aime.
R. Le Hyaric
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R. Le Hyaric
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Résumé
Les opérations de prétraitement des eaux usées génèrent des déchets solides tels que
les sables ou les refus de dégrillage. Ces derniers, compte-tenu du faible gisement qu’ils
représentent, notamment vis-à-vis de la production des boues, n’ont pas fait l’objet d’études
approfondies jusqu’à maintenant. Or, d’une part, les évolutions technologiques requérant un
prétraitement poussé vont entrainer une augmentation des quantités de refus à traiter. D’autre
part, les voies d’élimination actuelles, sous la pression réglementaire, seront de plus en plus
inadaptées. Ce constat souligne donc l’importance de mener des recherches et de proposer des
solutions alternatives pour une gestion pérenne de ces déchets. Le but de ce projet est
d’identifier et de valider la (ou les) filière(s) de traitement qui semblent la (les) plus
appropriée(s). La recherche de nouvelles filières de traitement nécessite une connaissance
détaillée et actualisée du déchet considéré. Cette étude s’est ainsi attachée, dans un premier
temps, à caractériser quantitativement les refus de dégrillage par la mise en place de plusieurs
campagnes de prélèvements dans cinq stations d’épuration de la région Rhône-Alpes. Des
analyses complémentaires menées en laboratoire ont permis une caractérisation qualitative de
ces déchets, avec en particulier l’étude de leur composition par catégories de matériaux et
l’analyse de leur matière organique. La caractérisation des refus de dégrillage a permis de
sélectionner 4 traitements potentiellement adaptés aux caractéristiques du déchet et aux
objectifs à atteindre. Chaque traitement a fait l’objet d’une étude à l’échelle « pilote » afin de
déterminer leur performance technique. Enfin, une étude technico-économique sur la gestion
des refus de dégrillage a été réalisée en intégrant les traitements précédemment étudiés. Cette
approche a permis d’établir des hypothèses sur les solutions disponibles pour une gestion
optimale des refus de dégrillage, selon les traitements et les filières d’élimination envisagées.
Mots-clés : Caractérisation, déchet, eaux usées, refus de dégrillage, refus de tamis, sous-
produit, station d’épuration, traitement, valorisation.
R. Le Hyaric
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R. Le Hyaric
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Abstract
Operations of pre-treatment of municipal wastewaters generate solid wastes such as
sand or screenings. Due to their relatively small production, compared to sludge production,
little attention has been paid to this type of waste. However, in one hand, increasing
production may be expected as a consequence of technological evolutions requiring fine
screening pre-treatments. In other hand, present methods of disposal, submitted to the
constraints of waste regulations, are compromises. This assessment underlines the importance
to investigate and propose alternative solutions for sustainable management of these wastes.
The aim of this project is to identify and validate the most appropriate treatment lines for
screenings. The research of new treatment lines requires a detailed and updated knowledge of
the waste. This study initially strived to characterize the production of screenings by the
implementation of several sampling campaigns in five WWTP in the region Rhone-Alpes.
Further analysis conducted in the laboratory led to a qualitative characterization of these
wastes, with particular consideration of their composition by categories of materials and the
study of their organic matter. The characterization of screenings allowed us to select 4
treatments potentially adapted to the characteristics of the waste and objectives to reach. Each
treatment was investigated with a “pilot-scale” experimentation to determine their technical
performance. Finally, a study about the management of screenings, based on both technical
and economical criteria, was performed by integrating the previously treatments investigated.
This approach helped us to make hypothesis about available solutions for optimal
management of screenings, according to treatments and methods of disposal considered.
Keywords: Characterization, waste, wastewater, screenings, sievings, by-product, wastewater
treatment plant, treatment, recovery.
R. Le Hyaric
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Cette étude a fait l’objet de :
Publications avec comité de lecture
Le Hyaric, R., Canler, J-P., Barillon, B., Naquin, P. and Gourdon, R. (2009). Characterization
of screenings from three municipal wastewater treatment plants in the Region Rhône-Alpes.
Water Science & Technology, Vol. 60, Issue 2, pp. 525-531.
Le Hyaric, R., Naquin, P., Barillon, B., Canler, J-P et Gourdon, R. (2010). Caractérisation des
refus de dégrillage : Retour d’expérience d’un plan d’échantillonnage à la station de Givors
(Rhône). Techniques Sciences Méthodes (TSM), à paraitre en mars 2010.
Conférence avec comité de lecture
Le Hyaric, R., Canler, J-P., Barillon, B., Naquin, P. and Gourdon, R. (2009). Anaerobic
digestion of screenings from wastewater treatment plants: pilot-scale experimentation,
ISWA/APESB World Congress 2009, Lisbon, Portugal, 12-15 October 2009, 9 p.
Présentation Poster
Le Hyaric, R., Canler, J-P., Naquin, P., Barillon, B. and Gourdon, R. (2008). Caractérisation
des refus de dégrillage des stations d’épuration : étape préliminaire avant la mise en place
d’un pilote de traitement. Acte des 10ème
journées Cathala-Letort de prospective scientifique
et technique « Le génie des procédés au service de l’environnement : enjeux et défis »
organisées par la Société Française de Génie des Procédés, Toulouse, 1 et 2 octobre 2008.
Table des matières
R. Le Hyaric
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Table des matières
INTRODUCTION GENERALE .......................................................................................... 23
CHAPITRE 1 : SYNTHESE BIBLIOGRAPHIQUE ......................................................... 27
I. Introduction ............................................................................................................. 29
II. L’assainissement, de l’Antiquité à nos jours…................................................... 30
1. Le modèle romain de la Cloaca Maxima............................................................ 30
2. Le Moyen Age, le temps du « cloaque » ............................................................ 30
3. La priorité à l’assainissement des villes ............................................................. 31
4. De l’assainissement des villes à l’assainissement des eaux ............................... 31
5. Vers l’assainissement moderne .......................................................................... 31
6. Les stations d’épuration actuelles ...................................................................... 32
7. L’avenir du traitement des eaux usées urbaines ................................................. 33
7.1. L’essor des bioréacteurs à membranes pour le traitement des eaux usées
urbaines ............................................................................................................ 33
7.2. Vers une station d’épuration à « énergie positive » .................................. 34
7.3. Réduction de l’impact environnemental avec la diminution des gaz à effet
de serre ............................................................................................................. 37
7.4. De nouvelles problématiques à considérer ................................................ 37
III. Les refus de dégrillage des stations d’épuration ............................................... 37
1. Les opérations de prétraitement ......................................................................... 38
2. Le dégrillage ....................................................................................................... 38
2.1. Retour sur la pratique du dégrillage .......................................................... 39
2.2. Les principaux types de dégrilleurs ........................................................... 40
2.3. Conditions d’utilisation des dégrilleurs ..................................................... 44
2.4. Rendement du dégrillage et du tamisage ................................................... 45
3. Caractéristiques des refus de dégrillage ............................................................. 46
3.1. Siccité et masse volumique des refus de dégrillage .................................. 47
3.2. Masse des refus de dégrillage générés ...................................................... 48
3.3. Volume des refus de dégrillage générés .................................................... 49
3.4. Retour sur les principaux facteurs d’influence .......................................... 50
3.5. Composition des refus de dégrillage ......................................................... 50
3.6. Pouvoir calorifique inférieur (PCI) ........................................................... 52
Table des matières
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3.7. Caractérisation des refus de dégrillage : synthèse ..................................... 53
IV. Devenir des refus de dégrillage ........................................................................... 54
1. De l’impact de la réglementation « eau » aux exigences de la réglementation
« déchet » ............................................................................................................... 54
1.1. Conséquences de la directive européenne sur le traitement des eaux
résiduaires urbaines .......................................................................................... 54
1.2. Exigences de la réglementation sur le traitement des déchets non
dangereux ......................................................................................................... 55
2. Vers la recherche de nouvelles filières de traitement pour les refus de dégrillage
................................................................................................................................ 55
2.1. Les destinations actuelles d’élimination des refus de dégrillage .............. 55
2.2. Les problématiques d’élimination des refus de dégrillage ........................ 56
2.3. L’avenir de la gestion des refus de dégrillage ........................................... 56
V. Conclusion et orientation des travaux de recherche .......................................... 57
CHAPITRE 2 : CARACTERISATION DES REFUS DE DEGRILLAGE ..................... 59
I. Préambule ................................................................................................................ 61
II. Définition du cadre de l’étude .............................................................................. 61
1. Mailles des dégrilleurs ....................................................................................... 61
2. Nature de l’effluent traité ................................................................................... 61
3. Capacité nominale de traitement des stations d’épuration ................................. 62
4. Localisation des stations d’épuration ................................................................. 62
5. Visite des installations de prétraitements des stations d’épuration et présentation
de l’étude auprès des exploitants ............................................................................ 62
III. Matériel et méthode ............................................................................................. 63
1. Origines et caractéristiques des refus de dégrillage étudiés ............................... 63
1.1. Annemasse (Haute-Savoie) ....................................................................... 63
1.2. Bourg-en-Bresse (Ain) .............................................................................. 64
1.3. Fontaines-sur-Saône (Rhône) .................................................................... 65
1.4. Givors (Rhône) .......................................................................................... 65
1.5. Lyon Pierre-Bénite (Rhône) ...................................................................... 66
1.6. Distribution des STEP sélectionnées vis-à-vis des critères retenus .......... 67
2. Quantification des refus de dégrillage : masses et volumes générés .................. 67
3. Caractérisation par catégories de matériaux des refus de dégrillage.................. 68
4. Caractérisation physico-chimique ...................................................................... 69
Table des matières
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4.1. Matière sèche ou siccité ............................................................................ 69
4.2. Matière « volatile » et matière minérale .................................................... 69
4.3. Matière organique oxydable et non oxydable ........................................... 70
5. Etude de la biodégradabilité ............................................................................... 70
5.1. Mesure de la Demande Biochimique en Oxygène sur déchets solides en
suspension (DBOs) ........................................................................................... 70
5.2. Mesure du Potentiel Bio-Méthanogène (PBM) ......................................... 71
6. Synthèse des essais réalisés pour la caractérisation des refus de dégrillage ...... 72
IV. Résultats et discussion ......................................................................................... 72
1. Masses générées, masse volumique et siccité des refus de dégrillage ............... 73
1.1. Production moyenne des refus de dégrillage ............................................. 73
1.2. Masse volumique et siccité moyennes des refus de dégrillage ................. 74
1.3. Etude des facteurs d’influence sur la production des refus de dégrillage . 75
1.4. Masses et volume moyens des refus de dégrillage : synthèse ................... 78
2. Caractérisation par catégories de matériaux des refus de dégrillage.................. 79
2.1. Retour sur la stratégie adoptée pour le tri des refus de dégrillage ............ 79
2.2. Regroupement des catégories de matériaux minoritaires .......................... 80
2.3. Composition globale des refus de dégrillage ............................................ 80
2.4. Etude des facteurs d’influence sur la composition des refus de dégrillage81
2.5. Composition des refus de dégrillage : synthèse ........................................ 84
3. Analyse de la matière organique des refus de dégrillage ................................... 85
3.1. Analyse par catégories de matériaux et quantification de la matière
organique .......................................................................................................... 85
3.2. Analyse par catégories de matériaux et quantification de la matière
organique oxydable .......................................................................................... 86
4. Etude de la biodégradabilité des refus de dégrillage .......................................... 88
4.1. Potentiel bio-méthanogène (PBM) ............................................................ 88
4.2. Demande Biochimique en Oxygène sur solide (DBOs) ............................ 90
5. Conclusion .......................................................................................................... 91
CHAPITRE 3 : ETUDE DE FAISABILITE A L’ECHELLE PILOTE DES
TRAITEMENTS SELECTIONNES .................................................................................... 95
I. Préambule ................................................................................................................ 97
II. Réflexion sur le choix des filières adaptées au traitement des refus de
dégrillage ..................................................................................................................... 97
Table des matières
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1. Traitement « sur site » des refus de dégrillage ................................................... 98
1.1. Traitement « sur site » avec réintégration des refus vers la « filière eau » 98
1.2. Traitement « sur site » des refus hors de la « filière eau » ........................ 98
2. Traitement « hors site » des refus de dégrillage ................................................. 99
2.1. Mise en place d’une filière de traitement dédiée aux refus de dégrillage . 99
2.2. Intégration des refus dans une filière de traitement déjà existante.......... 100
III. Etude du traitement par lavage des refus de dégrillage ................................. 100
1. Introduction ...................................................................................................... 100
2. Matériel et méthode .......................................................................................... 101
2.1. Origine et caractérisation des refus de dégrillage utilisés ....................... 101
2.2. Déroulement des essais de lavage ........................................................... 101
2.3. Analyses sur le filtrat ............................................................................... 102
2.4. Analyses sur les refus de dégrillage lavés ............................................... 103
3. Résultats et discussion ...................................................................................... 104
3.1. Bilan massique ........................................................................................ 104
3.2. Analyse des filtrats .................................................................................. 105
3.3. Analyse des refus lavés ........................................................................... 106
4. Conclusions et perspectives ............................................................................. 106
IV. Etude du traitement par broyage des refus de dégrillage .............................. 107
1. Introduction ...................................................................................................... 107
2. Matériel et méthode .......................................................................................... 108
2.1. Origine et caractérisation des refus de dégrillage ................................... 108
2.2. Déroulement des essais de broyage ......................................................... 108
3. Résultats et discussion ...................................................................................... 110
3.1. Fonctionnement du broyeur .................................................................... 110
3.2. Bilan massique des essais de broyage ..................................................... 111
3.3. Répartition granulométrique des refus de dégrillage après broyage ....... 112
3.4. Estimation des flottants ........................................................................... 113
4. Conclusions et perspectives ............................................................................. 113
V. Etude de la méthanisation des refus de dégrillage dans un réacteur pilote de
laboratoire ................................................................................................................. 114
1. Introduction ...................................................................................................... 114
2. Matériel et méthode .......................................................................................... 115
2.1. Caractérisation de l’inoculum et des refus de dégrillage utilisés ............ 115
Table des matières
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15
2.2. Description et instrumentation du dispositif pilote ................................. 115
2.3. Protocole opératoire ................................................................................ 117
2.4. Caractérisation des digestats prélevés ..................................................... 118
3. Résultats et discussion ...................................................................................... 119
3.1. Production hebdomadaire en biogaz pendant la durée totale de l’étude . 119
3.2. Première phase expérimentale : alimentation à charge constante du
réacteur (semaines 3 à 6) ................................................................................ 120
3.3. Deuxième phase expérimentale : alimentation progressive du réacteur
(semaines 11 à 18) .......................................................................................... 125
4. Conclusions et perspectives ............................................................................. 128
VI. Etude du traitement des refus de dégrillage dans une unité de chaulage de
déchets non dangereux ............................................................................................. 129
1. Introduction ...................................................................................................... 129
2. Matériel et méthode .......................................................................................... 130
2.1. Origine et caractérisation des refus de dégrillage utilisés ....................... 130
2.2. Description et fonctionnement de l’unité de chaulage ............................ 131
2.3. Protocole opératoire ................................................................................ 132
2.4. Analyses sur les refus de dégrillage chaulés ........................................... 134
3. Résultats et discussion ...................................................................................... 134
3.1. Caractérisation des refus après chaulage ................................................. 134
4. Conclusions et perspectives ............................................................................. 139
CHAPITRE 4 : ETUDE TECHNICO-ECONOMIQUE DES FILIERES DE
TRAITEMENT DES REFUS DE DEGRILLAGE ........................................................... 141
I. Introduction ........................................................................................................... 143
II. Mise en place d’une démarche d’analyse multicritère ..................................... 143
1. Etablissement des scénarii à comparer ............................................................. 144
2. Définition des critères d’évaluation ................................................................. 145
3. Conclusion et perspectives ............................................................................... 146
III. Etude technico-économique simplifiée des filières de traitement des refus de
dégrillage ................................................................................................................... 148
1. Préambule ......................................................................................................... 148
2. Mise en place de l’analyse technico-économique du traitement des refus de
dégrillage .............................................................................................................. 148
2.1. Définition du contexte local .................................................................... 148
Table des matières
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16
2.2. Définition des indicateurs d’efficacité des traitements étudiés ............... 149
2.3. Définition des indicateurs pour l’évaluation des coûts de traitement et
d’élimination des refus de dégrillage ............................................................. 150
3. Analyse comparative des filières de traitement étudiées.................................. 152
3.1. Efficacité des traitements étudiés ............................................................ 152
3.2. Analyse des coûts associés aux traitements étudiés ................................ 155
3.3. Analyse des incidences potentielles des filières de traitement étudiées .. 158
IV. Conclusion et perspectives ................................................................................. 159
CONCLUSION GENERALE ............................................................................................. 161
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES ........................................................................... 167
ANNEXES ............................................................................................................................. 171
Annexe A : Enquête réalisée auprès des stations de la région Rhône-Alpes .................... 173
Annexe B : Composition des refus de dégrillage en fonction des 10 catégories de matériaux
........................................................................................................................................... 174
Annexe C : Scénarii de traitement ou d’élimination des refus de dégrillage .................... 180
Annexe D : Descriptif détaillé des critères retenus pour l’analyse multicritère des filières
de traitement des refus de dégrillage ................................................................................. 182
Annexe E : Compilation des protocoles de calcul suivis pour l’analyse technico-
économique des filières de traitement des refus de dégrillage .......................................... 185
Liste des tableaux
R. Le Hyaric
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17
Liste des tableaux
Tableau 1. Données techniques générales des principaux dégrilleurs ..................................... 44
Tableau 2. Classification des dégrilleurs et des tamis selon la maille de dégrillage et le
procédé de traitement des eaux usées associé (adapté de Frechen et al., 2006) ...................... 45
Tableau 3. Rendement épuratoire des tamiseurs fonction de la géométrie de la maille .......... 46
Tableau 4. Masse volumique et siccité moyennes des refus de dégrillage, compactés ou non 47
Tableau 5. Masse brute et masse sèche des refus de dégrillage en fonction de la maille de
dégrillage .................................................................................................................................. 48
Tableau 6. Masse brute des refus de dégrillage (en kg/m3) en fonction de la maille de
dégrillage .................................................................................................................................. 49
Tableau 7. Composition des refus de dégrillage ...................................................................... 51
Tableau 8. Pouvoir calorifique des refus de dégrillage ............................................................ 52
Tableau 9. Caractérisation des refus de dégrillage : synthèse .................................................. 53
Tableau 10. Synthèse des critères de sélection pour le choix des sites de l'étude .................... 62
Tableau 11. Répartition des STEP en fonction des types de dégrilleurs .................................. 67
Tableau 12. Caractéristiques des STEP sélectionnées ............................................................. 67
Tableau 13. Description des catégories de tri retenues pour la caractérisation des refus de
dégrillage .................................................................................................................................. 69
Tableau 14. Conditions d'analyses du biogaz par micro-chromatographie en phase gazeuse . 71
Tableau 15. Synthèse des analyses réalisées sur les refus de dégrillage et les catégories du tri
.................................................................................................................................................. 72
Tableau 16. Masse sèche moyenne des refus de dégrillage générés en période de « temps sec »
.................................................................................................................................................. 74
Tableau 17. Masse volumique et siccité moyennes des refus de dégrillage, compactés ou non
.................................................................................................................................................. 75
Tableau 18. Influence du compactage sur la siccité des refus de dégrillage ............................ 77
Tableau 19. Influence de la pluviométrie sur les masses de refus générés .............................. 78
Tableau 20. Production estimée de refus de dégrillage non compactés ................................... 79
Tableau 21. Production estimée de refus de dégrillage compactés .......................................... 79
Tableau 22. Récapitulatif des fractions de refus de dégrillage triées en fonction des différentes
STEP ......................................................................................................................................... 80
Tableau 23. Teneur en matière volatile des catégories de matériaux et des refus de tamis ..... 85
Tableau 24. Teneur en matière organique oxydable des catégories de matériaux et des refus de
tamis ......................................................................................................................................... 86
Liste des tableaux
R. Le Hyaric
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18
Tableau 25. Teneurs en matière volatile et en matière organique oxydable des refus de
dégrillage, estimées à partir de leur composition ..................................................................... 87
Tableau 26. Potentiel bio-méthanogène des principales fractions constitutives des refus de
dégrillage .................................................................................................................................. 89
Tableau 27. Production estimée de biogaz en fonction de la composition des refus de
dégrillage .................................................................................................................................. 89
Tableau 28. Tests DBOs – Consommation en oxygène des principales fractions constitutives
des refus de dégrillage .............................................................................................................. 91
Tableau 29. DBOs estimée en fonction de la composition des refus de dégrillage ................. 91
Tableau 30. Caractérisation des refus de dégrillage échantillonnés pour la mise en œuvre des
essais de lavage ...................................................................................................................... 101
Tableau 31. Bilan massique global du 1er
essai de lavage ..................................................... 104
Tableau 32. Bilan massique global du 2ème
essai de lavage ................................................... 104
Tableau 33. Masse sèche extraite après chaque cycle de lavage - Synthèse .......................... 105
Tableau 34. Caractérisation des filtrats du 1er
essai de lavage ............................................... 105
Tableau 35. Caractérisation des filtrats du 2ème
essai de lavage ............................................. 106
Tableau 36. Caractérisation des refus lavés (après 3 cycles de lavage) ................................. 106
Tableau 37. Caractérisation des refus de dégrillage utilisés dans les essais de broyage ........ 108
Tableau 38. Bilan massique des essais de broyage des refus de dégrillage ........................... 111
Tableau 39. Répartition granulométrique moyenne (3 essais) des refus de dégrillage après un
ou deux broyages .................................................................................................................... 113
Tableau 40. Teneur en matière volatile des refus de dégrillage broyés en fonction des fractions
granulométriques .................................................................................................................... 113
Tableau 41. Caractérisation des refus de dégrillage et de l’inoculum utilisés pour la mise en
œuvre des essais de méthanisation ......................................................................................... 115
Tableau 42. Composition du biogaz lors de la 1ère
phase expérimentale ............................... 122
Tableau 43. Analyse des digestats et composition du biogaz lors de la période de suspension
d’alimentation (semaines 7 à 10) ........................................................................................... 124
Tableau 44. Composition du biogaz pendant les semaines 13 à 18 ....................................... 127
Tableau 45. Caractérisation des refus de dégrillage utilisés pour la mise en œuvre des essais
de chaulage ............................................................................................................................. 131
Tableau 46. Bilan massique de l'essai de chaulage sur les masses humides .......................... 134
Tableau 47. Bilan massique sur sec et en eau de l'essai de chaulage ..................................... 135
Tableau 48. Masses volumiques apparentes et volumes des fractions entrantes et sortantes 136
Tableau 49. Caractérisation physico-chimique des matériaux ............................................... 137
Tableau 50. Valeurs limites de concentrations en ETM ........................................................ 138
Liste des tableaux
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19
Tableau 51. Teneurs limites en inertes et impuretés des amendements organiques - NF U 44-
051 .......................................................................................................................................... 138
Tableau 52. Comportement à la lixiviation des refus de dégrillage chaulés .......................... 139
Tableau 53. Valeurs limites applicables aux déchets admissibles dans les décharges pour
déchets non dangereux - L/S = 10 l/kgMS ............................................................................. 139
Tableau 54. Problématiques de références de l'analyse multicritère [Roy, 1985] ................. 145
Tableau 55. Critères proposés pour l'étude de la gestion des refus de dégrillage .................. 146
Tableau 56. Caractéristiques de fonctionnement de la STEP « modèle » considérée............ 149
Tableau 57. Caractéristiques des équipements utilisés pour le traitement des refus de
dégrillage ................................................................................................................................ 151
Tableau 58. Coûts moyens pour le transport et l’enlèvement des sous-produits (selon une
enquête auprès de STEP de la région Rhône-Alpes) .............................................................. 151
Tableau 59. Efficacité des traitements pour une tonne de refus de dégrillage traitée ............ 153
Tableau 60. Surplus de boues généré par le traitement d'une tonne de refus de dégrillage ... 153
Tableau 61. Coûts d'investissement et de fonctionnement estimés des filières de traitement
étudiées ................................................................................................................................... 156
Tableau 62. Coût d'élimination des sous-produits issus du traitement des refus de dégrillage
................................................................................................................................................ 156
Tableau 63. Coûts globaux(a)
des filières de traitement étudiées (hors coûts d'investissement)
en fonction des centres de traitement ou d’élimination .......................................................... 157
Tableau 64. Coûts globaux des filières de traitement étudiées par rapport au coût de
« référence » ........................................................................................................................... 158
Tableau 65. Incidences potentielles des filières de traitement étudiées ................................. 158
Liste des figures
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20
Liste des figures
Figure 1. Refus de dégrillage compactés ................................................................................. 39
Figure 2. Schéma d’un dégrilleur courbe [Boeglin, 2002] ....................................................... 41
Figure 3. Schéma d’un dégrilleur vertical [Gaïd, 2008]........................................................... 41
Figure 4. Schéma d’un dégrilleur fin rotatif avec compacteur intégré ..................................... 42
Figure 5. Technologie STEP SCREEN® : principe de fonctionnement ................................... 43
Figure 6. Schéma d’un tamis à champ filtrant ......................................................................... 43
Figure 7. Les différentes géométries des mailles des tamis (d'après Frechen et al., 2006) ..... 44
Figure 8. Volume des refus générés en fonction de la maille de dégrillage (d'après Agence de
l'eau - Paris, 1994) .................................................................................................................... 50
Figure 9. Schéma de l’installation de prétraitement à Annemasse en fonctionnement normal 64
Figure 10. Schéma de l’installation de prétraitement à Bourg-en-Bresse en fonctionnement
normal ....................................................................................................................................... 64
Figure 11. Schéma de l’installation de prétraitement à Fontaines-sur-Saône en fonctionnement
normal ....................................................................................................................................... 65
Figure 12. Schéma de l'installation de prétraitement à Givors en fonctionnement normal ..... 66
Figure 13. Schéma de l'installation de prétraitement à Lyon Pierre-Bénite en fonctionnement
normal ....................................................................................................................................... 66
Figure 14. Influence de la maille de dégrillage sur la quantité de refus générés en « temps
sec » .......................................................................................................................................... 75
Figure 15. Influence de la maille de dégrillage sur la masse volumique des refus de dégrillage
.................................................................................................................................................. 76
Figure 16. Composition globale des refus de dégrillage .......................................................... 81
Figure 17. Influence de la maille sur la composition des refus de dégrillage .......................... 82
Figure 18. Influence "temps sec / temps de pluie" sur la composition des refus de dégrillage 83
Figure 19. Composition des refus de dégrillage à Givors en fonction de la pluviométrie et du
type de dégrilleur ...................................................................................................................... 84
Figure 20. Production cumulée en biogaz des fractions de refus de dégrillage ....................... 90
Figure 21. Filières de traitement vers la "filière eau" ............................................................... 98
Figure 22. Filières de traitement hors "filière eau" .................................................................. 99
Figure 23. Protocole opératoire des essais de lavage ............................................................. 102
Figure 24. Principe de fonctionnement du broyeur-dilacérateur HPL 200 ............................ 108
Figure 25. Vue intérieure du broyeur-dilacérateur Borger HPL 200 ..................................... 109
Figure 26. Installation du broyeur-dilacérateur Borger HPL 200 .......................................... 109
Liste des figures
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21
Figure 27. Refus de dégrillage broyés (à gauche) et non broyés (à droite) ............................ 111
Figure 28. Fractions issues du tri granulométrique des refus broyés : > 10 mm, 6-10 mm, 3-6
mm et < 3 mm (de gauche à droite) ....................................................................................... 112
Figure 29. Schéma du pilote de laboratoire – Coupe longitudinale ....................................... 116
Figure 30. Vue générale du pilote de laboratoire ................................................................... 116
Figure 31. Vue de l’intérieur du pilote de laboratoire ............................................................ 117
Figure 32. Organisation pour la caractérisation des digestats prélevés .................................. 118
Figure 33. Production hebdomadaire en biogaz pendant l'étude ............................................ 120
Figure 34. Production cumulée et débit moyen du biogaz lors de la 1ère
phase expérimentale
(semaine 3 à semaine 6) ......................................................................................................... 121
Figure 35. Rendement hebdomadaire apparent en biogaz lors de la 1ère
phase expérimentale
(semaines 3 à 6) ...................................................................................................................... 122
Figure 36. pH et concentration en AGV des digestats prélevés lors de la 1ère
phase
expérimentale (semaines 3 à 6) .............................................................................................. 123
Figure 37. Représentation simplifiée des étapes de biodégradation anaérobie de la matière
organique [Gourdon, 2001] .................................................................................................... 124
Figure 38. Production cumulée et débit moyen de biogaz pendant les semaines 13 à 18 ...... 126
Figure 39. Rendement hebdomadaire apparent en biogaz et en méthane pendant les semaines
13 à 18 .................................................................................................................................... 126
Figure 40. pH et concentration en AGV des digestats échantillonnés les semaines 13 à 18 . 128
Figure 41. Refus de dégrillage utilisés pour l'étude du traitement par chaulage .................... 131
Figure 42. Synopsis du procédé OXALOR de traitement à la chaux vive ............................. 132
Figure 43. Refus de dégrillage chaulés - Fraction < 12 mm .................................................. 133
Figure 44. Refus de dégrillage chaulés - Fraction > 12 mm .................................................. 133
Figure 45. Protocole de caractérisation des refus chaulés ...................................................... 134
Figure 46. Scénarii du chaulage des refus de dégrillage ........................................................ 144
Figure 47. Schéma de la STEP « modèle » considérée .......................................................... 149
Figure 48. Comparaison entre la filière de « référence » et la filière proposée pour le
traitement des refus de dégrillage – Application à une STEP de 100 000 EH ....................... 160
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Introduction générale
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Introduction générale
Introduction générale
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Introduction générale
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25
La mise en place de filières adaptées au traitement ou à la valorisation de l’ensemble
des déchets que nous générons constitue un axe important de la politique de l’Union
Européenne en matière de protection de la santé et de l’environnement. Afin d’agir dans le
domaine des déchets de façon significative, il convient de développer des politiques
volontaristes en faveur, en priorité, de la réduction de la production de déchets, du recyclage
des matières premières contenues dans les déchets (matériaux et matière organique) tout en
favorisant l’optimisation énergétique des procédés de traitement.
Ces préoccupations environnementales et sociétales sont pour partie à l’origine de la
création du pôle de compétitivité à vocation mondiale « Chimie-Environnement Lyon &
Rhône-Alpes » (Axelera). Ce pôle rassemble et coordonne les acteurs de l’industrie, de
l’entreprise, de la recherche et de la formation autour de 12 projets de coopération
technologiques répartis en trois grandes thématiques (catalyse, procédés, matériaux), afin de
développer des solutions innovantes qui s’inscrivent dans une vision globale de préservation
de l’environnement et de reconversion de la chimie traditionnelle vers la chimie verte.
Le projet « Rhodanos », figurant parmi les 12 projets R&D du pôle, a pour ambition
« d’anticiper et de maîtriser les rejets industriels et urbains dans l’environnement ». L’un de
ses axes stratégiques est le traitement et la valorisation des boues et des sous-produits des
stations d’épuration. C’est dans ce projet que s’inscrit l’action de recherche « REFSTEP »
réunissant le CIRSEE (Suez-Environnement), le Cemagref de Lyon et l’INSA de Lyon
(LGCIE et POLDEN INSAVALOR) et au sein de laquelle s’effectue cette thèse.
L’objectif de la thèse est de proposer et d’évaluer des stratégies et des filières de
traitement adaptées pour la gestion des refus de dégrillage. Ces déchets solides sont générés
lors de l’étape de prétraitement des eaux usées dans les stations d’épuration municipales. La
production de refus de dégrillage étant relativement faible en comparaison à celle des boues,
ce type déchet n’a pas fait l’objet jusqu’à présent d’une grande attention. Cependant, avec
l’arrivée de nouveaux procédés d’épuration, et notamment des techniques membranaires
(bioréacteurs à membranes « BRM ») qui sont progressivement utilisées depuis le milieu des
années 90 en Europe pour le traitement des eaux usées domestiques, des productions plus
importantes sont attendues. En effet, les nouvelles technologies requièrent un prétraitement
poussé, qui se traduit par la diminution des mailles des dégrilleurs en entrée des STEP (du cm
au mm) pour protéger les différents organes de traitement des eaux usées ou pour éviter le
colmatage des membranes. La diminution des mailles a pour conséquence directe
l’augmentation du volume de refus de dégrillage générés et une modification probable de leur
composition, d’où la nécessité de mettre en œuvre une gestion adaptée de ces déchets pour
faire face à ce gisement croissant tout en tenant compte des différentes contraintes
réglementaires.
Les voies d’élimination les plus couramment utilisées actuellement en Europe pour les
refus de dégrillage sont la mise en décharge et l’incinération. Toutefois, les caractéristiques
défavorables des refus de dégrillage vis-à-vis de ces traitements et le durcissement de la
réglementation européenne en matière de gestion des déchets font que ces deux voies
paraissent à terme limitées voire compromises. Ainsi, des filières de traitement, autres que les
deux utilisées actuellement, peuvent s’avérer être plus appropriées techniquement et
réglementairement pour le traitement des refus de dégrillage.
Etant donné la faiblesse de l’état de l’art et des connaissances du déchet, il a été décidé
de mettre en œuvre une étude prospective sous forme de thèse afin de répondre à cette
nouvelle problématique de recherche d’une gestion adaptée des refus de dégrillage.
Introduction générale
R. Le Hyaric
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26
Trois objectifs majeurs ont été définis dans le cadre de ce travail de recherche. Il
s’agit :
▪ de caractériser qualitativement et quantitativement les refus de dégrillage issus du
traitement des eaux usées domestiques, et d’identifier les principaux facteurs
d’influence sur la production et la nature du gisement ;
▪ d’identifier des filières de traitement envisageables en fonction de la nature des refus
et d’en étudier la faisabilité technique ;
▪ d’analyser et de comparer les filières de traitement et de valorisation selon les aspects
techniques, économiques et environnementaux.
Afin de satisfaire ces objectifs, ce mémoire de thèse s’articule autour de quatre
chapitres.
Lors du premier chapitre, une synthèse bibliographique est présentée. Elle est elle-
même découpée en trois parties. La première partie propose une approche chronologique de
l’évolution des techniques d’assainissement faisant apparaitre les nouveaux enjeux en matière
de traitement des eaux usées. La deuxième partie est consacrée à la présentation des
caractéristiques des refus de dégrillage. Enfin, la dernière partie décrit le contexte
réglementaire qui justifie la recherche de filières de traitement plus adaptées.
Le deuxième chapitre est consacré à la caractérisation des refus de dégrillage.
L’objectif est de quantifier le gisement de déchet et d’en étudier la composition, en fonction
des principaux facteurs d’influence. Cette caractérisation fait apparaitre les filières
envisageables pour le traitement ou la valorisation des refus de dégrillage.
Le troisième chapitre décrit l’étude de faisabilité de quatre traitements, à savoir le
lavage, le broyage, le chaulage et la méthanisation des refus de dégrillage. Chaque traitement,
sélectionné en fonction des caractéristiques du déchet et des objectifs de traitement à
atteindre, a fait l’objet d’une étude à « l’échelle pilote ».
Pour conclure, le quatrième chapitre présente une étude technico-économique des
filières de traitement étudiées dans le cadre de cette thèse. Cette étude extrapole les résultats
expérimentaux obtenus lors des essais à « l’échelle pilote » à la production de refus d’une
STEP de 100 000 EH et aux coûts potentiels associés. La mise en œuvre de cette approche
technico-économique permet de réfléchir sur la pertinence des traitements étudiés, vis-à-vis
des voies d’élimination actuelle des refus de dégrillage.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
27
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
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Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
29
I. Introduction
L’eau est une ressource indispensable pour la vie des Hommes sur Terre et leurs
activités. Bien que notre planète « bleue » soit recouverte sur près de 80 % de sa surface par
des eaux superficielles, le concept d’une ressource inépuisable et inaltérable montre depuis
longtemps ses limites, sous les effets conjugués de la croissance démographique, de l’inégale
répartition des ressources, du gaspillage, de la pollution et des conflits d’usages. L’ONU et le
Conseil mondial de l'eau (World Water Council) évoquent déjà une crise de l’eau d’ici à 2030
qui affectera plus de la moitié de la population mondiale. Ce constat devrait apparaître comme
un signal fort auprès des pays riches et de leurs gouvernements, qui ont notamment la
responsabilité de préserver cette ressource dans un état écologique irréprochable, au delà de
toute considération politico-économique.
Si la gestion des eaux usées est une problématique qui existe depuis l’Antiquité, il est
intéressant de constater dans ce chapitre que les motivations ont évolué au fil du temps.
Initialement, la gestion des eaux usées était principalement justifiée par la nécessité d’assainir
les villes et d’éviter la cohabitation des populations et des eaux stagnantes et insalubres,
sources de nombreuses épidémies dévastatrices. Progressivement, la pollution du milieu
naturel où les eaux usées étaient rejetées a imposé la mise en place de traitements, de plus en
plus poussés, pour épurer celles-ci et protéger ainsi notre environnement. Les performances
actuelles des procédés de traitement des eaux permettent de maintenir les milieux aquatiques
dans un état satisfaisant, et le nouvel objectif fixé vise maintenant à réduire l’impact
environnemental de l’activité de dépollution des eaux, notamment en optimisant les procédés
de traitement vis-à-vis des émissions de gaz à effet de serre, voire en tirant parti de cette
activité pour la production d’énergies renouvelables.
Jusqu’à une période récente, l’efficacité d’une station d’épuration était définie par la
qualité de l’eau rejetée en fin de traitement. Désormais, la gestion des eaux usées a acquis une
toute autre dimension, avec la prise de conscience qu’il est indispensable d’intégrer le
traitement de l’ensemble des sous-produits du traitement des eaux usées, parmi lesquels
figurent les refus de dégrillage, objets de la présente étude.
A l’heure où les conditions d’admission en centres de stockage (« décharge ») se
renforcent, les quantités de sous-produits issues du traitement des eaux usées ne font que
croître. La conjugaison de ces deux facteurs met en avant de nouveaux enjeux pour l’avenir,
et impose de définir une politique de gestion appropriée de ces sous-produits.
Afin de pouvoir proposer des filières d’élimination ou de valorisation optimales, il est
nécessaire au préalable de présenter dans ce chapitre la nature du gisement étudié. Nous nous
appuierons sur les études menées dans les vingt dernières années pour estimer la production
des refus de dégrillage et déterminer leurs caractéristiques bio-physico-chimiques en fonction
des principaux facteurs d’influence identifiés, tout en définissant le contexte réglementaire en
matière de gestion de ce type de déchet.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
30
II. L’assainissement, de l’Antiquité à nos jours…
De nos jours, l’assainissement des eaux usées domestiques et industrielles est perçu
comme une évidence, aussi bien pour la protection de notre santé que pour la préservation de
l’eau en tant qu’écosystème. Pourtant, l’accomplissement de cette tâche n’a pas toujours été
garanti ou même considéré comme nécessaire [Seeger, 1999]. La collecte et le traitement des
eaux usées ont suivi, à la fois, le mode de vie des sociétés au fil de l’Histoire, mais également
les découvertes scientifiques. D’un point de vue historique, la croissance démographique et le
développement des villes ont imposé la nécessité de fournir aux citoyens une eau saine et de
« bonne qualité ». La protection de la santé publique a fait l’objet de nombreux efforts, avec
notamment la dépollution des eaux usées, depuis plusieurs générations. Scientifiquement, la
prise de conscience des problèmes de santé publique et la compréhension des causes
d’épidémies, telles que le choléra, la peste ou le typhus, ont entraîné la construction
d’infrastructures et le développement de procédés, de plus en plus sophistiqués, permettant de
mettre un terme à ces problèmes.
1. Le modèle romain de la Cloaca Maxima
Les Romains attachaient une grande importance à la qualité de l’eau et se sont montrés
pointilleux quant à l’hygiène et la propreté des villes, comme en témoigne la construction
d’égouts ou d’aqueducs, mais également l’utilisation de thermes et de latrines. Ainsi,
lorsqu'ils bâtissaient une cité, ils pensaient d'abord à l'établissement des services d’évacuation.
Nous pouvons citer, par exemple, la Cloaca Maxima, grand égout collecteur qui, dans la
Rome antique, desservait le Forum Romanum et débouchait sur le Tibre. C'est Tarquin
l'Ancien qui entreprit sa construction (VIIe–VIe siècle av. J.-C.). A l’origine, cet égout n'était
qu'un grand canal à ciel ouvert ayant pour fonctions principales de drainer les terrains
humides et d'évacuer les eaux pluviales, et un usage secondaire de « tout-à-l’égout ». Au
cours des siècles, pour des raisons d’odeur et de salubrité, il devint un égout souterrain.
2. Le Moyen Age, le temps du « cloaque »
Au Moyen Age, il semble exister une certaine régression au niveau du mode de vie, et
notamment en ce qui concerne les critères d’hygiène. Les égouts et les latrines tombent en
désuétude. Dans les villes, tous les déchets domestiques, excréments y compris, sont jetés
dans la rue et dispersés au hasard. Toutes les grandes villes d’Europe dégagent une odeur
pestilentielle, et le problème ne fait que croître avec une population urbaine de plus en plus
importante. Les sources d’eau potable et les cours d’eau sont contaminés par les infiltrations
et les écoulements. C’est dans ces conditions d’insalubrité et de manque d’hygiène que les
plus grandes épidémies de peste, de choléra ou de fièvre typhoïde éclatent, causant la mort de
plusieurs milliers de personnes chaque année. Cette situation dure globalement jusqu’au
XVIIIe siècle.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
31
3. La priorité à l’assainissement des villes
La conception moderne de l’assainissement naît dans la seconde moitié du XIXe
siècle. Elle consiste, dans un premier temps, à assainir les villes en éloignant les eaux usées, et
en particulier les eaux-vannes. Les égouts sont réhabilités grâce notamment au mouvement
hygiéniste, né en Angleterre, qui préconise la collecte et le transport des eaux urbaines par des
canalisations enterrées, vers des sites de rejets en milieu naturel, loin de la population
[Duchène, 2005]. En 1858 à Londres, par exemple, au cours de l’épisode de « La Grande
Puanteur » (appelée The Great Stink ou The Big Stink en anglais) pendant lequel une odeur
particulièrement nauséabonde, dégagée à cause du mauvais écoulement des eaux usées et de
la chaleur qui régnait pendant l’été, indispose la population londonienne et empêche les
députés de siéger au parlement, les autorités entreprennent la construction du réseau des
égouts de la capitale anglaise.
En France, l’assainissement des villes va connaître une nette amélioration pendant le
Second Empire, à Paris dans un premier temps puis dans les villes de province. Le baron
Haussmann est chargé par l’empereur Napoléon III d'élaborer et de diriger un vaste plan de
rénovation du centre de Paris et des quartiers périphériques. Parmi les différents travaux qui
modifieront profondément le visage de la capitale, il va mettre en place, avec l’aide de
l’ingénieur Eugène Belgrand, un réseau d’égout (les « égouts de Paris ») sous les grandes
avenues afin de collecter les eaux usées et d’hygiéniser le centre-ville.
4. De l’assainissement des villes à l’assainissement des eaux
L’assainissement des villes, grâce à la réalisation de réseaux d’égouts, a amélioré la
condition de vie des citadins. Cependant, l’accroissement démographique et le développement
de l’activité industrielle sont la cause d’une dégradation importante des milieux naturels situés
en aval des sites de rejets, imposant d’assainir les eaux usées avant leur restitution dans le
milieu naturel. Dès lors, l’assainissement ne consiste plus uniquement à évacuer des villes les
eaux contaminées mais à les collecter et les traiter.
Ainsi, à la fin du XIXe siècle, la pollution se concentre dans les sites de rejets, à savoir
les champs d’épandage et les fleuves, où des odeurs nauséabondes se répandent. C’est à ce
moment que les premières techniques d’épuration des eaux usées apparaissent, avec l’ajout de
produits chimiques et la séparation des déchets solides.
Parallèlement, les travaux de Pasteur (seconde moitié du XIXe siècle) qui
approfondissent les connaissances en microbiologie mettent en évidence le rôle des micro-
organismes (bactéries) dans la dégradation de la matière organique. Cette capacité épuratrice
est encore utilisée de nos jours dans les stations d’épuration biologique. Malgré tout, ces
découvertes scientifiques mettent du temps à être appliquées et c’est à l’aube du XXe siècle
que le mécanisme des systèmes empiriques d’épuration des eaux usées voit le jour.
5. Vers l’assainissement moderne
En 1914, deux scientifiques anglais (Edward Ardern et William Lockett) développent
un système de bassin où la dégradation de la matière organique contenue dans les eaux usées
est favorisée par une aération forcée [Duchène, 2005]. L’idée originale consiste à garder une
partie des boues formées après décantation, ce qui accélère le traitement. Le principe des
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
R. Le Hyaric
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« boues activées » est né : six heures d’aération et une décantation égalent les performances
des lits bactériens. Malgré des résultats probants, le rôle dominant des bactéries ne sera
accepté qu’à partir des années 1930.
La première station d’épuration française est construite à Achères (en région
parisienne) en 1940. La construction du parc français de réseaux d’assainissement connaît son
essor durant les « Trente Glorieuses », avec une prise de conscience définitive de la part des
autorités avec la première loi sur l’eau (1964).
En moyenne, jusqu’aux années soixante, seule la matière organique est traitée dans les
eaux usées, alors que la nitrification/dénitrification était déjà reconnue comme un traitement
plus poussé. Depuis, le traitement des eaux usées concerne, avec une efficacité croissante au
fil du temps, la matière organique et des nutriments (azote et phosphore).
6. Les stations d’épuration actuelles
En France, en 2004, les eaux usées de 95 % de la population sont épurées par un
système d’assainissement. Les 5 % restantes sont rejetées directement dans le milieu naturel.
On compte environ 17300 stations d’épuration (STEP) mais beaucoup sont de petites tailles
(2 % des STEP représentent 57 % de la capacité totale de traitement). La pollution organique
a été réduite de 90 % en moyenne dans l’ensemble des stations de plus de 2000 EH1 [Ifen,
2008].
On distingue classiquement, dans les stations d’épuration, la succession de plusieurs
stades de traitements [Boeglin, 1997 ; Boeglin, 2002 ; Gaïd, 2008] :
Les prétraitements, présents dans toutes les stations d’épuration, ont pour but
d’éliminer les éléments solides ou particulaires les plus grossiers, susceptibles de gêner les
traitements ultérieurs ou d’endommager les équipements, et les graisses en raison de leur
flottation.
Le traitement primaire (optionnel en fonction de la filière de traitement retenue),
séparation physique liquide-solide par décantation, ne porte que sur les matières en
suspension (MES) présentes dans les eaux usées. L’élimination complémentaire des colloïdes
s’effectue par un traitement physico-chimique mettant en œuvre une coagulation-floculation
en amont d’une séparation liquide-solide par décantation ou flottation.
Le traitement secondaire fait appel aux procédés biologiques où la matière organique
(MO) présente dans les eaux usées est dégradée par l’action de bactéries aérobies (dans
certains cas anaérobies pour des effluents très concentrés). Parmi les procédés du type
aérobie, on distingue :
▪ les procédés biologiques à cultures libres (épuration par boues activées qui représente
actuellement environ 70 % de la capacité des stations françaises [Badia-
Gondart, 2003], lagunage naturel et aéré) ;
▪ les procédés biologiques à cultures fixées (épuration par lits bactériens ou par
biofiltration).
