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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

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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

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SIGLE ECOLE DOCTORALE NOM ET COORDONNEES DU RESPONSABLE

CHIMIE

CHIMIE DE LYON

http://sakura.cpe.fr/ED206

M. Jean Marc LANCELIN

Insa : R. GOURDON

M. Jean Marc LANCELIN Université Claude Bernard Lyon 1

Bât CPE

43 bd du 11 novembre 1918 69622 VILLEURBANNE Cedex

Tél : 04.72.43 13 95 Fax :

[email protected]

E.E.A.

ELECTRONIQUE, ELECTROTECHNIQUE, AUTOMATIQUE

http://www.insa-lyon.fr/eea M. Alain NICOLAS

Insa : C. PLOSSU

[email protected] Secrétariat : M. LABOUNE

AM. 64.43 – Fax : 64.54

M. Alain NICOLAS Ecole Centrale de Lyon

Bâtiment H9 36 avenue Guy de Collongue

69134 ECULLY

Tél : 04.72.18 60 97 Fax : 04 78 43 37 17 [email protected]

Secrétariat : M.C. HAVGOUDOUKIAN

E2M2

EVOLUTION, ECOSYSTEME, MICROBIOLOGIE, MODELISATION

http://biomserv.univ-lyon1.fr/E2M2

M. Jean-Pierre FLANDROIS

Insa : H. CHARLES

M. Jean-Pierre FLANDROIS

CNRS UMR 5558 Université Claude Bernard Lyon 1

Bât G. Mendel

43 bd du 11 novembre 1918 69622 VILLEURBANNE Cédex

Tél : 04.26 23 59 50 Fax 04 26 23 59 49

06 07 53 89 13 [email protected]

EDISS

INTERDISCIPLINAIRE SCIENCES-SANTE

Sec : Safia Boudjema

M. Didier REVEL Insa : M. LAGARDE

M. Didier REVEL

Hôpital Cardiologique de Lyon Bâtiment Central

28 Avenue Doyen Lépine

69500 BRON Tél : 04.72.68 49 09 Fax : 04 72 35 49 16

[email protected]

INFOMATHS

INFORMATIQUE ET MATHEMATIQUES

http://infomaths.univ-lyon1.fr M. Alain MILLE

Secrétariat : C. DAYEYAN

M. Alain MILLE

Université Claude Bernard Lyon 1 LIRIS - INFOMATHS

Bâtiment Nautibus

43 bd du 11 novembre 1918

69622 VILLEURBANNE Cedex

Tél : 04.72. 44 82 94 Fax 04 72 43 13 10 [email protected] - [email protected]

Matériaux

MATERIAUX DE LYON

M. Jean Marc PELLETIER

Secrétariat : C. BERNAVON

83.85

M. Jean Marc PELLETIER

INSA de Lyon

MATEIS Bâtiment Blaise Pascal

7 avenue Jean Capelle

69621 VILLEURBANNE Cedex Tél : 04.72.43 83 18 Fax 04 72 43 85 28

[email protected]

MEGA

MECANIQUE, ENERGETIQUE, GENIE CIVIL, ACOUSTIQUE

M. Jean Louis GUYADER

Secrétariat : M. LABOUNE

PM : 71.70 –Fax : 87.12

M. Jean Louis GUYADER INSA de Lyon

Laboratoire de Vibrations et Acoustique

Bâtiment Antoine de Saint Exupéry 25 bis avenue Jean Capelle

69621 VILLEURBANNE Cedex

Tél : 04.72.18.71.70 Fax : 04 72 43 72 37 [email protected]

ScSo

ScSo*

M. OBADIA Lionel

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

[email protected]

*ScSo : Histoire, Geographie, Aménagement, Urbanisme, Archéologie, Science politique, Sociologie, Anthropologie

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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.

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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.

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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.

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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.

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Table des matières

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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

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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

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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

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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

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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

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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

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Liste des tableaux

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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

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Liste des tableaux

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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

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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

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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

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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

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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.

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Introduction générale

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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.

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Chapitre 1 : Synthèse bibliographique

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27

Chapitre 1 : Synthèse bibliographique

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Chapitre 1 : Synthèse bibliographique

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28

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Chapitre 1 : Synthèse bibliographique

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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.

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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.

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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

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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.

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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.

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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.

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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.

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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).

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39

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

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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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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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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.

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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

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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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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).

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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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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 ;

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▪ 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]).

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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.

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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.

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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 ».

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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

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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

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dégrillage la plus appropriée en s’inscrivant dans le cadre d’une politique de

développement durable.

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Chapitre 2 : Caractérisation des refus de

dégrillage

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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.

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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.

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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.

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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

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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.

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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

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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.

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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.

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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

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« 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

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71

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

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72

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

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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

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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.

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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).

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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.

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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.

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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.

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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

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R. Le Hyaric

LGCIE – INSA LYON

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.

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LGCIE – INSA LYON

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 ».

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LGCIE – INSA LYON

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.

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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.

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LGCIE – INSA LYON

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).

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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

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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

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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.

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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.

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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.

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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.

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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.

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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

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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.

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote

des traitements sélectionnés

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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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.

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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

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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.

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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

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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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.

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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.

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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.

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104

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

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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

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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.

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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

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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

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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.

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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.

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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.

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▪ 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.

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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.

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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

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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.

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▪ 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.

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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).

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Pro

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(Nl)

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Ch

arg

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iqu

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Production hebdomadaire en biogaz

Charge organique introduite

Démarrage Charge constante Suspension

charge

Charge progressive

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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.

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Déb

it mo

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(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.

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Ren

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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.

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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

8

9

0 7 14 21 28

Temps (jours)

pH

0

10

20

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

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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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

+

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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125

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.

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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126

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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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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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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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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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

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Chapitre 3 : Etude de faisabilité à l’échelle pilote des traitements sélectionnés

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129

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 ;

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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.

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131

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).

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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

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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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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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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.

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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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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

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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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146

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.

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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.

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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.

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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).

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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

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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

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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.

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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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155

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.

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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.

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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).

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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

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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

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Conclusion générale

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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.

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Conclusion générale

R. Le Hyaric

LGCIE – INSA LYON

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.

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R. Le Hyaric

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166

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Références bibliographiques

R. Le Hyaric

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Références bibliographiques

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Références bibliographiques

R. Le Hyaric

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Annexes

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171

Annexes

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Annexes

R. Le Hyaric

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172

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Annexes

R. Le Hyaric

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173

Annexe A : Enquête réalisée auprès des stations de la région Rhône-Alpes

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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

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Annexes

R. Le Hyaric

LGCIE – INSA LYON

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

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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

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Annexes

R. Le Hyaric

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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

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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

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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

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180

Annexe C : Scénarii de traitement ou d’élimination des refus de dégrillage

Scénarii actuels de traitement des refus de dégrillage

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181

Scénarii de méthanisation des refus de dégrillage avec les boues de STEP

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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)

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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)

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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)

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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.

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(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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(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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(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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Annexes

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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