1 EH : équivalent-habitant, estimation ici de la quantité de pollution émise dans les eaux domestiques par
personne et par jour, basée sur une DBO5 de 60 grammes par personne et par jour.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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33
Le traitement tertiaire ou de finition permet d’affiner le traitement secondaire ou
d’envisager des traitements complémentaires. On distingue deux objectifs différents :
▪ l’amélioration des performances sur les paramètres classiques (MES, DBO5, DCO)
obtenue par différentes techniques (microtamisage, filtration sur sable, adsorption sur
charbon actif…) ;
▪ l’action spécifique sur un paramètre (désinfection, élimination des éléments nutritifs
tels que l’azote et le phosphore, dans les zones sensibles notamment).
L’épuration des eaux usées génère des sous-produits solides pour lesquels il est
nécessaire de trouver une destination acceptable pour l’environnement, sans quoi la
dépollution des eaux ne serait qu’un transfert de pollution. Ainsi, le traitement des eaux usées
intègre à la fois la qualité de l’eau rejetée après traitement et la gestion des sous-produits
générés [Noble, 1997]. Plus d’un million de tonnes de matière sèche de boues ont été
produites en 2004 en France, ce qui fait de ce sous-produit le déchet majoritaire de l’épuration
des eaux usées [Ifen, 2008]. Parallèlement, les prétraitements génèrent également des déchets
(refus de prétraitements) qui nécessitent d’être pris en compte. Jusqu’à présent, les sables et
les graisses font l’objet d’un traitement spécifique et ne présentent pas un problème majeur.
Par contre, les refus de dégrillage sont au mieux compactés et ensachés avant d’être éliminés,
alors que leur gestion risque de demander une attention particulière dans les années à venir.
7. L’avenir du traitement des eaux usées urbaines
Au fil du temps, les techniques d’épuration deviennent de plus en plus sophistiquées et
permettent d’améliorer la qualité des traitements des eaux usées et des sous-produits associés.
La volonté de sans cesse améliorer l’épuration des eaux usées est actuellement soutenue par
deux principaux facteurs : la prise de conscience de plus en plus importante des questions
environnementales (épuisement des énergies fossiles, réchauffement climatique) et la
préservation des écosystèmes, qui se traduit au niveau réglementaire par un durcissement des
objectifs à atteindre en matière de dépollution, en intégrant désormais l’impact énergétique et
environnemental intrinsèque à cette activité de dépollution. Ces deux facteurs favorisent donc
la recherche et le développement de nouveaux procédés d’épuration (avec l’essor des
procédés membranaires par exemple), l’optimisation de ceux-ci d’un point de vue énergétique
(séchage des boues sous serres par exemple) et la valorisation « énergétique » ou « matière »
des différents sous-produits générés (digestion des boues avec formation de biogaz,
valorisation en agriculture par épandage des boues, …). Ces évolutions induisent à terme la
modification du fonctionnement d’une station d’épuration ainsi qu’une gestion poussée de ses
sous-produits.
7.1. L’essor des bioréacteurs à membranes pour le traitement des eaux usées urbaines
Initialement utilisés pour le traitement des effluents industriels, les bioréacteurs à
membranes (BRM en français, MBR en anglais) sont utilisés depuis la fin des années 1990
pour le traitement des eaux usées urbaines [Frechen et al., 2006]. En ne considérant que les
stations ayant une capacité de traitement nominale supérieure à 1000 EH, on dénombre fin
2007 en Europe près de 150 stations traitant les eaux usées urbaines en mettant en œuvre les
BRM [Schier et al., 2009]. Ce type de procédé est actuellement utilisé pour des
agglomérations allant de 800 EH à 200000 EH, principalement au Royaume-Uni et en
Allemagne.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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34
Le principe de fonctionnement des BRM est basé sur le couplage de deux opérations :
un traitement biologique pour dégrader la pollution et un traitement physique de séparation
par membranes d’ultrafiltration ou de microfiltration. Ce procédé a été optimisé en plaçant
des membranes directement dans les cuves contenant les boues activées (« bioréacteurs à
membranes immergées »). Il permet d’atteindre une qualité d’eau traitée poussée et représente
un système d’épuration compact, en permettant notamment de s’affranchir du clarificateur.
Ce procédé a rencontré des problèmes d’exploitation dus au colmatage des
membranes, à cause notamment de la présence de fibres et de cheveux dans les eaux usées qui
engendrait la formation d’un gâteau. Afin d’assurer la stabilité et la robustesse des BRM pour
le traitement des eaux usées, les stations d’épuration, qui étaient dans un premier temps
équipées d’un traitement mécanique dit « conventionnel » (dégrillage, dessablage et
déshuilage), ont vu leur étape de prétraitement modifiée et améliorée par l’introduction d’un
tamisage des eaux usées. Une étude récente a été menée en Allemagne afin d’établir un
inventaire des différents prétraitements mis en place dans les stations utilisant les bioréacteurs
à membranes et de déterminer leur efficacité, en fonction de la taille et de la géométrie de la
maille de tamisage [Frechen et al., 2006]. Une étude supplémentaire, portant sur trois autres
stations, aux Pays-Bas, au Royaume-Uni et en Allemagne, complète les informations
concernant l’efficacité des prétraitements (exprimée en abattement de MES et de DCO) en
fonction du type de tamisage et du couplage dégrillage/tamisage [Schier et al., 2009] (Cf.
Chapitre I, § III.2.4. Rendement du dégrillage et du tamisage).
Si nous nous référons aux conséquences directes de l’essor d’un tel procédé sur le
traitement des eaux usées urbaines, nous pouvons souligner principalement la diminution des
mailles de dégrillage à l’étape des prétraitements, avec l’introduction du tamisage, ce qui
entraîne l’augmentation des volumes de refus générés. Ainsi, l’obtention d’une eau de
meilleure qualité est corrélée, dans le cas de ce procédé, à l’augmentation des refus dont la
gestion fait partie intégrante de l’impact global de la station. Cette évolution technologique
sera notifiée à plusieurs reprises dans ce mémoire et constitue une des raisons justifiant
l’intérêt de ces travaux de recherche.
7.2. Vers une station d’épuration à « énergie positive »
Le concept de station d’épuration à « énergie positive » est de plus en plus présent ces
dernières années. Cela consiste à considérer que le rôle d’une station ne consiste plus
uniquement à dépolluer les eaux usées avant leur rejet dans le milieu naturel, car elle possède
la capacité d’être génératrice d’énergie, pouvant lui permettre a minima d’être autosuffisante,
et au mieux d’atteindre un bilan énergétique positif.
Le constat actuel montre que les ressources en énergies alternatives et renouvelables
au sein d’une STEP sont identifiées mais que, malgré cela, elles ne sont pas exploitées au
maximum de leur potentiel. Si réduire l’impact énergétique d’une station est en adéquation
avec la volonté de protection de notre environnement (via la diminution des émissions de gaz
à effet de serre), le principal moteur du développement d’énergies renouvelables reste la
réduction du coût énergétique d’une station d’épuration, qui représente entre 30 et 50 % du
coût total de son exploitation.
La gestion de l’énergie dans une STEP intègre à la fois l’optimisation des
consommations énergétiques liées à l’activité de dépollution mais également la production sur
site d’énergie. L’optimisation de ces différents flux et le développement de la production
d’énergie sur site représentent l’un des principaux axes d’innovation des stations d’épuration
modernes.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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Il existe quatre principales orientations possibles pour économiser ou produire de
l’énergie dans une station d’épuration :
▪ diminuer la consommation énergétique des procédés de traitement des eaux usées ;
▪ utiliser les énergies renouvelables (énergie solaire, éolienne ou géothermique) ;
▪ produire de l’énergie à partir du flux des eaux usées (énergie hydro-électrique, pompes
à chaleur) ;
▪ produire de l’énergie à partir des déchets organiques produits sur le site.
7.2.1. Réduction des consommations énergétiques des procédés de traitement
Deux approches sont possibles : (1) à qualité de traitement égale, choisir la
technologie la moins énergivore ou (2) optimiser la consommation énergétique d’un procédé
donné.
Le traitement des eaux usées par voie aérobie ou par voie anaérobie fait l’objet de
plusieurs études comparatives. S’il apparaît que pour des effluents peu chargés (jusqu’à 300
mg/l DBO), le traitement par voie aérobie est plus efficace, la qualité du traitement pour des
effluents chargés est la même quel que soit le procédé. Dès lors, la production de méthane et
sa valorisation permettent de diminuer, voire satisfaire, la demande énergétique du traitement
anaérobie des eaux usées, ce qui rend ce procédé économiquement favorable, tout en
réduisant les émissions de GES [Keller & Hartley, 2003 ; Cakir & Stenstrom, 2005 ; Hartley
& Lant, 2006].
Revenons également sur la technologie BRM pour le traitement des eaux usées qui
offre une qualité de traitement des eaux supérieure au procédé conventionnel de traitement par
boues activées. Cette nouvelle technologie présente néanmoins l’inconvénient d’une
consommation importante en énergie pour l’aération de la membrane et éviter son colmatage,
ce qui permet de maintenir d’une part la qualité du traitement et d’augmenter d’autre part la
durée d’utilisation entre deux nettoyages. Deux STEP dans l’Etat de Géorgie (Etats-Unis),
équipées de cette technologie, ont effectué des économies significatives en réduisant la
recirculation des boues et en optimisant l’aération des membranes durant les périodes de
faibles débits [Bennett, 2007].
7.2.2. Utilisation des énergies renouvelables
Afin de réduire la consommation énergétique d’une station d’épuration, il est possible
de faire appel aux énergies renouvelables pour suppléer un procédé de traitement
consommateur d’énergie électrique. Prenons comme exemple concret le séchage solaire des
boues de STEP. Le principe de ce procédé est de sécher sous serre les boues résiduaires grâce
à l’énergie thermique solaire. Sans tenir compte des contraintes (conditions climatiques,
espace nécessaire, émissions d’odeur) ou des problématiques actuelles du séchage solaire
(dimensionnement du procédé, propriétés thermophysiques des boues), la consommation
énergétique de ce procédé n’est que de 20 à 80 kWh électriques par tonne d’eau éliminée
contre 70 à 120 kWh électriques pour les procédés conventionnels de séchage thermique
[Amadou, 2007].
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7.2.3. Production d’énergie à partir du flux des eaux usées
Deux principales voies sont à l’heure actuelle explorées pour générer de l’énergie à
partir du flux des eaux usées :
▪ La conversion de l’énergie cinétique du flux des eaux usées en énergie électrique à
l’aide de turbines par exemple ;
▪ La récupération de chaleur à partir des eaux usées qui représente un fort potentiel
énergétique, notamment en puisant les calories à l’aide de pompes à chaleur. La
station de Chalon-sur-Saône, par exemple, est équipée de ce type de technologie afin
de maintenir une température agréable dans leurs locaux, été comme hiver.
7.2.4. Production d’énergie à partir de la matière organique (biomasse)
La principale source d’énergie d’une station d’épuration d’eaux usées domestiques est
le biogaz produit à partir de la digestion anaérobie des boues d’épuration. Cette énergie est
valorisée par les moteurs à gaz en énergie électrique et thermique. Les programmes de
recherche visent à améliorer la dégradation anaérobie de la matière organique et à développer
la co-digestion des boues avec l’apport de nouveaux gisements en matière organique.
Pour illustrer le potentiel qu’offre la co-digestion des boues, prenons l’exemple d’une
étude de cas réalisée en Allemagne sur la capacité d’une station d’épuration à devenir
énergétiquement autonome grâce à la mise en œuvre d’une telle co-digestion [Schwarzenbeck
et al., 2008]. Cette étude souligne dans un premier temps que le volume total des digesteurs
de boues en Allemagne n’est exploité à l’heure actuelle qu’à 80 %. En outre, en réduisant le
temps de séjour de 20 jours à 18 jours, ce qui n’aurait aucun impact significatif sur la
production de biogaz, la capacité de traitement augmenterait encore. En utilisant ces volumes
disponibles pour la digestion des boues avec l’apport de nouveaux substrats, les stations
d’épuration pourraient être indépendantes d’un point de vue énergétique, voire devenir
productrices d’énergie en excès qu’elles pourraient alors revendre. L’étude de cas a été menée
à la station d’épuration de Grevesmülhen (Allemagne) qui traite depuis 1997 par digestion
anaérobie la totalité des boues qu’elle produit ainsi que celles des stations à proximité du site.
A partir de 1999, la co-digestion des boues avec des graisses de bassins de déshuilage-
dégraissage a été mise en place. Les résultats obtenus montrent une augmentation constante
de la production de biogaz, sans effets négatifs sur la qualité des boues stabilisées. Ainsi, la
production d’électricité à partir du biogaz, qui représentait 20 % de la demande en électricité
de la STEP en 1998, suffit à satisfaire l’ensemble des besoins électriques des installations de
traitement de la station depuis 2002.
Cette étude souligne donc la possibilité d’intégrer de nouveaux gisements en matières
organiques dans les digesteurs ne fonctionnant pas à plein régime, ou même d’améliorer le
processus de biodégradation avec le développement de la co-digestion.
Enfin, si la part valorisable du biogaz est le méthane qu’il contient, de nouvelles
recherches sont actuellement en cours pour générer du dihydrogène H2 à partir de la digestion
anaérobie, ce qui représente une nouvelle source d’énergie renouvelable à fort potentiel. Il
s’agit là, en effet, d’un combustible propre qui produit de l'eau lors de sa combustion et dont
le potentiel énergétique est plus élevé que celui des hydrocarbures.
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7.3. Réduction de l’impact environnemental avec la diminution des gaz à effet de serre
Si toutes les recherches visant à optimiser la consommation électrique, dans le but de
réduire les coûts d’exploitation, permettent également la diminution des émissions de GES,
d’autres études en cours ont pour objet la diminution de l’empreinte écologique de l’activité
des STEP. La diminution des émissions de GES n’est plus une « conséquence positive » de
l’optimisation énergétique des installations d’une station d’épuration mais l’objectif à
atteindre.
Les études récentes portent sur les émissions du protoxyde d’azote N2O (également
appelé oxyde nitreux), qui possède un potentiel de réchauffement 310 fois supérieur à celui du
dioxyde de carbone (CO2), lors du traitement des eaux usées. Les objectifs principaux sont
d’identifier les étapes de traitement qui génèrent du N2O et d’identifier les processus
biologiques (et les conditions nécessaires) responsables des émissions du N2O afin de
proposer une conception de STEP qui limiterait ces émissions. Il apparait que les deux
principales sources d’oxyde nitreux sont les étapes de nitrification et de dénitrification du
traitement des eaux usées, notamment lorsque la concentration en oxygène dissous est faible.
Or, la tendance actuelle est d’optimiser la consommation énergétique des STEP, ce qui se
traduit souvent par la diminution des temps d’aération dans les bassins, pouvant engendrer des
effets néfastes en ce qui concerne l’effet de serre. Si l’optimisation des dépenses énergétiques
entraîne la diminution des émissions en CO2, le bénéfice pourrait être annulé par les émissions
en N2O [Kampschreur et al., 2009]. Ainsi, les procédés de traitement des eaux usées sont
l’objet d’études visant à mieux comprendre les différents mécanismes de formation des GES
et à limiter leurs émissions, à niveau de traitement égal, afin de réduire au maximum l’impact
environnemental d’une station d’épuration.
7.4. De nouvelles problématiques à considérer
Traitement des eaux usées, gestion des boues d’épuration, optimisation énergétique
des stations d’épuration, réduction des émissions de gaz à effet de serre : ces différentes
problématiques relatives à l’épuration des eaux usées, qu’elles soient envisagées d’un point de
vue sociétal, environnemental ou économique, ont été abordées chronologiquement, selon leur
degré d’importance. Ainsi, si la gestion des boues est globalement maitrisée, la problématique
des sous-produits de l’épuration des eaux usées s’étend donc aux autres gisements qui,
jusqu’ici, étaient considérés comme minoritaires donc non problématiques. La question de la
gestion des refus de dégrillage, des boues de curage des égouts, des matières de vidanges, et
dans une moindre mesure des graisses et des sables, se pose désormais. Ces déchets sont
aujourd’hui considérés avec une attention dont ce mémoire est témoin.
III. Les refus de dégrillage des stations d’épuration
Les stations d’épuration sont mises en place pour traiter les effluents urbains et
éliminer la pollution qui pourrait nuire au milieu récepteur.
Afin d’assurer un bon fonctionnement du traitement biologique de ces eaux usées,
chaque station dispose de traitements préliminaires, ou prétraitements. Ils consistent en un
certain nombre d’opérations mécaniques et physiques destinées à extraire des effluents à
traiter les éléments dont la nature et les dimensions constitueraient une gêne pour les étapes
ultérieures du traitement.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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1. Les opérations de prétraitement
Les opérations de prétraitement intègrent à la fois les opérations de traitements
physiques des eaux usées et la gestion des sous-produits générés. Elles se composent de
plusieurs étapes successives de traitements :
▪ le dégrillage, et tamisage éventuel, qui permettent d’extraire des eaux usées, par
passage au travers de grilles ou de tamis, les déchets relativement grossiers présentant
un risque pour les installations en aval (dépôts, colmatage des conduites, érosion) ;
▪ le dessablage qui permet de séparer par décantation les sables et autres particules
lourdes des eaux à traiter ;
▪ le dégraissage, ou déshuilage, qui élimine par flottation une grande partie des lipides
contenus dans les eaux usées ;
▪ le traitement et/ou l’évacuation des sous-produits générés pendant l’étape des
prétraitements (refus de dégrillage, sables et graisses).
Dans quelques stations d’épuration, la dilacération des matières grossières contenues
dans les eaux usées était pratiquée. Ce procédé permettait d’éviter l’utilisation des dégrilleurs
et présentait également l’avantage de supprimer tous les coûts liés à la gestion des refus de
dégrillage. Cependant, la pratique préconisée dès le milieu des années 1980 est l’extraction
des refus de dégrillage des eaux usées [Sidwick, 1984] car la dilacération présentait de
nombreux inconvénients : problèmes de bouchage des pompes, formation de « chapeau » dans
les digesteurs. C’est pourquoi ce procédé n’est plus installé dans les stations françaises
[Valiron, 1994].
Les prétraitements ne peuvent constituer à eux seuls une opération complète des
effluents urbains. Toutefois, aucun traitement ultérieur en station d’épuration ne saurait être
efficace sans des prétraitements performants qui constituent donc une première étape décisive
du traitement des effluents urbains.
2. Le dégrillage
En entrée de station d’épuration, l’eau brute passe à travers des grilles composées de
barreaux placés verticalement, courbés ou inclinés de 60° à 80° sur l’horizontale : les
dégrilleurs. Ces grilles assurent la séparation des éléments grossiers contenus dans les
effluents à traiter, afin de prévenir des risques de colmatage des installations en aval. Ce sont
les déchets issus de cette étape que nous appelons les « refus de dégrillage » (Figure 1).
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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Figure 1. Refus de dégrillage compactés
2.1. Retour sur la pratique du dégrillage
Les prétraitements, et notamment le dégrillage, sont souvent considérés comme n’étant
pas la partie noble du traitement des eaux usées et, historiquement, ils n’ont fait l’objet que
d’un intérêt (scientifique) limité. Rapidement, il est apparu nécessaire d’extraire des eaux
usées les déchets grossiers dès le début du traitement, pour limiter d’une part la pollution
visuelle et, d’autre part, protéger les équipements placés en aval. Ainsi, les dégrilleurs étaient
jusqu’à présent installés en entrée de station d’épuration car il s’agissait là de la pratique
« normale », sans se soucier par exemple de leur efficacité ou des améliorations possibles
[Sidwick, 1991].
Dans les premières stations d’épuration, le prétraitement des eaux usées se limitait à
un dégrillage moyen ou grossier (maille supérieure à 15 mm) et à la séparation des sables
dans un bassin de décantation. La dilacération au fil de l’eau des déchets solides était parfois
mise en place en remplacement des dégrilleurs dans quelques stations à grande capacité de
traitement. La voie d’élimination des refus de dégrillage la plus répandue était d’enfouir ces
déchets à même le site, pratique qui se justifiait compte tenu de leur caractère putrescible et
des odeurs nauséabondes qu’ils dégageaient. En réalité, le traitement consistait à enfouir ces
déchets en considérant que « ce qui ne se voit pas ne représente plus un problème ».
Peu à peu, les techniques de dégrillage ont été automatisées et les installations sont
devenues plus résistantes et moins encombrantes. On remarque également l’arrivée des
dégrilleurs rotatifs, avec des mailles plutôt que des barres, et un dégrillage plus fin. Ces
équipements étaient principalement utilisés lorsque les eaux usées étaient directement rejetées
dans le milieu aquatique (en mer en particulier) ou pour les effluents industriels. Ils étaient
proposés par les constructeurs mais le choix entre deux dégrilleurs ne dépendait que de la
décision de l’exploitant de la STEP étant donné que leur efficacité n’était pas quantifiée.
Le traitement et la gestion des refus de dégrillage ont connu, eux, une nette
amélioration. Pendant de nombreuses années, les refus ont été perçus comme des déchets
abjects, mais inévitables, du traitement des eaux usées. Cependant, la prise de conscience des
problèmes d’hygiène et d’élimination du déchet a fait naître la volonté d’améliorer la qualité
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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des refus ainsi que les techniques utilisées pour leur manutention. C’est ce qui a motivé
l’arrivée de laveurs de refus et d’équipements permettant d’augmenter leur siccité, ainsi que
des systèmes de transport et de manutention mécanisés (vis et bandes convoyeuses, ensachage
des refus). Les refus lavés et partiellement séchés présentent moins de dangers et sont plus
facilement transportables vers les sites d’élimination (incinérateur ou installation de stockage
en fonction des disponibilités locales).
2.2. Les principaux types de dégrilleurs
2.2.1. Les grilles manuelles
Elles sont composées de barreaux droits de section circulaire ou rectangulaire,
généralement inclinées sur l’horizontale (60° à 80°). Ces grilles sont réservées aux très petites
stations d’épuration car le nettoyage de celles-ci s’effectue manuellement et nécessite ainsi
l’intervention du personnel de la STEP à plusieurs reprises dans une journée. Ce type de grille
est également installé dans le canal de by-pass des stations d’épuration.
2.2.2. Les grilles mécaniques
Les grilles mécaniques, sous-entendu « à nettoyage mécanisé », sont indispensables
dès que la capacité de traitement de la station augmente, ou pour réduire les interventions
manuelles dans les petites stations.
Le nettoyage des grilles peut s’effectuer par l’amont (le mécanisme de nettoyage se
situe à l’amont du champ de grille) ou par l’aval, qui présente le risque de chute des déchets
collectés après les dégrilleurs.
Voici une présentation des principaux dégrilleurs et tamiseurs rencontrés dans les
stations d’épuration d’eaux usées domestiques :
▪ Les grilles courbes
Les grilles courbes, avec un ou deux bras diamétraux rotatifs de nettoyage, sont
équipées de peignes (éventuellement de brosses pour des grilles fines), avec éjection
automatique des détritus dans une goulotte de réception (Cf. Figure 2). Ces grilles, qui sont
prévues pour des canaux ayant une profondeur inférieure à deux mètres, sont adaptées aux
stations de petite à moyenne capacité. Le débit d’eaux usées à traiter varie de 10 à 5000 m3/h.
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Figure 2. Schéma d’un dégrilleur courbe [Boeglin, 2002]
▪ Les grilles droites
Les grilles droites, dont le champ de grille est généralement incliné de 80° sur
l’horizontale, sont principalement utilisées pour le dégrillage grossier ou moyen (Cf. Figure
3). Le dispositif de nettoyage est du type à râteau ou à grappin alternatif, commandé par
câbles, permettant d’obtenir une grande hauteur de relèvement des refus. Ce type de dégrilleur
est particulièrement adapté aux stations de moyenne à grande capacité de traitement.
Figure 3. Schéma d’un dégrilleur vertical [Gaïd, 2008]
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▪ Dégrilleur fin rotatif avec compacteur intégré
Les barreaux en inox du dégrilleur fin rotatif de section rectangulaire sont placés en
travers du canal. Le mouvement circulaire du racleur décolmate la grille et amène les refus à
la verticale de l’auge où ils chutent puis sont convoyés par la vis vers la zone de compactage.
Le dégrilleur est disponible avec une maille généralement comprise entre 6 et 10 mm et pour
des canaux ayant une largeur de 0,6 à 3 m. Il admet un débit maximum d’environ 10000 m3/h.
La hauteur de déchargement maximale atteint 6 m.
Figure 4. Schéma d’un dégrilleur fin rotatif avec compacteur intégré2
▪ Le système breveté de dégrillage STEP SCREEN®
Le principe breveté de dégrillage STEP SCREEN® repose sur le mouvement circulaire
d'un jeu de lamelles mobiles intercalé entre un jeu de lamelles fixes. Le tapis de refus qui se
forme sur ces lamelles constitue une structure poreuse qui retient les particules très fines de
granulométrie inférieure à la maille de la grille. Il en résulte un fort pouvoir de séparation
grâce à l'effet filtration-dégrillage.
Le principe de fonctionnement de ce type de dégrilleur est schématisé par la Figure 5,
p.43. Les éléments solides se déposent sur les lamelles en formant un tapis filtrant (phase 1).
Celui-ci est décollé par la mise en mouvement des lamelles mobiles (phase 2 et phase 3) et est
déposé à la marche supérieure, et ainsi de suite (phase 4).
2 Source : HUBER TECHNOLOGY (www.huber.fr).
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43
Figure 5. Technologie STEP SCREEN® : principe de fonctionnement
3
▪ Tamis à champ filtrant
Figure 6. Schéma d’un tamis à champ filtrant4
Ce type de tamis, composé d’éléments en tôle perforée, présente un taux de capture
des refus important et répond ainsi aux exigences de performances sans cesse croissantes. Les
améliorations technologiques apportées ces dernières années sur les tamis à champ filtrant
garantissent une haute qualité de tamisage des eaux usées avec peu de maintenance et une
durée de vie élevée.
Les mailles de ces tamis diffèrent par leur géométrie et jouent un rôle dans les
performances de l’installation (Cf. Figure 7, p.44).
3 Source : HUBER TECHNOLOGY (www.huber.fr).
4 Source : HUBER TECHNOLOGY (www.huber.fr).
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44
Figure 7. Les différentes géométries des mailles des tamis (d'après Frechen et al., 2006)
▪ Principales caractéristiques techniques des principaux dégrilleurs et tamis
Les conditions d’utilisation des dégrilleurs et des tamis sont résumées dans le tableau
ci-dessous.
Tableau 1. Données techniques générales des principaux dégrilleurs
Type de
dégrilleur
Gamme de
débits
(en m3/h)
Angle
d’installation
Profondeur
de canal
(en m)
Largeur de
canal
(en m)
Hauteur de
déchargement
Espacement
entre
barreaux
Dégrilleur
courbe 10 à 5000 - 0,5 à 1,8 Jusqu’à 3 m - 6 à 60 mm
Dégrilleur
vertical
100 à
40000 80° 2,5 à 10 0,6 à 2,2
A partir de
1,85 m 10 à 100 mm
Dégrilleur fin
rotatif
500 à
10000 - < 1,5 0,6 à 3 Jusqu’à 6 m 6 à 10 mm
Dégrilleur fin
STEP
SCREEN
60° à 80° 0,5 à 2 Jusqu’à 3,5 m 3 à 6 mm
Tamis à
champ
filtrant
60° à 75° Jusqu’à 2,2 Jusqu’à 6 m 2 à 6 mm
2.3. Conditions d’utilisation des dégrilleurs
2.3.1. Vitesse de passage de l’effluent
Pour éviter le dépôt des éléments grossiers dans les canalisations et pour assurer un
meilleur rendement des dégrilleurs, la vitesse moyenne de passage entre les barreaux doit être
comprise entre 0,6 et 1 m.s-1
et peut atteindre 1,40 m.s-1
en débit de pointe.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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45
2.3.2. Espacement des barreaux
L’efficacité des dégrilleurs ou des tamis dépend principalement de l’écartement entre
les barreaux ou de la maille. On parle généralement :
▪ d’un dégrillage grossier (ou pré-dégrillage) pour des mailles supérieures à 50 mm ;
▪ d’un dégrillage (ou dégrillage moyen) pour des mailles comprises entre 10 et 50 mm ;
▪ d’un dégrillage fin pour des mailles comprises entre 3 et 10 mm ;
▪ d’un tamisage pour des mailles inférieures à 3 mm.
La distinction entre les différents types de dégrilleurs en fonction de la maille de
dégrillage n’est pas « standardisée ». Des classifications différentes peuvent être proposées
mais dans un souci de cohérence, nous nommerons les dégrilleurs (et tamis) tout au long de ce
mémoire selon la classification présentée ci-dessus.
Le choix de la maille dans les stations d’épuration est fonction de la filière de
traitement en aval du prétraitement (Cf. Tableau 2). Pour des procédés sensibles au colmatage
(décantation lamellaire, biofiltration, …) on va privilégier de faibles écartements [Canler &
Perret, 2004]. La tendance actuelle est de réduire l’écartement en raison des nouvelles
technologies mises en place sur certaines filières de traitement. Par exemple, en traitement de
type boue activée, les écartements, dans les années 1990, se situaient entre 30 et 40 mm et
sont maintenant de 10 mm en raison de la mise en place de diffuseurs dans le réacteur
biologique.
Tableau 2. Classification des dégrilleurs et des tamis selon la maille de dégrillage et le procédé de
traitement des eaux usées associé (adapté de Frechen et al., 2006)
Type de dégrillage / tamisage Maille (mm) Procédé de traitement des eaux
usées
Dégrillage grossier 60 mm jusqu’à 20 mm Boue activée
Dégrillage moyen 20 mm jusqu’à 10 mm
Dégrillage fin 10 mm jusqu’à 2 mm Biofiltre
Tamisage grossier ≥ 1 mm Bioréacteur à membranes
(BRM) Tamisage fin < 1 mm
Microtamisage ≤ 0.05 mm
2.4. Rendement du dégrillage et du tamisage
Dans le cas des eaux résiduaires urbaines, le poste de dégrillage possède
principalement une fonction de protection pour les installations de traitement situées en aval.
Ne jouant donc pas un rôle de traitement reconnu, le rendement des dégrilleurs en termes
d’épuration n’est pas évalué.
Cependant, les tamiseurs ont fait l’objet d’études où leur efficacité a été mesurée. En
effet, l’installation de tamiseurs s’explique par la présence en aval de procédés de traitement
sensibles (de type décanteur lamellaire, biofiltre ou bioréacteurs à membranes). Dès lors, il est
nécessaire de connaître l’efficacité d’un tamiseur par rapport à un autre, pour déterminer
lequel permettra d’assurer un meilleur fonctionnement des traitements situés en aval.
Deux études récentes menées en Allemagne, dont les principaux résultats sont
présentés dans le Tableau 3, ont montré que la taille de maille n’était pas le seul paramètre à
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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46
prendre en compte pour évaluer l’efficacité d’un tamiseur, la géométrie de la maille jouant
également un rôle important.
Tableau 3. Rendement épuratoire des tamiseurs fonction de la géométrie de la maille
Type de maille MES éliminée DCO éliminée Références
Fente horizontale – 0,50 mm 13 % 19 % Frechen et al., 2008
Fente horizontale – 0,75 mm 15 % 9 % Frechen et al., 2008
Carrée – 0,75 mm 25 % 23 % Frechen et al., 2008
Circulaire – 0,8 mm 20 % 27 % Schier et al., 2009
Fente horizontale – 1 mm 6 % 2 % Frechen et al., 2008
Circulaire – 2 mm 7 % 4 % Schier et al., 2009
Non précisée – de 0,5 à 1 mm 12 % 6 % Canler & Perret, 2004
3. Caractéristiques des refus de dégrillage
Connaître la composition d’un déchet, ses caractéristiques bio-physico-chimiques,
pouvoir quantifier son gisement, sont autant d’informations qu’il est nécessaire d’appréhender
pour mettre en place une gestion optimale du déchet considéré. Les données de caractérisation
des refus de dégrillage doivent en effet permettre de définir une base scientifique pour
pouvoir juger l’acceptabilité de ces déchets vers une filière de traitement donnée [Clay et al.,
1996].
L’objectif de la présente thèse est dans un premier temps de caractériser,
qualitativement et quantitativement, les refus de dégrillage des stations d’épuration. Il est
donc nécessaire d’établir un état des connaissances du déchet étudié, ce qui permettra de
souligner les lacunes mais également l’hétérogénéité des données scientifiques disponibles.
Jusqu’à présent, les refus de dégrillage n’ont pas fait l’objet de nombreuses études. Le
gisement actuel étant négligeable par rapport à la production des boues notamment (moins de
10 % du tonnage des boues, exprimé en masse sèche), la gestion de ce déchet n’apparaissait
pas comme une problématique prioritaire. Le non-respect dans certains cas de la
réglementation quant à leurs voies d’élimination souligne également le peu d’intérêt suscité
auprès des acteurs du traitement des déchets. Pourtant, les exploitants des stations d’épuration,
qui sont responsables de la gestion de ce déchet, prennent peu à peu conscience de l’enjeu du
fait du durcissement de la réglementation ou grâce au potentiel énergétique, et donc
économique, que laisse entrevoir ce déchet.
Ainsi, dans l’optique d’une gestion appropriée des refus de dégrillage, il est nécessaire
d’effectuer une caractérisation quantitative de ces déchets afin notamment d’évaluer leur
intégration dans une filière de traitement existante avec ou sans prétraitement préalable, et une
caractérisation qualitative visant à déterminer finement les caractéristiques physico-chimiques
de ces déchets afin de déterminer la filière optimale.
Les résultats présentés dans ce chapitre montrent toute la complexité du problème de
la caractérisation des refus de dégrillage, aussi bien par l’imprécision des données recueillies
auprès des stations d’épuration enquêtées que par l’hétérogénéité des résultats obtenus lors
des études précédentes. De façon générale, le manque de données concernant le gisement que
représentent les refus est d’ailleurs souvent souligné [Clay et al., 1996].
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47
3.1. Siccité et masse volumique des refus de dégrillage
La siccité du déchet varie en fonction de nombreux paramètres tels que :
▪ les facteurs climatiques (évènements orageux, saison,…) ;
▪ le type de dégrilleur ;
▪ la présence ou non d’un compacteur ;
▪ le mode de stockage (benne à égouttage) et la durée avant enlèvement.
Les données rencontrées dans la bibliographie annoncent une siccité comprise entre
10 et 30 % pour les refus de dégrillage non compactés, qui peut atteindre entre 20 et 45 %
pour des refus compactés (Cf. Tableau 4). Ainsi, le compactage est le seul traitement
actuellement pratiqué permettant d’atteindre une siccité réglementaire supérieure ou égale à
30 % en vue d’une élimination en installation de stockage de déchets non dangereux
(ISDND), comme cela est stipulé dans la directive n° 1999/31/CE du 26 avril 1999
concernant la mise en décharge des déchets.
Tableau 4. Masse volumique et siccité moyennes des refus de dégrillage, compactés ou non
Siccité (en % MH) Masse volumique
(en kg/l) Références
Refus non compactés Refus compactés
10 20 1 Agence de l’Eau - Paris, 1994
20 - 1 ORDIF, 1999
- 31 0,63 Bode & Imhoff, 1996
17a 30
a
0,6 à 1 Sidwick, 1984 28
b 36
b
20 40 - Noble, 1997
20 - 0,96 Naud et al., 2007
- 40 0,92
30 - 0,7 Valiron, 1994
- 40 à 45 0,6 à 0,65 a données issues de la bibliographie ;
b données expérimentales.
Lorsqu’on caractérise la masse volumique des refus de dégrillage, il s’agit de la masse
volumique apparente du déchet, qui comprend les pores intraparticulaires et interparticulaires.
La masse volumique apparente d’un déchet dépend donc de la forme et de la granulométrie
des éléments qui composent le déchet ainsi que de son degré de compactage et de son
humidité.
La masse volumique des refus de dégrillage est comprise entre 0,6 et 1 kg/l selon les
données bibliographiques (Cf. Tableau 4). Cependant, ces valeurs sont très variables car la
quantification de ces déchets dans les stations d’épuration s’effectue très rarement à la fois en
masse et en volume, ou alors de façon très approximative.
Il est intéressant d’observer que, dans le cas des refus de dégrillage, le compactage
n’augmente pas mais diminue la masse volumique des refus [Valiron, 1994 ; Naud et al.,
2007]. Ceci s’explique par le fait que le compactage permet d’éliminer l’eau contenue dans le
déchet, qui possède une densité supérieure aux éléments solides qui constituent les refus.
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3.2. Masse des refus de dégrillage générés
Il existe plusieurs approches pour quantifier la masse moyenne des refus de dégrillage
générés :
▪ Faut-il quantifier le gisement des refus en masse brute ou en masse sèche ? La
quantification des refus générés en masse brute est une donnée intéressante pour
l’exploitant d’une station d’épuration, car elle représente le tonnage réel que celui-ci
doit gérer. Par contre, dans le cadre d’une étude visant à caractériser quantitativement
un gisement, exprimer la production en masse sèche permet de s’affranchir des
variations engendrées par l’humidité du déchet qui varie d’un site à un autre. Cela
permet ainsi de comparer la production des refus générés dans différentes stations.
▪ Faut-il exprimer le gisement des refus en fonction de la charge polluante moyenne
traitée par la STEP (exprimé en kg de déchet par équivalent-habitant par an) ou en
fonction des volumes d’eaux usées traitées ? Exprimer la production des refus par
équivalent-habitant par an est le choix le plus répandu, peut-être parce que cela semble
plus « parlant ». Cependant, la production des refus exprimée en fonction des volumes
d’eaux traitées permet de souligner l’influence de la pluviométrie, même si cela
présente l’inconvénient de manipuler des données souvent « très petites » (de l’ordre
de 10-2
).
Les masses de refus générés, selon les données bibliographiques, sont très variables
(Cf. Tableau 5 et Tableau 6). Elles mettent cependant en évidence l’influence de la maille du
dégrilleur sur la quantité de refus produits (de 2 kg.EH-1
.an-1
pour une maille de 50 mm
jusqu’à 10 – 15 kg.EH-1
.an-1
pour une maille de 10 mm, soit un facteur supérieur à 5).
Les données fournies par l’Agence de l’Eau (ou par Canler & Perret, dont les données
proviennent elles-aussi d’une synthèse bibliographique menée sur les prétraitements compacts
basés uniquement sur le tamisage fin) fournissent des ordres de grandeur plutôt que des
données précises. Nous privilégierons donc les données issues d’études plus pointues [Naud et
al., 2007], et retiendrons une masse brute de refus compactés d’environ 1 kg.EH-1
.an-1
et
d’environ 2,2 kg.EH-1
.an-1
pour des déchets non compactés.
Tableau 5. Masse brute et masse sèche des refus de dégrillage en fonction de la maille de dégrillage
Maille dégrilleur Compactage
Masse brute Masse sèche Références
(en mm) (en kg.EH-1
.an-1
) (en kgMS.EH-1
.an-1
)
50 - 2 0,4 Agence de l’Eau - Paris, 1994
30 - 5 1 Agence de l’Eau - Paris, 1994
30 non 3 à 4 0,3 à 0,4 Canler & Perret, 2004
15 - 10 2 Agence de l’Eau - Paris, 1994
10 non 10 à 15 1 à 1,5 Canler & Perret, 2004
- non 2,24 0,38 Naud et al., 2007
- oui 1,03
- - 2,5 0,5 ORDIF, 1999
Le Tableau 6 présente les quantités de refus générés en fonction de la quantité d’eaux
traitées. Comme annoncé précédemment, les valeurs sont faibles. Toutefois, et en considérant
que les données fournies par l’Agence de l’Eau sont des données approximatives, nous
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considèrerons que la masse moyenne de refus bruts varie entre 0,03 et 0,1 kg/m3 d’eaux usées
traitées.
Tableau 6. Masse brute des refus de dégrillage (en kg/m3) en fonction de la maille de dégrillage
Masse brute Maille dégrilleur Remarques Références
(en kg/m3) (en mm)
0,03 - 0,1 - - Noble, 1997
0,056 - - Bode & Imhoff, 1996
0,01 -0,04 10 effluent peu chargé Agence de l’Eau - Paris, 1994
0,120 - 0,300 10 effluent chargé Agence de l’Eau - Paris, 1994
0,003 - 0,015 25 effluent peu chargé Agence de l’Eau - Paris, 1994
0,040 - 0,1 25 effluent chargé Agence de l’Eau - Paris, 1994
3.3. Volume des refus de dégrillage générés
Compte-tenu de la variabilité des masses moyennes de refus de dégrillage générés,
mais aussi des incertitudes autour de la masse volumique du déchet, il apparait difficile de
conclure sur un volume moyen de refus générés. Toutefois, cette donnée est importante car,
dans la pratique, elle permet à l’exploitant d’une STEP de dimensionner des installations de
stockage des refus avant élimination. Il faut noter néanmoins que si la masse des refus est
déterminée en entrée des installations d’élimination pour la facturation du service, les
volumes sont au mieux estimés en fonction du nombre de bennes évacuées en une année et du
taux de remplissage de ces dernières, ce qui explique en partie l’imprécision de ces données.
L’Agence de l’Eau propose de déterminer par une approche graphique le volume de
refus générés en fonction de la maille de dégrillage (Cf. Figure 8). Des formules empiriques
permettent également d’estimer approximativement le volume de refus extraits des eaux usées
en fonction de l’écartement des barreaux :
eV
e
2015
V = volume de refus générés, exprimé en litres par EH et par an ;
e = écartement des barreaux, exprimé en cm.
Ces approches semblent surestimer le volume de déchets générés. En effet, en prenant
comme hypothèse une masse brute moyenne comprise entre 1 et 2,2 kg.EH-1
.an-1
, et une
masse volumique comprise entre 0,6 et 1 kg/l, nous obtenons un volume moyen compris dans
une fourchette allant de 1 à 3,7 l.EH-1
.an-1
, volume bien inférieur à la valeur calculée de
10 l.EH-1
.an-1
pour une maille de 10 mm (Cf. Figure 8).
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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Figure 8. Volume des refus générés en fonction de la maille de dégrillage (d'après Agence de l'eau - Paris,
1994)
3.4. Retour sur les principaux facteurs d’influence
Nous avons montré précédemment que la quantité de refus générés dans les stations
d’épuration est directement liée à la maille des dégrilleurs et à la présence ou non d’un
compacteur. D’autres paramètres tels que la pluviométrie, la longueur ou le type de réseau
d’assainissement par exemple ont une influence tout aussi significative. L’influence de la
pluviométrie et du compactage a été souligné lors de précédentes études :
▪ Influence de la pluviométrie : En temps de pluie, et notamment après une longue
période de temps sec, des volumes très importants de refus peuvent être générés,
jusqu’à 15 fois supérieures à la production moyenne [Clay et al., 1996 ; Canler &
Perret, 2004].
▪ Influence du compactage : Il existe deux principaux types de compacteurs. Le
compacteur à vis (majoritaire) offre un facteur de réduction volumique de l’ordre de 2.
Le compacteur à piston (minoritaire) fournit quant à lui a priori un meilleur facteur de
réduction, mais le manque de données ne permet pas de confirmer cette tendance
[Naud et al., 2007]. Quoiqu’il en soit, la mise en place d’un compacteur permet de
réduire sensiblement le volume des déchets. Le compactage est donc quasi-
systématiquement mis en place dans les STEP de moyenne à grande capacité de
traitement, pour lesquelles le stockage avant enlèvement des refus de dégrillage peut
être problématique compte tenu de leur volume [ORDIF, 1999].
3.5. Composition des refus de dégrillage
La composition par catégorie de matériaux a été étudiée à différentes reprises par le
biais de deux approches distinctes :
▪ Composition déterminée par analyse visuelle sur déchet brut ;
▪ Composition déterminée par analyse massique sur déchet sec.
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51
La méthode par analyse visuelle sur déchet brut, mise en œuvre en 1984 par
J.M. Sidwick à la demande du CIRIA (Construction Industry Research and Information
Association, Londres) est largement critiquable. Elle permet de déterminer seulement de
façon approximative la composition du déchet, mais présente l’avantage de l’estimer à partir
du déchet brut. En effet, après séchage, une partie des éléments qui composent les refus de
dégrillage est dégradée (ex : les feuilles d’arbres qui deviennent friables) ou n’est plus, ou
difficilement, identifiable (ex : les matières fécales).
La deuxième approche qui permet de décrire la composition des refus de dégrillage
consiste à exprimer la proportion de chaque catégorie de matériaux qui compose le déchet, en
masse sèche. Cette méthode présente l’avantage de manipuler un déchet sec et moins odorant,
bien que le séchage puisse en partie dégrader le déchet dont il faut déterminer la composition.
Les données disponibles sur la composition des refus de dégrillage sont présentées
dans le Tableau 7. Quelle que soit la méthode utilisée, nous pouvons conclure que les refus de
dégrillage sont principalement composés de chiffons, de papiers (fractions potentiellement
biodégradables) et de résidus plastiques (fraction non biodégradable). Il est important
toutefois de garder à l’esprit que la composition des refus de dégrillage est étroitement liée au
mode de vie des populations concernées et aux caractéristiques des réseaux d’assainissement.
Il est donc nécessaire de réactualiser régulièrement ces données pour tenir compte de
l’évolution de nos modes de consommation. Par exemple, les préservatifs ont engendré de
nombreux problèmes de fonctionnement au niveau des dégrilleurs, et ceci principalement à
partir des années 1990, suites aux nombreuses campagnes de sensibilisation menées à cette
période pour la lutte contre le SIDA. Enfin, la diminution de l’espacement des barreaux des
dégrilleurs modifie également la composition des refus. Des éléments, tels que les cotons-
tiges par exemple, n’étaient pas extraits des eaux usées par les dégrilleurs grossiers, ce qui est
le cas maintenant avec la généralisation d’un dégrillage fin en entrée de station d’épuration.
Tableau 7. Composition des refus de dégrillage
Catégories de matériaux Analyse sur déchet sec
(en % MS)
Analyse visuelle sur déchet brut
(en % volume total)
Papiers 20 – 50
25 – 70
25 25
Chiffons 15 – 30 70 64
Matières végétales 0 – 5 - 1
Plastiques 5 – 20 7 – 27 5 5
Caoutchouc 0 – 5 - - -
Matières fécales 0 – 5 - - 5
Sables et graviers - 2 – 3 - -
Remarques - 22 pompes de relevage
sur le réseau
Réseau principalement
de type gravitaire
Références Clay et al., 1996 ORDIF, 1999 Sidwick, 1984
La composition des refus de dégrillage peut varier en fonction de divers paramètres et
selon le type de réseau d’assainissement. Nous pouvons citer de façon non exhaustive :
▪ Les phénomènes saisonniers, avec la présence des feuilles mortes en automne dans les
eaux usées des réseaux unitaires ;
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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52
▪ Les phénomènes orageux, avec une augmentation de la fraction minérale dans les refus de dégrillage, principalement pour les eaux usées des réseaux unitaires ;
▪ Le nombre de pompes de relevage sur le réseau ou la longueur du réseau, qui favorisent la désagrégation et la solubilisation d’une partie des matières solides présentes dans les eaux usées. Ceci se traduit par la présence de matières fécales dans les refus de dégrillage issus d’un réseau principalement de type gravitaire [Sidwick, 1984 ; Clay et al., 1996] ;
▪ Les caractéristiques de la zone desservie par le réseau d’assainissement (zone industrielle, zone d’activité touristique…) [Sidwick, 1984].
Enfin, les refus de dégrillage ont une teneur en matière organique totale (MOT) élevée. Si l’ORDIF annonce une teneur comprise entre 60 % et 80 %, d’autres sources font état d’une teneur en MOT supérieure à 80 % en moyenne (Cf. Tableau 8). Même si cette matière organique englobe sans distinction la matière organique biodégradable et la matière organique non biodégradable (ex : les plastiques), les refus de dégrillage présentent un certain caractère fermentescible qui pourrait orienter leur traitement vers les techniques dites « biologiques ».
3.6. Pouvoir calorifique inférieur (PCI)
Pour évaluer la faisabilité de l’élimination en incinérateur des refus de dégrillage, la notion de pouvoir calorifique inférieur (PCI) est une caractéristique essentielle. Elle indique la quantité de chaleur produite lors de la combustion complète du produit. Le PCI d’un déchet dépend principalement de sa teneur en matière organique et de sa siccité.
La connaissance du PCI des déchets traités est importante pour l’exploitant d’une unité d’incinération, car cela lui permet de garantir une combustion suffisante dans le four et de respecter ainsi les paramètres réglementaires des imbrulés dans les résidus d’incinération (les mâchefers).
Tableau 8. Pouvoir calorifique des refus de dégrillage
Type de produit Matière organique totale
(en % MS) Pouvoir calorifique
(en kJ/kgMS) Références
Refus de dégrillage (littérature)
86,3 (72 – 98) 17700 (6000 – 25000)
Refus de dégrillage (enquête)
85,0 (80 – 90) 18500 Sidwick, 1984
Refus de dégrillage fin 86,4 20900 Canler & Perret, 2004
Le PCI sur déchet humide est obtenu par la formule suivante [Canler & Perret, 2004] :
( ) ( )( )[ ]siccitésiccitéPCIPCIhumide −×−×= 12510sec
PCIhumide = pouvoir calorifique inférieur, exprimé en kJ/kgMH ;
PCIsec = pouvoir calorifique inférieur, exprimé en kJ/kgMS ;
Siccité exprimée en fraction massique (siccité ∈]0 ;1]).
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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53
En prenant pour hypothèses de calcul une siccité moyenne de 0,3 (30 %) et un pouvoir
calorifique moyen équivalent à 20000 kJ/kgMS, le PCIhum moyen des refus est d’environ
4250 kJ/kg. Pour information, le PCI des ordures ménagères (OM) est de l’ordre de 5000 à
8000 kJ/kg. Les refus de dégrillage présentent donc un PCIhum légèrement inférieur à celui des
ordures ménagères mais suffisant pour être co-incinérés avec les OM, à condition d’être
compactés à une siccité d’au moins 30 %.
3.7. Caractérisation des refus de dégrillage : synthèse
La dispersion des données présentées sur la caractérisation des refus de dégrillage,
issues des différentes études menées jusqu’à présent, permet difficilement de définir un profil
précis de ce déchet. En effet, de nombreux paramètres, commentés précédemment, semblent
avoir une influence significative sur la nature du gisement étudié, aussi bien d’un point de vue
quantitatif que qualitatif. Il reste néanmoins vrai que des tendances se dégagent et permettent,
d’une part, d’établir une base scientifique nécessaire au démarrage d’une nouvelle étude et,
d’autre part, d’identifier les difficultés rencontrées et les pistes encore inexplorées.
Les principales données sur la caractérisation des refus de dégrillage avec les facteurs
d’influence associés sont présentées dans le Tableau 9.
Tableau 9. Caractérisation des refus de dégrillage : synthèse
Paramètres Valeurs Principaux facteurs d’influence
Masse sèche De 0,3 à 2 kgMS.EH-1
.an-1
Type du réseau d’assainissement
Pluviométrie
Maille de dégrillage
Siccité Entre 10 % et 40 %
Compactage
Teneur en MO
Conditions de stockage
Masse volumique De 0,6 à 1 kg/l
Compactage
Maille de dégrillage
Teneur en MO
Teneur en MO > 80 % Pluviométrie
Maille de dégrillage
Pouvoir calorifique inférieur 4250 kJ/kgMH Siccité du déchet
Teneur en MO
Dans l’optique de la mise en place de filières de traitement adaptées pour la gestion
des refus de dégrillage, il est nécessaire de compléter ou d’affiner les valeurs présentées ci-
dessus. Nous constatons que :
▪ une estimation plus précise des quantités de refus générés à l’heure actuelle et dans le
cas d’une généralisation à venir du tamisage dans les stations d’épuration est
primordiale pour une gestion appropriée de ce déchet à l’échelle d’une collectivité,
d’un département ou d’une région ;
▪ une caractérisation du déchet par catégorie de matériaux, basée sur une méthode
normalisée de tri sur déchet sec, permettrait de connaître la nature des refus de
dégrillage à éliminer et leur variabilité saisonnière ;
▪ les études ont souligné la forte teneur en matière organique des refus de dégrillage
mais la nature de cette matière organique, et en particulier sa biodégradabilité
potentielle, n’a pas été analysée.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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54
IV. Devenir des refus de dégrillage
L’enjeu de cette partie est de décrire le contexte dans lequel s’inscrivent nos travaux
de recherche. L’objectif est donc de faire un point sur la gestion actuelle des refus de
dégrillage des stations d’épuration et de le confronter avec la réglementation en vigueur et les
exigences à venir.
1. De l’impact de la réglementation « eau » aux exigences de la réglementation « déchet »
La problématique liée à la gestion des refus de dégrillage, de la production du déchet à
son élimination, peut être schématiquement rattachée à deux réglementations distinctes : celle
concernant l’épuration des eaux usées urbaines, qui est à l’origine d’une production de refus
de plus en plus importante, et celle concernant la gestion des déchets non dangereux qui dicte
la bonne pratique pour leur élimination.
1.1. Conséquences de la directive européenne sur le traitement des eaux résiduaires
urbaines
La directive européenne 91/271-CEE du 21 mai 1991 relative au traitement des eaux
urbaines résiduaires, retranscrite en droit français par la loi sur l’eau du 3 janvier 1992, fixe le
cadre législatif de la politique d’assainissement à mettre en place dans les collectivités locales.
Elle a défini plusieurs types d’exigences :
▪ la mise en place d’un zonage définissant les zones sensibles, où la qualité de l’eau est
très menacée, dans chaque bassin versant (ou groupement de bassin) ;
▪ le contrôle régulier de la qualité des eaux épurées. Ces contrôles imposent un niveau
de rejet (DBO5, DCO et MES, auxquels il faut ajouter l’azote et le phosphore pour les
zones sensibles) ;
▪ la collecte et le traitement obligatoires des eaux résiduaires pour l’ensemble des
agglomérations supérieures à 2000 habitants.
La mise en œuvre de cette législation implique l’augmentation du nombre de stations
d’épuration et l’augmentation du taux de collecte et de dépollution. Les traitements de plus en
plus poussés imposent de diminuer la maille de dégrillage, ce qui implique l’augmentation de
la quantité des refus de dégrillage générés, qui est également liée à la multiplication des
stations d’épurations. L’impact de la directive européenne sur l’évolution de la production de
boues est donc également vrai pour l’ensemble des sous-produits du traitement des eaux. Si
jusqu’ici les refus représentaient un déchet marginal de par les quantités générées,
l’augmentation de son gisement suscite la volonté de mettre en place une gestion appropriée
et adaptée aux exigences réglementaires.
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
R. Le Hyaric
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55
1.2. Exigences de la réglementation sur le traitement des déchets non dangereux
1.2.1. Retour sur la classification des refus de dégrillage des stations d’épuration
urbaines
La classification actuelle, proposée par le décret n°2002-540 du 18 avril 2002, cite
explicitement les refus de dégrillage. Ceux-ci figurent dans la rubrique « 19 08 01 – déchets
de dégrillage » de la catégorie 19 relative aux déchets provenant […] des stations d’épuration
des eaux usées « hors site ». Cette rubrique ne comportant pas un astérisque (*), les refus de
dégrillage des stations d’épuration des eaux usées collectives sont donc des déchets non
dangereux (DND).
1.2.2. Filières réglementaires d’élimination des refus de dégrillage
Au titre de la réglementation, les refus de dégrillage sont considérés comme des
déchets non dangereux et peuvent donc a priori suivre n’importe quelle filière d’élimination
adaptée à ce type de déchet.
Aujourd’hui, deux voies d’élimination sont utilisées pour la gestion de ces déchets :
▪ La mise en décharge, mais cette solution est réglementairement peu favorisée (loi du
13 juillet 1992 et directive européenne du 26 avril 1999). En effet, la loi du 13 juillet
1992 précise que la mise en décharge à compter du 1 juillet 2002 n’est autorisée
qu’aux déchets ultimes5. En outre, la teneur en eau élevée des refus peut leur interdire
la filière d’enfouissement technique si la siccité est inférieure à la limite réglementaire
de 30 %.
▪ L’incinération (ou co-incinération avec OM) pourrait devenir la principale filière en
l’absence d’autres filières alternatives. Les refus peuvent également être co-incinérés
dans les fours à boues, à condition que leur quantité soit limitée à 10 % du tonnage de
boues, et qu’ils soient débarrassés de toute pièce métallique [Noble, 1997].
2. Vers la recherche de nouvelles filières de traitement pour les refus de dégrillage
2.1. Les destinations actuelles d’élimination des refus de dégrillage
Le choix entre la mise en décharge (ISDND) ou l’incinération se base généralement
sur des critères géographiques, en fonction de la proximité avec les installations concernées.
On constate cependant que la majorité des stations d’épuration envoient leurs déchets
en décharge [Bode & Imhoff, 1996 ; Clay et al., 1997 ; ORDIF, 1999] même si l’élimination
des refus en ISDND rencontre des difficultés croissantes [Gousailles, 1994]. En Ile-de-France,
par exemple, près de 90 % des refus sont éliminés en décharge et le reste est envoyé à
l’incinération avec les ordures ménagères.
En l’état actuel des connaissances techniques, aucune autre filière ne peut être
proposée pour la gestion des refus de dégrillage [Chèze, 2005].
5 Un déchet ultime est un « déchet résultant ou non du traitement d’un déchet, qui n’est plus susceptible d’être
traité dans les conditions techniques et économiques du moment, notamment par l’extraction de sa part
valorisable ou par réduction de son caractère polluant ou dangereux ».
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
R. Le Hyaric
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56
2.2. Les problématiques d’élimination des refus de dégrillage
Les cas de refus de ces déchets par les services de ramassage ou par les exploitants des
centres de stockage ou des usines d’incinération sont de plus en plus fréquents. Les filières
actuelles d’élimination des refus de dégrillage sont en effet remises en cause pour deux
raisons principales :
▪ Les nuisances liées à la manutention, au stockage ou au transport de ces déchets ;
▪ Les caractéristiques intrinsèques du déchet qui ne répondent pas totalement aux
contraintes des filières de traitement actuelles.
Pour l’exploitant d’une installation de stockage, les refus de dégrillage présentent des
caractéristiques qui ne favorisent pas leur acceptation, notamment la siccité du déchet qui
atteint difficilement 30 % (même si les refus sont compactés) et des teneurs en matière
organique élevées. En outre, les refus de dégrillage peuvent générer des odeurs en centre de
stockage qui n’encouragent pas les exploitants qui tentent d’éviter les conflits de voisinage en
réduisant les nuisances au maximum.
La faible siccité des refus représente également un frein pour leur élimination en usine
d’incinération d’ordures ménagères. Si le compactage des refus constitue un début de
solution, la structure du déchet rend alors difficile leur mélange avec les ordures ménagères et
peut donc engendrer des difficultés d’exploitation. La durée de stockage des refus sur site
avant incinération est également à prendre en compte pour limiter les nuisances olfactives
relatives à ce déchet.
Des traitements sont d’ores et déjà préconisés et mis en œuvre par les exploitants des
stations d’épuration pour améliorer le conditionnement et le transport des refus de dégrillage.
Les déchets peuvent être compactés (pour éliminer l’eau « libre » et réduire les volumes à
transporter) et ensachés (pour éviter les nuisances olfactives et l’égouttement du déchet
pendant le transport). Des bennes de stockage permettant l’égouttage des refus sont également
utilisées.
2.3. L’avenir de la gestion des refus de dégrillage
La réticence des exploitants vis-à-vis de l’élimination des refus de dégrillage, le non-
respect de la réglementation dans certains cas (et plus précisément des critères d’admission
des déchets en décharge), et l’absence d’alternative pour les exploitants des stations
d’épuration sont autant d’indicateurs décrivant un contexte « fragile » pour la gestion de ces
déchets.
La volonté affichée par la directive européenne n° 99/31/CE du 26 avril 1999
concernant la mise en décharge des déchets d’inciter les Etats membres à mettre en œuvre des
stratégies nationales visant à réduire les déchets biodégradables mis en décharge (article 5,
paragraphe 1) justifie la nécessité de rechercher et de proposer de nouvelles filières de
traitement adaptées aux refus de dégrillage.
Compte-tenu du faible gisement que représentent les refus par rapport aux boues de
stations d’épuration ou aux ordures ménagères, la mise en place d’une filière de traitement
dédiée ne semble pas viable d’un point de vue économique. L’objectif consiste donc plutôt à
intégrer ces déchets dans les filières déjà existantes, avec au minimum la mise en place d’un
prétraitement mécanique efficace pour leur acceptation vers les filières d’élimination dites
« classiques » (mise en décharge ou incinération). Les filières de traitement présentant des
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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57
possibilités de valorisation de la matière organique répondraient d’autant plus aux nouvelles
exigences réglementaires en matière de traitement et d’élimination des déchets.
V. Conclusion et orientation des travaux de recherche
Cette synthèse bibliographique définit le contexte général dans lequel s’inscrit notre
étude sur la caractérisation et le traitement des refus de dégrillage des stations d’épuration des
eaux usées domestiques. Elle permet en particulier de mettre en avant les points clés de cette
étude, à savoir :
▪ Le développement de nouveaux procédés de traitement des eaux usées domestiques
requiert une efficacité accrue de l’étape des prétraitements, avec notamment la
diminution de la maille de dégrillage en entrée de STEP. Le dégrillage fin (maille =
6 mm) est maintenant préconisé de façon quasi-systématique lors de la construction ou
de la rénovation des stations d’épuration. Le tamisage des eaux usées est parfois même
indispensable pour les procédés de traitement situés en aval et sensibles au colmatage.
L’augmentation des volumes de déchets générés à l’étape des prétraitements est à
prévoir dans les années à venir compte-tenu de l’évolution des installations ;
▪ La connaissance des refus de dégrillage est à l’heure actuelle trop succincte. Il est
impératif d’approfondir ces connaissances pour le développement d’une stratégie de
gestion des refus de dégrillage adaptée et appropriée d’un point de vue technique,
économique et environnemental ;
▪ La recherche de nouvelles filières d’élimination des refus de dégrillage, autres que les
destinations actuelles, est justifiée par le durcissement des conditions d’acceptation
des déchets en décharge et par la volonté affichée par la Commission Européenne de
recycler les déchets et de valoriser, quand cela est possible, leur matière organique
pour diminuer au maximum les quantités enfouies en centres de stockage. Cette filière
apparaît donc comme une destination finale après traitements (ou prétraitements) et ne
doit plus être considérée comme une destination « par défaut ». Bien entendu, les
enjeux économiques restent le critère principal permettant de juger le bien fondé de
telle ou telle filière de traitement ou de valorisation, et tempèrent souvent les
politiques en matière de protection de l’environnement.
Le constat issu de ce travail de synthèse bibliographique définit les orientations et les
objectifs de nos travaux, qui se déclinent autour de 3 principaux axes :
▪ Une caractérisation quantitative et qualitative des refus de dégrillage pour actualiser et
approfondir les connaissances actuelles sur ce déchet, en fonction des principaux
facteurs d’influence.
▪ Une évaluation à l’échelle du laboratoire et à l’échelle « pilote » de filières de
traitement adaptées. Le choix de ces filières découle de la caractérisation du déchet
menée au préalable et des contraintes réglementaires à respecter en matière de gestion
des déchets non dangereux, et notamment des conditions d’acceptation en décharge.
▪ L’étude multicritère de ces nouvelles filières et des filières actuelles (dites
« classiques ») comme outil d’aide pour déterminer la stratégie de gestion des refus de
Chapitre 1 : Synthèse bibliographique
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dégrillage la plus appropriée en s’inscrivant dans le cadre d’une politique de
développement durable.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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59
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de
dégrillage
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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I. Préambule
La synthèse bibliographique a permis de souligner une connaissance des refus de
dégrillage peu détaillée et peu précise. La volonté de mettre en place une stratégie de gestion
optimale de ces déchets amène tout naturellement à considérer qu’il est nécessaire au
préalable de caractériser plus finement ce gisement.
L’objectif de ce chapitre, qui représente le premier axe de recherche de ce mémoire,
est de mettre en place une procédure de caractérisation des refus de dégrillage suffisamment
complète pour pouvoir proposer ensuite des filières de traitement mieux adaptées. Ce chapitre
présente la méthodologie suivie pour cette caractérisation ainsi que les résultats associés.
II. Définition du cadre de l’étude
Les stations d’épuration où se sont déroulées les campagnes de prélèvements des refus
de dégrillage ont été sélectionnées selon une série de critères présentés ci-après. Ceux-ci ont
été définis lors des réunions de lancement et de cadrage du projet par le comité de pilotage de
l’étude. Ils permettent à la fois de définir le cadre de l’étude et d’orienter les recherches en
fonction des objectifs à atteindre.
1. Mailles des dégrilleurs
Afin de répondre aux attentes industrielles, il est important de tenir compte de
l’évolution des techniques de traitement des eaux résiduaires urbaines. A l’heure actuelle, les
mailles des dégrilleurs (ou des tamis) à l’étape des prétraitements des stations d’épuration
peuvent varier de quelques centimètres à moins d’un millimètre (de 6 cm à 750 µm) en
fonction des traitements situés en aval (Cf. Tableau 2, p.45). Or, la tendance actuelle impose
une diminution des mailles en entrée de station du fait de l’essor de nouvelles techniques de
traitement, à l’instar des techniques membranaires (BRM) par exemple.
Notre étude porte donc principalement sur les refus de dégrillage pour des mailles de
quelques millimètres pour tenir compte de cette évolution.
2. Nature de l’effluent traité
Selon la nature des effluents à traiter, qu’ils soient à majorité domestiques ou
industriels, la composition des refus de dégrillage varie.
Notre étude se limite aux déchets provenant de stations d’épuration traitant
majoritairement des effluents domestiques. Nous avons ainsi fixé à 30 % la part maximale
d’effluents industriels présents dans les eaux usées traitées par les stations d’épuration
sélectionnées pour l’étude.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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3. Capacité nominale de traitement des stations d’épuration
La problématique de la gestion des refus de dégrillage est d’autant plus justifiée pour
les stations d’épuration dites de « moyenne » à « grande » capacité de traitement, pour
lesquelles les volumes de refus générés sont importants. C’est pourquoi nous nous sommes
limités aux stations d’épuration dont la capacité de traitement était supérieure à 30 000 EH
(équivalents-habitants).
4. Localisation des stations d’épuration
Dans un souci de faciliter la mise en place et le suivi des campagnes de prélèvements,
la situation géographique des stations sélectionnées pour l’étude devait être prise en compte.
Nous avons donc décidé de nous concentrer sur des refus de dégrillage provenant de stations
d’épuration de la région Rhône-Alpes.
5. Visite des installations de prétraitements des stations d’épuration et présentation de
l’étude auprès des exploitants
Après avoir mené une enquête préliminaire visant à répertorier les STEP du
Grand Lyon et de Rhône-Alpes en général ainsi que leurs caractéristiques (Cf. Annexe A),
nous avons ciblé quelques stations d’épuration qui répondaient aux critères de sélection
synthétisés dans le Tableau 10.
Tableau 10. Synthèse des critères de sélection pour le choix des sites de l'étude
Critère de sélection Caractéristique requise
Localisation En région Rhône-Alpes
Capacité nominale de traitement > 30 000 EH
Maille de dégrillage Inférieure à 6 mm
Nature de l’effluent traité Eaux usées domestiques
(au moins 70 % de l’effluent total)
Nous avons alors entrepris la visite de chacune de ces stations. Ces visites avaient pour
but de présenter notre étude aux responsables des stations et d’inspecter les installations de
l’étape de prétraitement, afin de s’assurer de la possibilité de prélèvements des refus et pour
définir les modalités de ces prélèvements.
La collaboration des exploitants des stations d’épuration est essentielle pour la réussite
du projet. Elle permet le bon déroulement des campagnes de prélèvements et les informations
fournies par les exploitants sont d’autant plus précises si l’intérêt de notre étude est compris
de tous. L’ensemble des visites a permis de valider le choix des stations d’épuration.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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III. Matériel et méthode
Un panel de 5 stations d’épuration a été établi pour la caractérisation des refus de
dégrillage : Annemasse, Bourg-en-Bresse, Fontaines-sur-Saône, Givors et Lyon Pierre-Bénite.
La caractérisation des refus de dégrillage de chaque STEP sélectionnée se décompose
en deux phases expérimentales :
▪ une ou deux campagnes de prélèvements des refus de dégrillage pendant laquelle se
déroule la caractérisation quantitative des déchets générés (masse et volume) au
niveau de chaque dégrilleur et de chaque tamis. Des échantillons représentatifs sont
alors préparés par quartage pour les analyses en laboratoire ;
▪ la caractérisation qualitative des refus de dégrillage en laboratoire pour la
détermination des caractéristiques bio-physico-chimique des refus de dégrillage.
Au total, 8 campagnes de prélèvements ont eu lieu entre juin 2007 et mai 2009, ayant
des durées comprises entre 2 et 7 jours.
Nous présentons dans ce paragraphe « Matériel et méthode » les caractéristiques
principales des installations où ont été prélevés les refus de dégrillage, le protocole opératoire
mis en place lors des campagnes de prélèvements et la description des analyses menées en
laboratoire.
1. Origines et caractéristiques des refus de dégrillage étudiés
1.1. Annemasse (Haute-Savoie)
La station d’épuration d’Annemasse, réaménagée par Degrémont à partir de 1995, est
gérée par la communauté de communes de l’agglomération annemassienne (2C2A). Elle offre
une capacité de traitement de 86 000 EH en mettant en œuvre une technologie brevetée par
Degrémont (le « Biofor©
»), et traite actuellement une charge de 70 000 EH.
L’effluent traité est majoritairement domestique (> 90 %) et est issu d’un réseau
pseudo-séparatif (40 % de séparatif).
Lors des campagnes à Annemasse, nous avons pu nous affranchir du compactage des
refus de dégrillage et dissocier les refus issus du dégrilleur moyen de ceux issus du tamis.
Ainsi, nous avons collecté trois fractions différentes : les refus supérieurs à 60 mm (dégrilleur
grossier), les refus compris entre 60 mm et 15 mm (dégrilleur moyen) et ceux compris entre
15 mm et 3 mm (tamis) (Cf. Figure 9).
La STEP d’Annemasse a fait l’objet de deux campagnes de prélèvements (en janvier
et novembre 2008). La durée de chaque campagne est de trois jours. Des échantillons
correspondant à la production de chaque journée sont constitués et ceci pour chacun des
points de prélèvements.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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Dégrilleur grossier 60 mm
Déshuileur Dessableur
Compacteur à vis
Benne
Arrivée des eaux usées Réseau pseudo-séparatif
(40% séparatif)
refus refus refus
refus compactés
Dégrilleur 15 mm
Tamiseur 3 mm
Traitement des eaux usées:
Biofor©
Point de prélèvement
Légende:
Compacteur à vis
refus compactés
Figure 9. Schéma de l’installation de prétraitement à Annemasse en fonctionnement normal
1.2. Bourg-en-Bresse (Ain)
Cette station de type biologique à boues activées située en zone sensible azote et
phosphore a été dimensionnée pour 110 000 EH et traite actuellement 90 000 EH. Elle est
exploitée par la commune de Bourg-en-Bresse.
Le réseau d’assainissement est un réseau séparatif à 72,7 % et les eaux usées
contiennent de 60 à 65 % des eaux domestiques.
Lors des campagnes à Bourg-en-Bresse, nous avons pu nous affranchir du compactage
des refus de dégrillage et dissocier les refus issus du dégrilleur moyen de ceux issus du tamis.
Ainsi, nous avons collecté deux fractions différentes : les refus supérieurs à 15 mm (dégrilleur
moyen) et ceux compris entre 15 mm et 3 mm (tamis) (Cf. Figure 10).
La STEP de Bourg-en-Bresse a fait l’objet de deux campagnes de prélèvements (en
novembre 2007 et juin 2008). La durée de chaque campagne est de trois jours. Des
échantillons correspondant à la production de chaque journée sont constitués et ceci pour
chacun des points de prélèvements.
Déshuileur Dessableur
Compacteur à vis
Arrivée des eaux usées Réseau pseudo-séparatif
(72.7 % séparatif)
refus refus
refus compactés
Dégrilleur 15 mm
Tamiseur 3 mm
Traitement des eaux usées:
boues activées
Benne
Point de prélèvements
Légende:
Figure 10. Schéma de l’installation de prétraitement à Bourg-en-Bresse en fonctionnement normal
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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1.3. Fontaines-sur-Saône (Rhône)
Cette station d’épuration a été mise en service en 1971 puis agrandie en 1978 jusqu'à
une capacité de 25 000 EH. Insuffisante, tant quantitativement que qualitativement, elle a été
rénovée et agrandie en 1992 pour atteindre une capacité de traitement de 45 000 EH, avec une
meilleure insertion dans le site. Elle est du type « filtres biologiques » et est exploitée par le
Grand Lyon.
L’étape des prétraitements des eaux usées dispose de deux dégrilleurs : un dégrilleur
moyen de 25 mm et un dégrilleur fin de 10 mm, situé après déshuilage et dessablage. Les
refus générés ont été collectés séparément, constituant ainsi deux fractions : les refus
supérieurs à 25 mm (dégrilleur moyen) et ceux compris entre 25 mm et 10 mm (dégrilleur
fin).
Les refus de dégrillage de Fontaines-sur-Saône ont fait l’objet d’une seule campagne
de prélèvements (en mai 2009) d’une durée de trois jours. Au niveau de chaque dégrilleur, des
échantillons représentatifs d’une journée de prélèvements ont été constitués pour les analyses
en laboratoire.
Déshuileur Dessableur
Compacteur à vis
Arrivée des eaux usées
refus refus
refus compactés
Dégrilleur 25 mm
Dégrilleur fin
10 mm
Traitement des eaux usées:
biofiltre
Benne
Point de prélèvements
Légende:
Figure 11. Schéma de l’installation de prétraitement à Fontaines-sur-Saône en fonctionnement normal
1.4. Givors (Rhône)
Cette station d’épuration, de type « biofiltre », possède une capacité nominale de
traitement de 88 000 EH et est exploitée par la société SDEI Givors (Société de Distribution
d’Eaux Intercommunales de Givors). Actuellement, la charge de pollution traitée par la
station équivaut à une charge correspondante à 65000 EH.
Lors des campagnes à Givors, les deux points de prélèvement se situent aux mêmes
endroits qu’en fonctionnement normal. Ainsi, nous prélevons des refus non compactés au
niveau du dégrilleur grossier (refus > 60 mm) et un mélange de refus compactés provenant
d’un dégrilleur à 25 mm et d’un dégrilleur fin à 6 mm (60 mm > refus > 6 mm).
La STEP de Givors a fait l’objet de deux campagnes de prélèvements (en mai et
septembre 2007). La durée de chaque campagne est d’une semaine. Nous constituons des
échantillons correspondant à des prélèvements d’un jour (sauf le week-end) et ceci pour
chacun des points de prélèvements.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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Dégrilleur grossier 60 mm
Déshuileur Dessableur
Compacteur à
vis
Benne 1
Arrivée des eaux usées Réseau unitaire
refus refus refus
refus compactés
Dégrilleur 25 mm
Dégrilleur fin 6 mm
Traitement des eaux usées:
biofiltre
Benne 2
Point de prélèvements
Légende:
Figure 12. Schéma de l'installation de prétraitement à Givors en fonctionnement normal
1.5. Lyon Pierre-Bénite (Rhône)
Construite en 1972, la station d'épuration de Lyon Pierre-Bénite, de type biologique à
boues activées, est l'une des deux plus importantes de l'agglomération lyonnaise. Elle est, en
dehors de la région parisienne, la plus grande station française à être exploitée par une
collectivité (Grand-Lyon). Après un vaste chantier de modernisation de ses installations lancé
en 2002, la station d'épuration de Pierre-Bénite a une capacité de traitement de 1 000 000 EH.
Actuellement, la charge de pollution traitée par la station équivaut à 425 000 EH.
L’étape des prétraitements des eaux usées dispose de deux types de dégrilleur : un
dégrilleur grossier de 60 mm et un dégrilleur fin de 6 mm, situé après déshuilage et
dessablage. Les refus générés ont été collectés séparément, constituant ainsi deux fractions :
les refus supérieurs à 60 mm (dégrilleur grossier) et ceux compris entre 60 mm et 6 mm
(dégrilleur fin).
Les refus de dégrillage de Lyon Pierre-Bénite ont fait l’objet d’une seule campagne de
prélèvements en avril 2009 d’une durée de 24 heures. Des échantillons à chaque point de
prélèvement ont été constitués pour les analyses en laboratoire.
Déshuileur Dessableur
Compacteur à vis
Arrivée des eaux usées
Réseau unitaire
refus refus
refus compactés
Dégrilleur grossier 60 mm
Dégrilleur fin 6 mm
Traitement des eaux usées:
boues activées
Benne
Point de prélèvements
Légende:
Benne
Figure 13. Schéma de l'installation de prétraitement à Lyon Pierre-Bénite en fonctionnement normal
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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67
1.6. Distribution des STEP sélectionnées vis-à-vis des critères retenus
Le choix des stations d’épuration a pour objectif de caractériser les refus de dégrillage
pour des mailles allant de 3 mm à 60 mm (Tableau 11). Il est alors possible d’évaluer l’impact
de la diminution des mailles des dégrilleurs sur la composition des refus et les masses et
volumes générés.
Tableau 11. Répartition des STEP en fonction des types de dégrilleurs
Type de dégrilleur Maille de dégrillage STEP
Tamis 3 mm Annemasse
Bourg-en-Bresse
Dégrilleur fin 6 mm
Givors
Lyon Pierre-Bénite
10 mm Fontaines-sur-Saône
Dégrilleur moyen
15 mm Annemasse
Bourg-en-Bresse
25 mm Givors
Fontaines-sur-Saône
Dégrilleur grossier 60 mm
Annemasse
Givors
Lyon Pierre-Bénite
L’étude doit permettre également de mettre en évidence l’influence de la capacité de
traitement des stations d’épuration sur la composition des refus de dégrillage ainsi que sur les
masses et volumes générés. Le Tableau 12 synthétise l’ensemble des caractéristiques des
STEP retenues pour la caractérisation des refus de dégrillage.
Tableau 12. Caractéristiques des STEP sélectionnées
STEP
Procédé de
traitement des eaux
usées
Charge polluante
traitée
(en EH)
%
d’effluent
domestique
Type du réseau
d’assainissement
Fontaines-sur-
Saône Biofiltre 20 000 - Unitaire
Givors Biofiltre 65 000 > 90 % Unitaire
Bourg-en-
Bresse Boues activées 90 000 65 %
Pseudo-séparatif
(72,7 % séparatif)
Annemasse Biofor© 70 000 > 90 %
Pseudo-séparatif
(40 % séparatif)
Lyon Pierre-
Bénite Boues activées 425 000 - Unitaire
2. Quantification des refus de dégrillage : masses et volumes générés
Le protocole général mis en place pour le prélèvement des refus de dégrillage suit les
principales recommandations de la norme européenne NF EN 14899:2005 (« Caractérisation
des déchets - Prélèvement des déchets - Procédure-cadre pour l'élaboration et la mise en
œuvre d'un plan d'échantillonnage ») et des cinq rapports techniques qui lui sont associés
(CEN/TR 15310-1 jusqu’à CEN/TR 15310-5, 2006), relatifs à l’échantillonnage des déchets.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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Pour chacun des sites retenus, une visite préliminaire a été organisée afin d’élaborer un
plan d’échantillonnage adapté, en collaboration avec le personnel technique des STEP, afin
d’éviter ou de minimiser les éventuels problèmes et risques liés à notre intervention sur les
sites. Une bonne communication et une bonne collaboration avec le personnel des STEP sont
des facteurs clés pour garantir le bon déroulement d’une campagne de prélèvements.
Les campagnes de prélèvements se sont déroulées entre mai 2007 et juin 2009,
pendant une durée comprise entre une journée et une semaine (en fonction du site de
prélèvement et du protocole défini). Les résultats des analyses d’autocontrôle, pendant les
différentes campagnes, tels que les débits d’eaux traitées, la DBO, la DCO, MES, etc. nous
ont été fournis par les laboratoires d’analyses des STEP ou par le CEMAGREF de Lyon,
partenaire de l’étude.
La totalité des refus de dégrillage générés pendant les campagnes est pesée et les
volumes estimés. Ensuite, des échantillons représentatifs correspondant à la production
quotidienne pour chaque fraction de refus collectés sont constitués par quartage, puis
transportés au laboratoire et conservés pendant une durée maximale d’une semaine en
chambre froide (5 ± 2 °C) avant le début des analyses relatives à la caractérisation qualitative
du déchet.
3. Caractérisation par catégories de matériaux des refus de dégrillage
L’ADEME a élaboré en 1993 une méthode de caractérisation (échantillonnage et tri)
des ordures ménagères (MODECOMTM
). Depuis, cette méthode a fait l’objet de plusieurs
normes, dont la norme AFNOR XP X30-408:1996 « Déchets – Caractérisation d’un
échantillon de déchets ménagers et assimilés » ainsi que la norme NF X30-466:2004
« Déchets ménagers et assimilés – Méthode de caractérisation – Analyse sur produit sec ».
Elles permettent de déterminer la composition par catégories des déchets ménagers et
assimilés.
Dans le cadre de nos travaux, nous avons adapté ces normes au déchet que nous
voulions caractériser. Ainsi, pour des raisons d’hygiène et compte tenu de la consistance
« pâteuse » du déchet, le tri s’effectue sur les refus préalablement séchés dans une étuve à
80 °C. Toutes les catégories de tri proposées pour la caractérisation des ordures ménagères ne
sont pas identifiables lors du tri sur déchet sec des refus de dégrillage. Nous n’avons donc
considéré que dix catégories de tri, présentées dans le Tableau 13, regroupant tous les
constituants du déchet étudié.
Les refus de dégrillage prélevés, échantillonnés puis séchés sont disposés sur une
table de tri à trous ronds de 20 mm. Le tri, en fonction des catégories précédemment citées,
s’effectue à la main et les fines, inférieures à 20 mm, tombent dans un bac de récupération. A
chaque élément est attribuée la catégorie la plus pertinente. Par exemple, une brindille
pourrait être classée dans la catégorie des combustibles mais celle des végétaux est plus
représentative. Une fois le criblage et le tri effectués, nous déterminons la composition par
catégories (en % MS) du déchet étudié.
La réalisation du tri permet, d’une part, d’évaluer la variabilité de la composition des
refus de dégrillage au sein d’une même STEP ainsi qu’entre les différentes STEP étudiées et,
d’autre part, d’identifier la part potentiellement biodégradable du déchet.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
R. Le Hyaric
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69
Tableau 13. Description des catégories de tri retenues pour la caractérisation des refus de dégrillage
Catégories de tri Eléments constitutifs
Fines (< 20 mm) Mélange de sable, débris de verre, cendres, déchets végétaux, résidus fins…
Textiles sanitaires Lingettes, tampons, serviettes hygièniques…
Végétaux Gazon coupé, herbes, fleurs, brindilles, feuilles…
Papiers – Cartons Journaux, cartons ondulés, sacs et papiers d’emballages…
Plastiques Sacs et films plastiques, tuyaux, stylos, brosses à dents, préservatifs…
Textiles Textiles en fibres naturelles (coton, laine, ...) et synthétiques, filets de fruits
ou légumes...
Métaux, Aluminium Boîtes de boisson et de conserve, clés, outils, visseries...
Composites Emballages composés de plusieurs matériaux (papiers, plastiques,
aluminium) non séparables (emballage de café ...).
Combustibles Boîtes à fromage, barquettes de fruits, bois (planches...), cuir (chaussures,
sacs ...), caoutchouc...
Incombustibles Verres, minéraux et autres matériaux inertes non classés dans les autres
catégories comme la céramique, les faïences, les briques, le plâtre…
4. Caractérisation physico-chimique
4.1. Matière sèche ou siccité
Tous les échantillons représentatifs (masses d’environ 20 kg) de refus prélevés sont
transportés au laboratoire puis séchés afin de déterminer leur siccité. Si l’échantillon à sécher
doit faire l’objet d’un tri manuel, alors le séchage est réalisé dans une étuve à 80 ± 5 °C
pendant une durée d’environ 10 jours (jusqu’à poids constant), pour ne pas détériorer
certaines catégories de tri, et notamment les plastiques. Sinon, le séchage est réalisé dans une
étuve à 105 ± 5 °C jusqu’à masse constante selon la norme NF ISO 11465.
La mesure de la teneur en matière sèche est réalisée par pesée différentielle avant et
après séchage de l’échantillon analysé. Les résultats s’expriment généralement en pourcentage
de matière humide (% MH).
4.2. Matière « volatile » et matière minérale
La matière « volatile » est couramment assimilée à la matière organique totale
contenue dans le résidu sec (MV ≈ MO). Elle correspond à la matière détruite par calcination
de la matière sèche dans un four à moufle à 550 °C pendant au minimum 4 heures, selon la
méthode normalisée de mesure de la perte au feu NF U 44-160.
La matière minérale (MM) après calcination correspond aux cendres résiduelles
(résidus de la combustion de la matière calcinable + matière non calcinable).
La teneur en matière « volatile » est déterminée par pesée différentielle du résidu sec
avant et après calcination. Elle s’exprime en pourcentage de matière sèche (% MS).
Ces analyses sont effectuées en triplicats sur un échantillon sec du déchet (env.
20 gMS) ou sur les différentes catégories de tri (sauf les catégories « métaux » et
« incombustibles »), préalablement broyés à moins de 10 mm. La teneur en matière
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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70
« volatile » des refus de dégrillage est alors calculée au prorata de la composition déterminée
par le tri manuel.
4.3. Matière organique oxydable et non oxydable
Il s’agit de déterminer la teneur en matière organique oxydable du déchet par
oxydation à l’hypochlorite de sodium (eau de javel). Le protocole s’inspire de la méthode de
détermination des éléments inertes dans un compost (norme NF XP U 44-164).
La matière organique oxydable (MOO) est la matière oxydée par attaques successives
à l’eau de javel concentrée. Elle est généralement assimilée à la matière organique
fermentescible. Le résidu de l’attaque est la matière non oxydable (MNO).
La teneur en matière organique oxydable est déterminée par pesée différentielle du
résidu sec avant et après oxydation. Elle s’exprime généralement en pourcentage de matière
sèche (% MS).
Ces analyses sont effectuées en triplicats sur les échantillons secs (100 à 150 gMS) de
chacune des catégories de tri (sauf les catégories « métaux » et « incombustibles »),
préalablement broyés à moins de 10 mm. La matière organique oxydable des refus de
dégrillage est estimée au prorata de la composition déterminée après le tri manuel.
5. Etude de la biodégradabilité
La biodégradabilité d’un déchet correspond à la fraction de matière organique du
déchet dégradable par voie biologique. Cette définition se réfère donc à des conditions de
biodégradation [Gourdon et al., 1996 ; RECORD, 2002]. Nous étudierons ainsi dans le cadre
de ces travaux la biodégradabilité des refus de dégrillage, ou des fractions constitutives, par
voies aérobie et anaérobie, selon les méthodes présentées ci-après.
5.1. Mesure de la Demande Biochimique en Oxygène sur déchets solides en suspension
(DBOs)
Ce test, conçu au LGCIE (INSA de Lyon), permet de mesurer la demande
biochimique en oxygène d’un échantillon mis en suspension dans un milieu nutritif en
présence d’un inoculum, afin de connaître la biodégradabilité aérobie intrinsèque de la
matière organique contenue dans le déchet.
Il est réalisé sur déchets broyés à < 1 mm et sur une quantité de déchet de l’ordre du
gramme. Dans chaque flacon, on ajoute ensuite 20 ml d’inoculum, 30 ml de mélange nutritif
et 50 ml d’eau. La quantité d’inoculum introduite est suffisamment importante pour éviter
toute phase de latence liée à la croissance de la population microbienne.
Les essais de DBOs durent 28 jours. Ils se déroulent dans l’obscurité, à température
régulée (30 °C) et sous agitation magnétique. Ils sont réalisés en triplicats, en présence d’un
témoin positif et d’un témoin négatif.
Les résultats de DBOs sont exprimés en g O2.kg-1
MS.
Les essais de biodégradabilité sont effectués sur les 4 principales fractions
potentiellement biodégradables issues du tri par catégories des refus de dégrillage, à savoir les
textiles sanitaires, les fines (< 20 mm), les végétaux et les papiers. Nous estimons ainsi le
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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potentiel de biodégradation du déchet au prorata des résultats de composition des refus de
dégrillage.
5.2. Mesure du Potentiel Bio-Méthanogène (PBM)
Les tests d’évaluation du Potentiel Bio-Méthanogène (PBM) (ou biomethane potential
(BMP) en anglais) ont été initialement développés pour estimer la biodégradabilité d’effluents
liquides. Depuis une vingtaine d’années, ils sont également utilisés sur des déchets solides en
suspension dans un milieu nutritif adapté au développement d’une population microbienne
anaérobie. Il s’agit de déterminer la quantité maximale de biogaz, et plus particulièrement de
méthane (CH4), générée lors de la dégradation d’un échantillon solide en condition
d’incubation anaérobie optimale.
Les essais de mesure du Potentiel Bio-Méthanogène ont été effectués dans des flacons
Schott©
de 250 ml hermétiquement fermés par des bouchons en butyle sertis par des bagues
en plastique pour garantir une parfaite étanchéité aux gaz.
L’inoculum anaérobie est préparé à partir d’une boue de digesteur anaérobie de la
station d’épuration de Bourg-en-Bresse (boue mésophile). Il permet de disposer d’une flore
acétogène et méthanogène d’ores et déjà active au commencement des essais afin d’éviter une
accumulation d’acides gras volatils et donc une inhibition au pH.
Les flacons sont préparés sous atmosphère d’azote. L’échantillon solide (5 gMV/l),
séché puis broyé à 1 mm, est mélangé à l’inoculum et au milieu nutritif contenant des
éléments essentiels au développement microbien et conférant également un pouvoir tampon
pour contrôler les éventuels écarts de pH. Les essais sont réalisés en triplicats pour s’assurer
de la reproductibilité des résultats obtenus, dans une salle d’incubation thermostatée à 35 °C,
correspondant à une digestion en condition mésophile.
La production de biogaz est déterminée par un suivi manométrique à l’aide d’un
manomètre électronique de marque Digitron©
d’une précision de l’ordre de 2 mbar et de
pression maximale de 2000 mbar. Les mesures de pression, à partir de la loi des gaz parfaits et
du volume gazeux disponible, permettent de calculer le volume de biogaz produit. Le volume
de biogaz produit est ensuite exprimé par rapport aux conditions normales de température et
de pression (CNTP, 0 °C et 1 atm).
La composition du biogaz est régulièrement analysée à l’aide d’un micro-
chromatographe Agilent©
G2890A-P200H à détection par conductivité thermique. Le micro-
chromatographe contient 2 modules : la colonne A est une « Poraplot U » et la colonne B est
une « Molsieve ». Les conditions d’analyses sont présentées dans le Tableau 14.
Tableau 14. Conditions d'analyses du biogaz par micro-chromatographie en phase gazeuse
Colonne A Colonne B Colonne A
Gaz détectés O2+N2, CH4, CO2 O2, N2, CH4, CO H2S
Gaz vecteur Hélium Hélium Hélium
Température de la colonne (°C) 50 100 80
Temps d’injection 20 ms 20 ms 200 ms
Sensibilité du détecteur Faible Faible Elevée
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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Les résultats de production de biogaz sont exprimés sous la forme de volume cumulé
de biogaz ou de méthane produit par rapport à la teneur en matière volatile (unité : Nm3/tMV)
ou à la teneur en matière sèche (unité : Nm3/tMS).
Dans le cadre de notre étude, nous effectuons ces essais sur les principales fractions de
tri des refus de dégrillage présentant un caractère potentiellement biodégradable.
6. Synthèse des essais réalisés pour la caractérisation des refus de dégrillage
Le Tableau 15 ci-après récapitule l’ensemble des analyses réalisées sur les différents
échantillons prélevés dans chacune des stations d’épuration, ainsi que les conditions
opératoires de préparation de ces échantillons.
Tableau 15. Synthèse des analyses réalisées sur les refus de dégrillage et les catégories du tri
Echantillon analysé Analyse matière globale Etude de la biodégradabilité
% MS % MV % MOO DBOs28 PBM90
Déchet brut X X - - -
Textiles sanitaires - X X X X
Fines (<20mm) - X X X X
Végétaux - X X X X
Papiers - X X X X
Composites - X X - -
Textiles - X X - -
Combustibles - X X - -
Plastiques - X X - -
Métaux - - - - -
Incombustibles - - - - -
Légende :
X : analyse sur échantillon brut
X : analyse sur échantillon séché et broyé à < 10 mm (sauf pour le déchet brut)
X : analyse sur échantillon séché et broyé à < 1 mm
IV. Résultats et discussion
La caractérisation des refus de dégrillage, dans le cadre de notre étude, a fait l’objet
d’un total de 8 campagnes de prélèvements réparties sur 3 ans et menées dans 5 stations
d’épuration de la région Rhône-Alpes.
La caractérisation des refus de dégrillage s’effectue à deux échelles :
▪ une caractérisation globale sur les quantités de refus de dégrillage générés, leur
composition et leur siccité. Les paramètres tels que les caractéristiques des stations
d’épuration (capacité de traitement, maille des dégrilleurs, compactage des refus) et
les conditions lors du déroulement des campagnes de prélèvements (pluviométrie
notamment) sont intégrés pour l’étude des facteurs d’influence ;
▪ une caractérisation bio-physico-chimique sur les principaux éléments constitutifs des
refus de dégrillage. Cette caractérisation vise à décrire en particulier la matière
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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organique des refus de dégrillage (matière volatile, matière organique oxydable) et sa
biodégradabilité (potentiel bio-méthanogène et demande biochimique en oxygène).
La finalité de cette caractérisation est de préciser les connaissances actuelles des refus
de dégrillage et d’identifier les principaux facteurs d’influence, afin de pouvoir orienter leur
traitement vers les filières qui semblent les plus adaptées.
Il est important de souligner que, sauf mention contraire, l’ensemble des résultats
présentés est valable en période de « temps sec », définie comme référence. Les données
en période de « temps de pluie » sont précisées au cas par cas lorsqu’il apparait
opportun de les présenter.
1. Masses générées, masse volumique et siccité des refus de dégrillage
Lors des différentes campagnes menées dans le cadre de cette thèse, nous avons
déterminé la masse brute ainsi que le volume de l’ensemble des refus générés. Toutefois, afin
de pouvoir comparer la production de refus en fonction des différentes stations d’épuration
retenues pour l’étude, il est important de pouvoir travailler à partir de données qui soient le
moins affectées par les équipements des STEP où se déroulent les campagnes.
Comme l’a montré la synthèse bibliographique, la masse brute ou le volume des refus
générés dépendent directement de la présence (ou non) d’un compacteur et de son efficacité,
de la maille minimale de dégrillage ou du flux de pollution collecté. D’autres facteurs tels le
type de réseaux d’assainissement, le mode de stockage des refus (benne avec ou sans
égouttage) ou même la hauteur de chute des déchets dans la benne modifient la masse brute
et/ou le volume des refus générés.
Par contre, si nous considérons uniquement la masse sèche du déchet, alors seuls la
maille des dégrilleurs, le type de réseau et le flux de pollution collecté ont un impact sur cette
donnée. Il est donc plus aisé de comparer les quantités sèches de refus générés entre deux ou
plusieurs stations.
Enfin, la pluviométrie joue un rôle majeur sur les caractéristiques des refus générés.
L’ensemble des résultats présentés ci-après (masse sèche, masse volumique et siccité)
correspond aux résultats obtenus en période de « temps sec ». L’impact de la pluviométrie
sera étudié séparément, en tant que facteur d’influence.
1.1. Production moyenne des refus de dégrillage
Le Tableau 16 propose une synthèse des masses de refus générés dans les différentes
stations en période de temps sec, en fonction des mailles des dégrilleurs. La masse sèche
moyenne des refus de dégrillage générés en temps sec varie entre 0,07 kgMS.EH-1
.an-1
pour
les stations de Fontaines-sur-Saône et de Givors et 0,32 kgMS.EH-1
.an-1
pour la station
d’Annemasse. Les campagnes de prélèvements mettent ainsi en évidence la différence de
gisement qui peut exister entre deux STEP, même si la maille minimale de dégrillage permet
d’expliquer en partie cette disparité (Cf. § IV.1.3 Etude des facteurs d’influence sur la
production des refus de dégrillage, p.75).
La masse sèche moyenne des refus prélevés en période de « temps sec » lors de nos
différentes campagnes de prélèvements est inférieure aux masses sèches moyennes présentées
dans la synthèse bibliographique, dont les valeurs sont comprises entre 0,3 – 0,4 kgMS.EH-
1.an
-1 et 2 kgMS.EH
-1.an
-1 (Cf. Tableau 5). Il n’est cependant pas précisé s’il s’agit
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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d’estimations en période de « temps sec » ou non, ce qui pourrait expliquer en partie les écarts
rencontrés.
Tableau 16. Masse sèche moyenne des refus de dégrillage générés en période de « temps sec »
STEP Fraction de refus Campagne 1
(en kgMS.EH-1
.an-1
) Campagne 2
(en kgMS.EH-1
.an-1
) Moyenne
(en kgMS.EH-1
.an-1
)
Annemasse
> 60 mm - 0,09 0,09
15 – 60 mm - 0,15 0,15
3 – 15 mm - 0,08 0,08
Total > 3 mm - 0,32 0,32
Bourg-en-Bresse
> 15 mm 0,09 0,07 0,08
3 – 15 mm 0,06 0,09 0,08
Total > 3 mm 0,15 0,17 0,16
Fontaines-sur-Saône
> 25 mm 0,05 - 0,05
10 – 25 mm 0,02 - 0,02
Total > 10 mm 0,07 - 0,07
Givors
> 60 mm 0,02 0,02 0,02
6 – 60 mm 0,08 0,03 0,05
Total > 6 mm 0,09 0,04 0,07
Lyon Pierre-Bénite
> 60 mm 0,02 - 0,02
6 – 60 mm 0,07 - 0,07
Total > 6 mm 0,10 - 0,10
Remarques :
▪ La première campagne à Annemasse s’est déroulée en période de « temps de pluie »
uniquement, les résultats ne sont donc pas présentés ici ;
▪ Les stations de Fontaines-sur-Saône et de Lyon Pierre-Bénite n’ont fait l’objet que
d’une campagne de prélèvements.
1.2. Masse volumique et siccité moyennes des refus de dégrillage
Le Tableau 17 présente les résultats de masse volumique et de siccité obtenus lors des
différentes campagnes de prélèvements, en période de « temps sec », pour l’ensemble des
fractions collectées. La masse volumique et la siccité des refus sont déterminées au prorata
des masses des fractions collectées.
La masse volumique moyenne des refus de dégrillage non compactés, estimée lors des
différentes campagnes réalisées, est de 0,7 kg/l pour une siccité voisine de 14 % (Cf. Tableau
17).
S’il semble admis (ou pratique) de considérer que les refus de dégrillage ont une
masse volumique proche de 1 kg/l, l’étude expérimentale de cette thèse ainsi que la synthèse
bibliographique montrent que la masse volumique de ces déchets se situerait en réalité autour
de 0,7 ou 0,8 kg/l.
Concernant la siccité du déchet, l’étude expérimentale et l’étude bibliographique
permettent de valider une valeur moyenne proche de 15 % pour des refus non compactés.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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Tableau 17. Masse volumique et siccité moyennes des refus de dégrillage, compactés ou non
STEP Fraction de refus Masse volumique
(en kg/l) Siccité
(en % MH) Compactage
Annemasse
> 60 mm 0,66 16,5 en partie
15 – 60 mm 0,80 12,7 non
3 – 15 mm 0,83 14,8 non
Total > 3 mm 0,76 14,4 -
Bourg-en-Bresse
> 15 mm 0,69 15,3 non
3 – 15 mm 0,92 14,6 non
Total > 3 mm 0,80 14,9 -
Fontaines-sur-Saône
> 25 mm 0,63 14,1 non
10 – 25 mm 0,73 10,7 non
Total > 10 mm 0,67 12,9 -
Givors
> 60 mm 0,57 15,2 non
6 – 60 mm 0,46 35,9 oui
Total > 6 mm 0,51 26,7 -
Lyon Pierre-Bénite
> 60 mm 0,61 12,7 non
6 – 60 mm 0,79 15,8 oui
Total > 6 mm 0,73 14,9 -
1.3. Etude des facteurs d’influence sur la production des refus de dégrillage
1.3.1. Maille minimale de dégrillage
Les stations sélectionnées pour l’étude de la caractérisation des refus de dégrillage
permettent de mettre en évidence le lien entre la maille de dégrillage et la quantité de refus
générés. La Figure 13 ci-dessous décrit cette tendance, tout en soulignant que la variation du
gisement pour une même maille reste néanmoins importante (près d’un facteur 2 pour les
mailles de 3 et 6 mm).
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
0,40
0 2 4 6 8 10 12
Maille minimale de dégrillage (mm)
Mass
e m
oy
en
ne d
e r
efu
s
(k
g.E
H-1
.an
-1)
Figure 14. Influence de la maille de dégrillage sur la quantité de refus générés en « temps sec »
Par ailleurs, il est intéressant de constater que la masse volumique des refus de
dégrillage non compactés augmente lorsque la maille de dégrillage diminue (Figure 15).
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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76
Celle-ci varie en effet d’environ 0,88 kg/l pour une maille de 3 mm à environ 0,61 kg/l pour
une maille de 60 mm, ce qui traduit bien l’influence de la granulométrie des particules sur la
mesure de la masse volumique apparente.
0,50
0,55
0,60
0,65
0,70
0,75
0,80
0,85
0,90
0,95
1,00
0 20 40 60 80
Maille de dégrillage (mm)
Mass
e v
olu
miq
ue d
es
refu
s
(k
g/l
)
Figure 15. Influence de la maille de dégrillage sur la masse volumique des refus de dégrillage
1.3.2. Compactage des refus
Un compacteur a plusieurs fonctions dans l’étape des prétraitements : d’une part, il
permet de réduire les volumes de refus générés et, d’autre part, il permet d’éliminer une partie
de l’eau que ces déchets contiennent, augmentant ainsi la siccité des refus et diminuant la
masse brute. Le rôle du compactage a été étudié sous 2 aspects, présentés ci-après.
▪ Impact sur la siccité des refus
L’impact du compacteur n’a pas fait l’objet d’une étude poussée dans le cadre de cette
thèse. Son rôle a été étudié sur la fraction « 6 – 60 mm » au cours des campagnes à la STEP
de Givors et à la STEP de Lyon Pierre-Bénite, et de façon ponctuelle aux stations
d’Annemasse et de Bourg-en-Bresse.
Le Tableau 18 décrit l’influence du compactage sur la siccité du déchet. Nous
observons sans surprise que le compacteur permet un gain en siccité. Cependant, l’efficacité
de l’équipement à Annemasse, contrairement à Bourg-en-Bresse, est largement critiquable
puisque la siccité du déchet n’augmente que de 2,5 points, contre plus de 10 points à Bourg-
en-Bresse. Plusieurs hypothèses peuvent expliquer le manque d’efficacité du compacteur à
Annemasse comme une longueur et une inclinaison trop faibles de la vis compacteuse, ce qui
ne permet pas un égouttage optimal des refus, et une pression exercée par la trappe de sortie
pas assez importante.
A Lyon Pierre-Bénite, le compacteur est équipé d’un système de lavage de refus qui,
lors de la campagne, présentait un défaut puisque de l’eau gouttait directement dans la benne
de stockage, sur les refus compactés. La siccité des refus est donc faussée et ne permet pas de
conclure sur le rôle du compactage, si ce n’est que la présence d’un compacteur dans de telles
conditions d’exploitation est (quasiment) sans effet.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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77
Enfin, à la STEP de Givors, le compactage des refus permet d’obtenir une siccité
élevée (39,6 % et 28,5 %), même s’il existe une grande variation d’une campagne sur l’autre.
L’étude expérimentale valide donc une siccité proche de 30 %, comme évoquée dans
la synthèse bibliographique, lorsque l’efficacité du compacteur est avérée.
Tableau 18. Influence du compactage sur la siccité des refus de dégrillage
STEP Fraction de refus Siccité
Sans compactage Avec compactage
Annemasse > 60 mm 15,3 % 17,7 %
Bourg-en-Bresse > 3 mm 14,9 % 25,3 %
Givors (Mai 2007) 6 – 60 mm - 39,6 %
Givors (Septembre 2007) 6 – 60 mm - 28,5 %
Lyon Pierre-Bénite 6 – 60 mm - 15,8 %
▪ Impact sur la masse volumique des refus
Si le compactage permet d’éliminer une partie de l’eau contenue dans le déchet, il
diminue également les volumes de refus générés. Comme le gain en siccité est plus important
que la diminution des volumes générés, cela se traduit par une masse volumique des refus
compactés inférieure à celle des refus non compactés (Cf. Tableau 17, p.75). Faute d’un plus
grand nombre de données, nous n’approfondissons pas cet aspect même si cette information
peut présenter un intérêt pour la gestion des refus de dégrillage, et notamment dans le cadre de
leur transport.
1.3.3. Pluviométrie
La pluviométrie, qui augmente le débit des eaux usées en entrée des STEP, est le
paramètre qui a le plus d’influence sur la quantité des refus générés. Selon les différentes
campagnes menées, on estime ainsi la production des refus en période de « temps de pluie »
entre 0,40 et 0,55 kgMS.EH-1
.an-1
contre 0,03 à 0,3 kgMS.EH-1
.an-1
en période de « temps
sec » (Tableau 19).
L’impact de la pluviométrie est particulièrement mis en avant à l’aide du ratio « temps
de pluie / temps sec ». Les productions de refus sont multipliées jusqu’à un facteur 14, et le
ratio est plus important pour les STEP traitant les eaux usées d’un réseau d’assainissement de
type 100 % unitaire. Un ratio « temps de pluie / temps sec » élevé peut également s’expliquer
par la présence de zones de dépôts en période de « temps sec » au sein du réseau
d’assainissement à cause d’une trop faible inclinaison de ce dernier. La petite quantité de
refus collectés à Fontaines-sur-Saône en « temps sec », qui présente cette caractéristique,
vient appuyer cette hypothèse.
Il est difficile de déterminer précisément un ratio « temps de pluie / temps sec »
puisque la masse des refus générés en « temps de pluie » dépend de la durée de la période de
« temps sec » qui la précède, pendant laquelle les déchets solides s’accumulent dans le réseau,
mais également de l’intensité du phénomène orageux, provoquant un effet « chasse d’eau ».
De la même manière, les masses de refus générés en période de « temps sec » suivant une
période de « temps de pluie » sont faibles.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
78
Tableau 19. Influence de la pluviométrie sur les masses de refus générés
STEP Fraction de refus Masse sèche (en kgMS.EH
-1.an
-1) Ratio
« temps de pluie / temps sec » « temps sec » « temps de pluie »
Annemasse
> 60 mm 0,09 0,16 1,8
15 – 60 mm 0,15 0,20 1,3
3 – 15 mm 0,08 0,15 1,9
Total > 3 mm 0,32 0,50 1,6
Bourg-en-Bresse
> 15 mm 0,08 0,20 2,5
3 – 15 mm 0,08 0,20 2,5
Total > 3 mm 0,16 0,40 2,5
Fontaines-sur-Saône
> 25 mm 0,02 0,34 17,0
10 – 25 mm 0,01 0,09 9,0
Total > 10 mm 0,03 0,43 14,3
Givors
> 60 mm 0,02 0,37 18,5
6 – 60 mm 0,05 0,18 3,6
Total > 6 mm 0,07 0,55 7,9
1.4. Masses et volume moyens des refus de dégrillage : synthèse
L’objectif de ce paragraphe est d’estimer la production de refus de dégrillage en
intégrant le paramètre « temps sec / temps de pluie ». L’approche proposée vise ainsi à
déterminer plus précisément la production moyenne annuelle des refus de dégrillage selon des
hypothèses issues de la caractérisation menée dans le cadre de nos travaux, en fonction de la
présence ou non d’un compacteur, et à extrapoler ces valeurs en terme de masses brutes et de
volumes de déchet générés. Pour cela, nous allons considérer les hypothèses de calcul
suivantes :
▪ Une semaine « type » est constituée de 5 jours en « temps sec » pour 2 jours de
« temps de pluie » (ratio moyen observé à la station météorologique de Lyon – Bron,
sur la période 1971 - 2000). Ainsi, sur une année de 365 jours, cela équivaut à 260
jours de « temps sec » et 105 jours de « temps de pluie » ;
▪ Les refus de dégrillage non compactés ont une siccité de 15 % et une masse volumique
estimée à 0,7 kg/l ;
▪ Les refus de dégrillage compactés ont une siccité de 30 % et une masse volumique
estimée à 0,6 kg/l ;
▪ La siccité et la masse volumique des refus de dégrillage sont indépendantes de la
pluviométrie.
Le Tableau 20 et le Tableau 21 regroupent les productions estimées de refus de
dégrillage sur la base de ces différentes hypothèses de calcul, et de la présence ou non d’un
compacteur. A partir des masses sèches moyennes générées à Annemasse et à Bourg-en-
Bresse, et en fonction des périodes de « temps sec » et de « temps de pluie », nous estimons la
masse moyenne de refus à 0,30 kgMS.EH-1
.an-1
pour une maille de dégrillage de 3 mm. Ceci
équivaut à une production brute de 2,0 kg.EH-1
.an-1
et 2,9 l.EH-1
.an-1
pour des refus non
compactés, et de 1,0 kg.EH-1
.an-1
et 1,7 l.EH-1
.an-1
pour des refus compactés. Les quantités
générées diminuent lorsque la maille de dégrillage augmente.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
79
Tableau 20. Production estimée de refus de dégrillage non compactés
STEP Type de refus
Masse sèche
(en kgMS.EH-1
.an-1
) Masse brute
estimée Volume estimé
Tps sec Tps de pluie Moyenne (en kg.EH-1
.an-1
) (en l.EH-1
.an-1
)
Annemasse > 3 mm 0,32 0,50 0,37 2,5 3,5
Bourg-en-Bresse > 3 mm 0,16 0,40 0,23 1,5 2,2
Fontaines-sur-Saône > 10 mm 0,03 0,43 0,15 1,0 1,4
Givors > 6 mm 0,07 0,55 0,21 1,4 2,0
Tableau 21. Production estimée de refus de dégrillage compactés
STEP Type de refus
Masse sèche
(en kgMS.EH-1
.an-1
) Masse brute
estimée Volume estimé
Tps sec Tps de pluie Moyenne (en kg.EH-1
.an-1
) (en l.EH-1
.an-1
)
Annemasse > 3 mm 0,32 0,50 0,37 1,2 2,1
Bourg-en-Bresse > 3 mm 0,16 0,40 0,23 0,8 1,3
Fontaines-sur-Saône > 10 mm 0,03 0,43 0,15 0,5 0,8
Givors > 6 mm 0,07 0,55 0,21 0,7 1,2
Les différentes campagnes de prélèvements que nous avons menées dans le cadre de
cette thèse (8 campagnes au total) ne permettent pas de confirmer certaines données
bibliographiques, et nous nous situons souvent très en dessous des valeurs annoncées. En
effet, l’outil graphique proposé par l’Agence de l’Eau pour estimer la quantité de refus
générés en fonction de la maille de dégrillage (Cf. Figure 8, p.50) annonce une production de
20 l.EH-1
.an-1
pour une maille de 6 mm, soit 10 fois plus que la production estimée à Givors
pour une maille équivalente (Tableau 20). Nous rejoignons cependant les observations faites
lors des études menées par le Cemagref qui estimait un volume moyen pour des refus
compactés d’environ 1,12 l.EH-1
.an-1
et un volume moyen de 2,33 l.EH-1
.an-1
pour les refus
non compactés [Naud et al., 2007].
2. Caractérisation par catégories de matériaux des refus de dégrillage
2.1. Retour sur la stratégie adoptée pour le tri des refus de dégrillage
L’objectif initialement fixé consistait à trier l’ensemble des échantillons de refus
collectés lors des campagnes de prélèvements et dans l’ensemble des STEP. Cependant, nous
avons adapté nos objectifs aux contraintes auxquelles nous avons dû faire face :
▪ Les refus « 3 – 15 mm » collectés au niveau des tamis à Annemasse et à Bourg-en-
Bresse sont constitués d’éléments solides ayant une granulométrie trop fine, ce qui
confère aux refus de tamis une consistance « pâteuse » ne permettant pas d’identifier
les éléments en fonction des catégories de matériaux retenues pour l’étude. Cette
fraction n’a donc pas fait l’objet d’une caractérisation par catégories de matériaux ;
▪ La caractérisation par catégories de matériaux s’est révélée être chronophage et
requiert la mobilisation de plusieurs personnes, même si ces dernières ont déjà
pratiqué à plusieurs reprises le tri manuel par catégories sur des ordures ménagères.
C’est pourquoi, au vu des résultats obtenus lors des autres tris, les refus collectés à
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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80
Fontaines-sur-Saône n’ont pas fait l’objet d’une caractérisation par catégories de
matériaux.
Le Tableau 22 synthétise l’ensemble des fractions triées.
Tableau 22. Récapitulatif des fractions de refus de dégrillage triées en fonction des différentes STEP
Maille du dégrilleur Annemasse Bourg-en-Bresse Givors Lyon Pierre-Bénite
60 mm Triée Triée
Triée Triée
15 mm Triée Triée Triée
6 mm Non triée Non triée
3 mm
2.2. Regroupement des catégories de matériaux minoritaires
Les refus de dégrillage ont été triés selon 10 catégories de matériaux, définies dans le
Tableau 13, page 69. Dans un souci de clarté et pour alléger la présentation des résultats sur la
composition des refus, les catégories minoritaires ont été regroupées dans une seule et même
catégorie intitulée « Autres ». Ainsi, nous détaillons la composition des refus selon
6 catégories : « Textiles sanitaires », « Fines < 20 mm », « Papiers », « Végétaux »,
« Plastiques » et « Autres ». La composition des refus selon les 10 catégories de matériaux est
fournie en Annexe B.
2.3. Composition globale des refus de dégrillage
La Figure 16 présente la composition globale des refus de dégrillage générés à
Annemasse, à Bourg-en-Bresse, à Givors et à Lyon Pierre-Bénite. Comme pour les données
concernant les masses générées, il s’agit des compositions en période de « temps sec ».
La Figure 17 montre que, pour l’ensemble des échantillons analysés, les catégories
majoritaires qui composent les refus de dégrillage sont les textiles sanitaires (entre 55 et 88 %
de la masse sèche) et les fines (entre 5 et 22 % de la masse sèche). Ces résultats sont vérifiés
entre les différentes stations d’épuration, mais également entre les deux campagnes effectuées
dans une même station (Cf. Annexe B). La composition des refus de dégrillage en période de
« temps sec » est donc relativement homogène.
La composition globale des refus souligne la corrélation étroite entre nos modes de
consommation et la composition des déchets que nous générons. La part élevée en textiles
sanitaires, comprenant notamment les lingettes pour l’hygiène corporelle ou le nettoyage de
surfaces, illustre la consommation en forte hausse de ce type de produit à usage unique. Elle
révèle également le manque d’information ou de civisme des consommateurs qui jettent ces
déchets dans les toilettes alors qu’ils devraient être éliminés avec leurs ordures ménagères.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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81
87,1
21,819,6
17,1
5,3
14,16,4
5,08,6
72,9
58,354,7
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Annemasse Bourg-en-Bresse Givors Lyon Pierre-Bénite
Co
mp
osi
tio
n p
ar c
até
go
rie
s d
e m
até
ria
ux
i
(% M
S)
Textiles sanitaires Fines < 20 mm PapiersVégétaux Plastiques Autres
Figure 16. Composition globale des refus de dégrillage
2.4. Etude des facteurs d’influence sur la composition des refus de dégrillage
2.4.1. Influence de la maille de dégrillage
Lors des campagnes de prélèvements, les refus issus des différents dégrilleurs ont été
collectés puis triés séparément. Ainsi, la composition des refus est déterminée en fonction de
la maille de dégrillage.
La Figure 17 illustre la proportion des 6 catégories de matériaux retenues pour décrire
la composition des refus de dégrillage en fonction de la maille des dégrilleurs : 60 mm,
15 mm et 6 mm. Pour les catégories « végétaux », « plastiques » et « autres », les proportions
sont faibles (nettement en dessous de 10 %) et relativement similaires pour l’ensemble des
STEP, quelle que soit la maille du dégrilleur. Exceptés les refus issus du dégrilleur fin (6 mm)
de Lyon Pierre-Bénite qui présentent une proportion en « textiles sanitaires » très élevée (et
donc des proportions très faibles pour les catégories restantes), les proportions en « textiles
sanitaires », en « papiers » et en « fines » semblent dépendre de la maille du dégrilleur. La
catégorie des « fines » augmente logiquement lorsque la maille diminue (entre 2 et 7 % pour
une maille de 60 mm contre plus de 20 % pour une maille de 6 mm), ce qui implique une
diminution de la proportion en « textiles sanitaires » et en « papiers ».
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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82
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
80,0
90,0
100,0
Textiles
sanitaires
Fines < 20 mm Papiers Végétaux Plastiques Autres
Co
mp
osi
tio
n (
% M
S)
Annemasse - 60 mm
Givors - 60 mm
Lyon Pierre-Bénite - 60 mm
Bourg-en-Bresse - 15 mm
Annemasse - 15 mm
Givors - 6 mm
Lyon Pierre-Bénite - 6 mm
Figure 17. Influence de la maille sur la composition des refus de dégrillage
2.4.2. Influence de la pluviométrie
Seuls les refus des STEP d’Annemasse, de Bourg-en-Bresse et de Givors ont fait
l’objet d’une caractérisation par catégories de matériaux en période de « temps sec » et en
période de « temps de pluie » (l’unique campagne de prélèvements à Lyon Pierre-Bénite s’est
déroulée en temps sec et les refus collectés à Fontaines-sur-Saône n’ont pas fait l’objet d’un
tri).
La Figure 18 présente la composition de l’ensemble des refus générés en fonction de la
pluviométrie, dans les 3 STEP concernées. A Annemasse et à Bourg-en-Bresse, la
composition des refus de dégrillage ne varie que légèrement en fonction de la pluviométrie.
Pour ces deux STEP, la proportion en « textiles sanitaires » augmente d’un peu plus de 10
points en « temps de pluie », ce qui a pour conséquence directe de diminuer la proportion des
autres catégories. La variation de la composition des refus de dégrillage à Givors selon la
pluviométrie est en revanche très particulière puisqu’on constate en période de « temps de
pluie » une augmentation considérable de la catégorie des « fines ». Pour mieux comprendre
ce phénomène, qui ne se produit pas à Annemasse ou à Bourg-en-Bresse, il est nécessaire
d’étudier la composition des refus générés par chaque dégrilleur à Givors, en fonction de la
pluviométrie.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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LGCIE – INSA LYON
83
54,7
67,7
58,3
69,272,9
32,8
21,8
15,2
19,6
17,417,1
61,2
14,1
13,1
6,4
5,08,6
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Annemasse
Tps sec
Annemasse
Tps de pluie
Bourg-en-B.
Tps sec
Bourg-en-B.
Tps de pluie
Givors
Tps sec
Givors
Tps de pluie
Co
mp
osi
tio
n p
ar c
até
go
rie
de m
até
ria
ux
i
(%
MS
)
Textiles sanitaires Fines < 20 mm Papiers Végétaux Plastiques Autres
Figure 18. Influence "temps sec / temps de pluie" sur la composition des refus de dégrillage
La Figure 19 illustre la composition des refus collectés au niveau de chaque dégrilleur
(60 mm et 6 mm) de la STEP de Givors, en fonction de la pluviométrie. Cette analyse permet
de mettre en évidence une très grande variation de la composition des refus issus du dégrilleur
grossier (60 mm), ce qui n’est pas le cas pour les refus collectés au niveau du dégrilleur fin (6
mm). En effet, si en période de « temps sec », les textiles sanitaires représentent près de 86 %
de la masse sèche des refus grossiers, ils ne représentent plus que 16 % de la masse sèche en
période de « temps de pluie ». En réalité, la masse sèche de textiles sanitaires est très
importante quelle que soit la pluviométrie (Cf. Annexe B) mais c’est la présence de sable dans
les refus en période de « temps de pluie » qui modifie fortement la composition des refus
grossiers. Deux hypothèses peuvent être avancées pour expliquer ce phénomène. D’une part,
les eaux usées traitées par la STEP de Givors proviennent d’un réseau unitaire. Ainsi, une
partie des eaux pluviales qui peuvent être chargées en matières minérales, et notamment en
sable, est véhiculée par le réseau d’assainissement vers la station d’épuration. D’autre part, il
existe un dysfonctionnement au niveau du dégrilleur grossier, dont le « grappin » racle le fond
du canal d’entrée et remonte une partie du sable qui s’y est déposée. Au final, nous retrouvons
du sable dans les refus grossiers, ce qui modifie la composition du déchet.
Les autres campagnes de prélèvements, menées dans les différentes stations
sélectionnées pour l’étude, ont souligné l’aspect singulier de la présence de sable dans les
refus de dégrillage collectés à Givors, en période de « temps de pluie ». Ce phénomène peut
se retrouver dans d’autres STEP mais cela n’a pas pu être mis en avant parmi les différentes
stations sélectionnées pour notre étude.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
R. Le Hyaric
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84
68,5 66,5
86,1
16,3
21,0 21,6
5,4
80,6
5,25,9
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Dégrilleur fin
Tps sec
Dégrilleur fin
Tps de pluie
Dégrilleur grossier
Tps sec
Dégrilleur grossier
Tps de pluie
Co
mp
osi
tio
n p
ar c
até
go
rie
s d
e m
até
ria
ux
i
(%
MS
)
Textiles sanitaires Fines < 20 mm Papiers Végétaux Plastiques Autres
Figure 19. Composition des refus de dégrillage à Givors en fonction de la pluviométrie et du type de
dégrilleur
Ainsi, nous pouvons conclure que la pluviométrie n’affecte pas (ou peu) la
composition globale des refus de dégrillage sauf cas particulier. Le fonctionnement du
dégrilleur grossier à Givors semble être une particularité propre à cette station. Cependant,
cela met en évidence que dans le cadre de la mise en place d’une nouvelle filière de traitement
de refus, chaque station devra s’assurer que la composition des refus générés correspond à la
composition « type » des refus, pour ne pas mettre en péril le bon fonctionnement ou
l’efficacité des traitements proposés.
2.5. Composition des refus de dégrillage : synthèse
L’ensemble des campagnes de prélèvements de refus de dégrillage menées dans le
cadre de cette thèse nous a permis, d’une part, de déterminer la composition globale du déchet
collecté dans 4 stations d’épuration de la région Rhône-Alpes et, d’autre part, d’étudier
l’influence de deux principaux paramètres sur cette composition.
Les résultats obtenus sont relativement similaires pour chacune des 4 STEP
considérées. Nous estimons donc que les refus de dégrillage sont composés :
▪ de 68 % (± 13) de textiles sanitaires ;
▪ de 16 % (± 6) de fines (< 20 mm) ;
▪ de 6 % (± 5) de papiers ;
▪ de quelques végétaux, quelques plastiques et autres matériaux (< 10 % de la masse
sèche).
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
R. Le Hyaric
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85
La pluviométrie ne modifie pas significativement la composition globale du déchet,
hormis à Givors où la composition des refus est affectée par un phénomène isolé (au niveau
du dégrilleur grossier).
Toutefois, il faut tenir compte des biais introduits lors des différentes manipulations
relatives au tri manuel. En effet, nous sous-estimons certainement la part des végétaux dans la
composition globale des refus de dégrillage car nous effectuons le tri sur déchet sec. Or, les
feuilles sèches se brisent lors du tri et elles sont alors comptabilisées dans la catégorie des
fines.
D’autre part, il semble évident que la présence de feuilles dans les refus de dégrillage
soit liée à la saison, ce qui n’a pas pu être mis en évidence dans cette étude.
Enfin, ces résultats nous permettent d’envisager la suite de l’étude en se focalisant
principalement sur les fractions majoritaires des refus de dégrillage, à savoir les textiles
sanitaires et les fines, qui représentent en moyenne plus de 85 % en masse sèche du déchet. Il
faut également caractériser la fraction de refus qui n’a pas pu être triée, à savoir les refus
générés par les tamis (ayant une maille de 3 mm), qui représentent à eux seuls entre 25 et
50 % de l’ensemble des refus générés.
3. Analyse de la matière organique des refus de dégrillage
3.1. Analyse par catégories de matériaux et quantification de la matière organique
La matière volatile (MV), déterminée par calcination à 550 °C, permet de quantifier la
teneur en matière organique totale dans une matrice solide (MV ≈ MO).
La matière volatile a été déterminée pour les principales catégories de matériaux
composant les refus de dégrillage, à savoir : les textiles sanitaires, les fines, les papiers, les
végétaux et les plastiques. Elle a également été déterminée pour les refus générés par les
tamis, qui n’ont pas fait l’objet d’un tri manuel. Tous les résultats sont répertoriés dans le
Tableau 23.
Tableau 23. Teneur en matière volatile des catégories de matériaux et des refus de tamis
Teneur en matière volatile (en %MS)
Annemasse Bourg-en-Bresse Givors Lyon Pierre-Bénite
Textiles sanitaires 90,0 92,3 76,1 89,6
Fines < 20 mm 87,3 85,1 83,1 87,6
Papiers 92,1 94,5 84,1 nd
Plastiques 94,3 95,5 87,8 nd
Végétaux nd 93,3 86,0 nd
Refus de tamis 90,6 89,4 nd nd
L’ensemble des catégories de matériaux présente une teneur élevée en matière
organique (près de 90 % pour la majorité des catégories). Par contre, les catégories de
matériaux relatives aux refus de la STEP de Givors ont de manière générale une teneur en
matière minérale plus élevée, comparativement aux refus collectés dans les autres stations.
Nous pouvons émettre l’hypothèse que cela provient du fait que les refus de Givors sont issus
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
R. Le Hyaric
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86
d’un réseau unitaire, où la part de matière minérale est plus élevée que pour les refus issus
d’un réseau séparatif (ou pseudo-séparatif). Cependant, cela n’est pas confirmé par les refus
collectés à Lyon Pierre-Bénite, qui proviennent également d’un réseau unitaire. La présence
de sable dans les refus de Givors en période de « temps de pluie » a par ailleurs déjà été
mentionnée dans ce mémoire (Cf. Chapitre 2, § 2.4.2).
Le Tableau 25 présente l’estimation de la teneur en matière volatile des refus de
dégrillage générés dans chaque station où les déchets ont été triés. La teneur en matière
volatile est estimée à partir de la composition par catégories de matériaux des refus de
dégrillage et des teneurs en MV associées à ces catégories. Pour les STEP ayant un tamis, la
teneur en MV tient compte également de la proportion massique entre refus de dégrillage et
refus de tamis.
Les refus de dégrillage possèdent une teneur en matière volatile élevée (entre 77,0 %
et 86,4 %). Les stations d’épuration qui disposent d’un tamis (maille ≤ 3 mm) à l’étape des
prétraitements (Annemasse et Bourg-en-Bresse) génèrent des refus avec une plus forte teneur
en MV (84,3 % et 86,4 % respectivement), ce qui montre bien que la diminution de la maille
de dégrillage augmente la teneur en matière organique totale des refus de dégrillage.
3.2. Analyse par catégories de matériaux et quantification de la matière organique
oxydable
La matière organique oxydable (MOO) est la matière oxydée par attaques successives
à l’eau de javel concentrée. Cette analyse permet de discriminer la matière organique
potentiellement biodégradable de celle qui ne l’est pas (matière organique synthétique).
La matière organique oxydable a été déterminée pour les principales catégories de
matériaux composant les refus de dégrillage et les refus de tamis. Seuls les déchets des STEP
d’Annemasse, de Bourg-en-Bresse et de Givors ont fait l’objet de cette analyse. Tous les
résultats d’analyse par catégories sont répertoriés dans le Tableau 24.
Tableau 24. Teneur en matière organique oxydable des catégories de matériaux et des refus de tamis
Teneur en matière organique oxydable (en %MS)
Annemasse Bourg-en-Bresse Givors
Textiles sanitaires 48,9 58,4 40,9
Fines < 20 mm 42,4 44,5 27,0
Papiers 51,5 64,7 47,7
Plastiques 32,1 16,4 9,6
Végétaux nd 48,8 45,7
Refus de tamis 44,5 51,8 nd
Les résultats d’analyse montrent parfois une certaine disparité de la teneur en matière
organique oxydable pour une même catégorie de matériaux. Par exemple, la teneur en MOO
des plastiques varie de 9,6 % à 32,1 %. Si la faible teneur en MOO des plastiques des refus de
la STEP de Givors semble plus proche de la valeur supposée (les plastiques étant
essentiellement composés de matière organique synthétique), il ne faut pas oublier que les
déchets séchés puis triés sont souillés, ce qui peut éventuellement biaiser les résultats.
Le Tableau 25 présente l’estimation de la teneur en matière organique oxydable des
refus de dégrillage collectés à Annemasse, Bourg-en-Bresse et Givors. La teneur en matière
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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LGCIE – INSA LYON
87
organique oxydable est estimée à partir de la composition par catégories de matériaux des
refus de dégrillage et des teneurs en MOO associées à ces catégories. Pour les STEP ayant un
tamis, la teneur en MOO tient compte également de la proportion massique entre refus de
dégrillage et refus de tamis.
Tableau 25. Teneurs en matière volatile et en matière organique oxydable des refus de dégrillage, estimées
à partir de leur composition
STEP Catégorie / fraction Composition Quantité MV Quantité MOO
(% MS) (en g/100gMS) (en g/100gMS)
Annemasse
Textiles sanitaires 41,2 37,1 20,1
Fines (< 20 mm) 16,4 14,3 7,0
Papiers 10,6 9,8 5,5
Végétaux 3,8 - -
Plastiques 0,8 0,8 0,3
Autres 2,5 - -
Refus de tamis 24,7 22,4 11,0
Total 100 84,3 43,8
Bourg-en-Bresse
Textiles sanitaires 28,2 26,0 16,5
Fines (< 20 mm) 9,5 8,1 4,2
Papiers 3,1 2,9 2,0
Végétaux 1,5 1,4 0,7
Plastiques 1,9 1,8 0,3
Autres 4,2 - -
Refus de tamis 51,6 46,1 26,7
Total 100 86,4 50,5
Givors
Textiles sanitaires 72,9 55,5 29,8
Fines (< 20 mm) 17,1 14,2 4,6
Papiers 1,4 1,2 0,7
Végétaux 4,2 3,6 1,9
Plastiques 2,9 2,5 0,3
Autres 1,5 - -
Total 100 77,0 37,3
Lyon Pierre-Bénite
Textiles sanitaires 87,1 78,0 -
Fines (< 20 mm) 5,3 4,6 -
Papiers 3,9 - -
Végétaux 0,9 - -
Plastiques 2,6 - -
Autres 0,2 - -
Total 100 82,7 -
Nous estimons que près de la moitié de la matière volatile des refus de dégrillage est
de la matière organique oxydable, ce qui représente entre 37,3 % et 43,8 % de la masse sèche
totale du déchet. A nouveau, le lien entre la quantité de MOO et la maille minimale de
dégrillage est vérifié, avec une teneur supérieure en MOO pour les stations qui possèdent un
tamis.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
R. Le Hyaric
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88
4. Etude de la biodégradabilité des refus de dégrillage
Les tests de biodégradabilité visent à caractériser les capacités intrinsèques du déchet
étudié à être biodégradé, en présence ou non d’oxygène et dans des conditions optimales pour
la réalisation des essais. Ces tests donnent ainsi une information importante pour la suite de
notre étude, et notamment sur la possibilité et l’intérêt du traitement des refus de dégrillage
par les voies biologiques, à savoir la méthanisation ou le compostage.
La caractérisation des refus de dégrillage, collectés au cours des différentes campagnes
de prélèvements, nous a permis de déterminer que ces déchets possèdent une teneur élevée en
matière organique totale (près de 90 % de la masse sèche des refus), et qu’après une analyse
complémentaire, près de la moitié de cette matière organique est potentiellement de la matière
biodégradable.
D’autre part, le tamisage en entrée de station d’épuration (maille ≤ 3 mm) génère une
fraction solide particulièrement organique, et la généralisation de cette pratique laisse
supposer que l’augmentation de la masse des refus générés impliquera nécessairement
l’augmentation de la quantité de matière organique collectée. En effet, les refus de tamis
représentent un quart de la masse sèche totale des refus générés à Annemasse et la moitié de
la masse sèche totale des refus générés à Bourg-en-Bresse.
Enfin, les refus issus des dégrilleurs grossiers, moyens et fins sont essentiellement
composés de textiles sanitaires et de fines, qui sont également des fractions comportant une
teneur élevée en matière organique.
Une étude poussée de la matière organique de ces trois fractions (les textiles sanitaires,
les fines et les refus de tamis), et plus particulièrement l’étude de leur capacité à être
biodégradées, permet d’évaluer la biodégradabilité globale du déchet. Les tests de potentiel
bio-méthanogène et de demande biochimique en oxygène ont donc été réalisés sur ces
fractions majoritaires.
4.1. Potentiel bio-méthanogène (PBM)
Les tests de potentiel bio-méthanogène (PBM) évaluent la biodégradabilité en
conditions anaérobies optimales. Le suivi s’effectue par la quantité de biogaz produit lors de
la dégradation de la matière organique, et sa composition, notamment en méthane (CH4) et en
dioxyde de carbone (CO2).
4.1.1. Production de biogaz des fractions testées et cinétiques associées
Les résultats de production de biogaz des différentes fractions testées sont présentés
dans le Tableau 26. Nous constatons une forte production de biogaz, et notamment de
méthane. Ces productions (183 à 439 mlCH4/gMV) sont en moyenne bien supérieures à celles
obtenues avec des ordures ménagères (environ 220 mlCH4/gMV [Chynoweth et al., 1993]).
On peut donc conclure que les fractions testées présentent un potentiel de méthanisation
relativement important.
La Figure 20 donne les productions cumulées de biogaz des fractions testées (les
textiles sanitaires (TS), les fines (Fines) et les refus de tamis (RT)) pour trois des stations
sélectionnées pour l’étude (Annemasse (Ann.), Bourg-en-Bresse (BeB) et Givors (Giv.)). Ces
différentes fractions présentent des vitesses de production de biogaz élevées : plus de 90 % du
biogaz est produit en moins de 20 jours.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
R. Le Hyaric
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89
Tableau 26. Potentiel bio-méthanogène des principales fractions constitutives des refus de dégrillage
STEP Echantillons testés Mesures expérimentales Ratio en CH4
Biogaz (ml/gMV) CH4 (ml/gMV) (%)
Annemasse
Textiles sanitaires 594 (± 5) 343 (± 3) 58
Fines (< 20 mm) 652 (± 20) 381 (± 12) 58
Refus de tamis 653 (± 58) 377 (± 34) 58
Bourg-en-Bresse
Textiles sanitaires 470 (± 14) 246 (± 7) 52
Fines (< 20 mm) 399 (± 35) 241 (± 21) 61
Refus de tamis 552 (± 11) 289 (± 6) 52
Givors
Textiles sanitaires (60 mm) 343 (± 13) 183 (± 7) 53
Textiles sanitaires (6-60 mm) 463 (± 10) 280 (± 6) 61
Fines (< 20 mm) 651 (± 19) 439 (± 13) 67
4.1.2. Estimation du potentiel bio-méthanogène des refus de dégrillage
Si nous estimons la production en biogaz en fonction de la composition des refus de
dégrillage (et de la proportion massique entre les refus de dégrillage et les refus de tamis pour
les STEP d’Annemasse et de Bourg-en-Bresse), le potentiel bio-méthanogène de ces déchets
varie entre 199 et 279 mlCH4/gMS comme le montre le Tableau 27.
Tableau 27. Production estimée de biogaz en fonction de la composition des refus de dégrillage
STEP Fractions Composition Production estimée de biogaz Ratio en CH4
(% MS) (mlCH4/gMS) (%)
Annemasse
Textiles sanitaires 41,2 139
Fines (< 20 mm) 16,4 58
Refus de tamis 24,7 82
Total 279 (± 5) 58
Bourg-en-Bresse
Textiles sanitaires 28,2 67
Fines (< 20 mm) 9,5 12
Refus de tamis 51,6 130
Total 209 (± 3) 52
Givors
Textiles sanitaires 72,9 139
Fines (< 20 mm) 17,1 60
Total 199 (± 7) 60
Nous constatons que les stations équipées d’un tamis génèrent des refus dont le
potentiel bio-méthanogène est plus élevé, notamment pour les refus d’Annemasse.
Par contre, aucune corrélation n’est possible à partir des résultats présentés entre la
teneur en matière organique oxydable et le potentiel bio-méthanogène des refus de dégrillage.
En effet, les refus de Bourg-en-Bresse qui possèdent la teneur en MOO la plus élevée ont un
potentiel bio-méthanogène plus faible que les refus d’Annemasse. En plus des incertitudes des
mesures expérimentales, il faut souligner le biais introduit pour l’estimation de la MOO (et du
PBM) des refus de dégrillage à partir de la composition du déchet et de la teneur en MOO (ou
du PBM) de chaque fraction constitutive. Il faut donc bien noter que les valeurs annoncées
dans le Tableau 25 et le Tableau 27 ne sont que des estimations de la teneur en MOO et du
potentiel bio-méthanogène des refus de dégrillage.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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90
0
100
200
300
400
500
600
0 20 40 60
Temps (en jours)
Pro
du
cti
on
cu
mu
lée
(en
ml/
gM
V)
TS Ann. (> 15 mm)
TS BeB (> 15 mm)
TS Giv. (> 60 mm)
TS Giv. (6 - 60 mm)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 20 40 60
Temps (en jours)
Pro
du
cti
on
cu
mu
lée
(en
ml/
gM
V)
Fines Ann.
Fines BeB
Fines Giv.
0
100
200
300
400
500
600
700
0 20 40 60
Temps (en jours)
Pro
du
cti
on
cu
mu
lée
(en
ml/
gM
V)
RT Ann.
RT BeB
Figure 20. Production cumulée en biogaz des fractions de refus de dégrillage
4.2. Demande Biochimique en Oxygène sur solide (DBOs)
Ce test permet de mesurer la demande biochimique en oxygène d’un échantillon mis
en suspension dans un milieu nutritif en présence d’un inoculum, afin de connaître sa
biodégradabilité en conditions aérobies optimales.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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91
Les résultats de consommation en oxygène des différentes fractions testées sont
présentés dans le Tableau 27 et la consommation en oxygène en fonction de la composition
des refus de dégrillage est présentée dans le Tableau 28.
Similairement aux tests de potentiel bio-méthanogène, les refus de dégrillage ont
également une forte capacité à être dégradés en milieu aérobie. Nous soulignons à nouveau
que les stations d’épuration équipées d’un tamis génèrent des refus ayant une biodégradabilité
plus élevée.
Tableau 28. Tests DBOs – Consommation en oxygène des principales fractions constitutives des refus de
dégrillage
STEP Echantillons testés DBOs (sur 28 jours)
(gO2/kgMS)
Annemasse
Textiles sanitaires 1056
Fines (< 20 mm) 882
Refus de tamis 933
Bourg-en-Bresse
Textiles sanitaires 836
Fines (< 20 mm) 522
Refus de tamis 833
Givors
Textiles sanitaires DG 599
Textiles sanitaires DF 775
Fines (< 20 mm) 684
Tableau 29. DBOs estimée en fonction de la composition des refus de dégrillage
STEP Fractions Composition DBOs (sur 28 jours)
(% MS) (gO2/kgMS)
Annemasse
Textiles sanitaires 41,2 435
Fines (< 20 mm) 16,4 145
Refus de tamis 24,7 230
Total 810
Bourg-en-Bresse
Textiles sanitaires 28,2 236
Fines (< 20 mm) 9,5 50
Refus de tamis 51,6 430
Total 715
Givors
Textiles sanitaires 72,9 501
Fines (< 20 mm) 17,1 117
Total 618
5. Conclusion
Ce chapitre correspond au premier « volet » de notre étude expérimentale, à savoir la
caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration. Cette caractérisation a fait
l’objet de 8 campagnes de prélèvements réparties sur 5 différentes STEP de la région Rhône-
Alpes, entre juin 2007 et mai 2009.
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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92
Les différentes campagnes ont permis de caractériser quantitativement les refus de
dégrillage en fonction des principaux facteurs d’influence identifiés. Des analyses
supplémentaires en laboratoire ont ensuite complété cette caractérisation, notamment en
déterminant la composition des refus par catégories de matériaux et en étudiant la
biodégradabilité de la matière organique du déchet. Les résultats obtenus lors de la
caractérisation des refus de dégrillage amènent aux conclusions présentées ci-après.
▪ Production des refus de dégrillage :
La production moyenne des refus varie entre 0,15 et 0,37 kgMS.EH-1
.an-1
, en fonction
de la maille minimale de dégrillage. Cette estimation prend en compte la production en
« temps de pluie », période pendant laquelle la masse sèche des refus générés augmente
fortement par rapport à une période de « temps sec ».
Pour les stations qui possèdent un tamis de 3 mm, la fraction entre 3 et 15 mm
représente entre 25 et 50 % de la masse sèche totale des refus de dégrillage.
La masse volumique des refus bruts varie de 0,51 kg/l à 0,80 kg/l en fonction de
plusieurs paramètres : la masse volumique des refus compactés est plus faible que celle des
refus non compactés et la masse volumique des refus augmente lorsque la maille minimale de
dégrillage diminue.
La siccité des refus de dégrillage est proche de 15 % s’ils ne sont pas compactés et
peut atteindre 30 % pour les refus compactés (en fonction de l’efficacité du compacteur).
▪ Composition des refus de dégrillage :
La composition globale des refus de dégrillage est relativement homogène d’une
station à une autre. Les refus de dégrillage (maille ≥ 6 mm) sont essentiellement composés de
textiles sanitaires et de fines (respectivement 68 % et 16 % de la masse sèche du déchet en
moyenne).
Cette composition ne varie que légèrement en fonction de la pluviométrie.
La maille de dégrillage modifie sensiblement la composition des refus de dégrillage :
en proportion, les refus issus d’un dégrilleur grossier sont composés de moins de 10 % de
fines et d’environ 80 % de textiles sanitaires. Pour les refus issus d’un dégrilleur, la
proportion en fines correspond environ à 20 % de la masse sèche totale du déchet, tandis que
la proportion en textiles sanitaires varie entre 46 % et 68 %.
▪ Analyse de la matière organique des refus de dégrillage :
Les refus de dégrillage présentent une teneur en matière organique élevée comprise
entre 77 % et 88 % de la masse sèche.
Au sein de cette matière organique, une grande partie est potentiellement
biodégradable car les refus de dégrillage contiennent entre 37 % et 51 % de matière organique
oxydable.
▪ Etude de la biodégradabilité des refus de dégrillage :
Les tests biologiques montrent que les refus de dégrillage ont un potentiel de
biodégradabilité élevé, aussi bien dans des conditions aérobies qu’anaérobies.
Le potentiel bio-méthanogène des principales fractions constitutives des refus de
dégrillage (textiles sanitaires, fines et refus de tamis) est, dans la majorité des cas, supérieur à
Chapitre 2 : Caractérisation des refus de dégrillage des stations d’épuration
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93
celui des ordures ménagères, avec une production moyenne en biogaz comprise entre 343 et
652 ml/gMV et une teneur volumique en méthane (CH4) variant entre 52 et 67 %.
La caractérisation des refus de dégrillage permet de mettre en évidence les
caractéristiques du déchet qui ne répondent pas aux conditions requises par certaines filières
d’élimination et d’orienter nos choix vers de nouvelles filières de traitement ou
prétraitements.
Il est important de souligner, dans un premier temps, que la composition relativement
homogène des refus de dégrillage, d’une station à une autre, laisse supposer que le (ou les)
traitement(s) proposé(s) pour l’élimination ou la valorisation de ces déchets sera (ou seront)
effectif(s) quelle que soit l’origine du déchet (sauf situation particulière).
Dans un second temps, la caractérisation des refus de dégrillage met en avant deux
principaux paramètres qui justifient la recherche de filières de traitement adaptées : la faible
siccité des refus de dégrillage et leur forte teneur en matière organique biodégradable.
Une faible siccité des refus de dégrillage constitue un frein pour l’élimination de ces
déchets en incinération et interdit leur envoi en ISDND au regard des conditions requises pour
leur acceptation en centre de stockage. Tout traitement qui permettra d’augmenter la siccité
des refus de dégrillage favorisera l’acceptation de ce déchet vers les filières « classiques »
d’élimination des déchets non dangereux.
La forte teneur en matière organique des refus de dégrillage et sa forte biodégradabilité
ne permettent pas de considérer les refus comme des déchets ultimes. Des opérations de
traitement devraient être ainsi envisagées pour permettre, dans des conditions
économiquement acceptables, de réduire et/ou d’extraire la fraction valorisable de ces
déchets. Tout traitement permettant d’abaisser la teneur en matière organique de refus de
dégrillage présentera donc un intérêt.
Au regard de ces constatations, différentes filières de traitement sont envisagées pour
le traitement ou la valorisation des refus de dégrillage, ce qui constitue le deuxième axe de
recherche de notre étude.
R. Le Hyaric
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94
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
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95
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote
des traitements sélectionnés
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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96
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
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97
I. Préambule
Si les essais de laboratoire présentés au chapitre précédent permettent de caractériser
le déchet et d’étudier son comportement dans des conditions opératoires optimales, il est
nécessaire d’étudier les filières de traitement avec la mise en œuvre d’essais à l’échelle
« pilote » sur le déchet brut, notamment pour valider les essais de laboratoire et évaluer la
faisabilité des traitements considérés.
Ce chapitre présente dans un premier temps une réflexion sur les types de filières de
traitement envisageables et leur modalité de mise en œuvre puis, dans un second temps,
l’étude à l’échelle « pilote » des quatre traitements retenus sur la base de la réflexion initiale.
Le choix de ces traitements prend en compte, d’une part, la pertinence du traitement proposé
dans le contexte actuel de la gestion des déchets non dangereux et, d’autre part, les résultats
de la caractérisation des refus de dégrillage (Chapitre 2 de cette thèse). Une analyse technico-
économique des différentes options de traitement est présentée au dernier chapitre de cette
thèse.
II. Réflexion sur le choix des filières adaptées au traitement des
refus de dégrillage
On peut envisager deux options pour la mise en œuvre des filières de traitement :
▪ Traitement des refus « sur site » ou « hors site » ;
▪ Réintégration ou non de tout ou partie des refus dans la « filière eau ».
Concernant la première option, il s’agit de déterminer dans quelle mesure une station
d’épuration peut intégrer le traitement des refus de dégrillage dans son activité. Il est
important d’étudier les traitements disponibles qui permettraient de faciliter la gestion des
refus de dégrillage, en réduisant les volumes à évacuer. Une diminution des coûts
d’élimination justifierait la mise en place d’un traitement adapté au refus, d’autant plus si ce
traitement permet une valorisation énergétique du déchet.
Si le traitement « sur site » des refus n’est pas envisageable, alors le traitement « hors
site » doit être étudié. La mise en place d’une filière de traitement dédiée aux refus de
dégrillage ne semble pas judicieuse compte-tenu du faible gisement que représentent ces
déchets. Par contre, l’intégration de ces derniers dans une filière de traitement de déchets déjà
existante, avec ou sans prétraitement au préalable, peut être une alternative.
La deuxième option est envisageable dans le cadre d’un traitement « sur site » des
refus de dégrillage. Nous avons souligné, dans le Chapitre 2, la forte teneur en matière
organique des refus de dégrillage. En outre, la majeure partie de cette matière organique est
potentiellement biodégradable. Nous estimons ainsi qu’au moins une partie des refus de
dégrillage pourrait être renvoyée dans la « filière eau » des STEP après un traitement
approprié.
L’étude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage,
proposée dans le Chapitre 4, permet de souligner les avantages et les inconvénients de ces
options dans le choix de la (ou les) filière(s) de traitement adaptée(s) à ces déchets.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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1. Traitement « sur site » des refus de dégrillage
1.1. Traitement « sur site » avec réintégration des refus vers la « filière eau »
Cette approche vise à réintégrer au moins une partie des refus de dégrillage dans le
circuit du traitement des eaux usées, en entrée de STEP, après des traitements appropriés,
comme l’illustre la Figure 21. Les techniques envisagées ont pour but de diminuer la quantité
finale de refus générés en traitant dans la « filière eau » des STEP le maximum de la matière
organique présente dans ces déchets. Deux traitements spécifiques ont été étudiés :
▪ Le lavage des refus de dégrillage ;
▪ Le broyage des refus de dégrillage.
Figure 21. Filières de traitement vers la "filière eau"
1.2. Traitement « sur site » des refus hors de la « filière eau »
Compte tenu des relativement faibles quantités de refus générés, seuls des traitements
dédiés qui s’effectueraient au sein même de la station d’épuration nous paraissent a priori
envisageables, à condition que le traitement proposé n’augmente pas de façon conséquente la
charge de travail du personnel de la station, qu’il soit facile à mettre en œuvre et qu’il
améliore la gestion de ces déchets (en terme de stockage ou d’élimination par exemple). Deux
options sont envisagées pour l’étude (Cf. Figure 22) :
▪ Dans le cas où la station d’épuration dispose d’un digesteur de boues, l’étude de
l’ajout des refus dans ce digesteur semble tout à fait pertinente au regard des résultats
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
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obtenus lors des essais sur l’étude de la biodégradabilité du déchet (notamment les
essais de potentiel bio-méthanogène). Un prétraitement mécanique (broyage des refus)
semble alors indispensable pour permettre à un déchet initialement solide d’intégrer un
procédé de traitement d’un déchet à consistance « pâteuse ».
▪ L’étude de la stabilisation « sur site » des refus avant élimination est une autre
possibilité dans la mesure où ce traitement faciliterait ou améliorerait la gestion des
refus de dégrillage. Un prétraitement physico-chimique des refus par l’attaque à la
chaux vive est envisagé. Le but est de minimiser les nuisances liées au stockage et au
transport des déchets ou à leur mise en décharge (nuisances olfactives et risques
bactériologiques lors de leur manipulation notamment) en augmentant leur siccité et
en améliorant leur stabilité.
Figure 22. Filières de traitement hors "filière eau"
2. Traitement « hors site » des refus de dégrillage
2.1. Mise en place d’une filière de traitement dédiée aux refus de dégrillage
La mise en place « hors site » d’une filière de traitement dédiée aux refus de dégrillage
est à prendre en compte mais, à l’heure actuelle, ne semble pas justifiée compte tenu du faible
gisement que représentent les refus de dégrillage. Cette option n’a donc pas été retenue dans
cette thèse. Cependant, l’augmentation de la quantité de refus liée à la diminution des mailles
des dégrilleurs ou la gestion territoriale de refus provenant de plusieurs stations d’épuration
pourraient amener à reconsidérer cette possibilité dans les années à venir.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
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100
La mise en place d’une unité de traitement mobile qui traiterait les déchets d’un
regroupement de stations d’épuration géographiquement proches peut également être une
solution opérationnelle pour pallier ce problème lié aux faibles quantités de refus à traiter. Le
traitement physico-chimique des refus par attaque à la chaux vive pourrait être mené par une
unité de traitement mobile par exemple.
2.2. Intégration des refus dans une filière de traitement déjà existante
Dans l’optique d’un possible maintien des filières « traditionnelles » pour
l’élimination des refus de dégrillage (l’élimination en ISDND et l’incinération), la mise en
place de traitements qui agiront sur les paramètres discriminants tels que la siccité et la forte
teneur en matière organique doit être étudiée.
Parmi les prétraitements envisagés, nous retrouvons les procédés de dégradation
biologique de la matière organique qui sont aussi considérés comme des procédés de
stabilisation avant stockage en ISDND. L’intégration des refus dans un digesteur d’ordures
ménagères semble pertinente si le potentiel de méthanisation des refus de dégrillage est
confirmé à l’échelle « pilote ». Cette filière permettrait une valorisation énergétique des refus
de dégrillage.
III. Etude du traitement par lavage des refus de dégrillage
1. Introduction
Ce traitement « sur site » vise à réintroduire, par lavage à l’eau des refus, la matière
organique soluble et particulaire que contiennent ces déchets dans la filière de traitement des
eaux usées. Cette matière organique serait alors traitée en station d’épuration à l’aide des
techniques épuratoires « classiques ». Le lavage à l’eau permettrait ainsi de diminuer le taux
de matière organique des refus de dégrillage résiduels ainsi que les quantités générées.
Le lavage des refus consiste à extraire la fraction soluble et particulaire fine des
déchets par mise en suspension dans l’eau sous agitation. L’eau de lavage est ensuite
récupérée par tamisage de la suspension au seuil retenu pour le déchet brut (a priori 3 mm)
puis envoyée en tête de station (en amont des dégrilleurs) pour être traitée. Les déchets lavés
sont compactés et stockés dans une benne avant élimination (ISDND ou incinération).
Une technique similaire est déjà proposée par la société « Noggerath France6 ». Les
laveurs de refus Nogwash/Nogpress permettent, selon le constructeur et en fonction du type
de déchet, d’atteindre une siccité de 50 %, après compactage du déchet lavé, tout en réduisant
son poids (jusqu’à 85 %) et sa teneur en matière organique. Ce système pourrait s’intégrer
facilement dans les installations existantes. Il jouerait à la fois le rôle de laveur et de
compacteur de déchets. Cependant, nous ne disposons d’aucune donnée confirmant les
chiffres annoncés par le constructeur.
Une étude de faisabilité du lavage des refus a donc été menée au LGCIE selon un
protocole simulant le traitement proposé. La faisabilité du traitement sera validée si nous
6 Site web : http://www.noggerath.de
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
101
constatons un abattement conséquent de la matière organique ainsi qu’une réduction
significative du volume des refus à éliminer après lavage, même si on peut s’attendre a priori
à une efficacité de traitement relativement faible. En effet, le déchet ayant été en suspension
dans les eaux usées jusqu’à son arrivée dans la station d’épuration, il a certainement déjà été
« lavé » de la majeure partie de la fraction soluble qu’il pouvait contenir initialement.
2. Matériel et méthode
2.1. Origine et caractérisation des refus de dégrillage utilisés
Les refus de dégrillage testés pour les essais de lavage ont été prélevés à la station
d’épuration de Bourg-en-Bresse au mois d’avril 2009. Ils sont composés d’un mélange de
refus provenant d’un dégrilleur (15 mm) et d’un tamiseur (3 mm), et ont été collectés en sortie
de la vis de compactage.
L’ensemble des refus générés pendant les deux jours de prélèvements (période de
« temps sec ») a été transporté au LGCIE où deux échantillons représentatifs d’environ 20 kg
chacun ont été élaborés par quartage.
Les deux échantillons ont fait l’objet d’une caractérisation générale dont les résultats
sont présentés dans le Tableau 30.
Tableau 30. Caractérisation des refus de dégrillage échantillonnés pour la mise en œuvre des essais de
lavage
Unité Echantillon 1 Echantillon 2
Siccité % MH 25,3 24,3
Matière volatile % MS 92,9 92,6
PBM90 mlCH4/gMV 271 292
PBM90 = potentiel bio-méthanogène à 90 jours
2.2. Déroulement des essais de lavage
Les essais de lavage, réalisés en duplicats, sont mis en œuvre dans une bétonnière
ayant une cuve d’un volume total de 134 litres (volume de malaxage : 100 litres).
Un échantillon d’environ 20 kg de refus de dégrillage (pesé à ± 10 g), correspondant à
environ 4,5 kgMS, est mis en contact avec de l’eau, selon un ratio « liquide/solide » de
10 litres par kgMS environ. La bétonnière est alors actionnée (vitesse de rotation de 20 tr.min-
1) et le mélange « refus + eau » est agité pendant une durée de 15 minutes. A la fin de
l’agitation, l’intégralité du mélange « refus + eau » est filtré à l’aide d’un tamis ayant une
maille de 3 mm, correspondant à la maille minimale de dégrillage d’où proviennent les refus.
L’égouttage de quelques minutes est accéléré en exerçant une faible pression sur le déchet à
égoutter. Nous obtenons ainsi deux fractions : le filtrat et le déchet « lavé ».
Un essai de lavage est composé de trois cycles successifs « agitation + filtration »,
comme illustré à la Figure 23. Lors du deuxième et troisième cycle, un volume d’eau
équivalent au volume de filtrat obtenu lors du lavage précédent est ajouté, pour maintenir
approximativement un ratio liquide/solide constant lors des trois cycles de lavage.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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102
L’analyse des filtrats obtenus permet de déterminer la quantité de matière initialement
présente dans les refus et qui peut être potentiellement réintroduite dans la « filière eau » des
stations d’épuration. Le déchet « lavé » constitue la fraction solide (> 3 mm) qui n’est pas
renvoyée vers la « filière eau », correspondant aux refus de dégrillage traités par lavage.
Echantillon brut
(Env. 20 Kg)
Mélange à 20 rpm
(Durée : 15 min)
Déchet solide résiduel
Eau
(qsp ratio liquide/solide
= 10 L/kgMS)
Filtration sur
tamis 3 mm Filtrat
- MES et Fraction soluble
- DBO
- COD
- DCO tot. et < 1.2 µm
- % MS, % MV
- PBM
Analyses après 3 cycles:
- % MS, % MV, PBM
3 cycles
Echantillon brut
(Env. 20 Kg)
Mélange à 20 rpm
(Durée : 15 min)
Déchet solide résiduel
Eau
(qsp ratio liquide/solide
= 10 L/kgMS)
Filtration sur
tamis 3 mm Filtrat
- MES et Fraction soluble
- DBO
- COD
- DCO tot. et < 1.2 µm
- % MS, % MV
- PBM
Analyses après 3 cycles:
- % MS, % MV, PBM
3 cycles
Figure 23. Protocole opératoire des essais de lavage
2.3. Analyses sur le filtrat
Après chaque cycle de lavage, le filtrat est caractérisé selon les différents paramètres
décrits ci-après.
2.3.1. Détermination de la concentration en matières en suspension (MES) et de la
fraction soluble
Il existe deux méthodes normalisées d'analyse des MES : la méthode par filtration sur
filtre en fibres de verre (NF EN 872, 1996) et la méthode par centrifugation (NF T 90-105-2,
1997).
Dans le cadre de nos essais, nous déterminons la concentration en MES selon la
méthode par filtration sur filtre en fibres de verre. Le principe de l’analyse consiste à filtrer
l’échantillon à analyser sur un filtre en fibres de verre (filtre en microfibre Whatman©
GF/C
1,2 µm), à l’aide d’un équipement de filtration sous vide. Le filtre est ensuite séché à 105 °C
et la masse du résidu retenue sur le filtre est déterminée par pesée différentielle. La
concentration en matière en suspension (MES) est généralement exprimée en mg de MES
contenus dans un litre de solution (unité : mg.l-1
).
La matière passant dans le filtrat est considérée comme constituant la fraction soluble.
Celle-ci est quantifiée par pesée du résidu sec obtenu par évaporation de l’eau à 105 °C.
2.3.2. Analyse du carbone organique dissous (COD)
Le carbone total (CT) présent dans un échantillon liquide se compose de carbone
organique (COT) et inorganique (CIT). Si ces mesures ne donnent pas d’information sur la
nature des substances organiques présentes dans l’échantillon analysé, elles permettent
néanmoins de les quantifier globalement.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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103
La procédure utilisée pour la mesure du COD s’inspire de la norme AFNOR NF EN
1484 (T 90-102), intitulée « Analyse de l’eau – Ligne directrice pour le dosage du carbone
organique total (TOC) et carbone organique dissous (COD) ». Les analyses sont réalisées
après filtration à 0,45 µm.
La teneur en COT est déterminée soit après prétraitement des échantillons à l’acide
orthophosphorique (qui permet d’éliminer les carbonates). Le principe du dosage est basé sur
l'oxydation catalytique à 950 °C du carbone présent dans l’échantillon en dioxyde de carbone
par combustion dans un four, l’oxygène étant l’oxydant de réaction de combustion. Le CO2
est ensuite dosé par infrarouge.
Les résultats sont généralement exprimés en milligramme de carbone par litre de
solution (unité : mg.l-1
).
2.3.3. Analyse de la demande chimique en oxygène (DCO)
La demande chimique en oxygène (DCO) est une méthode normalisée d’analyse des
eaux et des effluents. Elle représente « la concentration, exprimée en mg.l-1
, d’oxygène
équivalente à la quantité de dichromate consommée par les matières dissoutes et en
suspension lorsqu’on traite un échantillon d’eau avec cet oxydant dans des conditions
définies » (NF T 90-101). La méthode est basée sur l'oxydation des matières organiques en
milieu acide par les ions dichromate dont l’excès (n’ayant pas réagi) est dosé par
spectroscopie d’absorption ou par titration.
La société HACH (parmi d’autres) offre la possibilité d’obtenir une mesure de la DCO
précise, rapide et moins dangereuse grâce à la commercialisation de tubes disposant des
réactifs en quantité pré-dosée. Après l’introduction de 2 ml de l’échantillon à analyser dans un
tube et 2 heures de chauffage à 150°C, le spectrophotomètre HACH dose la DCO de
l’échantillon par mesure d’absorbance à 620 nm.
2.3.4. Analyse de la demande biochimique en oxygène (DBO5)
Il s’agit de déterminer la demande biochimique en oxygène d’un échantillon liquide
dans un milieu nutritif en présence d’un inoculum et en conditions aérobies, afin de
déterminer sa biodégradabilité. Ces essais sont réalisés en triplicats sur des échantillons non
filtrés.
La détermination de la demande biochimique en oxygène est une méthode normalisée
(NF EN 1899-1 et NF EN 1899-2 intitulées « Qualité de l'eau - Détermination de la demande
biochimique en oxygène après n jours (DBOn) »). Cette méthode repose sur un suivi
manométrique du volume d’oxygène consommé. Le dioxyde de carbone (CO2) produit au
cours de la dégradation aérobie est piégé par des pastilles de soude (NaOH).
Les résultats sont exprimés en milligramme d’oxygène (O2) consommé par litre de
solution (unité : mgO2.l-1
).
2.4. Analyses sur les refus de dégrillage lavés
Après 3 cycles « mélange + filtration » successifs, les refus « lavés » sont caractérisés
selon les mêmes paramètres que les refus bruts, à savoir la teneur en matière sèche (MS) (ou
siccité), la teneur en matière volatile (MV) et le potentiel bio-méthanogène (PBM) du déchet
solide. Les analyses sont présentés dans le Chapitre 2, § III.4.1, § III.4.2 et § III.5.2.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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3. Résultats et discussion
3.1. Bilan massique
Deux essais de lavage ont été menés sur des échantillons de refus de dégrillage
d’environ 4,5 kgMS. Le Tableau 31 et le Tableau 32 présentent les bilans massiques globaux
relatifs à ces deux essais de lavage (précision des pesées à ± 10 g, sauf pour la fraction soluble
où la précision de la pesée est à ± 0,01 g). Nous observons que les deux échantillons ont des
comportements similaires vis-à-vis de ces essais. La majeure partie de la fraction extraite par
lavage est sous forme particulaire (MES). La teneur en fraction soluble de différents filtrats
est très faible comme on pouvait s’y attendre. En effet, nous supposons que la fraction soluble
des déchets solides qui véhiculent dans les réseaux d’assainissement est quasiment
entièrement dissoute dans les eaux usées avant leur arrivée dans la STEP.
Tableau 31. Bilan massique global du 1er
essai de lavage
Fraction Paramètre Unité 1
er cycle
(30 litres) 2
ème cycle
(17 litres) 3
ème cycle
(18 litres)
Mélange
"refus + eau"
MS kg 4,43 3,83 3,69
Masse "eau" kg 43,07 42,87 42,19
Siccité %MH 9,33 8,20 8,04
Filtrat
Masse kg 17,20 18,68 19,04
MES kg 0,18 0,13 0,11
Fraction soluble kg 0,0043 0,0037 0,0029
Refus lavés
Masse brute kg 29,70 27,88 26,62
Masse "eau" kg 25,87 24,19 23,15
MS kg 3,83 3,69 3,47
Siccité %MH 12,90 13,24 13,04
Pertes MS kg 0,32 (9,5 %) 0,01 (0,2 %) 0,11 (3,0 %)
Tableau 32. Bilan massique global du 2ème
essai de lavage
Fraction Paramètre Unité 1
er cycle
(30 litres) 2
ème cycle
(21 litres) 3
ème cycle
(22 litres)
Mélange
"refus + eau"
MS kg 4,38 3,90 3,74
Masse "eau" kg 43,62 43,24 43,30
Siccité %MH 9,13 8,27 7,95
Filtrat
Masse kg 21,38 21,94 21,96
MES kg 0,23 0,16 0,10
Fraction soluble kg 0,0091 0,0054 0,0034
Refus lavés
Masse brute kg 26,14 25,04 24,80
Masse "eau" kg 22,24 21,30 21,34
MS kg 3,90 3,74 3,46
Siccité %MH 14,92 14,94 13,95
Pertes MS kg 0,24 (5,4 %) -0,01 (-0,1 %) 0,18 (4,6 %)
Le Tableau 33 synthétise les résultats obtenus en fonction de la masse extraite par
lavage (MES + fraction soluble). Nous observons qu’environ 10 % de la masse sèche des
refus de dégrillage est extraite par lavage (soit 0,42 kgMS sur 4,43 kgMS de déchet traité lors
du 1er
essai de lavage et 0,51 kgMS sur 4,38 kgMS lors du second essai). Par ailleurs, le 1er
cycle des deux essais de lavage permet d’éliminer à lui seul près de 45 % de la masse sèche
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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totale extraite. Ainsi, la fraction solide inférieure à 3 mm (correspondant à la maille de
tamisage après chaque lavage) ne nécessite pas une durée de lavage importante pour être mise
en suspension ou dissoute dans l’eau de lavage (filtrat).
Tableau 33. Masse sèche extraite après chaque cycle de lavage - Synthèse
Masse sèche extraite MS extraite / MS initiale MS extraite / MS extraite totale
(en kg) (en %) (en %)
1er
essai de lavage
1er
cycle 0,18 4,1 43
2ème
cycle 0,13 2,9 31
3ème
cycle 0,11 2,5 26
Total 0,42 9,5 100
2ème
essai de lavage
1er
cycle 0,24 5,5 47
2ème
cycle 0,17 3,9 33
3ème
cycle 0,10 2,3 20
Total 0,51 11,6 100
3.2. Analyse des filtrats
Les filtrats, après chaque cycle du lavage, ont été analysés pour déterminer la nature
des fractions particulaires et solubles qu’ils contiennent. Le Tableau 34 et le Tableau 35
regroupent les résultats de la caractérisation des filtrats des deux essais de lavage. Les
analyses de DCO totale des filtrats et de DCO sur la fraction inférieure à 1,2 µm permettent
de déterminer que la charge organique est principalement particulaire, étant donné que seuls
20 à 25 % de la DCO totale proviennent de la fraction inférieure à 1,2 µm.
Enfin, le rapport « DCO totale / DBO5 » donne une première estimation de la
biodégradabilité de la matière organique des trois eaux de lavage obtenues après chaque cycle
du lavage. En effet, pour un rapport inférieur à 2 ou compris entre 2 et 3, comme c’est le cas
pour chacun des filtrats, l’effluent est considéré respectivement comme « facilement
biodégradable » ou « biodégradable ».
Tableau 34. Caractérisation des filtrats du 1er
essai de lavage
Paramètre Unité 1
er cycle
(30 litres) 2
ème cycle
(17 litres) 3
ème cycle
(18 litres)
COD mg/l 2435 2507 2441
DCO totale g/l 18,83 13,36 9,43
DCO < 1,2 µm g/l 3,99 3,18 2,38
DCO < 1,2 µm / DCO tot. % 21,20 23,30 25,20
DBO g/l 10,60 6,80 4,70
DCO tot. / DBO - 1,78 1,96 2,01
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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Tableau 35. Caractérisation des filtrats du 2ème
essai de lavage
Paramètre Unité 1
er cycle
(30 litres) 2
ème cycle
(21 litres) 3
ème cycle
(22 litres)
COD mg/l 2481 1079 458
DCO totale g/l 27,25 12,90 8,85
DCO < 1,2 µm g/l 9,02 4,46 3,07
DCO < 1,2 µm / DCO tot. % 33,10 34,57 34,69
DBO g/l 12,76 7,25 4,18
DCO tot. / DBO - 2,14 1,78 2,12
3.3. Analyse des refus lavés
La caractérisation des refus de dégrillage lavés est présentée dans le Tableau 36. On
constate que les caractéristiques du déchet lavé sont très proches de déchet initial.
Notamment, la mesure du potentiel bio-méthanogène montre que les déchets lavés possèdent
toujours un potentiel élevé, équivalent à 95 % du potentiel bio-méthanogène initial.
Le lavage permet uniquement de mettre en solution la matière organique soluble et n’a
donc aucun effet sur les textiles sanitaires par exemple. Or, dans le Chapitre 2 sur la
caractérisation des refus de dégrillage, nous avons conclu que les textiles sanitaires
représentaient près de 70 % des refus de dégrillage et qu’ils possédaient un potentiel bio-
méthanogène élevé (entre 183 et 343 mlCH4/gMV). Ainsi, il n’est pas surprenant de constater
que les refus de dégrillage aient un PBM élevé, même après avoir été lavés.
Tableau 36. Caractérisation des refus lavés (après 3 cycles de lavage)
Paramètre Unité 1er
essai de lavage 2ème
essai de lavage
Matière volatile % MS 93,5 94,3
PBM90
mlCH4/gMV 256 285
% réduction PBM par
lavage 5,5 2,4
PBM90 = Potentiel bio-méthanogène à 90 jours
4. Conclusions et perspectives
Les essais de lavage qui ont été menés sur des échantillons de refus de dégrillage
prélevés à la STEP de Bourg-en-Bresse montrent qu’il est possible de renvoyer vers la filière
de traitement des eaux usées environ 10 % de la masse sèche du déchet. Par ailleurs, la
caractérisation des filtrats souligne que la fraction solide éliminée par lavage est
biodégradable et que les eaux de lavage peuvent ainsi être envoyées vers la « filière eau » des
stations d’épuration pour être traitées.
Pour compléter cette étude, il serait nécessaire de pratiquer ces essais de lavage en
tenant compte notamment des caractéristiques des réseaux d’assainissement dont sont issus
les refus de dégrillage. Nous pouvons en effet supposer que lorsque les déchets solides sont
véhiculés par les eaux usées dans les réseaux, ils sont soumis à un « prélavage ». Ainsi, la
longueur du réseau d’assainissement ou la présence importante de pompes de relevage par
exemple, favoriseront la solubilisation de la matière dans les eaux usées et limiteront
l’efficacité du lavage des refus générés en station d’épuration. Le traitement par lavage des
refus pourrait donc s’avérer être plus ou moins adapté en fonction du contexte local.
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Enfin, ces essais ont été réalisés à l’aide d’un équipement détourné de sa fonction
initiale (une bétonnière !). L’utilisation d’un laveur industriel pourrait éventuellement
augmenter les performances du lavage pour des déchets issus de réseaux courts.
IV. Etude du traitement par broyage des refus de dégrillage
1. Introduction
Des essais de broyage des refus de dégrillage ont été menés dans le cadre de cette
thèse. Ces essais correspondent au deuxième traitement envisagé qui vise à réintroduire une
partie des refus de dégrillage dans la « filière eau » des stations d’épuration pour leur
traitement.
Les essais réalisés ont pour objectif de déterminer si, d’une part, un tel traitement est
techniquement envisageable et, d’autre part, si les résultats expérimentaux sont concluants.
Ainsi, nous pouvons dégager trois principales problématiques auxquelles il est nécessaire
d’apporter des éléments de réponse :
▪ Faisabilité « technique » du broyage : Un des objectifs de ces essais de broyage est de
déterminer si la nature des refus de dégrillage (avec notamment les lingettes et les
serviettes hygiéniques qui forment des « cordes » de fibres textiles entrelacées assez
résistantes susceptibles de former par exemple des torons dans le broyeur) ne
représente pas une complication pour leur broyage.
▪ Efficacité du broyage : Les refus de dégrillage sont extraits des eaux usées car ils
présentent un danger pour le bon fonctionnement des organes de traitement des
stations d’épuration. La réintroduction de ces déchets dans la « filière eau » des STEP
ne doit être envisagée que si la granulométrie et les caractéristiques du déchet après
broyage permettent d’envisager leur traitement sans préjudice majeur. L’efficacité du
traitement sera donc évaluée en fonction de la part de matière sèche qui serait envoyée
vers la « filière eau » après tamisage à 3 mm.
▪ Impacts sur la filière de traitement des eaux usées : Sur la base des essais de
biodégradabilité menés lors de la caractérisation des refus de dégrillage, nous estimons
que les procédés de traitement des eaux usées sont capables d’éliminer la fraction
organique des refus qui serait renvoyée dans la « filière eau » après broyage.
Toutefois, il serait nécessaire d’étudier, d’une part, si la réintroduction de ces déchets
ne pénalise pas la filière de traitement des eaux usées en raison de la pollution visuelle
engendrée par une part importante de flottants et, d’autre part, si la nature
probablement fibreuse des particules pourrait perturber le fonctionnement de la STEP.
Ces points n’ont pas été évalués dans cette thèse.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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2. Matériel et méthode
2.1. Origine et caractérisation des refus de dégrillage
Les essais de broyage se sont déroulés entre le lundi 25 mai 2009 et le vendredi 29 mai
2009 à la station d’épuration de Fontaines-sur-Saône (69), exploitée par le Grand Lyon
(Cf. Chapitre 2, III.1.3, p.65).
L’ensemble des refus générés lors de la campagne de broyage a fait l’objet d’une
caractérisation quantitative et qualitative, selon le même protocole opératoire de prélèvement
défini dans le Chapitre 2. Les refus de dégrillage ont été ainsi prélevés séparément pour
pouvoir caractériser la fraction supérieure à 25 mm et la fraction comprise entre 10 et 25 mm.
Après chaque journée de prélèvement, des échantillons représentatifs d’environ 10 kg
sont élaborés par quartage, au prorata des masses des deux fractions de refus collectées. Ces
échantillons ont fait l’objet d’une caractérisation globale, dont les résultats sont présentés dans
le Tableau 37.
Tableau 37. Caractérisation des refus de dégrillage utilisés dans les essais de broyage
Paramètre Unité Echantillon 1 Echantillon 2 Echantillon 3
Siccité % MH 13,2 16,0 12,9
Matière volatile % MS 88,4 77,1 91,6
2.2. Déroulement des essais de broyage
2.2.1. Mise en place de l’installation de broyage
Pour évaluer le comportement au broyage des refus de dégrillage, un broyeur-
dilacérateur à doubles arbres parallèles de marque Börger a été loué. Ce broyeur (HPL 200)
possède une capacité de traitement de 50 m3.h
-1 et est composé de 18 couteaux de 8 mm,
entrainés par un moteur d’une puissance de 3kW à 97 tr.min-1
(Cf. Figure 24 et Figure 25)
Conçu pour le broyage et la dilacération de matériaux solides contenus dans les fluides
de types boues et graisses, il fragmente les matières comme les fibres, les matières plastiques,
les textiles et autres matériaux semblables.
Figure 24. Principe de fonctionnement du broyeur-dilacérateur HPL 200
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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Figure 25. Vue intérieure du broyeur-dilacérateur Borger HPL 200
En fonctionnement normal, ce broyeur est installé « en ligne ». Dans le cadre de nos
essais, quelques adaptations ont été nécessaires pour faciliter l’introduction des refus. Un
tuyau d’alimentation a été confectionné pour augmenter la quantité de déchet introduite et
permettre leur passage dans le broyeur à l’aide d’une barre jouant le rôle de piston. Le broyeur
a été légèrement incliné pour faciliter son alimentation manuelle. En sortie, un bac de
récupération a été positionné afin de récupérer l’ensemble des refus broyés (Cf. Figure 26).
Figure 26. Installation du broyeur-dilacérateur Borger HPL 200
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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2.2.2. Protocole expérimental des essais de broyage
Des essais préliminaires de broyage ont été effectués sur les refus grossiers (fraction
> 25 mm) pour une prise en main optimale du broyeur-dilacérateur et pour observer le
comportement du broyeur face à la fraction qui présente le plus d’éléments solides
hétérogènes pouvant nuire à son bon fonctionnement (canettes d’aluminium, bouts de bois ou
de plastique dur).
Une fois les essais préliminaires effectués, chaque échantillon représentatif a été
broyé une première fois, avec ajout d’une quantité suffisante d’eau pour faciliter le passage du
déchet solide dans le broyeur. Une partie du broyat est conservée pour les analyses, l’autre est
réintroduite dans le broyeur pour un deuxième passage et le nouveau broyat est conservé pour
les analyses.
Les masses de déchets en entrée et en sortie, ainsi que la quantité d’eau ajoutée pour
faciliter le broyage, sont pesées pour pouvoir effectuer les bilans massiques.
Le broyat est ensuite caractérisé au laboratoire par sa granulométrie déterminée par
tamisage sous flux d’eau (10 mm, 6 mm et 3 mm), et chaque fraction issue du tri
granulométrique est caractérisée (répartition massique entre chaque fraction granulométrique,
exprimée en % MS).
Des essais pour évaluer la part des flottants sur la fraction granulométrique inférieure à
3 mm sont réalisés (cette fraction granulométrique étant susceptible d’être envoyée vers la
filière de traitement des eaux usées et donc de causer des nuisances visuelles).
3. Résultats et discussion
3.1. Fonctionnement du broyeur
Lors des essais préliminaires, aucun élément solide n’est venu perturber le
fonctionnement du broyeur (plastiques durs, canettes en aluminium, bois). Le broyat obtenu
est d’une consistance homogène et pâteuse (Cf. Figure 27). Aucune catégorie de matériaux
n’est identifiable après broyage, hormis quelques morceaux de plastiques.
Le broyeur est doté d’un système de sécurité, avec inversement du sens de rotation des
couteaux en cas de présence d’un élément solide qui ne pourrait pas être broyé. Le broyeur est
également équipé d’un piège à cailloux pour prévenir l’introduction d’éléments nuisibles à
son bon fonctionnement.
Bien entendu, les essais préliminaires permettent d’estimer la robustesse du broyeur de
façon ponctuelle. Celle-ci nécessiterait d’être évaluée sur du plus long terme afin d’évaluer
notamment les phénomènes d’usure des couteaux et la fréquence des pannes.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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Figure 27. Refus de dégrillage broyés (à gauche) et non broyés (à droite)
Enfin, dans le cadre d’une configuration industrielle et d’une automatisation du
broyage des refus de dégrillage, une alimentation verticale du broyeur par une trémie ou une
alimentation horizontale avec introduction des refus à l’aide d’une vis sans fin semble être les
solutions les plus appropriées.
3.2. Bilan massique des essais de broyage
Pour chaque essai, environ 10 kg de refus bruts non compactés ont été introduits dans
le broyeur, avec un ajout d’eau variant entre 17,0 et 36,2 % de la masse de déchet brut
introduit. Les masses des différentes fractions entrantes et sortantes du broyeur sont
présentées dans le Tableau 38.
Les pertes lors des différents essais de broyage représentent au maximum 10 % de la
masse des fractions introduites (déchets bruts et eau). Elles sont principalement dues au fait
que la chambre de broyage, où se situent les couteaux, piège une partie des déchets broyés.
Le ratio « eau ajoutée / déchets bruts » diminue d’un essai à un autre pour des raisons
expérimentales. Initialement, nous pensions que le broyage serait possible uniquement en
ajoutant une quantité d’eau relativement importante. En réalité, nous avons constaté au cours
des essais que l’ajout d’une petite quantité d’eau suffit à faciliter le broyage.
Tableau 38. Bilan massique des essais de broyage des refus de dégrillage
Unité Essai 1 Essai 2 Essai 3
Masse déchets introduits kg 11,05 (± 0,02) 8,15 (± 0,02) 10,60 (± 0,02)
Masse eau ajoutée kg 4,00 (± 0,02) 2,65 (± 0,02) 1,80 (± 0,02)
Ratio « eau ajoutée / déchets bruts » % 36,2 32,5 17,0
Masse déchets broyés kg 14,35 (± 0,02) 9,70 (± 0,02) 11,70 (± 0,02)
Pertes kg 0,70 (± 0,06) 1,10 (± 0,06) 0,70 (± 0,06)
% 4,7 10,2 5,6
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3.3. Répartition granulométrique des refus de dégrillage après broyage
Le tri granulométrique des refus de dégrillage après broyage permet de déterminer la
quantité de matière qui pourrait être réintroduite dans la « filière eau ». La Figure 28 montre
les fractions obtenues après tamisage sous un flux d’eau des refus broyés. Pour chaque essai,
les différentes fractions sont pesées afin de déterminer la répartition granulométrique des
refus broyés, exprimée en matière sèche.
Figure 28. Fractions issues du tri granulométrique des refus broyés : > 10 mm, 6-10 mm, 3-6 mm et
< 3 mm (de gauche à droite)
Le Tableau 39 présente les résultats moyens issus du tri granulométrique des refus
après broyage. Nous notons que plus de 70 % de la masse sèche des refus après broyage
présente une granulométrie inférieure à 3 mm et pourrait donc être réintroduite dans la
« filière eau ». Cette fraction granulométrique a une teneur élevée en matière volatile (Tableau
40), qui peut potentiellement être traitée lors des différents traitements de la « filière eau »
d’une station d’épuration. Un deuxième passage dans le broyeur n’a pas d’effets significatifs
sur la répartition granulométrique des refus broyés.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
113
Tableau 39. Répartition granulométrique moyenne (3 essais) des refus de dégrillage après un ou deux
broyages
Fraction Déchet (gMH) Siccité (% MH) Déchet (gMS) Répartition (%)
Répartition après un broyage
Masse totale 2041,3 10,8 220,9 100,0
> 10 mm 87,8 10,2 9,0 4,1
6 – 10 mm 167,1 10,2 17,1 7,7
3 – 6 mm 380,9 9,2 35,0 15,8
< 3 mm 159,9 72,4
Répartition après deux broyages
Masse totale 1505,2 10,7 161,1 100,0
> 10 mm 53,4 9,8 5,3 3,3
6 – 10 mm 62,0 9,0 5,6 3,5
3 – 6 mm 323,3 9,0 29,2 18,1
< 3 mm 121,1 75,1
Tableau 40. Teneur en matière volatile des refus de dégrillage broyés en fonction des fractions
granulométriques
Fraction Teneur en MV (%MS)
Essai 1 Essai 2 Essai 3
Déchet brut 88,4 77,1 91,6
> 10 mm 96,4 92,0 96,7
6 – 10 mm 95,3 90,8 97,8
3 – 6 mm 93,7 84,3 94,0
< 3 mm 85,5 74,2 90,0
3.4. Estimation des flottants
Quelques kilogrammes de refus broyés ont été mis en suspension dans une dizaine de
litres d’eau, puis laissés au repos pendant une durée d’une heure. La part des flottants a fait
alors l’objet d’une estimation visuelle qui n’a révélé aucun élément flottant à la surface du
mélange « eau / refus broyés ». Ainsi, nous n’avons pas prolongé cette expérience, en
estimant que les flottants ne présentent pas un risque majeur de pollution visuelle pouvant
mettre en péril le traitement par broyage des refus de dégrillage.
4. Conclusions et perspectives
Le fonctionnement du broyeur ne semble pas avoir été affecté par les éléments
constitutifs des refus de dégrillage. Le traitement par broyage de ces déchets est donc, d’un
point de vue technique, envisageable sans problème particulier.
Le broyeur a montré des performances élevées. Le broyage des refus de dégrillage a
permis de réduire plus de 70 % de la masse sèche du déchet à une granulométrie inférieure à
3 mm. Deux filières d’élimination du broyat sont alors envisagées :
▪ La fraction inférieure à 3 mm pourrait être renvoyée dans la « filière eau » des STEP
pour être traitée. La fraction supérieure à 3 mm peut, quant à elle, subir les autres
traitements envisagés pour le déchet brut.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
114
▪ Si la STEP possède un digesteur de boues, les refus broyés pourraient être traités par
méthanisation en mélange avec les boues compte tenu de leur fort potentiel bio-
méthanogène. Le traitement par digestion anaérobie des refus de dégrillage dans un
réacteur pilote de laboratoire fait l’objet du paragraphe suivant.
L’appréhension suscitée, chez les gestionnaires de STEP, par la réintroduction des
refus de dégrillage dans la « filière eau » ou dans les digesteurs de boues, même après
broyage, constitue cependant un frein majeur à la mise en place de ces traitements. Une étude
de démonstration dans une station d’épuration « pilote » où les refus broyés seraient
renvoyées dans la « filière eau » ou dans les digesteurs de boues permettrait de valider (ou
non) ces approches. Le broyeur serait également mis à l’épreuve sur le long terme pour
évaluer sa robustesse.
V. Etude de la méthanisation des refus de dégrillage dans un
réacteur pilote de laboratoire
1. Introduction
Lors de la caractérisation des refus de dégrillage (Cf. Chapitre 2), l’étude de la
biodégradabilité a été réalisée à l’échelle du laboratoire (quelques grammes de déchet) en
batch (flacons). La demande biochimique en oxygène et le potentiel bio-méthanogène ont été
ainsi déterminées. Si ces analyses permettent d’estimer de manière fiable la biodégradabilité
intrinsèque de la matière organique étudiée, elles ne reflètent pas rigoureusement le
comportement du déchet en conditions réelles de mise en œuvre car ces essais se déroulent
dans des conditions opératoires optimales (préparation des fractions étudiées, milieu nutritif,
inoculum…) et sans renouvellement du milieu ni du substrat. Ainsi, une étude de la
méthanisation des refus de dégrillage dans un réacteur de laboratoire à l’échelle « pilote » est
indispensable pour confirmer les potentiels méthanogènes révélés par les études de
laboratoire. La mise en place d’une étude à l’échelle « pilote » permet en effet :
▪ De travailler dans des conditions dynamiques (alimentation périodique du digesteur)
permettant de révéler d’éventuels effets d’inhibition ou de carence ;
▪ De reproduire plus fidèlement les conditions opératoires des réacteurs à échelle
« industrielle », notamment l’humidité, le temps de séjour… ;
▪ De traiter des quantités de déchets plus élevées avec la possibilité de prélèvements
réguliers et représentatifs du contenu du réacteur.
Un réacteur d’un volume utile d’environ 50 litres a été conçu et construit à l’INSA de
Lyon pour étudier la méthanisation des refus de dégrillage en conditions mésophiles (35 ±
1 °C) et par voie sèche (teneur en matière sèche supérieure à 25 %). Les caractéristiques de
fonctionnement du réacteur (pH, concentration en AGV, production et composition du
biogaz,…) ont été étudiées en semi-continu avec des refus de dégrillage comme substrats.
L’étude comporte deux principales phases expérimentales dont les procédures et les
résultats sont présentés ci-après.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
115
2. Matériel et méthode
2.1. Caractérisation de l’inoculum et des refus de dégrillage utilisés
Les refus de dégrillage utilisés ont été prélevés spécifiquement pour cette étude à la
station d’épuration de Bourg-en-Bresse au mois d’avril 2009. Ils sont composés d’un mélange
de refus provenant d’un dégrilleur (15 mm) et d’un tamiseur (3 mm), et ont été collectés en
sortie de la vis de compactage.
L’ensemble des refus générés pendant les deux jours de prélèvement (période de
« temps sec ») a été transporté au LGCIE (environ 300 kg de déchets compactés), où vingt
échantillons représentatifs de 8 kg chacun ont été élaborés par quartage puis congelés.
Les caractéristiques de ces échantillons sont présentées dans le Tableau 41.
Le réacteur pilote a été initialement inoculé lors de l’étape de démarrage avec un
digestat provenant d’une installation industrielle (située dans la commune de Varennes-Jarcy)
traitant un mélange de déchets ménagers bruts (70000 t/an) et de déchets fermentescibles
(30000 t/an). Les caractéristiques de ce digestat sont présentées dans le Tableau 41.
Tableau 41. Caractérisation des refus de dégrillage et de l’inoculum utilisés pour la mise en œuvre des
essais de méthanisation
Paramètres Unité Refus échantillonnés Digestat
Siccité % MH 25,3 (± 0,9) 18,1 (± 0,7)
Matière volatile % MS 92,9 (± 0,1) 52,4 (± 1,6)
PBM mlCH4/gMV 282 50
Ratio(*) CH4/CO2 - 57,6 / 42,4 50,6 / 49,4
PBM : Potentiel bio-méthanogène
(*) : Ratio sur la production totale en biogaz
2.2. Description et instrumentation du dispositif pilote
Le pilote de laboratoire a été conçu et construit en acier inoxydable à l’INSA de Lyon
(LGCIE et CEREP) (Cf. Figure 29, Figure 30 et Figure 31). Il est de forme cylindrique, avec
un diamètre de 40 cm et une longueur de 70 cm. D’un volume total d’environ 90 litres, son
volume utile est de 50 litres approximativement. L’agitation du déchet au sein du réacteur
s’effectue à l’aide d’un axe muni de pâles entraîné par un moteur électrique (0,25 kW ; 10,5
tr/min). Le système d’agitation est activé automatiquement pendant 15 minutes toutes les 4
heures.
Le réacteur est équipé d’une sonde qui permet de connaître la température au sein du
digesteur en temps réel. La surface externe du réacteur est enveloppée d’une résistance
électrique qui permet de maintenir une température constante de 35 ± 1 °C. Le réacteur est
également équipé d’un compteur à gaz pour mesurer la production de biogaz en continu.
Sur la partie supérieure du réacteur se situe une fenêtre étanche qui permet de le
remplir ou d’effectuer des prélèvements. Après chaque ouverture/fermeture du pilote, celui-ci
est purgé à l’azote pour éliminer toute trace d’oxygène.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
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116
Compteur
à gaz
Système d’acquisition
Sonde de
température
Piège à condensation
(10 °C)
Sortie gazMoteur
40
cm
70 cm
Sonde de
température
Septum pour
analyses
Compteur
à gaz
Système d’acquisition
Sonde de
température
Piège à condensation
(10 °C)
Sortie gazMoteur
40
cm
70 cm
Sonde de
température
Septum pour
analyses
Figure 29. Schéma du pilote de laboratoire – Coupe longitudinale
Figure 30. Vue générale du pilote de laboratoire
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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117
Figure 31. Vue de l’intérieur du pilote de laboratoire
Le volume de biogaz produit est mesuré en continu grâce à un compteur à gaz, de
marque Ritter, dont la plage de sensibilité varie de 0,1 l/h à 30,0 l/h (précision de mesure à
± 0,2 %). Il est équipé d’un générateur de pulsation qui permet l’acquisition du volume
cumulé et du débit de biogaz produit sur ordinateur, à l’aide d’un logiciel développé par le
fournisseur.
Un flacon plongé dans un bain thermostaté à 10 °C a été installé en amont du
compteur pour piéger l’humidité du biogaz et une sonde de température placée en entrée du
compteur permet de connaître la température du biogaz mesuré.
Le volume de biogaz produit est exprimé dans les conditions normales de température
et de pression (CNTP, 0 °C, 1 atm) pour pouvoir comparer les résultats obtenus avec ceux des
essais de mesure de potentiel bio-méthanogène (PBM). Nous estimons une erreur sur volume
de biogaz de l’ordre de 2 %.
Un septum est placé en sortie du réacteur pour permettre l’analyse de la composition
du biogaz par piquage sur le flux gazeux. L’analyse du biogaz est réalisée périodiquement par
chromatographie en phase gazeuse pour doser les principaux constituants (CH4, CO2, H2S, N2
et O2) (Cf. Tableau 14 pour les conditions d’analyses).
2.3. Protocole opératoire
L’étude s’est déroulée pendant une durée totale de 18 semaines. Tout au long de
l’expérience, le réacteur a été alimenté périodiquement. Pour des raisons techniques et
expérimentales, l’expérience peut être divisée en 4 étapes distinctes.
▪ Etape de démarrage (semaines 1 et 2) : Le réacteur est inoculé avec environ 40 kg d’un
digestat provenant d’un digesteur industriel d’ordures ménagères. La durée de cette
étape est de 2 semaines, jusqu’à ce que l’inoculum introduit ait dégradé la majorité de
sa matière organique et que la production en biogaz soit quasiment nulle. A la fin de
cette étape, les paramètres physico-chimiques du digestat ont été déterminés.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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118
▪ Mise en charge constante (semaines 3 à 6) : Cette première phase expérimentale a duré
4 semaines. Chaque semaine, un échantillon de 8 kg de refus de dégrillage a été
introduit après prélèvement de la même masse de digestat pour maintenir
approximativement constante la masse de matière au sein du réacteur, et qui
correspond à un temps de séjour moyen de 28 jours. Les paramètres physico-
chimiques des échantillons prélevés ont été analysés. Cette mise en charge s’est avérée
trop brutale, induisant une inhibition qui a conduit à l’étape suivante.
▪ Rétablissement de l’équilibre (semaines 7 à 10) : Pendant une durée de 4 semaines,
l’alimentation du réacteur a été suspendue pour permettre aux micro-organismes de
dégrader la surcharge précédente et de rétablir l’équilibre acidogenèse/méthanogenèse.
A la fin de cette étape, les paramètres physico-chimiques du digestat ont été analysés
pour confirmer que ses caractéristiques correspondaient aux valeurs optimales pour le
bon déroulement du processus de méthanisation (valeur du pH autour de 7 ou 8 et
faible concentration en AGV).
▪ Mise en charge progressive (semaines 11 à 18) : Cette seconde phase expérimentale a
été menée pendant une durée de 8 semaines. Des quantités croissantes de déchets
grossièrement broyés ont été introduites hebdomadairement dans le réacteur (2 kg la
première semaine, 4 kg la seconde puis 6 kg par semaine pendant 6 semaines). Les
paramètres physico-chimiques des échantillons prélevés ont été analysés.
2.4. Caractérisation des digestats prélevés
Au moment de chaque alimentation du réacteur en déchets bruts, une quantité définie
de digestat est prélevée puis caractérisée. Selon les analyses, la préparation des échantillons
diffère. La Figure 32 récapitule les opérations menées pour la préparation des digestats
échantillonnés et les analyses effectuées.
Digestat
SéchageExtraction
fraction soluble
MS
MV AGV
COD
pH
Calcination
Digestat
SéchageExtraction
fraction soluble
MS
MV AGV
COD
pH
Calcination
Figure 32. Organisation pour la caractérisation des digestats prélevés
2.4.1. Matière sèche (MS) et matière volatile (MV)
La détermination de la matière sèche et de la matière volatile des digestats prélevés
s’effectue selon les méthodes « standards ». Pour la description du protocole, se référer au
Chapitre 2, § III.4.1 et § III.4.2.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
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119
2.4.2. Acides gras volatils (AGV)
La concentration et la nature des acides gras volatils (AGV) sont déterminées à l’aide
d’un chromatographe en phase gazeuse Agilent©
19091F-433 équipé d’un détecteur à
ionisation de flamme (CPG-FID).
L’analyse des AGV s’effectue sur des échantillons liquides filtrés à 0,45 µm par la
méthode de l’étalon interne (acide 4-méthylvalérique). Elle permet de déterminer la
concentration en acides acétique, propionique, butyrique, iso-butyrique, valérique, iso-
valérique et caproïque.
Les résultats sont exprimés en grammes d’acide par kilogramme de matière sèche de
digestat (unité : g.kgMS-1
).
2.4.3. Carbone organique dissous (COD)
La mesure de la concentration en carbone organique dissous (COD) s’effectue sur des
échantillons liquides filtrés à 0,45 µm (Cf. Chapitre 3, § II.2.3.2 Analyse du carbone
organique dissous (COD)).
Les résultats sont exprimés en milligrammes de carbone par gramme de matière sèche
de digestat (unité : mg.gMS-1
).
3. Résultats et discussion
3.1. Production hebdomadaire en biogaz pendant la durée totale de l’étude
La Figure 33 présente la production hebdomadaire en biogaz pendant toute la durée de
l’étude, en faisant apparaitre les différentes phases expérimentales. Nous étudierons en
particulier, dans la suite de ce mémoire, les deux principales phases expérimentales,
correspondant à la mise en charge constante (semaines 3 à 6) et à la mise en charge
progressive du réacteur (semaines 11 à 18).
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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s1 s2 s3 s4 s5 s6 s7 s8 s9 s10 s11 s12 s13 s14 s15 s16 s17 s18
Pro
du
cti
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n b
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(Nl)
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3,0
Ch
arg
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an
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tro
du
ite (k
gM
V) .
Production hebdomadaire en biogaz
Charge organique introduite
Démarrage Charge constante Suspension
charge
Charge progressive
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s1 s2 s3 s4 s5 s6 s7 s8 s9 s10 s11 s12 s13 s14 s15 s16 s17 s18
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3,0
Ch
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ite (k
gM
V) .
Production hebdomadaire en biogaz
Charge organique introduite
Démarrage Charge constante Suspension
charge
Charge progressive
Figure 33. Production hebdomadaire en biogaz pendant l'étude
3.2. Première phase expérimentale : alimentation à charge constante du réacteur
(semaines 3 à 6)
3.2.1. Productions de biogaz et de méthane
La production de biogaz est suivie en temps réel pendant toute la durée de
l’expérience.
La composition du biogaz est mesurée hebdomadairement avant chaque nouvelle
alimentation du réacteur en refus de dégrillage.
▪ Evolution de la production cumulée de biogaz :
L’évolution des productions instantanée (débit) et cumulée de biogaz lors au cours des
4 semaines d’alimentation à charge constante est présentée par la Figure 34.
Nous observons un pic de production immédiatement après chaque alimentation
(jour 0, jour 8, jour 14 et jour 21) dont nous attribuons la cause aux manipulations de
chargements/déchargements du réacteur. En effet, après la fermeture du réacteur, nous avons
constaté une chute de température au sein de celui-ci. L’air contenu dans le « ciel gazeux » se
détend lors de la montée en température et celui-ci est comptabilisé par le compteur à gaz.
L’allure de la courbe du débit moyen montre que la production de biogaz diminue
semaine après semaine. L’alimentation du réacteur en déchets bruts n’a un effet visible que la
1ère
semaine sur la production en biogaz. Nous observons que le processus de méthanisation
ralentit jusqu’à devenir quasiment nul à la fin de la 4ème
semaine d’expérience.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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0 7 14 21 28
Temps (jours)
Pro
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lée (
Nl)
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0,5
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4,5
5,0
Déb
it mo
yen
(Nl/h
) .
Production cumulée (Nl)
Débit moyen (Nl/h)
Figure 34. Production cumulée et débit moyen du biogaz lors de la 1ère
phase expérimentale (semaine 3 à
semaine 6)
La performance d’un réacteur peut être déterminée à partir du calcul de plusieurs
paramètres, et notamment à partir de son rendement en biogaz « à l’instant t » ( BiogazR ) et de
l’avancement de la réaction ( ). Ces paramètres sont déterminés à partir des calculs suivants :
MVeMSeE
Biogaz
BiogazF
QR (en Nm
3 biogaz/kgMV) et
PBM
RBiogaz (sans dimension)
Avec (« à l’instant t »)
BiogazQ : Débit de biogaz (en Nm3/j)
EF : Débit massique entrant (en kg/j)
MSe : Taux de MS dans la matière entrante (en kgMS/kg)
MVe : Taux de MV dans la matière entrante (en kgMV/kgMS)
PBM : Potentiel bio-méthanogène du déchet entrant (en Nm3
biogaz/kgMV), considéré fixe.
La Figure 35, qui présente le rendement hebdomadaire en biogaz en fonction de la
quantité de matière volatile introduite, témoigne de la baisse de l’activité de biodégradation.
La production varie en effet de 488 Nl la 1ère
semaine à 143 Nl la 4ème
semaine, avec des
rendements respectifs variant de 260 à 76 Nl biogaz/kgMV. L’avancement de la réaction,
calculé en fin de semaine, chute ainsi de 0,61 à 0,18 entre la semaine 3 et la semaine 6.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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semaine 3 semaine 4 semaine 5 semaine 6
Ren
dem
en
t en
bio
ga
z .
(Nl/
kg
MV
en
tra
nt)
Figure 35. Rendement hebdomadaire apparent en biogaz lors de la 1ère
phase expérimentale (semaines 3
à 6)
▪ Composition du biogaz :
La composition du biogaz produit chaque semaine est présentée dans le Tableau 42.
La teneur en H2S est très faible (inférieure à 0,01 % du volume total). Selon les résultats
obtenus, le ratio volumique CH4/CO2 varie entre 39/61 et 48/52 lors de la 1ère
phase
expérimentale alors qu’un ratio de 58/42 avait été mesuré lors des tests PBM sur le même
déchet (Cf. Tableau 41). La faible teneur en méthane du biogaz produit est un indicateur
supplémentaire qui confirme le dysfonctionnement du processus de méthanisation.
Tableau 42. Composition du biogaz lors de la 1ère
phase expérimentale
Composition du biogaz semaine 3 semaine 4 semaine 5 semaine 6
Méthane (CH4) (%) 44,4 47,5 44,0 39,4
Dioxyde de carbone (CO2) (%) 55,6 52,5 56,0 60,6
Sulfure d’hydrogène (H2S) (%) < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01
3.2.2. Caractérisation des digestats
▪ AGV (acides gras volatils) :
Les AGV totaux sont exprimés en g par kg de matière sèche de milieu réactionnel. La
Figure 36 présente le suivi de la concentration en AGV totaux dans le réacteur. Les digestats
prélevés montrent une accumulation des AGV au fil du temps, passant de 11,1 g/kgMS au
début de la semaine 3 à 67,1 g/kgMS à la fin de la semaine 6. En exprimant ces
concentrations en fonction de l’humidité du milieu dans le digesteur (environ 80 %), ces
valeurs correspondent à des concentrations aqueuses en AGV totaux de l’ordre de 2 à 18 g/L.
Il existe une corrélation entre la baisse de la production de méthane et l’augmentation
de la teneur en AGV. En effet, une forte teneur en AGV souligne que l’équilibre entre
l’acétogénèse et la méthanogénèse est rompu et que le processus de méthanisation est inhibé.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
123
Les AGV présents dans le milieu réactionnel sont essentiellement composés d’acétates
et de propionates (Cf. Figure 36), les autres AGV dosés étant présents à des concentrations
négligeables (< 5 % des AGV totaux).
▪ pH :
Nous observons une chute du pH du milieu réactionnel (de 8,4 à 6,4) qui peut être
directement associée à l’accumulation en AGV. Il s’agit à nouveau d’un indicateur soulignant
le déséquilibre du processus de méthanisation.
0
1
2
3
4
5
6
7
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0 7 14 21 28
Temps (jours)
pH
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30
40
50
60
70
80
AG
V (g
/kg
MS
)
pH AGV totauxAcétate Propionate
Figure 36. pH et concentration en AGV des digestats prélevés lors de la 1ère
phase expérimentale
(semaines 3 à 6)
3.2.3. Synthèse des résultats obtenus au cours de la 1ère
phase expérimentale
(semaines 3 à 6)
La 1ère
phase expérimentale de l’étude de la méthanisation des refus de dégrillage
correspond à un mode de fonctionnement en semi-continu du réacteur pilote de laboratoire
avec une alimentation hebdomadaire de 8 kg de déchets bruts (équivalent à un temps de séjour
moyen de 4 semaines que nous jugions raisonnable). Le suivi des différents paramètres décrits
précédemment illustre une dégradation progressive du processus de méthanisation lors de
cette phase. En effet, les bactéries acidogènes à développement rapide et tolérantes aux pH
acides vont générer d’importantes quantités d’AGV, abaissant le pH du milieu (Figure 37).
Ces derniers sont consommés au fur et à mesure de leur production par les bactéries
acétogènes et méthanogènes, qui sont inhibées à des valeurs de pH inférieures à 6 et dont le
développement est lent [Gourdon, 2001]. Ainsi, en cas de déséquilibre du processus global de
la biodégradation anaérobie, les bactéries acétogènes et méthanogènes sont alors susceptibles
de bloquer totalement ce processus selon la réaction en chaîne : plus d’acides → baisse du pH
→ diminution de l’activité des bactéries utilisant ces acides → plus d’acides accumulés et
ainsi de suite [Rouez, 2008]. Cette enchaînement peut conduire à acidifier le milieu jusqu’au
point où plus aucune bactérie ne peut se développer. Plusieurs hypothèses permettent
d’expliquer ce phénomène d’inhibition : inoculum mal adapté au substrat, surcharge en
matière organique rapidement hydrolysable, …). La poursuite de l’expérience avec les mêmes
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
124
conditions opératoires était vouée à l’échec (risque d’inhibition irréversible du processus de
méthanisation).
Figure 37. Représentation simplifiée des étapes de biodégradation anaérobie de la matière organique
[Gourdon, 2001]
Compte-tenu de ces différentes observations, nous avons modifié le protocole
opératoire initialement prévu et avons suspendu l’alimentation du réacteur en refus de
dégrillage. L’objectif était de ne plus perturber le processus global de biodégradation par
l’ajout de matière organique fraîche pendant une période suffisante pour permettre aux
bactéries de dégrader le substrat présent dans le réacteur (et notamment les AGV accumulés)
avant de recommencer à alimenter le digesteur.
La production en biogaz et sa composition ont été suivies et analysées pendant cette
étape (semaines 7 à 10). Des conditions opératoires stables du digesteur ont été retrouvées
après 4 semaines de « repos », comme le souligne notamment la composition du biogaz
(Cf. Tableau 43). Les analyses menées sur le digestat prélevé à la fin de cette étape
d’acclimatation montrent que la valeur du pH au sein du réacteur se situe dans la fourchette
des valeurs de pH optimales et que la concentration en AGV a quasiment été divisée par deux.
Tableau 43. Analyse des digestats et composition du biogaz lors de la période de suspension d’alimentation
(semaines 7 à 10)
Paramètres 1er
jour 7ème
jour 21ème
jour 28ème
jour
pH 6,4 nd nd 8,0
Concentration en AGV (mg/kgMS) 67,1 nd nd 38,0
Composition du biogaz Méthane (CH4) (%) 39,4 38,9 60,2 58,1
Dioxyde de carbone (CO2) (%) 60,6 61,1 39,8 41,9
+
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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3.3. Deuxième phase expérimentale : alimentation progressive du réacteur (semaines 11
à 18)
A partir de la semaine 11, la charge de déchets introduits dans le digesteur a été
augmentée progressivement (2 kg de déchets bruts la semaine 11, 4 kg la semaine 12) jusqu’à
atteindre un régime constant, équivalent à une alimentation hebdomadaire de 6 kg de refus
bruts pendant 6 semaines (semaines 13 à 18), correspondant à un temps de séjour moyen de
l’ordre de 5 à 6 semaines.
En outre, pour améliorer l’homogénéisation du milieu réactionnel, les refus de
dégrillage ont été grossièrement broyés (granulométrie inférieure à 5 cm). En effet, les refus
de dégrillage étant essentiellement composés de textiles sanitaires, et notamment de lingettes,
un « toron » se formait autour de l’axe du système d’agitation lors de la 1ère
phase
expérimentale, ce qui ne facilitait pas le mélange du milieu réactionnel ni le prélèvement
d’échantillons représentatifs de digestat. Nous considérons cependant que ce broyage grossier
n’a pas un impact majeur sur la biodégradation des refus dans le digesteur.
3.3.1. Production de biogaz et de méthane
▪ Evolution de la production cumulée de biogaz et rendement :
L’évolution de la production cumulée de biogaz en régime d’alimentation constant
(6 kg de refus par semaine) au cours des semaines 13 à 18 est présentée à la Figure 38.
Exceptée lors de la première semaine (semaine 13), l’allure des courbes montre que
l’alimentation du réacteur se traduit par des volumes de biogaz produit et des cinétiques
similaires d’une semaine sur l’autre. Un pic de production de biogaz est constaté deux à trois
jours après l’alimentation du réacteur, avec un débit moyen qui atteint alors entre 7,5 et 8,5
l/h. La baisse brutale du débit moyen de biogaz 4 jours après chaque alimentation souligne
que le temps de séjour (qui est de l’ordre de 40 jours) pourrait être réduit dans l’optique d’une
production optimisée de biogaz. En effet, la stabilisation du déchet est de plus en plus élevée
lorsque le temps de séjour augmente, mais la production journalière en biogaz diminue. Un
temps de séjour plus faible permettrait d’augmenter la production en biogaz mais réduirait le
taux de biodégradation du déchet et donc la stabilité du digestat. Un compromis entre la
performance épuratoire du traitement et la productivité de méthane par unité de volume de
digesteur est donc à établir pour déterminer un temps de séjour optimal.
La Figure 39 récapitule le rendement en biogaz en fonction de la quantité de MV
introduite dans le réacteur en régime constant. La quantité totale de biogaz produit sur les 6
dernières semaines de l’étude (semaines 13 à 18) est égale à 4965 l, la production
hebdomadaire variant de 723 l à 920 l. En fonction de la quantité de matière volatile introduite
dans le réacteur, le rendement en biogaz produit varie de 513 à 653 l/kgMV (correspondant à
un rendement en méthane variant de 304 à 399 l CH4/kgMV.
Ce rendement en biogaz est particulièrement élevé puisque l’avancement de la
réaction, en prenant comme référence le potentiel bio-méthanogène PBM, varie entre 1,21 et
1,54. On peut penser que les essais PBM auraient sous-estimé le potentiel bio-méthanogène
du déchet, mais cela est peu probable car le protocole de ces mesures de laboratoire est
optimisé. Nos résultats peuvent plus probablement s’expliquer par l’activité endogène du
réacteur dans lequel la matière accumulée dans les semaines précédentes se dégrade en même
temps que la matière fraîche, augmentant ainsi provisoirement la production de biogaz.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
0 7 14 21 28 35 42
Temps (jours)
Pro
du
cti
on
cu
mu
lée (
Nl)
.
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
10,0
Déb
it mo
yen
(Nl/h
) .
Production cumulée (Nl) Débit moyen (Nl/h)
Figure 38. Production cumulée et débit moyen de biogaz pendant les semaines 13 à 18
0
100
200
300
400
500
600
700
s13 s14 s15 s16 s17 s18
Ren
dem
en
t h
eb
do
ma
da
ire .
(Nl/
kg
MV
en
tra
nt)
Rendement hebdomadaire en biogaz
Rendement hebdomadaire en méthane
Figure 39. Rendement hebdomadaire apparent en biogaz et en méthane pendant les semaines 13 à 18
▪ Composition du biogaz :
La composition du biogaz produit pendant les semaines 13 à 18 est présentée dans le
Tableau 44. Elle est restée relativement constante tout au long de cette seconde phase. Le ratio
volumique CH4/CO2 (61/39 en moyenne) confirme que le processus de digestion anaérobie
s’est déroulé dans de bonnes conditions opératoires. Cependant, on peut supposer que les
teneurs en méthane indiquées sont des valeurs hautes et non pas moyennes. En effet, la
composition du biogaz a été déterminée avant chaque alimentation (correspondant à la fin du
processus de méthanisation) et ne reflète pas la composition moyenne de l’ensemble du
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biogaz produit entre deux alimentations. Les mesures effectuées ne tiennent ainsi pas compte
de la proportion plus élevée de CO2 générée par l’hydrolyse au début du processus de
biodégradation anaérobie.
Cette surestimation probable de la proportion en méthane explique en partie pourquoi
le ratio volumique CH4/CO2 mesuré ici est supérieur à celui déterminé lors de la mesure du
potentiel bio-méthanogène des refus de dégrillage utilisés pour cette étude.
Tableau 44. Composition du biogaz pendant les semaines 13 à 18
Paramètres semaine
13
semaine
14
semaine
15
semaine
16
semaine
17
semaine
18
Méthane (CH4) (%) 59,2 62,8 61,5 60,5 61,2 61,0
Dioxyde de carbone (CO2) (%) 40,8 37,2 38,5 39,5 38,8 39,0
Sulfure d’hydrogène (H2S) (%) < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01
3.3.2. Caractérisation des digestats
▪ AGV :
La Figure 40 présente le suivi de la concentration en AGV totaux dans le réacteur
pendant les semaines 13 à 18. Les digestats prélevés montrent une disparition au fil du temps
des AGV qui s’étaient accumulés précédemment dans le réacteur, de 38,0 g/kgMS à
2,0 g/kgMS. L’ensemble des AGV produits à partir des masses de déchets introduits pendant
les semaines 13 à 18 ont donc été directement consommées par les bactéries acétogènes et
méthanogènes.
L’acétate et le propionate sont les deux formes d’AGV que nous retrouvons dans le
milieu réactionnel. Nous observons que le propionate ne se dégrade qu’une fois l’acétate
complètement consommé, comme l’ont observé Gourdon & Vermande (1987) sur d’autres
substrats. Pendant l’étape d’acclimatation, si la concentration en propionate est restée élevée,
la teneur en acétate a en revanche diminué de 24,7 mg/kgMS à 1,1 mg/kgMS.
▪ pH :
Les variations du pH au sein du réacteur sont faibles pendant cette seconde phase
expérimentale, avec des valeurs comprises entre 8,0 et 8,4. Ces valeurs légèrement au-dessus
de la fourchette des valeurs optimales pour la digestion anaérobie.
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0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
0 7 14 21 28 35 42 49
Temps (jours)
pH
0
5
10
15
20
25
30
35
40
AG
V (m
g/k
gM
S)
pHAGV totaux
AcétatePropionate
Figure 40. pH et concentration en AGV des digestats échantillonnés les semaines 13 à 18
3.3.3. Synthèse des résultats obtenus au cours de la 2ème
phase expérimentale
(semaines 11 à 18)
Cette période correspond à un mode de fonctionnement en semi-continu du réacteur
pilote de laboratoire avec une montée progressive de la charge organique pendant les 3
premières semaines et une charge constante sur 6 semaines. Le réacteur a ainsi fait l’objet
d’une étude en régime constant (6 kg de refus introduits chaque semaine) qui a permis de
vérifier à l’échelle « pilote » la faisabilité de la méthanisation des refus de dégrillage. Les
résultats obtenus (production cumulée de biogaz et rendement) sont similaires, voire
supérieurs, aux résultats obtenus lors des essais de mesure du potentiel bio-méthanogène
(PBM), qui en théorie maximisent la production de biogaz. Si l’activité endogène du réacteur,
la sous-estimation éventuelle des mesures de PBM et/ou les incertitudes liées aux différentes
manipulations peuvent expliquer en partie nos observations, il n’en reste pas moins que les
résultats montrent que les refus de dégrillage peuvent être traités très efficacement par
digestion anaérobie, permettant l’abattement d’une partie importante de la matière organique
du déchet et la production de biogaz potentiellement valorisable.
Il est également intéressant de rappeler que le temps de séjour, correspondant au temps
moyen pendant lequel le déchet séjourne dans le réacteur, est estimé à environ 40 jours
pendant les semaines 13 à 18. Au vu des cinétiques de production de biogaz pendant le régime
constant, il est très certainement possible de réduire le laps de temps entre deux alimentations
pour optimiser la production de biogaz. Ce n’était cependant pas l’objectif de cette étude.
4. Conclusions et perspectives
Nous avons développé un pilote de laboratoire pour étudier la digestion anaérobie des
refus de dégrillage en conditions proches des conditions envisageables à l’échelle industrielle
(mésophile voie sèche).
Notre étude a fait l’objet de deux principales phases expérimentales. La 1ère
phase
correspondant à l’ajout hebdomadaire de 8 kg de déchets bruts dans le réacteur pendant 4
semaines (semaines 3 à 6), a mis en avant la nécessité d’adaptation des micro-organismes
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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méthanogènes aux conditions et au déchet pour le démarrage et le maintien du processus de
méthanisation. Le suivi des AGV totaux, du pH du milieu réactionnel et du biogaz produit a
permis de révéler le déséquilibre du processus de biodégradation. En suspendant
l’alimentation pendant les 4 semaines suivantes (semaines 7 à 10), nous avons pu rétablir
l’équilibre et ainsi prévenir une inhibition irréversible. La deuxième phase expérimentale
(semaines 11 à 18), correspondant à l’ajout progressif de déchets bruts avant d’atteindre un
régime constant de 6 kg de déchets bruts introduits chaque semaine, a permis de confirmer la
capacité des refus de dégrillage à être traités par voie anaérobie.
L’étude de la méthanisation des refus de dégrillage à l’échelle « pilote » met donc en
évidence la possibilité d’intégrer ces déchets dans les digesteurs industriels de type « voie
sèche » pour leur traitement. Cette voie d’élimination présente le double avantage de réduire
la quantité de déchets à éliminer et de produire un biogaz valorisable énergétiquement.
Si la mise en place d’un digesteur dédié au traitement des refus de dégrillage n’est pas
envisageable compte tenu du faible gisement qu’ils représentent, leur intégration dans des
unités déjà existantes est à étudier. Deux possibilités se présentent alors :
▪ Le traitement « sur site » pour les STEP équipées d’un digesteur (avec un broyage
préalable des refus). En effet, même si les conditions de notre étude (pilote voie sèche)
ne reproduisent pas celles de la méthanisation des boues, nous pouvons supposer que
les résultats seraient similaires.
▪ Le traitement « hors-site » dans des unités de méthanisation de déchets solides en
procédés de type « voie sèche » pour lesquels notre étude démontre le très bon
comportement des refus de dégrillage.
La mise en place du traitement anaérobie des refus de dégrillage fait cependant l’objet
de réserves auxquelles notre étude n’apporte pas de réponses. D’une part, la perturbation du
fonctionnement du digesteur engendrée par l’apport de ces déchets n’est pas connue et,
d’autre part, l’éventuelle modification des caractéristiques ou du statut du digestat n’a pas été
évaluée.
VI. Etude du traitement des refus de dégrillage dans une unité de
chaulage de déchets non dangereux
1. Introduction
Le traitement par chaulage des refus de dégrillage s’inscrit dans la stratégie qui vise à
traiter ces déchets, sans chercher une réintroduction vers la « filière eau ».
Compte tenu du fait que les stations d’épuration sont déjà amenées à pratiquer le
chaulage des boues, le traitement des refus de dégrillage par attaque à la chaux vive semble
envisageable. En effet, ce procédé présente potentiellement de nombreux avantages en
permettant :
▪ La stabilisation du déchet par élévation du pH au-delà de 12 qui détruit ou inhibe la
biomasse responsable de la dégradation, limitant toute reprise de la fermentation après
traitement. Cette stabilisation vise également à réduire aussi les nuisances olfactives ;
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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130
▪ L’hygiénisation par augmentation du pH et élévation momentanée de la température
qui inhibe ou détruit les agents pathogènes présents dans les déchets ;
▪ L’augmentation de la siccité du déchet par les effets cumulés :
→ du mélange du déchet avec un produit sec (la chaux) ;
→ de la réaction de la chaux vive (CaO) avec l’eau libre du déchet pour former de
la chaux éteinte (CaOH2) ;
→ de l’évaporation d’eau engendrée par l’élévation de la température due à la
réaction exothermique d’extinction de la chaux.
▪ L’amélioration de la tenue du déchet qui facilite notamment les opérations de
stockage, de manutention et de transport du déchet.
Une fois le déchet chaulé, plusieurs filières d’élimination ou de valorisation sont
envisageables. Le déchet peut faire l’objet d’une valorisation énergétique comme combustible
solide de récupération (CSR) si la siccité du déchet après chaulage est assez élevée et le cahier
des charges des CSR est respecté. Une valorisation en tant qu’apport en amendement calcique
pour les terres acides est également envisageable, même si les éléments constitutifs des refus
de dégrillage (textiles sanitaires et plastiques) représentent a priori un frein majeur. Enfin,
l’attaque à la chaux vive correspond à un prétraitement permettant aux refus d’atteindre la
siccité réglementaire (30 %) avant leur élimination en centre de stockage.
Des essais de chaulage de refus de dégrillage ont été menés dans le cadre de cette
thèse. Ces essais ont été réalisés dans une installation industrielle de chaulage afin d’évaluer
la faisabilité et la pertinence d’un tel traitement.
2. Matériel et méthode
2.1. Origine et caractérisation des refus de dégrillage utilisés
Les refus de dégrillage utilisés pour l’étude du traitement par chaulage ont été prélevés
à la station d’épuration de Cholet (Suez Environnement, Maine et Loire) entre le vendredi 26
juin 2009 et le mercredi 1 juillet 2009 (période de « temps sec »). Ils sont composés d’un
mélange de refus provenant d’un dégrilleur moyen (15 mm) et d’un dégrilleur fin (3 mm), et
ont été collectés après compactage. Pour des raisons techniques, les refus issus du dégrilleur
grossier (60 mm) situé en amont des deux dégrilleurs cités précédemment n’ont pas pu être
prélevés.
L’ensemble des refus générés (hormis les refus grossiers) pendant la durée du
prélèvement a été transporté sur le site de chaulage à Lezay. Ces refus ont fait l’objet d’une
caractérisation globale dont les résultats sont présentés dans le Tableau 45. Nous avons
constaté sur place que le tas de déchet avait été « pollué » par de la sciure de bois en faible
quantité (Cf. Figure 41) mais nous estimons que cela n’a pas modifié significativement les
caractéristiques du gisement.
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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Tableau 45. Caractérisation des refus de dégrillage utilisés pour la mise en œuvre des essais de chaulage
Paramètres Unité Refus échantillonnés
Masse brute kg 630
Masse volumique kg/l 0,54
Siccité % MH 22,3
Matière volatile % MS 89,6
Figure 41. Refus de dégrillage utilisés pour l'étude du traitement par chaulage
2.2. Description et fonctionnement de l’unité de chaulage
La campagne de chaulage des refus de dégrillage s’est déroulée le 2 juillet 2009 à
Lezay (Deux-Sèvres), dans l’installation de chaulage d’ordures ménagères et de boues
d’épuration de la société OXALOR. Un personnel de la société était disponible pour la
manutention des déchets et le suivi du fonctionnement de l’unité.
L’installation industrielle permet de traiter les déchets à partir de leur état brut, sans tri
préalable. Elle est composée d’un malaxeur-peseur, d’un thermo-absorbeur pour le
confinement des déchets traités et d’un trommel (maille de 12 mm) pour la séparation des
fractions après traitement. Ces différents éléments sont reliés entre eux par des bandes
transporteuses.
L’installation possède une capacité maximale d’environ 4 tonnes de déchets par
fournée.
La Figure 42 schématise les différentes opérations du traitement et les fractions en jeu
(entrants et sortants).
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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Déchets bruts
Confinement dans
thermo-absorbeur
(2 – 3 h)
Malaxage
(15 – 20 min)Chaux vive Emissions gazeuses
Criblage
Fraction fine
(0 – 12 mm)
Fraction grossière
( > 12 mm)
Déchets bruts
Confinement dans
thermo-absorbeur
(2 – 3 h)
Malaxage
(15 – 20 min)Chaux vive Emissions gazeuses
Criblage
Fraction fine
(0 – 12 mm)
Fraction grossière
( > 12 mm)
Figure 42. Synopsis du procédé OXALOR de traitement à la chaux vive
2.3. Protocole opératoire
Les refus de dégrillage bruts sont déversés en tas sur une dalle en béton. Un sous-
échantillon représentatif d’environ 30 kg est constitué par quartage et mis de côté pour la
caractérisation du déchet avant traitement.
Les refus de dégrillage bruts sont introduits dans le malaxeur-peseur puis mélangés à
de la chaux vive (130 kg de chaux pour 630 kg de déchets, soit une masse en chaux vive
équivalent à environ 20 % de la masse du déchet à traiter selon les recommandations du
personnel du site) pendant une durée de 20 minutes. Nous constatons lors de cette étape des
émissions gazeuses (principalement de vapeur d’eau et une odeur piquante et caractéristique
soulignant la présence d’ammoniac). A la fin du malaxage, la température relevée au cœur des
déchets est de 62,5 °C. Cependant, une montée en température plus importante est supposée
lors des premières minutes du contact entre la chaux et les refus de dégrillage.
Les déchets chaulés sont ensuite stockés dans le thermo-absorbeur pendant une durée
de deux heures environ pour permettre le développement de la réaction de la chaux qui
conduit à la stabilisation et l’hygiénisation des déchets. A la sortie du thermo-absorbeur, les
déchets passent au travers d’un trommel à mailles carrées de 12 mm qui sépare les éléments
fins (< 12 mm, Figure 43) des éléments grossiers (> 12 mm, Figure 44). La totalité des deux
fractions est collectée pour être pesée, puis des échantillons représentatifs des deux fractions
obtenues (30 kg environ) sont constitués pour leur caractérisation en laboratoire.
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Figure 43. Refus de dégrillage chaulés - Fraction < 12 mm
Figure 44. Refus de dégrillage chaulés - Fraction > 12 mm
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2.4. Analyses sur les refus de dégrillage chaulés
Les fractions collectées après le chaulage des refus de dégrillage sont caractérisés
selon le protocole général présenté à la Figure 45. La caractérisation comprend deux étapes :
▪ Caractérisation physico-chimique des fractions solides ;
▪ Etude du comportement à la lixiviation des fractions solides : L’étude s’effectue sur
des échantillons humides non broyés selon le protocole de lixiviation NF EN 12457,
avec une seule étape de lessivage, sous agitation par retournement (10 tr/min), avec un
ratio liquide/solide (MS) de 10.
Refus chaulés
Séchage
Broyage
Lixiviation
Ratio L/S = 10
MS / MV / MOO
PCI ETM
pH
ETM
Refus chaulés
Séchage
Broyage
Lixiviation
Ratio L/S = 10
MS / MV / MOO
PCI ETM
pH
ETM
Figure 45. Protocole de caractérisation des refus chaulés
3. Résultats et discussion
3.1. Caractérisation des refus après chaulage
3.1.1. Bilan massique sur les masses humides
Lors de l’essai de chaulage des refus de dégrillage, 630 kg de refus de dégrillage ont
été introduits. Les masses brutes (c’est à dire humides) des différentes fractions solides
entrantes et sortantes sont présentées dans le Tableau 46.
La précision d’une pesée effectuée sur le site d’expérimentation est de ± 10 kg.
Tableau 46. Bilan massique de l'essai de chaulage sur les masses humides
Masse brute (en kg) % de la masse totale des entrants
Entrants
Refus de dégrillage 630 (± 10) 83
Chaux vive 130 (± 10) 17
Total entrants 760 (± 20) 100
Sortants
Fraction grossière (> 12 mm) 180 (± 20) 24
Fraction fine (< 12 mm) 500 (± 20) 66
Total sortants 680 (± 40) 90
Pertes - 80 (± 60) 10
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Le bilan massique de l’essai de chaulage est bouclé à 10 % près. La perte de masse est
imputable à deux principaux facteurs :
▪ Fractions solides piégées dans l’installation : A chaque étape du traitement, une
incertitude réside sur la masse de déchets qui reste piégée dans l’installation. Au
niveau du malaxeur en particulier, il n’est pas possible de vider entièrement son
contenu avant et après un essai. Nous avons donc constaté qu’il restait de la matière
avant notre essai (provenant d’essais antérieurs) et après notre essai. On peut
cependant supposer qu’une quantité relativement similaire reste piégée à chaque fois ;
▪ Emissions gazeuses : Les gaz émis lors du traitement n’ont pas été quantifiés ni
caractérisés. La réaction avec la chaux vive engendre un important dégagement de
vapeur d’eau (et sans doute d’autres gaz entraînés : NH3, …) lié à la montée en
température, dont la masse n’a pas été déterminée. Nous estimons qu’il s’agit là du
facteur prédominant de perte de masse.
Nous estimons ainsi qu’une quantité d’environ 80 litres d’eau a été évaporée lors de
l’essai de chaulage, en imputant la totalité de la perte de masse calculée (Tableau 46) à
l’évaporation d’eau.
Enfin, il est important de souligner que le bilan massique global du traitement par
chaulage est négatif (680 kg (Total sortants) – 730 kg (Total entrants) = - 80 kg) mais la
quantité de déchets à éliminer est plus importante après traitement (680 kg (Total sortants) –
630 kg (Refus de dégrillage entrants) = 50 kg), correspondant à une augmentation massique
d’environ 8 % de déchets à éliminer.
3.1.2. Bilan massique sur les masses sèches et sur l’eau
La siccité et les masses sèches des différentes fractions entrantes et sortantes sont
présentées dans le Tableau 47.
Tableau 47. Bilan massique sur sec et en eau de l'essai de chaulage
Siccité
(% MH)
Masse sèche
(kg)
Eau
(kg)
Entrants
Refus de dégrillage 22,3 140,5 (± 2,5) 489,5 (± 7,5)
Chaux vive 100 130 (± 10) 0,0
Total entrants 35,6 270,5 (± 12,5) 489,5 (± 7,5)
Sortants
Fraction grossière (> 12 mm) 48,4 87,1 (± 10) 92,9 (± 10)
Fraction fine (< 12 mm) 48,8 244,0 (± 10) 256,0 (± 10)
Total sortants 48,7 331,1 (± 20) 348,9 (± 20)
Bilan massique (sortants – entrants) + 60,6 (± 32,5) - 140,6 (± 27,5)
Le bilan massique sur sec montre un écart important entre la masse sèche des fractions
sortantes et la masse sèche initiale (+ 60,6 kgMS). Cet écart s’explique en partie par la
réaction d’extinction de la chaux vive, qui réagit avec l’eau pour former de l’hydroxyde de
calcium (ou chaux éteinte), selon la réaction suivante :
)(2)(2)( )(sls OHCaOHCaO
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En tenant compte de la stœchiométrie de la réaction et des caractéristiques de la chaux
vive utilisée (130 kg à 95 % CaO), avec l’hypothèse que la totalité de la chaux vive réagit, on
peut estimer que 39,7 kg d’eau réagissent lors de la réaction d’extinction pour former
169,7 kg de chaux éteinte. On devrait donc enregistrer une augmentation de masse sèche de
39,7 kg (= 169,7 – 130), contre 60,6 kg expérimentalement (Tableau 47).
Le bilan massique sur sec conduit donc à un excès de 20,9 kg en sortie (= 60,6 - 39,7),
ce qui correspond à une erreur de 7,7 % de la masse initiale, entrant dans la plage
d’incertitude estimée. Le bilan massique sur sec est donc validé.
En revanche, même en tenant compte de la quantité d’eau qui a réagi (39,7 kg), le
bilan en eau conserve un déficit de 100,9 kg (= 140,6 - 39,7), ce qui correspond à plus de
20 % de la masse d’eau initiale (apportée par les déchets). Nous imputons cet écart
relativement important à la quantité d’eau évaporée lors de la montée en température. Cette
valeur est en effet du même ordre de grandeur que la quantité d’eau évaporée estimée à partir
du bilan massique sur les masses humides (80 kg). Avec cette hypothèse qui parait
raisonnable, on peut considérer que le bilan massique boucle correctement.
3.1.3. Bilan volumique de l’essai de chaulage
Le Tableau 48 récapitule l’ensemble des masses volumiques apparentes des matières
solides entrantes et sortantes. A partir du bilan massique sur les masses humides (Tableau 46),
il est possible d’effectuer un bilan volumique de l’essai de traitement par chaulage. Il est
néanmoins important de souligner qu’il s’agit là uniquement d’une estimation car la mesure
de la masse volumique apparente dépend de nombreux facteurs tels que le compactage ou le
mode de stockage du déchet par exemple.
Tableau 48. Masses volumiques apparentes et volumes des fractions entrantes et sortantes
Masse volumique apparente
(kg/l)
Volume
(l)
Entrants
Refus bruts 0,54 1166,7
Chaux vive 1,00 130,0
Total entrants 0,59 1296,7
Sortants
Fraction < 12 mm 0,53 947,7
Fraction > 12 mm 0,41 434,3
Total sortants 0,49 1382,0
Bilan volumique (sortants – entrants) + 85,3 (+ 6,6 %)
Le bilan volumique laisse apparaitre une légère augmentation du volume des fractions
sortantes (+ 6,6 %). Cette augmentation est de 7,3 % si on ne considère que le volume du
déchet initial (refus bruts) et ceux des fractions sortantes. Ainsi, l’influence du traitement sur
le volume des déchets finaux ne semble pas très importante. Par contre, la possibilité de
compactage des fractions sortantes reste à étudier.
3.1.4. Caractérisation physico-chimique des fractions solides
Le Tableau 49 présente les caractéristiques physico-chimiques des refus de dégrillage,
avant et après traitement. Les deux fractions obtenues après le chaulage des refus ont une
siccité de 48,7 %, nettement supérieure à la siccité minimale réglementaire pour leur
Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés
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137
admission en décharge. Cette siccité réglementaire était d’ailleurs atteinte par le simple ajout
de la chaux vive, sans même tenir compte de la réaction d’extinction (Cf. Tableau 47). Une
optimisation de la quantité de chaux à utiliser en fonction de la siccité initiale du déchet est
donc possible.
L’augmentation de la siccité du déchet se traduit par une augmentation de son PCIhum
(+ 25 % à + 50 %), atteignant 2600 et 2919 kJ/kgMH pour les fractions chaulées « > 12 mm »
et « < 12 mm » respectivement, même si le PCIsec des fractions chaulées est inférieur au
PCIsec du déchet initial (à cause de l’ajout de matière minérale). Cette augmentation du PCIhum
du déchet chaulé est favorable pour son élimination en co-incinération avec les ordures
ménagères mais sa valeur reste nettement inférieure au PCIhum moyen des ordures ménagères
(compris entre 5000 à 8000 kJ/kgMH). La valorisation des refus chaulés en tant que
combustibles de substitution, initialement envisagées, semble donc compromise.
Tableau 49. Caractérisation physico-chimique des matériaux
Paramètre Unité Refus bruts Fraction chaulée
< 12 mm
Fraction chaulée
> 12 mm
Siccité % MH 22,3 48,8 48,4
PCIsec kJ/kgMS 17680 8705 7960
PCIhum kJ/kgMH 1994 2919 2600
Matière volatile % MS 89,6 31,5 35,8
Matière organique oxydable % MS 16,4 4,4 21,3
Eléments-trace métalliques (ETM)
Arsenic mg/kgMS 3 2 2
Cadmium mg/kgMS < 0,2 0,2 0,3
Chrome mg/kgMS 240 3 4
Cuivre mg/kgMS 72 31 32
Mercure mg/kgMS 0,4 0,2 0,3
Nickel mg/kgMS 14 37 42
Plomb mg/kgMS 23 12 9
Sélénium mg/kgMS < 1 < 1 < 1
Zinc mg/kgMS 180 110 97
L’analyse des éléments-trace métalliques (ETM) a été réalisée sur les refus de
dégrillage utilisés pour les essais de chaulage ainsi que sur les deux fractions chaulées. La
teneur de ces éléments est incluse dans le cahier des charges de la co-incinération des déchets
dans les cimenteries comme combustibles de substitution (ou combustibles solides de
récupération, CSR). A l’heure actuelle, les normes européennes existantes liées aux CSR sont
encore expérimentales. L’organisation EURITS (European Union for Responsible
Incineration and Treatment of Special Waste), travaillant sur le projet de normalisation en
collaboration avec le CEN (Comité Européen de Normalisation) a édité des critères pour la
co-incinération des déchets dans les cimenteries comme combustibles de substitution afin de
cadrer les utilisations de ce nouveau type de combustibles (Cf. Tableau 50). Les résultats
d’analyse des ETM des refus de dégrillage après chaulage n’ont pas révélé de teneurs
dépassant les valeurs limites fixés par l’organisation EURITS, ce qui laisse la possibilité de
co-incinérer ces déchets dans les cimenteries. Il est intéressant néanmoins de souligner une
teneur élevée en chrome pour les refus de dégrillage avant traitement qui pourrait s’expliquer
par un effet de « pépite », compte tenu de la masse de la prise d’essai. Un plus grand nombre
d’essais permettrait d’obtenir une moyenne représentative.
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138
La norme NF U 44-051 relative aux amendements organiques fixe un certain nombre
de caractéristiques que doivent respecter ces derniers. Même si le type de sous-produit obtenu
(refus de dégrillage chaulés) n’apparaît pas explicitement dans la liste des types
d’amendements organiques, cette norme peut servir de référence pour estimer la pertinence
d’une éventuelle valorisation agronomique des refus chaulés en tant qu’apport en
amendement calcique pour les terres acides. Les valeurs limites en ETM définies par la norme
NF U 44-051 sont présentées dans le Tableau 50. Cette norme fixe également des valeurs
limites de teneurs en inertes et en impuretés (Cf. Tableau 51) qui semblent a priori
défavorables à la valorisation agronomique des refus chaulés sans prétraitement préalable, en
particulier à cause de la présence de plastiques (Cf. Figure 43 et Figure 44).
Tableau 50. Valeurs limites de concentrations en ETM
Eléments-trace métalliques
(ETM) Unité
Valeurs limites
EURITS
Valeurs limites
NF U 44-051
Arsenic mg/kgMS 10 18
Cadmium mg/kgMS 10 3
Chrome mg/kgMS 200 120
Cuivre mg/kgMS 200 300
Mercure mg/kgMS 2 2
Nickel mg/kgMS 200 60
Plomb mg/kgMS 200 180
Sélénium mg/kgMS 10 12
Zinc mg/kgMS 500 600
Tableau 51. Teneurs limites en inertes et impuretés des amendements organiques - NF U 44-051
Fraction Unité Teneurs limites
Films + PSE > 5 mm % MS < 0,3
Autres plastiques > 5 mm % MS < 0,8
Verres + métaux > 2 mm % MS < 2
3.1.5. Comportement à la lixiviation des refus chaulés
Le Tableau 52 présente le comportement à la lixiviation des refus de dégrillage
chaulés. Nous notons que les valeurs de pH de 12 assurent aux refus chaulés une stabilisation
et une hygiénisation (i) par inactivation/élimination des germes et (ii) par déplacement de
l’équilibre physico-chimique des molécules soufrées malodorantes (en pH basique, le
dégagement de ces composés est défavorisé) [Noble, 1997].
Les refus de dégrillage bruts relarguent une très faible quantité d’éléments-trace
métalliques au regard des valeurs limites pour l’admission des déchets en ISDND (Décision
n° 2003/33/CE du 19/12/02 établissant des critères et des procédures d'admission des déchets
dans les décharges, Cf. Tableau 53). Comme évoqué lors du traitement par lavage, les refus
ont été « lavés » lors qu’ils étaient en suspension dans les eaux usées, ce qui laisse supposer
que les éléments-trace métalliques lixiviables sont passés en solution avant que les refus
soient extraits des eaux. Des analyses complémentaires sont nécessaires pour le mercure
puisque la valeur limite réglementaire se situe en dessous de la limite de détection de la
méthode d’analyse utilisée.
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139
Tableau 52. Comportement à la lixiviation des refus de dégrillage chaulés
Paramètre Unité Refus bruts Fraction chaulée
< 12 mm
Fraction chaulée
> 12 mm
pH unité pH 6,0 12,0 12,0
Eléments-trace métalliques (ETM)
Arsenic mg/kgMS 0,51 0,16 0,15
Cadmium mg/kgMS < 0,01 < 0,01 < 0,01
Chrome mg/kgMS 0,07 0,06 0,05
Cuivre mg/kgMS 10,40 8,56 10,30
Mercure mg/kgMS < 0,05 < 0,05 < 0,05
Nickel mg/kgMS 1,57 1,48 1,52
Plomb mg/kgMS < 0,22 < 0,22 < 0,22
Sélénium mg/kgMS 0,11 < 0,07 < 0,07
Zinc mg/kgMS 28,40 2,83 2,40
Tableau 53. Valeurs limites applicables aux déchets admissibles dans les décharges pour déchets non
dangereux - L/S = 10 l/kgMS
ETM Unité Valeur
Arsenic mg/kgMS 2
Cadmium mg/kgMS 1
Chrome mg/kgMS 70
Cuivre mg/kgMS 50
Mercure mg/kgMS 0,02
Nickel mg/kgMS 10
Plomb mg/kgMS 10
Sélénium mg/kgMS 0,5
Zinc mg/kgMS 50
4. Conclusions et perspectives
L’essai de traitement par chaulage des refus de dégrillage a été mené à Lezay (Deux
Sèvres) dans l’installation industrielle de la société OXALOR. Cet essai a permis de constater
l’intérêt de ce traitement, notamment en termes de stabilisation/hygiénisation et
d’augmentation de la siccité du déchet.
La stabilisation et l’hygiénisation du déchet chaulé sous les actions combinées (i) de
l’agressivité chimique de la chaux vive, (ii) de la montée en température lors de la réaction
d’extinction de la chaux et (iii) de l’élévation du pH, se caractérise par l’absence d’odeurs
nauséabondes après traitement. Un pH élevé permet par ailleurs de bloquer toute activité
biologique et détruit les germes pathogènes. Il faut également souligner l’amélioration de
l’aspect visuel des refus de dégrillage après traitement à la chaux, ce qui modifie
considérablement la perception que nous pouvons avoir du déchet.
Le mélange des refus avec un produit sec (chaux vive) entraîne une augmentation de la
siccité du déchet. Cette augmentation est d’autant plus importante du fait de la formation de
chaux éteinte (entre 30 et 50 % de l’eau éliminée) et de l’évaporation liée à la réaction
exothermique (entre 50 et 70 % de l’eau éliminée). Ce traitement permet ainsi d’atteindre
largement la siccité réglementaire pour l’envoi en ISDND, ce qui souligne par ailleurs la
possibilité d’optimiser le dosage de la chaux. Les opérations de manutention et de transport
sont également facilitées par la siccité élevée du déchet traité. Par ailleurs, le traitement à la
chaux n’augmente pas significativement la masse finale et le volume du déchet à éliminer
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(augmentation inférieure à 10 % en termes de masse brute et de volume), ce qui suppose que
les coûts d’élimination en décharge seraient équivalents.
Enfin, si l’analyse des ETM des refus de dégrillage chaulés n’a pas révélé des teneurs
supérieures aux valeurs limites fixées, les valorisations envisagées pour les refus de dégrillage
chaulés semblent néanmoins compromise. D’une part, le PCIhum relativement faible des refus
chaulés est un frein pour que ces déchets soient valorisés en tant que combustibles solides de
récupération et, d’autre part, la teneur en plastique du déchet semble défavorable pour sa
valorisation agronomique sans prétraitement préalable.
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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Chapitre 4 : Etude technico-économique des
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I. Introduction
Le traitement des eaux résiduaires est incomplet lorsqu’il n’inclut pas le traitement et
l’élimination des sous-produits issus de la dépollution. Le devenir des refus de dégrillage
apparaît donc à ce titre comme une des exigences de l’activité de dépollution à laquelle il est
nécessaire d’apporter une réponse optimale.
Le choix du traitement et de la destination finale des refus de dégrillage est complexe
car il dépend de nombreux paramètres :
▪ Les caractéristiques des refus de dégrillage et les volumes produits ;
▪ La taille de la station d’épuration ;
▪ Les exigences réglementaires ;
▪ Le contexte local ;
▪ Les coûts d’investissement et de fonctionnement ;
▪ etc.
L’analyse de ces différents paramètres doit déboucher sur le choix d’une filière
optimale et pérenne. En fonction de la destination finale des refus de dégrillage, différentes
filières de traitement peuvent être mises en place, pour obtenir le type de refus le mieux
adapté aux cahiers des charges des éventuelles valorisations envisagées et aux requis des
centres d’élimination.
Afin de rechercher la solution la plus respectueuse de l’environnement, la moins
coûteuse pour la collectivité et la plus satisfaisante au plan technique, les méthodes d’analyse
multicritère peuvent être utilisées en tant qu’outils d’aide à la décision. Elles permettent en
effet de résoudre des problèmes liées à la gestion de déchets, car il s’agit là de méthodes
adaptées aux problèmes mettant en jeu un grand nombre d’aspects qui sont généralement
conflictuels.
Dans le cadre de cette thèse, l’objectif n’est pas d’aboutir à la création d’un outil
d’aide à la décision mais l’approche multicritère permet de formaliser clairement l’ensemble
des filières de traitement envisagées et de souligner les différentes interrogations auxquelles
nous pourrions être confrontées lors du choix d’une filière par rapport à une autre. En outre,
les études multicritères requièrent un grand nombre de données dont une faible part est, à
l’heure actuelle, disponible. Ainsi, ce chapitre décrit, d’une part, la méthodologie et les pistes
à suivre pour le développement d’une analyse multicritère des filières de gestion des refus de
dégrillage et, d’autre part, propose une étude technico-économique simplifiée des filières
étudiées dans le Chapitre 3, en plus des deux filières « traditionnelles » (mise en décharge et
incinération des refus de dégrillage compactés).
II. Mise en place d’une démarche d’analyse multicritère
L’objectif de ce paragraphe est de suivre méthodologiquement les étapes préliminaires
nécessaires à la mise en œuvre d’une analyse multicritère d’aide à la décision. Ces étapes
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144
préliminaires, qui permettent de définir et de décrire l’ensemble des informations requises
(définition des scénarii, des critères d’évaluation, etc.), ne va pas aboutir à la mise en place
d’un outil d’aide à la décision mais va nous permettre de formaliser notre approche sur la
gestion des refus de dégrillage.
1. Etablissement des scénarii à comparer
La première tâche lors d’un processus de prise de décision est d’identifier le plus
explicitement possible les différentes alternatives qui seront ensuite confrontées les unes aux
autres. Ces alternatives sont communément appelées « actions » et on parle de définition de
l’ensemble des « actions ». Dans le cadre de notre étude, nous privilégierons le terme
« scénario », plus adapté pour la description des différentes filières de traitement envisagées
pour la gestion des refus de dégrillage.
La définition des scénarii est primordiale car l’analyse multicritère ne permettra que de
déterminer le meilleur compromis parmi les scénarii envisagés. Un scénario oublié ou non
considéré est un scénario potentiellement plus adapté mais qui ne sera pas étudié au regard
des critères choisis.
Cette étape permet de dresser un état des lieux de l’ensemble des réponses pouvant
être apportées à un problème donnée, à condition d’être rigoureux. Dans le cadre de notre
étude, cette étape a permis de formaliser les différents scénarii possibles pour la gestion des
refus de dégrillage, depuis leur production jusqu’à leur élimination finale. Ces scénarii
décrivent les filières de traitement en fonction des opérations unitaires, des flux entrants
(déchets, matières premières) et sortants (sous-produits) et des différentes destinations finales
envisagées (incinération, ISDND, etc.). La Figure 46 décrit, à titre d’exemple, les différents
scénarii envisagés pour le traitement à la chaux des refus de dégrillage. Ce travail a été mené
pour l’ensemble des filières envisagées de traitement des refus de dégrillage. D’autres scénarii
sont également présentés en Annexe C.
Légende :
Etape élémentaire de traitement
Entrants et sortants
Options
Légende :
Etape élémentaire de traitement
Entrants et sortants
Options
Figure 46. Scénarii du chaulage des refus de dégrillage
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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145
Une fois les différents scénarii ainsi définis, ils doivent être analysés selon l’objectif
de l’étude et la problématique associée. Quatre catégories de problématiques, présentées dans
le Tableau 54, sont couramment identifiées pour la mise en œuvre d’une analyse multicritère.
Dans l’optique de définir les stratégies ou les traitements les mieux adaptés pour gérer un
certain type de déchet, les problématiques étudiées sont, de manière générale, d’ordre γ.
Tableau 54. Problématiques de références de l'analyse multicritère [Roy, 1985]
Problématique Objectif Résultat Procédure
Choix d’un sous-ensemble aussi restreint que
possible en vue du choix final d’une seule action Choix Sélection
Tri par affectation des données à des catégories
prédéfinies Tri Affectation
Rangement de classes d’équivalences, composées
d’actions, ces classes étant ordonnées de façon
complète ou partielle
Rangement Classement
Description, dans un langage approprié, des actions
et de leurs conséquences Description Cognition
2. Définition des critères d’évaluation
Toute approche multicritère de la prise de décision nécessite la définition de critères
adaptés à la situation. Ces critères sont définis pour pouvoir évaluer les différents scénarii
retenus pour l’étude.
Les critères proposés pour l’étude de la gestion des refus de dégrillage sont classés
dans quatre familles distinctes : les familles « technique », « économique »,
« environnementale » et « sociale » (Tableau 55). Ce classement en familles est adapté aux
problématiques de développement durable. Il permet une pondération sur deux niveaux au
moment de la prise de décision : il est possible de donner plus de poids à une famille en
particulier (par ex : privilégier les critères sociaux aux critères économiques), mais également
pondérer les différents critères au sein d’une même famille.
A chaque critère est associée une « fonction d’utilité » qui permet de traduire la
mesure du critère dans une échelle « normalisée » (le résultat de la fonction est généralement
compris dans les intervalles [-1 ; 1], [0 ; 1] ou [-1 ; 0]). L’évaluation des critères exprimée
dans ces intervalles permet de comparer les critères entre eux, sans qu’ils ne soient exprimés
initialement dans la même unité de mesure.
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Tableau 55. Critères proposés pour l'étude de la gestion des refus de dégrillage
Familles Critères
Technique
Adaptabilité aux variations du gisement Disponibilité
Efficacité du traitement
Economique
Coût d’investissement Coût de fonctionnement
Coût global de traitement
Environnementale
Pollution (dans l’air ambiant et dans l’eau) Participation à l’épuisement des ressources en matières premières
Consommation d’énergie non renouvelable Contribution à l’effet de serre
Emissions de gaz à effet de serre évitées Valorisation énergétique ou comme matière première
Sociale
Impact sanitaire (pour les travailleurs et les populations environnantes) Nuisances (odeurs, bruits et trafic)
Bilan emplois Acceptabilité sociale.
Les critères sont généralement classés en deux catégories, selon leur mode
d’évaluation :
▪ Les critères à évaluation quantitative, lorsque l’évaluation s’effectue naturellement à
l’aide d’indicateurs numériques (ex : évaluation des coûts en €, évaluation des
émissions de GES en équivalent-carbone). La difficulté pour ce type de critères réside
dans la collecte des données nécessaires à l’évaluation des critères (qui sont la
propriété d’entités diverses ou qui parfois n’ont jamais été déterminées).
▪ Les critères à évaluation qualitative ou « par avis d’experts » : Ces critères ne peuvent
pas être évalués à l’aide d’indicateurs numériques, car ils traduisent généralement un
ressenti ou une opinion dans un contexte spécifique. Comment en effet rendre compte
de façon générale des nuisances olfactives provoquées par un traitement par une
mesure de concentration de composés odorants dans l’air ambiant, sans prendre en
compte le point de vue des populations environnantes (sensibilité personnelle aux
composés considérés, situation par rapport aux vents locaux, présence d’autres
installations polluantes à proximité...). Ce type de critère ne fait pas l’objet d’une
évaluation quantitative, mais est évalué à partir des avis d’un panel d’experts du
domaine considéré.
Les critères proposés, leur description et les indicateurs permettant leur évaluation sont
présentés en Annexe D.
3. Conclusion et perspectives
Le choix des scénarii, des critères d’évaluation et des indicateurs permettant d’évaluer
ces critères constitue le point de départ de la méthodologie d’analyse multicritère. Cette
première étape permet de conceptualiser les filières de traitement envisageables pour la
gestion des refus de dégrillage et de mettre en avant les critères qui permettraient de s’orienter
vers telle ou telle filière, sans avoir à mener l’analyse multicritère d’aide à la décision jusqu’à
son terme.
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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147
Ce travail peut cependant servir de base de réflexion à une personne qui souhaiterait
mettre en œuvre une démarche d’analyse multicritère d’aide à la décision des filières de
traitement des refus de dégrillage. L’étape suivante serait alors le choix de la méthode de
résolution, à savoir les méthodes d’agrégation complètes (ex : méthode AHP) ou partielles
(ex : ELECTRE, PROMETHEE).
Dans le cadre de cette thèse, la mise en œuvre complète d’une démarche d’analyse
multicritère d’aide à la décision aurait soulevé de nombreuses difficultés :
▪ Les données requises pour renseigner et évaluer les différents critères sont très
pointues. Leur existence n’est pas à l’heure actuelle assurée et la collecte de ces
données aurait ainsi requis une expertise poussée et très chronophage. Par exemple :
→ à l’étape des prétraitements, les consommations énergétiques sont connues
pour l’ensemble des équipements dans le meilleur des cas. Il en est de même
pour le personnel nécessaire au bon fonctionnement de cette étape du
traitement ;
→ les différents impacts liés au fonctionnement de nouveaux équipements (ex :
un broyeur ou un laveur de refus) sont difficilement estimables sans retour
d’expérience, par exemple à partir d’essais sur une station d’épuration
« pilote ».
▪ Pour qu’une analyse multicritère puisse aboutir, une entité est indispensable : le
« décideur ». C’est à cette personne (ou à ce groupe de personnes) que revient la
responsabilité de la décision, et donc le choix des hypothèses de départ de l’étude. Elle
participe à la définition des critères d’analyse et choisit de donner une préférence à
certains critères par exemple par le biais des pondérations. C’est enfin à elle que
revient la tâche d’évaluer les différentes actions possibles au regard des critères
choisis. Le résultat correspond à la stratégie du décideur, ce qui est normal puisque la
décision relève de sa responsabilité. Ainsi, sans présence de cette entité, comme c’est
le cas dans le cadre de cette thèse, mener à son terme l’analyse multicritère n’a pas
réellement de sens.
▪ Le choix de la (ou des) filière(s) de traitement la (les) plus adaptée(s) prend
nécessairement en compte le contexte local (ex : distance entre les centres
d’élimination (ISDND ou incinérateur) et une STEP). Une analyse multicritère est
donc applicable à une étude de cas précise, souvent à la demande de la personne (ou
du groupe de personnes) qui est confrontée à un problème donné (ex : Le Grand Lyon
cherche à optimiser la gestion des refus de dégrillage provenant des neuf STEP dont il
gère l’exploitation).
Au-delà de ce constat, il est néanmoins important, au regard d’une sélection restreinte
de critères, d’évaluer la pertinence les filières de traitement envisagées dans le cadre de cette
thèse. Nous nous proposons ainsi de mener une étude technico-économique simplifiée visant à
mettre en avant les points forts et les points faibles des filières étudiées dans le Chapitre 3.
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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148
III. Etude technico-économique simplifiée des filières de
traitement des refus de dégrillage
1. Préambule
Les filières de traitement considérées visent 3 objectifs :
▪ réduire / éliminer la production des refus de dégrillage ;
▪ valoriser la matière organique biodégradable qu’ils contiennent ;
▪ répondre aux exigences techniques et réglementaires des destinations finales
d’élimination ou de traitement.
La mise en place d’une nouvelle filière de traitement dépend principalement de
l’efficacité du traitement proposé (évaluée selon des indicateurs appropriés) et des coûts qui
lui sont associés. Un traitement présentant une efficacité moindre que l’unique traitement des
refus de dégrillage actuellement mis en œuvre en STEP (à savoir le compactage) ne peut être
considéré comme une solution envisageable. Aussi, un traitement dont les coûts seraient trop
élevés ne serait pas viable sauf en cas de contraintes réglementaires à respecter. C’est sur la
base de ces deux postulats que l’étude technico-économique a été menée pour évaluer la
pertinence des traitements étudiés dans le Chapitre 3.
Cette étude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
se limite au périmètre de la STEP. Le traitement le plus adapté est donc celui qui répond
au mieux aux attentes du gestionnaire de la station d’épuration.
2. Mise en place de l’analyse technico-économique du traitement des refus de dégrillage
2.1. Définition du contexte local
L’analyse technico-économique des filières de traitement se base sur une étude de cas
fictive mais représentative du contexte français en matière d’épuration des eaux usées.
Nous considérons ainsi pour cette étude les refus de dégrillage provenant d’une station
d’épuration d’une capacité de 100 000 EH. Cette station, de type biologique « à boues
activées », traite des eaux usées domestiques. Elle dispose d’un digesteur mésophile pour
traiter les boues biologiques (Cf. Figure 47).
L’étape des prétraitements est équipée d’une série de dégrilleurs (et tamiseurs) dont la
maille minimale est de 3 mm. La production en refus est donc estimée à 0,3 kgMS.EH-1
.an-1
.
La situation géographique de la station lui permet d’envisager l’envoi des refus de
dégrillage aussi bien en ISDND qu’en incinérateur ou bien encore dans un méthaniseur
d’ordures ménagères.
Les caractéristiques des eaux usées traitées et de fonctionnement de la station sont
présentées dans le Tableau 56.
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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149
Prétraitement
des eaux uséesEaux usées
Refus de dégrillageBoues biologiques
Eaux traitées
vers milieu naturel
Boues digérées
Epandage (transport inclus)
Décharge, incinération
ou méthanisation OM
(à équidistance de la STEP)
Digestion mésophile
Traitement des eaux
« boues activées, faible charge »
Transport
STEP « modèle »
100 000 EH
Biogaz
Prétraitement
des eaux uséesEaux usées
Refus de dégrillageBoues biologiques
Eaux traitées
vers milieu naturel
Boues digérées
Epandage (transport inclus)
Décharge, incinération
ou méthanisation OM
(à équidistance de la STEP)
Digestion mésophile
Traitement des eaux
« boues activées, faible charge »
Transport
STEP « modèle »
100 000 EH
Biogaz
Figure 47. Schéma de la STEP « modèle » considérée
Tableau 56. Caractéristiques de fonctionnement de la STEP « modèle » considérée
Paramètre Unité Valeur Source
Capacité de la STEP EH 100 000 -
Eaux usées traitées gMES.EH
-1.j
-1 80
C.I.Eau7
gMV.EH-1
.j-1
65
Production de refus de
dégrillage kgMS.EH
-1.an
-1 0,3 Chapitre 2, § IV.1.4., p.78
Production de boues
biologiques (faible charge)
gMS.EH-1
.j-1
60 Noble, 1997
gMV.EH-1
.j-1
40
Production de boues digérées gMS.EH
-1.j
-1 39
Hypothèses de calcul (a)
gMV.EH
-1.j
-1 22
Performances du digesteur de
méthanisation des boues
gMS éliminée / 100 gMS introduits 35 REX Suez Env.
gMV éliminée / 100 gMV introduits 45 Noble, 1997
Nm3 biogaz / kgMV éliminé 1 REX Suez Env.
Nm3 biogaz.EH
-1.an
-1 6,6 Hypothèses de calcul
(b)
Nm3 CH4.EH
-1.an
-1 4,0 Hypothèses de calcul
(c)
(a) : Production en MS de boues digérées = Production en MS de boues biologiques * Performances en MS du digesteur (= 60 * (1 - 0,35)) ;
Production en MV de boues digérées = Production en MV de boues biologiques * Performances en MV du digesteur (= 40 * (1 - 0,45)) ; (b)
: Production de biogaz = MV dégradée * Performances du digesteur (= (40 - 22) * 365 * 1) ; (c)
: Production de méthane = Production de biogaz * Teneur en méthane (= 6,6 * 0,6).
2.2. Définition des indicateurs d’efficacité des traitements étudiés
Il est nécessaire de définir les indicateurs qui vont permettre de déterminer si les
traitements étudiés sont performants ou non. Un traitement sera jugé techniquement
performant s’il diminue la quantité de déchets finale, et/ou s’il permet une valorisation
7 C.I.Eau : Centre d’Information de l’Eau (www.cieau.com).
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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150
énergétique de la matière organique des déchets et/ou s’il facilite leur élimination vers les
centres de traitement de déchets non dangereux. Ainsi, nous retiendrons les indicateurs
suivants pour l’étude de l’efficacité des filières de traitement :
▪ la diminution des volumes des refus après traitement ;
▪ la siccité du déchet après traitement ;
▪ l’abattement de la matière organique ;
▪ le PCI du déchet après traitement ;
▪ la production de biogaz.
2.3. Définition des indicateurs pour l’évaluation des coûts de traitement et d’élimination
des refus de dégrillage
L’étude économique prend en compte, pour chaque traitement étudié, les coûts
d’investissement, de fonctionnement et d’élimination des sous-produits générés.
2.3.1. Coût d’investissement
Le coût d’investissement se limite au coût de l’équipement (ou des équipements)
nécessaire(s) à la mise en œuvre du traitement considéré. Ce coût est estimé à partir du coût
moyen de l’équipement sur le marché. Il ne tient compte ni des coûts d’installation de
l’équipement (spécifiques à la configuration de chaque STEP) ni des modifications requises
pour assurer l’ensemble du traitement. Par exemple, le coût d’investissement relatif au
broyage des refus avant leur envoi dans le digesteur de boues correspond au coût d’achat du
broyeur mais ne tient pas compte des aménagements nécessaires pour transporter les refus
broyés dans le digesteur.
La durée de vie des différents équipements, qui permet d’estimer le coût
d’investissement sur le moyen à long terme, n’est pas prise en compte dans le cadre de cette
étude.
2.3.2. Coûts de fonctionnement
Le coût de fonctionnement se décline en trois volets :
▪ Coût énergétique, calculé sur la base de la puissance de l’équipement, de sa durée
d’utilisation annuelle et du prix du kWh, estimé à 0,10 €/kWh. Les caractéristiques de
fonctionnement des équipements sont présentées dans le Tableau 57.
▪ Coût de la « main d’œuvre », calculé sur la base du nombre d’heures de travail
annuelles nécessaire à l’entretien et au bon fonctionnement de l’équipement et du taux
horaires du personnel technique. Nous estimons, par retour d’expérience du partenaire
industriel de la thèse, que la charge de travail pour les traitements qui ne demandent
qu’un contrôle quotidien de l’équipement (compacteur et laveur-compacteur)
correspond à 0,1 ETP (équivalent temps plein, calculé sur la base de 1600 heures
annuelles, à 30 € de l’heure). La charge de travail pour le broyage des refus est
estimée à 0,15 ETP, afin de tenir compte du risque plus élevé de pannes, et celle du
chaulage est évaluée à 0,2 ETP à cause des manipulations supplémentaires
(préparation du réactif par exemple).
▪ Coût en consommables, qui prend en compte les produits chimiques nécessaires à la
mise en œuvre du traitement. Dans le cadre de notre étude, cela ne concerne que le
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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151
chaulage des refus de dégrillage, dont le coût de la chaux vive est estimé à 120 € la
tonne.
Le coût de fonctionnement n’intègrent pas le coût d’entretien des équipements, c'est-à-
dire le remplacement de pièces usées ou défectueuses ne nécessitant pas l’achat d’un nouvel
équipement (ex : changement des couteaux du broyeur).
Tableau 57. Caractéristiques des équipements utilisés pour le traitement des refus de dégrillage
Equipements Coût (en € HT) (a)
Puissance (en kW) (a)
Temps de fonctionnement (b)
Compacteur 10000 5,5 10 heures / jour
Laveur/compacteur 12000 6 10 heures / jour
Broyeur 9000 3 10 heures / jour
Malaxeur 12000 5 1 heure / tonne MH (a)
: Données constructeurs ; (b)
: REX Suez Environnement.
2.3.3. Coûts d’élimination ou de traitement des sous-produits
Le coût d’élimination des sous-produits du traitement des refus de dégrillage intègre le
coût du transport et le coût d’enlèvement des déchets vers les centres d’élimination (décharge
ou incinérateur) ou de traitements (méthaniseur d’ordures ménagères).
Actuellement, le transport des refus de dégrillage vers les centres d’élimination des
déchets non-dangereux est facturé au forfait ou au nombre de « rotations » entre la STEP et
centre de stockage (ou l’incinérateur). Dans le cadre de notre étude, nous considèrerons que le
transport des refus est facturé en fonction du nombre de « rotations ». Il est important de noter
que ce mode de facturation ne tient pas compte du taux de remplissage des bennes
transportées.
Le prix moyen par rotation et le coût d’enlèvement des refus vers les centres
d’élimination ont été déterminés par une enquête auprès de STEP de la région Rhône-Alpes
(Tableau 58).
Tableau 58. Coûts moyens pour le transport et l’enlèvement des sous-produits (selon une enquête auprès
de STEP de la région Rhône-Alpes)
Paramètres Valeurs
Coût moyen d’une rotation (a)
95 € HT
Coût moyen d’enlèvement
En ISDND 70 € HT / tonne MH
En incinérateur 100 € HT / tonne MH
(80 € HT / tonne MH si siccité élevée)
En méthaniseur d’OM 80 € HT / tonne MH
Coût moyen de l’épandage des boues (transport compris) 300 € HT / tonne MS (a)
: Les différents centres d’élimination ou de traitement sont considérés à équidistance de la STEP.
2.3.4. Recettes ou non dépenses liées à la production de biogaz
La production de biogaz associée aux différents traitements étudiés permettant la
valorisation d’une partie de la matière organique des refus de dégrillage (à savoir les
traitements par lavage ou par broyage) est estimée quantitativement. Cependant, compte-tenu
de la variabilité des prix de rachat du biogaz ou des différents rendements de production
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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d’énergie (thermique ou électrique), les recettes potentielles ne sont pas évaluées dans cette
étude.
3. Analyse comparative des filières de traitement étudiées
Une compilation des protocoles de calcul suivis pour l’analyse technico-économique
des filières de traitement des refus de dégrillage est présentée en Annexe E.
3.1. Efficacité des traitements étudiés
L’efficacité des traitements étudiés, estimée pour une tonne de refus de dégrillage, est
présentée dans le Tableau 59. Les données utilisées sont issues de la caractérisation des refus
de dégrillage (Chapitre 2) ou des résultats obtenus lors des essais « à l’échelle pilote »
(Chapitre 3).
3.1.1. Traitements par compactage avec ou sans lavage
Nous considérons le traitement des refus de dégrillage par compactage comme le
traitement « de référence ». Ce traitement permet, selon nos hypothèses de calculs, de
diminuer de moitié la masse brute du déchet, en augmentant la siccité du déchet, initialement
estimée à 15 % de la masse brute du déchet, à environ 30 %. Cette siccité plus élevée permet
d’atteindre un PCI sur déchet humide d’environ 4250 kJ/kg.
Par contre, le compactage des refus de dégrillage ne modifie pas les quantités de
matière sèche et de matière organique à éliminer.
Le traitement par lavage suivi d’un compactage des refus de dégrillage apparaît
comme une optimisation du traitement par compactage. L’abattement de la masse brute du
déchet est de 55 % de la masse brute initiale (contre 50 % pour le traitement par compactage),
et permet une diminution massique de 10 % de la matière sèche et de la matière organique du
déchet, qui sont renvoyées dans la « filière eau ».
La siccité et le PCI des refus lavés puis compactés et des refus compactés sans lavage
sont supposés équivalents.
3.1.2. Traitements par broyage
Le broyage des refus de dégrillage est étudié dans le cadre de deux scénarii distincts :
▪ Réintégration de la fraction inférieure à 3 mm des refus broyés dans la « filière eau » ;
▪ Intégration des refus broyés dans le digesteur de boues.
Les essais pilotes (Cf. Chapitre 3, § IV, p.107) ont montré que le broyage des refus de
dégrillage permet de réintégrer 88 % de la masse brute initiale du déchet dans la « filière
eau », correspondant à un abattement de 75 % de la matière sèche et de la matière organique
des refus de dégrillage. Nous estimons que la fraction qui ne peut être envoyée vers la « filière
eau » (soit 125 kg sur 1000 kg de refus bruts) possède les mêmes caractéristiques que les refus
compactés, à savoir une siccité proche de 30 % et un PCI sur déchet humide de 4250 kJ/kg.
Nous estimons par ailleurs que le traitement par broyage des refus de dégrillage
permet d’envoyer la totalité du déchet dans le digesteur de boues. Ce traitement élimine donc
le gisement de refus de dégrillage, qui se traduit par la production d’un surplus de boues
digérées.
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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153
Tableau 59. Efficacité des traitements pour une tonne de refus de dégrillage traitée
Filières de traitement
Paramètres
Masse brute (kg) Matière sèche (kgMS) Matière volatile (kgMV) Siccité PCI hum (kJ/kg)
Avant Après Abattement Avant Après Abattement Avant Après Abattement Avant Après Avant Après
Compactage 1000 500 50% 150 150 0% 135 135 0% 15% 30% 870 4250
Lavage + Compactage 1000 450 55% 150 135 10% 135 122 10% 15% 30% 870 4250
Broyage vers « filière eau » 1000 125 88% 150 38 75% 135 34 75% 15% 30% 870 4250
Broyage vers digesteur 1000 0 100% 150 0 100% 135 0 100% 15% X 870 X
Compactage + Chaulage 1000 540 46% 150 259 -73% 135 115 15% 15% 48% 870 2750
Tableau 60. Surplus de boues généré par le traitement d'une tonne de refus de dégrillage
Filières de traitement
Paramètres
Matière sèche (kg) Matière volatile (kg) Valorisation potentielle du surplus de boues
Biogaz produit (Nm3 CH4) Energétique (kWh)
Compactage
Lavage + Compactage 7,3 4,6 2,3 22,4
Broyage vers « filière eau » 54,8 34,4 16,9 168,1
Broyage vers digesteur 97,5 74,3 36,5 362,3
Compactage + Chaulage
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3.1.3. Traitement par chaulage
Selon les essais pilotes (Cf. Chapitre 3, § VI, p.129), le chaulage des refus de
dégrillage compactés génère 8 % de sous-produits en plus que le traitement de « référence »
(soit 540 kg de refus chaulés contre 500 kg de refus compactés, pour 1 tonne de déchets
bruts). La masse de déchet sec est significativement plus importante après le chaulage des
refus (259 kgMS de refus chaulés contre 150 kgMS de refus compactés), correspondant à
l’apport en chaux. Le bilan massique du chaulage des refus n’est donc pas favorable par
rapport au traitement de « référence ».
Le traitement à la chaux permet de garantir une siccité des refus traités plus élevée que
pour l’ensemble des autres traitements étudiés. Ce traitement assure donc le respect de la
réglementation pour l’élimination des refus de dégrillage en centres de stockage. Cependant,
le déchet traité a un pouvoir calorifique peu élevé (autour de 2750 kJ/kgMH, Cf. Tableau 49,
p.137) car l’augmentation du PCI par la déshydratation du déchet et limitée par l’apport de
matière inerte (chaux éteinte). Ainsi, le traitement à la chaux n’est pas forcement à conseiller
si la voie d’élimination est l’incinération, hormis pour des raisons d’hygiène et/ou de facilités
de transport et de manutention.
3.1.4. Valorisation de la matière organique des refus de dégrillage
Parmi le panel des traitements étudiés, le lavage et le broyage des refus de dégrillage
permettent de dégrader et de valoriser, au sein de la STEP, une partie de la matière organique
qu’ils contiennent. Ces traitements génèrent en contre partie un surplus de boues (Cf. Tableau
60).
Pour le lavage et le broyage des refus avec réintégration de la fraction inférieure à
3 mm dans la « filière eau », les essais pilotes montrent que respectivement 10 % et 75 % de
la matière organique du déchet sont envoyés en tête de station avec les eaux usées et sont
traités par les différents procédés situés en aval (dans notre cas, par un traitement biologique
de type « boues activées »). Le surplus de boues généré, correspondant à l’ajout de la matière
organique des refus de dégrillage dans les eaux usées, est ensuite envoyé dans le digesteur où
il contribue à la production de biogaz.
Nous estimons que le lavage d’une tonne de refus de dégrillage permet la production
de 2,3 Nm3 de méthane dans le digesteur. Le surplus de boues généré, après digestion
anaérobie, correspond à 7,3 kg de matières sèches et 4,6 kg de matières organiques, pour une
tonne de refus de dégrillage traitée.
Le broyage des refus de dégrillage, avec réintégration dans la « filière eau », permet
une production en biogaz environ 7 fois supérieure par rapport au traitement par lavage (soit
environ 17 Nm3 de CH4). Ce traitement génère un surplus d’environ 55 kgMS de boues
digérées.
L’intégration des refus broyés dans le digesteur est le traitement qui permet
potentiellement la valorisation la plus importante de la matière organique. Contrairement aux
deux traitements précédents, où une partie de la matière organique est dégradée dans les
bassins biologiques sans valorisation, l’envoi des refus broyés dans le digesteur permet d’y
introduire une fraction massique plus importante et plus riche en matière organique. Ainsi,
nous estimons que la digestion d’une tonne de refus de dégrillage (150 kgMS dont
135 kgMV) conduit à la production de 36,5 Nm3 de CH4, et génère environ 100 kgMS de
digestats (boues digérées).
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3.1.5. Synthèse sur l’efficacité des traitements étudiés
Les deux scénarii de traitement où les refus de dégrillage sont broyés sont les scénarii
qui permettent de réduire significativement la quantité de déchets solides à éliminer.
Parallèlement, ce sont les deux scénarii qui présentent les potentiels de valorisation
énergétique les plus élevés.
Le chaulage des refus de dégrillage est le seul traitement, parmi les traitements
étudiés, qui augmente la quantité de déchets à éliminer (+ 8 % en masse brute par rapport au
traitement par compactage). Il s’agit également du seul traitement qui améliore les
caractéristiques du déchet (augmentation de la siccité et du PCI) dans l’optique de leur
élimination vers les destinations « traditionnelles » (ISDND ou incinérateur).
Enfin, le traitement par compactage des refus de dégrillage est le traitement « a
minima ». Il permet d’atteindre, dans le meilleur des cas et sans dysfonctionnement du
compacteur, la siccité minimale requise pour l’envoi des refus en ISDND, tout en réduisant de
moitié la masse du déchet. Les campagnes de prélèvements menées au cours de cette thèse ont
cependant montré que la siccité des refus compactés atteignait rarement une valeur de 30 %
(Cf. Tableau 18, p.77). Un lavage préalable des refus ne permet pas de réduire
significativement les quantités de déchets solides à éliminer et ne modifie pas leurs
caractéristiques.
3.2. Analyse des coûts associés aux traitements étudiés
L’analyse des coûts associés aux traitements étudiés se base sur la production annuelle
de refus de dégrillage de la STEP « modèle » considérée pour cette étude, à savoir un
gisement annuel de 200 tonnes de refus de dégrillage (siccité = 15 %).
3.2.1. Coûts d’investissement
Les coûts d’investissement prennent en compte uniquement l’équipement nécessaire à
la mise en œuvre du traitement. Les coûts liés aux adaptations nécessaires en fonction de la
configuration de chaque STEP ne sont pas estimés.
Les équipements nécessaires à la mise en œuvre des traitements étudiés se situent dans
une gamme de prix variant de 9000 € HT à 12000 € HT. Ainsi, les traitements qui nécessitent
un investissement plus important sont ceux où deux équipements sont utilisés (par exemple,
le chaulage des refus nécessite un malaxeur et un compacteur) (Tableau 61).
3.2.2. Coûts de fonctionnement
Les coûts de fonctionnement intègrent les coûts liés à la main d’œuvre, aux dépenses
énergétiques et aux consommables nécessaires à la mise en œuvre des différents traitements
étudiés (Tableau 61).
Nous estimons que, en fonctionnement normal, les traitements étudiés mobilisent un
personnel de la STEP à hauteur de 0,1 à 0,2 ETP (équivalent temps plein). Le coût lié à cette
charge de travail (entre 4800 et 9600 €/an) représente entre 68 et 87 % de la totalité des coûts
de fonctionnement, ce qui minimise en partie l’impact des coûts énergétiques et des
consommables. Le chaulage apparaît comme le traitement ayant le coût de fonctionnement le
plus élevé, puisqu’il s’agit du seul traitement représentant une charge de travail de 0,2 ETP et
nécessitant un réactif. Le coût de fonctionnement estimé pour ce traitement (14058 €/an) est
environ deux fois plus élevé que le coût de fonctionnement du traitement le moins cher, à
savoir le compactage (6808 €/an).
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Tableau 61. Coûts d'investissement et de fonctionnement estimés des filières de traitement étudiées
Filières de traitement Coûts d'investissement Coûts de fonctionnement
Equipements Coût (€ HT) Coût énergétique (€/an) Coût « humain » (€/an) Coût des « consommables » (€/an)
Compactage Compacteur 10000 2008 4800
Lavage + Compactage Laveur/Compacteur 12000 2190 4800
Broyage vers « filière eau » Broyeur 9000 1095
7200
Compacteur 10000 502
Broyage vers digesteur Broyeur 9000 1095 7200
Compactage + Chaulage Compacteur 10000 2008
9600 2400 Malaxeur 12000 50
Tableau 62. Coût d'élimination des sous-produits issus du traitement des refus de dégrillage
Filières de
traitement
Sous-produit
considéré
Coût du transport Coût d'élimination (€ HT/an)
Nombres
de rotations
Coût total
(€ HT/an) Décharge Incinération Méthaniseur OM
Valorisation
Agricole
Compactage Refus compactés 35 3325 7000 10000 8000
Lavage +
Compactage
Refus lavés 35 3325 6300 9000 7200
Boues 438
Broyage vers
« filière eau »
Refus de broyage 35 3325 1750 2500 2000
Boues 3288
Broyage vers
digesteur
Refus de broyage 0 0 0 0 0
Boues 5850
Compactage +
Chaulage Refus chaulés 25 2375 7560 8640
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3.2.3. Coûts d’élimination des sous-produits
Les coûts d’élimination des refus après traitement (refus compactés, refus de broyage
ou refus chaulés) intègre le coût du transport et le coût d’enlèvement des déchets solides vers
les centres de traitements envisagés (ISDND, incinérateur ou méthaniseur d’OM) (Tableau
62).
Lorsque le traitement des refus génère un surplus de production de boues, nous
estimons le coût associé à l’élimination de ce sous-produit dans le cadre d’une valorisation
agricole, qui intègre les frais de stockage, de transport, d’épandage et d’études préliminaires
nécessaire à la mise en place d’un plan d’épandage.
Les coûts associés au transport, et donc au nombre de rotations, ne dépendent pas
uniquement du tonnage de refus à évacuer. Une durée de stockage sur site supérieure à
10 jours n’est pas souhaitable pour des questions d’hygiène (sauf en cas de chaulage), ce qui
revient à un nombre minimum de 35 rotations par an, quelle que soit la quantité de déchet à
éliminer. Par contre, dans le cas du chaulage des refus, l’hygiénisation et la stabilisation du
déchet (absence d’odeurs et fermentation inhibée) permet d’envisager une durée de stockage
avant élimination plus élevée. Nous estimons qu’une rotation toutes les deux semaines est
alors envisageables, à condition de dimensionner correctement les capacités de stockages.
Les coûts d’élimination de la production annuelle de refus de dégrillage (estimée pour
notre étude de cas à 200 tonnes de refus ayant une siccité de 15 % pour une STEP de
100 000 EH) dépendent principalement des quantités de refus à éliminer après traitement. Les
coûts varient de 5850 €/an (correspondant à l’intégration des refus broyés dans le digesteur de
boues qui limite les coûts d’élimination au surplus de boues produites) à 13325 €/an
(correspondant à l’incinération des refus compactés). Il est néanmoins intéressant de noter que
les coûts d’élimination en incinérateur des refus chaulés sont moins élevés que pour les refus
compactés, selon nos hypothèses, malgré un tonnage plus important à éliminer. Cela
s’explique par des coûts de transport moins importants et des caractéristiques qui permettent
d’envisager une facturation à l’incinération plus avantageuse (80 € HT/tonne pour les refus
chaulés contre 100 € HT/tonne pour les refus compactés).
3.2.4. Synthèse sur l’analyse des coûts associés aux traitements étudiés
Le Tableau 63 synthétise le coût global du traitement des refus de dégrillage (coûts de
fonctionnement et coûts d’élimination des sous-produits, hors coûts d’investissement), en
fonction des destinations proposées (ISDND, UIOM ou méthaniseur d’ordures ménagères
pour les refus et valorisation agricole pour les boues).
Tableau 63. Coûts globaux(a)
des filières de traitement étudiées (hors coûts d'investissement) en fonction
des centres de traitement ou d’élimination
Filières de traitement Filières d’élimination
Décharge Incinérateur Méthaniseur OM
Compactage 17133 €/an 20133 €/an 18133 €/an
Lavage + Compactage 17053 €/an 19753 €/an 17953 €/an
Broyage vers « filière eau » 17160 €/an 17910 €/an 17410 €/an
Broyage vers digesteur 14145 €/an 14145 €/an 14145 €/an
Compactage + Chaulage 23993 €/an 25073 €/an (a)
: Coût global = Coût de fonctionnement + Coût de transport des refus traités + Coût d’élimination des refus traités + Coût d’élimination du
surplus de boues généré.
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
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Le coût global des traitements étudiés varie de 14145 €/an à 25073 €/an, sans tenir
compte de la valorisation potentielle du biogaz produit pour 3 des traitements étudiés. Le
choix entre tel ou tel traitement a donc un impact non négligeable sur le coût global du
traitement des refus de dégrillage.
Le Tableau 64 traduit le gain ou le surcoût (exprimés en %) des traitements étudiés, en
prenant comme coût de « référence » le coût du traitement des refus de dégrillage compactés
et incinérés. En dehors du chaulage des refus, l’ensemble des traitements étudiés permettent
de réduire les coûts de traitement par rapport au traitement de « référence ». L’intégration des
refus broyés dans le digesteur de boues, qui permet de réduire de plus de 29 % le coût global
du traitement, est le traitement le plus avantageux économiquement. En outre, il s’agit du
traitement qui présente le plus fort potentiel de valorisation énergétique.
Tableau 64. Coûts globaux des filières de traitement étudiées par rapport au coût de « référence »
Filières de traitement Coût global
(a)
(hors investissements)
Coût global / Coût de
« référence »
Biogaz produit
(Nm3CH4/an)
Compactage 20133 € - -
Lavage + Compactage 19753 € - 1,9 % 480
Broyage vers « filière eau » 17910 € - 11,0 % 3360
Broyage vers digesteur 14145 € - 29,7 % 7260
Compactage + Chaulage 25073 € 24,5 % - (a)
: Coût global = Coût de fonctionnement + Coût de transport des refus traités + Coût d’élimination des refus traités + Coût d’élimination du
surplus de boues généré.
3.3. Analyse des incidences potentielles des filières de traitement étudiées
L’étude technico-économique permet de mettre en avant des filières de traitement
présentant des performances de traitement supérieures au traitement pris comme « référence »
(compactage) avec des coûts globaux moins élevés. Cependant, il est risqué de conclure
catégoriquement sur l’efficacité d’une filière en particulier, tant que celle-ci n’a pas fait
l’objet d’une expérimentation à l’échelle industrielle. En effet, les différents traitements
étudiés dans cette étude peuvent avoir des impacts (négatifs comme positifs) qui n’ont pas été
évalués, sur le fonctionnement de la STEP. Le Tableau 65 présente les principaux points qui
peuvent mettre à mal la viabilité des filières étudiées.
Tableau 65. Incidences potentielles des filières de traitement étudiées
Filières de
traitement
Sur la
"filière
eau"
Sur la destination des refus de
dégrillage Sur le
fonctionnement du
digesteur de boues
Sur la
valorisation
agricole des
boues Décharge Incinération
Méthaniseur
OM
Compactage - // // //
Lavage +
Compactage -- // // // // //
Broyage vers
« filière eau » // // // // +/- -
Broyage vers
digesteur // +/- -
Compactage +
Chaulage // ++ +/- --
"+" : effet positif ; "-" : effet négatif ; "//" : sans effet.
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
R. Le Hyaric
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159
Le traitement par compactage des refus de dégrillage ne présente aucun risque sur le
fonctionnement de la STEP puisqu’il s’agit du traitement actuellement mis en place de façon
quasi-systématique dans les stations d’épuration.
Les filières de traitement qui réintègrent une partie des refus de dégrillage dans la
« filière eau », à savoir le lavage des refus et le broyage avec réintégration vers « la filière
eau », peuvent perturber le fonctionnement ou l’efficacité des procédés de traitement des eaux
usées. Cependant, la quantité de matière sèche qui serait renvoyée dans les eaux usées
(environ 3 tMS/an pour le traitement par lavage et environ 22,5 tMS/an pour le traitement par
broyage) est à l’heure actuelle négligeable devant la quantité de matière en suspension des
eaux usées (environ 2900 tMS/an).
Les traitements qui entraînent une augmentation de la quantité de matière organique
introduite dans le digesteur peuvent modifier son comportement :
▪ L’intégration des refus broyés dans le méthaniseur peut être problématique si la
granulométrie du déchet ne convient pas aux organes (et notamment les pompes) du
digesteur. En contre partie, l’apport d’un nouveau substrat (co-digestion) peut
améliorer les rendements en méthane du digesteur. Enfin, les risques de
dysfonctionnement sont faibles car l’intégration des refus broyés dans le digesteur
correspondrait à un apport d’environ 19,5 tMS/an (soit 1,4 % de la quantité de boues
biologiques générées par la STEP et traitée par le digesteur) ;
▪ Les traitements qui réintègrent une partie des refus dans la « filière eau » génèrent un
surplus de boues biologiques à traiter par digestion. Cependant, ce surplus de boues
générées est à nouveau négligeable devant la quantité de boues biologiques traitées par
la STEP. En effet, le broyage avec réintégration des refus dans les eaux usées
génèrerait une quantité de boues équivalente à environ 11,0 tMS/an (soit 0,8 % de la
quantité de boues biologiques générées par la STEP).
Les traitements qui entraînent la production d’un surplus de boues peuvent également
mettre en péril la valorisation agricole des boues si jamais leur nature venait à être modifiée.
Le chaulage est le seul traitement étudié qui agit significativement sur les destinations
des refus traités. Si l’augmentation de la siccité du déchet favorise son élimination en ISDND,
le chaulage des refus n’est pas forcement pertinent pour leur élimination en incinérateur. La
manutention du déchet est améliorée et les coûts d’incinération sont potentiellement moins
important mais son PCIhum est moins élevé que celui des refus compactés. Enfin, l’envoi des
refus chaulés n’est pas envisageable dans un méthaniseur d’OM.
IV. Conclusion et perspectives
L’analyse technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage nous
permet de dégager des tendances en termes d’efficacité du traitement et de coûts de mise en
œuvre.
Il est important de rappeler que cette analyse correspond à une étude de cas fictif, qui
définit une station d’épuration « modèle » et qui se base sur des hypothèses calculs qui se
veulent cohérentes, à défaut d’être strictement exactes. Le choix de ces hypothèses correspond
le plus souvent à des données « moyennes » et nous avons pris le soin de présenter l’ensemble
de ces hypothèses afin que chacun puisse adapter cette étude à sa propre situation (Cf. Annexe
E).
Chapitre 4 : Etude technico-économique des filières de traitement des refus de dégrillage
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
160
Le choix de la filière la plus adaptée pour le traitement des refus de dégrillage est
l’objet d’un compromis entre l’efficacité du traitement et son coût. Au regard de ces deux
critères, l’intégration des refus de dégrillage broyés dans le digesteur de boues, schématisée
par la Figure 48, est le traitement susceptible d’offrir les meilleurs résultats. Une étude plus
poussée et à échelle « semi-industrielle » ou « industrielle » de ce traitement apparaît
cependant nécessaire pour valider cette approche ou en révéler d’éventuels problèmes
d’application.
Refus de dégrillage
Masse brute = 200 tonnes/an
%MS = 15 %MH
%MV = 90 %MS
Compactage
Coût énergétique = 2008 €/an
Coût « humain » = 4800 €/an
Broyage
Coût énergétique = 1095 €/an
Coût « humain » = 7200 €/an
Refus broyés
Masse brute = 200 tonnes/an
%MS = 15 %MH
%MV = 90 %MS
Refus compactés
Masse brute = 100 tonnes/an
%MS = 30 %MH
%MV = 90 %MS
Co-digestion avec bouesTransport
Coût = 3325 €/an
Surplus de boues
19,5 tMS/an
Surplus de biogaz
7260 Nm3CH4/anIncinération
Coût = 10000 €/an
Epandage (transport inclus)
Coût = 5850 €/an
Scénario de « référence » Scénario proposé
SYNTHESE
Coût global = 20133 €/an
Aucune valorisation potentielle
SYNTHESE
Coût global = 14145 €/an
Valorisation potentielle = 7260 Nm3CH4/an
Refus de dégrillage
Masse brute = 200 tonnes/an
%MS = 15 %MH
%MV = 90 %MS
Compactage
Coût énergétique = 2008 €/an
Coût « humain » = 4800 €/an
Broyage
Coût énergétique = 1095 €/an
Coût « humain » = 7200 €/an
Refus broyés
Masse brute = 200 tonnes/an
%MS = 15 %MH
%MV = 90 %MS
Refus compactés
Masse brute = 100 tonnes/an
%MS = 30 %MH
%MV = 90 %MS
Co-digestion avec bouesTransport
Coût = 3325 €/an
Surplus de boues
19,5 tMS/an
Surplus de biogaz
7260 Nm3CH4/anIncinération
Coût = 10000 €/an
Epandage (transport inclus)
Coût = 5850 €/an
Scénario de « référence » Scénario proposé
SYNTHESE
Coût global = 20133 €/an
Aucune valorisation potentielle
SYNTHESE
Coût global = 14145 €/an
Valorisation potentielle = 7260 Nm3CH4/an
Figure 48. Comparaison entre la filière de « référence » et la filière proposée pour le traitement des refus
de dégrillage – Application à une STEP de 100 000 EH
Conclusion générale
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Conclusion générale
Conclusion générale
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Conclusion générale
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163
La gestion des déchets en Europe est guidée par la volonté politique d’affirmer la
nécessité de réduire leur quantité, de les valoriser ou à défaut de les éliminer dans des
conditions optimales pour la protection de l’environnement. Le choix de la mise en œuvre
d’une filière de traitement est souvent le reflet d’un compromis entre son efficacité et son coût
associé.
La gestion de l’ensemble des sous-produits du traitement des eaux usées, dont les refus
de dégrillage, fait partie intégrante de l’activité des exploitants des stations d’épuration. Si la
problématique des boues a été largement traitée jusqu’à maintenant, aucune étude scientifique
d’ampleur ne s’était focalisée sur les filières envisageables pour le traitement et/ou la
valorisation des refus de dégrillage, ce qui n’offrait aucune alternative aux voies d’élimination
« classiques » malgré un contexte réglementaire qui leur est de plus en plus défavorable. Dans
ces conditions, il apparaissait nécessaire de recenser et d’étudier des traitements alternatifs
appropriés pour leur valorisation et/ou leur élimination afin d’aboutir à la proposition d’une
filière jugée optimale pour la gestion pérenne des refus de dégrillage.
Les objectifs fixés pour cette thèse étaient :
▪ de caractériser en quantité et en qualité la production des refus de dégrillage des
stations d’épurations d’eaux usées domestiques à l’aide de campagnes d’analyses sur
plusieurs STEP ;
▪ d’étudier à « l’échelle pilote » l’efficacité de traitements, sélectionnés au regard des
caractéristiques du déchet, afin d’en évaluer leur faisabilité technique ;
▪ de mettre en œuvre une approche multicritère pour évaluer la (ou les) filière(s) les plus
adaptée(s) d’un point de vue technique, économique et environnemental.
Au terme de cette thèse, la connaissance des refus de dégrillage et des filières de
traitement potentiellement adaptées à ce type de déchet a fait l’objet d’avancées certaines,
même si des questions restent encore en suspens.
→ Sur la caractérisation des refus de dégrillage :
Notre étude a souligné le faible gisement que représentent actuellement les refus de
dégrillage tout en confirmant que les caractéristiques du déchet ne sont pas adaptées aux
filières d’élimination actuellement disponibles. La teneur en eau du déchet reste très élevée,
malgré la présence systématique de compacteurs qui sont le seul traitement mis en place dans
les STEP étudiées pour le traitement des refus. L’étude de la biodégradabilité a témoigné de la
forte teneur en matière organique biodégradable, et donc potentiellement valorisable par
méthanisation.
En outre, la composition du déchet a montré qu’il est relativement homogène au sein
d’une même station, mais également d’une station à une autre. Nous estimons donc qu’un
traitement peut être envisagé pour le gisement des refus de dégrillage dans sa globalité. Il faut
néanmoins noter que la présence majoritaire de textiles sanitaires (et notamment de lingettes
nettoyantes) est le reflet de notre mode de consommation. Ainsi, nous pouvons supposer que
la composition du déchet n’est semblable que pour des pays ayant un mode de vie « à
Conclusion générale
R. Le Hyaric
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164
l’occidental », sans généralisation possible. Enfin, les principaux facteurs d’influence ont été
identifiés (maille de dégrillage, pluviométrie, …) mais d’autres aspects comme les
caractéristiques du réseau d’assainissement ou les zones couvertes par le réseau
(urbaines/rurales, résidentielles/commerciales, …) ont très probablement une influence sur la
nature du déchet, dont l’importance reste à déterminer.
→ Sur l’étude expérimentale des traitements sélectionnés :
Chaque traitement retenu a fait l’objet d’une étude expérimentale à « l’échelle pilote »
ou « semi-industrielle ». Des résultats plus ou moins concluants ont été obtenus en fonction
des différents paramètres visés, et notamment la réduction des quantités de déchets à traiter,
l’augmentation de la siccité du déchet et/ou l’abattement de la teneur en matière organique
(avec ou sans valorisation potentielle). Cependant, l’intégration industrielle de ces traitements
n’est pas envisageable sans une étude de validation technologique dans une station
d’épuration « pilote » pour valider les résultats expérimentaux et pour confirmer la faisabilité
technique de ces traitements, aussi bien dans leur mise en œuvre que dans les performances de
traitement sur site.
→ Sur l’analyse multicritère (technique, économique et environnementale) des
filières de traitement :
La recherche de données chiffrées s’est révélée problématique et n’a pas pu conduire à
l’aboutissement de la démarche d’analyse multicritère élaborée. Cependant, dans l’optique
d’estimer la pertinence des filières étudiées et de les comparer d’une part entre elles et,
d’autre part, avec les filières d’élimination actuelles, la sélection de critères simplifiés a
permis de proposer une étude technico-économique des filières envisagées. Cette étude, qui
estime le coût global de la gestion des refus de dégrillage (traitement, transport et élimination)
entre 14000 €/an et 25000 €/an environ, pour une station d’épuration de 100 000 EH, met en
avant la possibilité de diminuer ces coûts jusqu’à 30 % par rapport aux filières actuelles (sans
même tenir compte de la valorisation énergétique potentielle du biogaz). Ce constat souligne
qu’un traitement adapté aux refus de dégrillage, sous réserve de validation, pourrait se
traduire par des avancées en termes d’efficacité de traitement et de bénéfices économiques.
Cette étude offre, au travers des pistes explorées, des perspectives intéressantes qui
justifient la poursuite des recherches, avec en particulier :
→ l’étude en laboratoire de la co-digestion des boues avec les refus de dégrillage
(et avec d’éventuels autres co-substrats comme les graisses par exemple). Il
s’agira également d’étudier l’influence de la proportion entre les différents
substrats ;
→ la validation à l’échelle « pilote » puis « industrielle » de la co-digestion des
boues avec les refus de dégrillage (et autres co-substrats) ;
→ l’étude de l’incidence de l’ajout de nouveaux substrats sur les caractéristiques
des boues digérées et sur leur filière de valorisation ou d’élimination.
Conclusion générale
R. Le Hyaric
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165
Pour conclure, cette étude s’inscrit dans une volonté de recherche de procédés adaptés
pour une gestion durable des déchets que nous générons. La composition des refus de
dégrillage souligne l’effort à fournir pour promouvoir la réduction de la production de déchets
par la modification des comportements individuels. Il n’en reste pas moins qu’il existe un défi
à relever tout aussi important : faire face à la situation actuelle et à son évolution prévisible en
recherchant les filières de traitement les plus adaptées pour la préservation et la protection de
notre environnement.
R. Le Hyaric
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Références bibliographiques
R. Le Hyaric
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Références bibliographiques
Références bibliographiques
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Annexes
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171
Annexes
Annexes
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LGCIE – INSA LYON
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Annexes
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Annexe A : Enquête réalisée auprès des stations de la région Rhône-Alpes
Annexes
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174
Annexe B : Composition des refus de dégrillage en fonction des 10 catégories de
matériaux
GIVORS - CAMPAGNE 1
Dégrilleurs fins Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 6419,6 5,4 3713,4 5,5 2706,2 5,4
Combustibles 255,4 0,2 239,9 0,4 15,5 0,0
Composites 290,3 0,2 188,7 0,3 101,5 0,2
Métaux / Aluminium 350,6 0,3 262,6 0,4 87,9 0,2
Plastiques 3153,1 2,7 1895,3 2,8 1257,7 2,5
Textiles sanitaires 88795,1 75,3 48420,1 71,6 40375,0 80,3
Papiers 918,7 0,8 153,7 0,2 765,0 1,5
Textiles 466,5 0,4 257,1 0,4 209,4 0,4
Incombustibles 96,6 0,1 74,7 0,1 21,9 0,0
Fines < 20 mm 17104,2 14,5 12374,4 18,3 4729,8 9,4
Total 117850 100,0 67580 100,0 50270 100,0
Dégrilleurs grossiers Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 1173,7 0,8 93,6 0,6 1080,1 0,8
Combustibles 402,1 0,3 3,6 0,0 398,5 0,3
Composites 95,5 0,1 14,0 0,1 81,5 0,1
Métaux / Aluminium 284,9 0,2 55,9 0,3 229,0 0,2
Plastiques 1371,6 0,9 318,7 2,0 1053,0 0,8
Textiles sanitaires 41352,1 28,0 13637,0 85,0 27715,1 21,0
Papiers 2454,5 1,7 1107,5 6,9 1347,0 1,0
Textiles 745,4 0,5 82,2 0,5 663,2 0,5
Incombustibles 413,5 0,3 0,0 0,0 413,5 0,3
Fines < 20 mm 99468,6 67,3 737,6 4,6 98731,1 74,9
Total 147880 100,0 16050 100,0 131830 100,0
Total Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 7593,3 2,9 3807,0 4,6 3786,3 2,1
Combustibles 657,4 0,2 243,4 0,3 414,0 0,2
Composites 385,8 0,1 202,8 0,2 183,0 0,1
Métaux / Aluminium 635,4 0,2 318,5 0,4 316,9 0,2
Plastiques 4524,7 1,7 2214,0 2,6 2310,7 1,3
Textiles sanitaires 130147,3 49,0 62057,1 74,2 68090,1 37,4
Papiers 3373,2 1,3 1261,2 1,5 2112,0 1,2
Textiles 1211,9 0,5 339,2 0,4 872,7 0,5
Incombustibles 510,1 0,2 74,7 0,1 435,4 0,2
Fines < 20 mm 116572,9 43,9 13112,0 15,7 103460,9 56,8
Total 265730 100,0 83630 100,0 182100 100,0
Annexes
R. Le Hyaric
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175
GIVORS - CAMPAGNE 2
Dégrilleurs fins Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 3542,8 3,5 1043,4 4,3 2499,4 3,2
Combustibles 485,9 0,5 268,1 1,1 217,8 0,3
Composites 183,2 0,2 62,4 0,3 120,8 0,2
Métaux / Aluminium 60,4 0,1 51,3 0,2 9,1 0,0
Plastiques 7298,7 7,1 1028,2 4,3 6270,5 8,0
Textiles sanitaires 59455,3 58,1 14295,6 59,5 45159,7 57,7
Papiers 1320,0 1,3 335,5 1,4 984,6 1,3
Textiles 89,5 0,1 86,1 0,4 3,4 0,0
Incombustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Fines < 20 mm 29864,2 29,2 6869,4 28,6 22994,7 29,4
Total 102300 100,0 24040 100,0 78260 100,0
Dégrilleurs grossiers Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 679,0 0,5 249,8 1,7 429,2 0,3
Combustibles 355,4 0,2 10,8 0,1 344,5 0,3
Composites 127,6 0,1 44,9 0,3 82,7 0,1
Métaux / Aluminium 208,4 0,1 0,0 0,0 208,4 0,2
Plastiques 1021,0 0,7 275,7 1,9 745,3 0,6
Textiles sanitaires 28073,7 19,2 12982,0 87,4 15091,7 11,4
Papiers 332,0 0,2 174,0 1,2 157,9 0,1
Textiles 726,7 0,5 184,5 1,2 542,2 0,4
Incombustibles 375,9 0,3 0,0 0,0 375,9 0,3
Fines < 20 mm 113980,5 78,1 938,2 6,3 113042,3 85,7
Total 145880 100,0 14860 100,0 131020 99,4
Total Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 4221,8 1,7 1293,2 3,3 2928,6 1,4
Combustibles 841,2 0,3 279,0 0,7 562,3 0,3
Composites 310,8 0,1 107,3 0,3 203,5 0,1
Métaux / Aluminium 268,8 0,1 51,3 0,1 217,5 0,1
Plastiques 8319,7 3,4 1303,9 3,4 7015,8 3,4
Textiles sanitaires 87529,0 35,3 27277,6 70,1 60251,4 28,8
Papiers 1652,0 0,7 509,5 1,3 1142,5 0,5
Textiles 816,2 0,3 270,6 0,7 545,6 0,3
Incombustibles 375,9 0,2 0,0 0,0 375,9 0,2
Fines < 20 mm 143844,7 58,0 7807,7 20,1 136037,0 65,0
Total 248180 100,0 38900 100,0 209280 100,0
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
176
BOURG-EN-BRESSE - CAMPAGNE 1
Dégrilleur fin Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 1430,8 1,9 558,5 2,6 872,3 1,6
Combustibles 788,4 1,0 290,0 1,3 498,5 0,9
Composites 272,0 0,4 45,6 0,2 226,4 0,4
Métaux / Aluminium 103,8 0,1 0,0 0,0 103,8 0,2
Plastiques 1521,2 2,0 405,8 1,9 1115,3 2,0
Textiles sanitaires 58681,3 76,1 14754,1 67,6 43927,2 79,5
Papiers 3601,6 4,7 1919,2 8,8 1682,4 3,0
Textiles 574,5 0,7 138,3 0,6 436,2 0,8
Incombustibles 83,1 0,1 0,0 0,0 83,1 0,2
Fines < 20 mm 10053,3 13,0 3718,5 17,0 6334,8 11,5
Total 77110 100,0 21830 100,0 55280 100,0
BOURG-EN-BRESSE - CAMPAGNE 2
Dégrilleur fin Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 3134,8 3,8 1277,2 3,5 1857,6 4,1
Combustibles 4282,4 5,2 2038,9 5,6 2243,5 4,9
Composites 297,0 0,4 94,8 0,3 202,2 0,4
Métaux / Aluminium 713,6 0,9 535,0 1,5 178,6 0,4
Plastiques 3252,3 4,0 1835,8 5,1 1416,5 3,1
Textiles sanitaires 44834,0 54,9 19055,7 52,7 25778,2 56,7
Papiers 3671,4 4,5 1776,7 4,9 1894,7 4,2
Textiles 1909,6 2,3 1224,2 3,4 685,4 1,5
Incombustibles 673,5 0,8 673,5 1,9 0,0 0,0
Fines < 20 mm 18901,5 23,1 7658,1 21,2 11243,4 24,7
Total 81670 100,0 36170 100,0 45500 100,0
BOURG-EN-BRESSE – TOTAL DES CAMPAGNES
Dégrilleurs fins Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 4565,7 2,9 1835,7 3,2 2729,9 2,7
Combustibles 5070,8 3,2 2328,9 4,0 2741,9 2,7
Composites 568,9 0,4 140,4 0,2 428,6 0,4
Métaux / Aluminium 817,5 0,5 535,0 0,9 282,4 0,3
Plastiques 4773,5 3,0 2241,7 3,9 2531,8 2,5
Textiles sanitaires 103515,3 65,2 33809,8 58,3 69705,5 69,2
Papiers 7273,1 4,6 3695,9 6,4 3577,2 3,5
Textiles 2484,1 1,6 1362,6 2,3 1121,5 1,1
Incombustibles 756,5 0,5 673,5 1,2 83,1 0,1
Fines < 20 mm 28954,7 18,2 11376,6 19,6 17578,1 17,4
Total 158780 100,0 58000 100,0 100780 100,0
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
177
ANNEMASSE - CAMPAGNE 1
Dégrilleurs fins Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 219,8 0,3 0,0 0,0 219,8 0,3
Combustibles 1957,7 2,6 0,0 0,0 1957,7 2,6
Composites 64,1 0,1 0,0 0,0 64,1 0,1
Métaux / Aluminium 44,6 0,1 0,0 0,0 44,6 0,1
Plastiques 797,2 1,1 0,0 0,0 797,2 1,1
Textiles sanitaires 49582,1 66,2 0,0 0,0 49582,1 66,2
Papiers 5790,3 7,7 0,0 0,0 5790,3 7,7
Textiles 90,0 0,1 0,0 0,0 90,0 0,1
Incombustibles 403,3 0,5 0,0 0,0 403,3 0,5
Fines < 20 mm 15990,9 21,3 0,0 0,0 15990,9 21,3
Total 74940 100,0 0,0 0,0 74940 100,0
Dégrilleurs grossiers Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 62,2 0,1 0,0 0,0 62,2 0,1
Combustibles 790,7 1,3 0,0 0,0 790,7 1,3
Composites 149,9 0,2 0,0 0,0 149,9 0,2
Métaux / Aluminium 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Plastiques 707,1 1,2 0,0 0,0 707,1 1,2
Textiles sanitaires 42746,0 69,6 0,0 0,0 42746,0 69,6
Papiers 12047,0 19,6 0,0 0,0 12047,0 19,6
Textiles 202,7 0,3 0,0 0,0 202,7 0,3
Incombustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Fines < 20 mm 4744,4 7,7 0,0 0,0 4744,4 7,7
Total 61450 100,0 0,0 0,0 61450 100,0
Total Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 282,1 0,2 0,0 0,0 282,1 0,2
Combustibles 2748,4 2,0 0,0 0,0 2748,4 2,0
Composites 214,0 0,2 0,0 0,0 214,0 0,2
Métaux / Aluminium 44,6 0,0 0,0 0,0 44,6 0,0
Plastiques 1504,3 1,1 0,0 0,0 1504,3 1,1
Textiles sanitaires 92328,1 67,7 0,0 0,0 92328,1 67,7
Papiers 17837,3 13,1 0,0 0,0 17837,3 13,1
Textiles 292,7 0,2 0,0 0,0 292,7 0,2
Incombustibles 403,3 0,3 0,0 0,0 403,3 0,3
Fines < 20 mm 20735,3 15,2 0,0 0,0 20735,3 15,2
Total 136390 100,0 0,0 0,0 136390 100,0
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
178
ANNEMASSE - CAMPAGNE 2
Dégrilleurs fins Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 4039,6 6,9 4039,6 6,9 0,0 0,0
Combustibles 2523,7 4,3 2523,7 4,3 0,0 0,0
Composites 70,9 0,1 70,9 0,1 0,0 0,0
Métaux / Aluminium 20,6 0,0 20,6 0,0 0,0 0,0
Plastiques 624,3 1,1 624,3 1,1 0,0 0,0
Textiles sanitaires 27045,0 46,2 27045,0 46,2 0,0 0,0
Papiers 6678,5 11,4 6678,5 11,4 0,0 0,0
Textiles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Incombustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Fines < 20 mm 17597,5 30,0 17597,5 30,0 0,0 0,0
Total 58600 100,0 58600 100,0 0,0 0,0
Dégrilleurs grossiers Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 490,0 1,5 490,0 1,5 0,0 0,0
Combustibles 140,3 0,4 140,3 0,4 0,0 0,0
Composites 24,3 0,1 24,3 0,1 0,0 0,0
Métaux / Aluminium 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Plastiques 416,1 1,3 416,1 1,3 0,0 0,0
Textiles sanitaires 22958,4 69,8 22958,4 69,8 0,0 0,0
Papiers 6265,9 19,1 6265,9 19,1 0,0 0,0
Textiles 265,3 0,8 265,3 0,8 0,0 0,0
Incombustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Fines < 20 mm 2329,7 7,1 2329,7 7,1 0,0 0,0
Total 32890 100,0 32890 100,0 0,0 0,0
Total Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 4529,5 5,0 4529,5 5,0 0,0 0,0
Combustibles 2664,0 2,9 2664,0 2,9 0,0 0,0
Composites 95,2 0,1 95,2 0,1 0,0 0,0
Métaux / Aluminium 20,6 0,0 20,6 0,0 0,0 0,0
Plastiques 1040,4 1,1 1040,4 1,1 0,0 0,0
Textiles sanitaires 50003,4 54,7 50003,4 54,7 0,0 0,0
Papiers 12944,4 14,1 12944,4 14,1 0,0 0,0
Textiles 265,3 0,3 265,3 0,3 0,0 0,0
Incombustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Fines < 20 mm 19927,2 21,8 19927,2 21,8 0,0 0,0
Total 91490 100,0 91490 100,0 0,0 0,0
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
179
LYON PIERRE-BENITE - CAMPAGNE 1
Dégrilleurs fins Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 824,3 1,0 30,6 1,0 0,0 0,0
Combustibles 61,9 0,1 2,3 0,1 0,0 0,0
Composites 231,4 0,3 8,6 0,3 0,0 0,0
Métaux / Aluminium 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Plastiques 1994,5 2,3 74,1 2,3 0,0 0,0
Textiles sanitaires 75996,5 88,9 2825,0 88,9 0,0 0,0
Papiers 849,0 1,0 31,6 1,0 0,0 0,0
Textiles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Incombustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Fines < 20 mm 5482,5 6,4 203,8 6,4 0,0 0,0
Total 85440 100,0 3176 100,0 0,0 0,0
Dégrilleurs grossiers Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 142,8 0,5 142,8 0,5 0,0 0,0
Combustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Composites 38,9 0,1 38,9 0,1 0,0 0,0
Métaux / Aluminium 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Plastiques 955,4 3,4 955,4 3,4 0,0 0,0
Textiles sanitaires 22679,6 81,3 22679,6 81,3 0,0 0,0
Papiers 3581,0 12,8 3581,0 12,8 0,0 0,0
Textiles 9,0 0,0 9,0 0,0 0,0 0,0
Incombustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Fines < 20 mm 483,3 1,7 483,3 1,7 0,0 0,0
Total 27890 100,0 27890 100,0 0,0 0,0
Total Total Jour sec Jour pluie
Masse (en g) % Masse (en g) % Masse (en g) %
Végétaux 967,1 0,9 967,1 0,9 0,0 0,0
Combustibles 61,9 0,1 61,9 0,1 0,0 0,0
Composites 270,2 0,2 270,2 0,2 0,0 0,0
Métaux / Aluminium 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Plastiques 2949,8 2,6 2949,8 2,6 0,0 0,0
Textiles sanitaires 98676,2 87,1 98676,2 87,1 0,0 0,0
Papiers 4430,0 3,9 4430,0 3,9 0,0 0,0
Textiles 9,0 0,0 9,0 0,0 0,0 0,0
Incombustibles 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Fines < 20 mm 5965,8 5,3 5965,8 5,3 0,0 0,0
Total 113330 100,0 113330 100,0 0,0 0,0
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
180
Annexe C : Scénarii de traitement ou d’élimination des refus de dégrillage
Scénarii actuels de traitement des refus de dégrillage
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
181
Scénarii de méthanisation des refus de dégrillage avec les boues de STEP
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
182
Annexe D : Descriptif détaillé des critères retenus pour l’analyse multicritère des filières de traitement des refus de dégrillage
FAMILLE SOCIALE
Désignation du critère Description Indicateur / donnée à prendre en compte Notation
1.1 Impact sur la santé
Ce critère permet d’évaluer l’impact sanitaire de la
filière de traitement à deux niveaux :
santé des travailleurs ;
santé des populations environnantes.
Notes d’experts De -1 (impact très négatif)
à 0 (impact nul)
1.2 Bilan emplois Ce critère doit permettre d’évaluer l’impact de la filière
en termes de création/destruction d’emplois. Nombre d’emplois proposés / tonne
-1 à +1 (0 pour neutralité
emplois)
1.3 Nuisances
Ce critère permet d’évaluer les nuisances occasionnées
par la filière à 3 niveaux :
odeurs ;
bruits ;
trafic.
A évaluer séparément, puis à agréger :
Odeurs, bruits : Notes d’experts
Trafic : nombre de véhicules/jour,
kilométrage parcouru
De -1 (fortes nuisances) à
0 (pas de nuisance)
1.4 Acceptabilité sociale
Ce critère estime si la filière utilise des procédés
susceptibles de soulever des oppositions spécifiques et
systématiques, ou au contraire de susciter un
engouement particulier de la part de l’ensemble des
acteurs.
Notes d’experts.
De -1 (filière très
critiquée) à +1 (filière
fortement plébiscitée)
0 pour avis neutre
FAMILLE TECHNIQUE
Désignation du critère Description Indicateur / donnée à prendre en compte Notation
4.1 Efficacité du traitement Ce critère s’intéresse au résultat obtenu en sortie de
traitement par rapport aux attentes du cahier des charges.
Ratio masse mise en décharge en fin de
traitement / masse de refus initiale
+ ratio sur la matière organique dégradée.
-1 à +1
(< 0 si non respect du
CdC, > 0 si efficacité
supérieure)
4.2 Adaptabilité aux variations
du gisement
Ce critère évalue la capacité du traitement à fournir un
résultat satisfaisant en cas de modification de la
composition des refus de dégrillage.
Note d’expert
-1 (faible adaptabilité) à
+1 (excellente
adaptabilité)
4.3 Disponibilité de
l’installation
Ce critère vise à évaluer la disponibilité du traitement en
temps normal de fonctionnement (prise en compte de la
durée et de la périodicité des maintenances, du nettoyage,
les temps d’arrêt du personnel...).
Heures de fonctionnement / an.
-1 (disponibilité faible) à
+1 (disponibilité
importante)
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
183
FAMILLE ENVIRONNEMENTALE
Désignation du critère Description Indicateur / donnée à prendre en compte Notation
3.1 Matières premières
Ce critère permet d’évaluer la participation de la filière à
l’épuisement des ressources, par les quantités de
matières premières non renouvelables consommées (hors
matières destinées à la production d’énergie);
La consommation de matières premières destinées à la
production de l’énergie est exclue de ce critère.
Indicateur ADP
De -1 (forte
consommation de
ressources) à 0
(consommation nulle)
3.2 Consommation énergétique Ce critère permet d’évaluer la consommation d’énergie
non renouvelable induite par les procédés du traitement.
kWh d’énergie non renouvelable consommé
par tonne de déchet traitée (% à prendre en
compte dans le cas de l’électricité)
De -1 (forte
consommation d’énergie
non renouvelable) à 0
(consommation nulle)
3.3 Valorisation
Ce critère permet de prendre en compte la possibilité
qu’offre la filière de valoriser tout ou partie des déchets
finaux :
par valorisation énergétique ;
par valorisation comme matière première secondaire.
Valeur économique de l’énergie / matière
mise sur le marché
De 0 (pas de valorisation)
à +1 (valorisation
importante)
3.4 Emission de polluants
Ce critère permet d’évaluer l’impact des procédés de
traitement en termes de pollution :
de l’air ;
de l’eau.
Calcul possible :
(Concentration/seuil)*flux
De -1 (émissions
importantes) à 0 (pas
d’émission)
3.5 Contribution à l’effet de
serre
Ce critère évalue les émissions de gaz à effet de serre de
la filière de traitement par le biais des énergies
consommés, des procédés de traitement et des matières
utilisées.
Evaluation quantitative des émissions de
GES via consommations et facteurs
d’émission.
De -1 (beaucoup de GES
émis) à 0 (pas d’émission)
3.6 Emissions de GES évitées
Ce critère permet de prendre en compte les émissions de
GES qui ont pu être évitées par la production sur place
d’électricité, chaleur, carburant... alternatifs
Evaluation quantitative des émissions de
GES via consommations évitées et facteurs
d’émission.
De 0 (pas d’émission de
GES évitée) à 1
(émissions évitées
importantes)
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
184
FAMILLE ECONOMIQUE
Désignation du critère Description Indicateur / donnée à prendre en compte Notation
2.1 Coût à l’investissement
Ce critère permet d’évaluer l’importance de
l’investissement de départ nécessaire à la mise en place
de la filière de traitement, sans prise en compte de
l’amortissement.
€ / tonne
De -1 (coût à
l’investissement
important) à +1 (coût
faible)
2.2 Coût de fonctionnement
Ce critère permet d’évaluer les coûts engendrés par le
fonctionnement et l’entretien des procédés du traitement
(dont frais de personnel, achats de consommables et
d’énergie...).
€ / tonne
De -1 (coût de
fonctionnement
important) à +1 (coût
faible)
2.3 Coût global
Ce critère permet d’évaluer le coût du traitement à la
tonne de déchet produite. Il conjugue les coûts
d’investissement et de fonctionnement.
€ / tonne
De -1 (coût global
important) à +1 (coût
faible)
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
185
Annexe E : Compilation des protocoles de calcul suivis pour l’analyse technico-
économique des filières de traitement des refus de dégrillage
Efficacité des traitements
Filières de traitement Hypothèses de calculs Source
Compactage (i) Augmentation de la siccité de 15 à 30 %
(ii) Pas de pertes en MS ou en MV
-
-
Lavage + Compactage (i) Réintroduction de MS et de MV dans la « filière eau » : 10 %
(ii) Augmentation de la siccité de 15 à 30 % des refus lavés
Cf. Tableau 33, p.105.
-
Broyage vers « filière eau » (i) Réintroduction de MS et de MV dans la « filière eau » : 75 %
(ii) Augmentation de la siccité de 15 à 30 % des refus de broyage
Cf. Tableau 39, p.113.
-
Broyage vers digesteur (i) L’intégralité des refus est envoyée dans le digesteur -
Compactage + Chaulage
(i) Augmentation de la siccité de 15 à 30 % (compactage)
(ii) Augmentation de la masse brute après chaulage : 10 %
(iii) Augmentation de la siccité de 30 à 48 % (chaulage)
(iv) Perte en MV : 15 %
-
Chapitre 3, § IV.3.1.1., p.134.
Cf. Tableau 49, p. 137.
Cf. Tableau 49, p. 137.
Calcul du PCI des refus de dégrillage
Le PCIhum des refus de dégrillage est déterminé en fonction de la siccité du déchet, à
partir de la formule présentée dans le Chapitre 1, III.3.6., p. 52. (Hypothèse de calcul : le
PCIsec des refus de dégrillage est estimé à 20000 kJ/kgMS, Cf. Tableau 8, p.52).
Le PCIhum des refus chaulés est estimé à partir des résultats des essais de chaulage (Cf.
Tableau 49, p. 137).
Calcul du surplus de boues généré et valorisation potentielle en biogaz associée
(i) Cas des traitements avec réintroduction d’une part des refus de dégrillage dans la « filière
eau » : Exemple du lavage des refus (les calculs concernant le traitement par broyage sont
similaires)
(a) Quantités de MS et de MV introduites dans la « filière eau » :
- 10 % de MS initiale, soit 15 kgMS pour une tonne de refus lavés ;
- 10 % de MV initiale, soit 13,5 kgMV pour une tonne de refus lavés.
Annexes
R. Le Hyaric
LGCIE – INSA LYON
186
(b) Quantité du surplus de boues biologiques généré :
Hypothèse 1 : 80 gMS dans eaux usées → 60 gMS de boues biologiques ;
Donc : 15 kgMS dans « filière eau » → 11,25 kgMS de surplus de boues biologiques.
Hypothèse 2 : 65 gMV dans eaux usées → 40 gMV de boues biologiques ;
Donc : 13,5 kgMV dans « filière eau » → 8,3 kgMV de boues biologiques.
(c) Quantité du surplus de boues digérées généré :
Hypothèse 1 : Abattement en MS du digesteur = 35 % ;
Donc : 11,25 kgMS de surplus de boues biologiques → 7,3 kgMS de surplus de boues
digérées.
Hypothèse 2 : Abattement en MV du digesteur = 45 % ;
Donc : 8,3 kgMV de surplus de boues biologiques → 4,6 kgMV de surplus de boues
digérées.
(d) Volume de biogaz produit à partir du surplus de boues biologiques généré :
Hypothèse 1 : Abattement en MV du digesteur = 45 % ;
Hypothèse 2 : 1 Nm3 de biogaz produit par kgMV éliminé ;
Hypothèse 3 : Ratio CH4/CO2 = 60/40 ;
Donc : 8,3 kgMV de surplus de boues biologiques → 2,3 Nm3 CH4.
(e) Valorisation énergétique potentielle du biogaz produit :
Hypothèse : PCI du méthane = 9,94 kWh/Nm3
;
Donc : 2,3 Nm3 CH4 → 22,4 kWh.
(ii) Cas du traitement par broyage avec introduction des refus broyés dans le digesteur :
(a) Quantités de MS et de MV introduites dans le digesteur :
Hypothèse : On considère que l’intégralité des refus broyés est introduite dans le
digesteur ;
Donc : 150 kgMS de refus broyés, correspondant à 135 kgMV, sont introduits dans le
digesteur par tonne de refus de dégrillage broyée.
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187
(d) Volume de biogaz produit à partir des refus broyés introduits dans le digesteur :
Hypothèse 1 : Abattement en MV du digesteur = 45 % ;
Hypothèse 2 : 1 Nm3 de biogaz produit par kgMV éliminé ;
Hypothèse 3 : Ratio CH4/CO2 = 60/40 ;
Donc : 135 kgMV de refus broyés → 36,5 Nm3 CH4.
(e) Valorisation énergétique potentielle du biogaz produit :
Hypothèse : PCI du méthane = 9,94 kWh/Nm3
;
Donc : 36,5 Nm3 CH4 → 362,3 kWh.
Calculs relatifs à l’estimation des coûts globaux de traitement ou d’élimination des
refus de dégrillage
Les coûts globaux de traitement ou d’élimination des refus de dégrillage sont estimés
en fonction de la production annuelle de refus de dégrillage de la STEP « modèle » considérée
(soit une production de 200 tonnes de refus par an). A titre d’exemple, l’estimation des coûts
globaux est détaillée pour deux des traitements étudiés. Les calculs sont similaires l’ensemble
des traitements étudiés.
(i) Cas du traitement par lavage puis compactage des refus de dégrillage :
(a) Coût énergétique du laveur/compacteur :
Hypothèse 1 : Puissance du laveur/compacteur = 6 kW ;
Hypothèse 2 : Temps de fonctionnement = 10 h.j-1
;
Hypothèse 3 : Prix du kWh = 0,10 € ;
Donc : Coût énergétique annuel = 2190 €/an (= 6*10*0,10*365).
(b) Coût « humain » associé au fonctionnement du laveur/compacteur :
Hypothèse 1 : Charge de travail = 0,1 ETP (équivalent temps plein) ;
Hypothèse 2 : 1 ETP = 1600 heures annuelles à 30 € de l’heure ;
Donc : Coût « humain » d’un laveur/compacteur = 4800 €/an (= 0,1*1600*30).
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188
(c) Coût du transport des refus de dégrillage lavés :
Hypothèse 1 : Nombre de rotations annuelles = 35 ;
Hypothèse 2 : Prix d’une rotation = 95 € HT ;
Donc : Coût du transport = 3325 € HT/an (= 35*95).
(d) Coût d’élimination des refus de dégrillage lavés :
Hypothèse 1 : Production annuelle de refus de dégrillage = 200 tonnes ;
Hypothèse 2 : Abattement de la masse brute des refus après lavage puis compactage =
55 % (Cf. Tableau 59, p. 153) ;
Hypothèse 3 : Masse annuelle de refus lavés puis compactés à éliminer = 90 tonnes
(= 200*(1 - 0,55)) ;
Hypothèse 4 : Coût d’enlèvement en ISDND (70 €HT/tonne), en incinérateur
(100 €HT/tonne), en méthaniseur d’OM (80 €HT/tonne).
Donc : Coût d’élimination = 6300 €HT/an en ISDND, 9000 €HT/an en incinérateur
ou 7200 €HT/an en méthaniseur d’OM.
(e) Coût d’élimination du surplus de boues digérées généré (transport inclus) :
Hypothèse 1 : Production annuelle de refus de dégrillage = 200 tonnes ;
Hypothèse 2 : Quantité du surplus de boues digérées généré pour une tonne de refus de
dégrillage lavés puis compactés = 7,3 kgMS (Cf. Tableau 59, p. 153) ;
Hypothèse 3 : Coût d’épandage des boues = 300 €HT/tMS ;
Donc : Coût d’élimination du surplus de boues = 438 €HT.
(f) Coût global du traitement par lavage des refus de dégrillage :
Hypothèse : Coût global = Coût énergétique + Coût « humain » + Coût du transport +
Coût d’élimination des refus lavés puis compactés + Coût d’élimination du surplus de
boues généré ;
Donc : Coût global = 19753 €/an (cas de l’incinération des refus lavés).
(ii) Cas du traitement par chaulage des refus de dégrillage :
(a) Coût énergétique du compacteur :
Hypothèse 1 : Puissance du laveur/compacteur = 5,5 kW ;
Hypothèse 2 : Temps de fonctionnement = 10 h.j-1
;
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189
Hypothèse 3 : Prix du kWh = 0,10 € ;
Donc : Coût énergétique annuel du compacteur = 2008 €/an.
(b) Coût énergétique du malaxeur :
Hypothèse 1 : Puissance du malaxeur = 5 kW ;
Hypothèse 2 : Temps de fonctionnement du malaxeur = 1 h/tMH ;
Hypothèse 3 : Production annuelle des refus compactés = 100 tonnes ;
Donc : Coût énergétique annuel du malaxeur = 50 €/an.
(c) Coût « humain » estimé pour le traitement par chaulage des refus de dégrillage :
Hypothèse 1 : Charge de travail = 0,2 ETP (équivalent temps plein) ;
Hypothèse 2 : 1 ETP = 1600 heures annuelles à 30 € de l’heure ;
Donc : Coût « humain » d’un laveur/compacteur = 9600 €/an.
(d) Coût des « consommables » :
Hypothèse 1 : Coût de la chaux vive = 120 € la tonne ;
Hypothèse 2 : Quantité de chaux vive utilisée = 20 % de la masse des refus à traiter ;
Hypothèse 3 : Production annuelle des refus compactés à chauler = 100 tonnes ;
Donc : Coût en « consommables » = 2400 €/an
(e) Coût du transport des refus de dégrillage chaulés :
Hypothèse 1 : Nombre de rotations annuelles = 25 ;
Hypothèse 2 : Prix d’une rotation = 95 € HT ;
Donc : Coût du transport = 2375 € HT/an (= 25*95).
(f) Coût d’élimination des refus de dégrillage chaulés :
Hypothèse 1 : Production annuelle de refus de dégrillage = 200 tonnes ;
Hypothèse 2 : Abattement de la masse brute des refus après chaulage = 46 % (Cf.
Tableau 59, p. 153) ;
Hypothèse 3 : Masse annuelle des refus chaulés à éliminer = 108 tonnes ;
Hypothèse 4 : Coût d’enlèvement en ISDND (70 €HT/tonne), en incinérateur
(80 €HT/tonne, car siccité élevée).
Donc : Coût d’élimination = 7560 €HT/an en ISDND, 8640 €HT/an en incinérateur.
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(f) Coût global du chaulage des refus de dégrillage :
Hypothèse : Coût global = Coût énergétique + Coût « humain » + Coût des
« consommables » + Coût du transport + Coût d’élimination des refus chaulés ;
Donc : Coût global = 25073 €/an (cas de l’incinération des refus chaulés).
Production annuelle des sous-produits générés par la STEP « modèle » considérée
La production annuelle des sous-produits générés est déterminée à partir des
caractéristiques de fonctionnement de la STEP « modèle » considérée (Cf. Tableau 56, p. 149)
et de sa capacité de traitement (100 000 EH).
Sous-produits générés Hypothèses de calcul Productions annuelles
Refus de dégrillage
(siccité = 15 %MH) 0,3 kgMS.EH
-1.an
-1 200 tMH
Boues biologiques 60 gMS.EH
-1.j
-1 2190 tMS
40 gMV.EH-1
.j-1
1460 tMV
Boues digérées Abattement en MS du digesteur = 35 % 1424 tMS
Abattement en MV du digesteur = 45 % 803 tMV
Biogaz 1 Nm
3 biogaz / kgMV éliminé 657000 Nm
3 biogaz
Ratio CH4/ CO2 394200 Nm3 CH4
Production annuelle des sous-produits générés par les traitements étudiés
La production annuelle des sous-produits générés par les traitements étudiés est
déterminée à partir du tonnage annuel des refus de dégrillage à traiter (200 tMH, siccité = 15
%MH) et de l’efficacité des traitements étudiés (Cf. Tableau 59, p. 153).
Filières de
traitement
Refus
(en tMH)
Boues biologiques Boues digérées Biogaz
(en Nm3 CH4) (en tMS) (en tMV) (en tMS) (en tMV)
Compactage 100 0 0 0 0 0
Lavage +
Compactage 90 2,3 1,8 1,5 1,0 480
Broyage vers
« filière eau » 24 16,9 12,5 11,0 6,9 3360
Broyage vers
« digesteur » 0 0 0 19,5 14,9 7260
Chaulage 108 0 0 0 0 0