chapitre 1 Étude bibliographique - docinsa.insa...

CHAPITRE 1 :

ÉTUDE BIBLIOGRAPHIQUE

Chapitre I : Bibliographie

SSOOMMMMAAIIRREE

1 INTRODUCTION.................................................................................25

2 Les ordures ménagères et leur traitement par incinération..........26 2.1 Le gisement d’ordures ménagères et les modes de collecte............ 26

2.1.1 Les déchets ménagers ........................................................................26 2.1.2 Composition moyenne des ordures ménagères .......................................27 2.1.3 Les modes de collecte .........................................................................28

2.2 Les grandes filières de traitement des ordures ménagères............. 28 2.2.1 Le centre d’enfouissement technique (stockage) .....................................29 2.2.2 L’incinération.....................................................................................30 2.2.3 Le compostage ..................................................................................30 2.2.4 La valorisation matière........................................................................30 2.2.5 Répartition des modes de traitement.....................................................31

2.2.5.1 Les déchets municipaux et les ordures ménagères .......................31 2.2.5.2 Répartition des modes de traitement à l’étranger .........................32

3 La filière incinération ........................................................................33 3.1 Le traitement thermique ................................................................. 33 3.2 Aspect réglementaire...................................................................... 34 3.3 Les différentes étapes de l’incinération .......................................... 35

3.3.1 Principe de fonctionnement de l’usine d’incinération ................................35 3.3.2 Les sous-produits...............................................................................36

3.4 Caractéristiques techniques générales de l’incinération ................. 37 3.4.1 Technologie des fours à grille mobile.....................................................37 3.4.2 Technologie des fours tournants ...........................................................38 3.4.3 Technologie des lits fluidisés ................................................................39

4 Les Mâchefers d’Incinération d’Ordures Ménagères (MIOM)........41 4.1 Introduction.................................................................................... 41 4.2 Caractéristiques des mâchefers ...................................................... 42

4.2.1 Caractéristiques physiques ..................................................................42 4.2.1.1 Aspect général ........................................................................42 4.2.1.2 Masse volumique.....................................................................42 4.2.1.3 Taux de matières imbrûlées (perte au feu) et pouvoir calorifique....43

4.2.2 Caractéristiques chimiques de la fraction minérale ..................................43 4.2.3 Fraction organique .............................................................................44

4.2.3.1 Composition globale de la matière organique...............................44 4.2.3.2 Evolution de la matière organique..............................................45

4.2.4 Caractéristiques minéralogiques ...........................................................45 4.2.5 Caractéristiques géotechniques ............................................................48

4.2.5.1 Granulométrie ........................................................................48

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4.2.5.2 Capacité d’absorption en eau ....................................................48 4.2.5.3 Propriétés mécaniques .............................................................48

4.2.6 Comportement à la lixiviation...............................................................49 4.2.6.1 Introduction ...........................................................................49 4.2.6.2 Les tests de lixiviation..............................................................49 4.2.6.3 Basicité des lixiviats de mâchefers .............................................51 4.2.6.4 Comportement de quelques éléments.........................................51

4.2.7 Toxicité des mâchefers........................................................................52 4.3 Contexte réglementaire relatifs aux MIOM...................................... 53 4.4 La maturation des mâchefers.......................................................... 55

4.4.1 Les Installations de Maturation et d’Elaboration des Mâchefers (IME) .........55 4.4.1.1 Intérêts et enjeux des IME........................................................55 4.4.1.2 Différents types de procédés de traitement .................................55

4.4.2 Réactivité des mâchefers.....................................................................56 4.4.3 Les principales étapes de la maturation .................................................57

4.4.3.1 Oxydation des ferrailles et des imbrûlés......................................57 4.4.3.2 Lessivage des chlorures............................................................58 4.4.3.3 Lessivage des sulfates et des nitrates.........................................58 4.4.3.4 Carbonatation.........................................................................58

4.5 La phase de carbonatation .............................................................. 58 4.5.1 Intérêt environnemental......................................................................58 4.5.2 Mécanismes ......................................................................................59 4.5.3 Aspect quantitatif ...............................................................................61

4.6 La valorisation des mâchefers......................................................... 62 4.6.1 Intérêts de la valorisation....................................................................62 4.6.2 Possibilités actuelles de valorisation ......................................................63 4.6.3 Le prétraitement, une étape indispensable à la valorisation ......................64

4.6.3.1 Prétraitement mécanique .........................................................65 4.6.3.2 Prétraitement chimique ............................................................65

4.6.4 Exemples de chantiers ayant utilisé du mâchefer ....................................66

5 Influence de la collecte sélective sur le devenir des MIOM...........67 5.1 La collecte sélective ........................................................................ 67

5.1.1 Une obligation légale ..........................................................................67 5.1.2 Tri sélectif et recyclage .......................................................................67

5.2 Evolution de la composition des ordures ménagères incinérées...... 68 5.3 Conséquences du tri sur l’incinération des déchets......................... 69

5.3.1 Evolution du PCI ................................................................................69 5.3.2 Evolution de la production de mâchefers................................................70 5.3.3 Influence de différents matériaux sur l’incinération des déchets ................71

5.4 Conséquences du tri sur les caractéristiques des mâchefers........... 71 5.4.1 Evolution du potentiel polluant dans les MIOM ........................................71 5.4.2 Conséquences sur la valorisation des MIOM............................................73

6 CONCLUSION ....................................................................................74

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1 INTRODUCTION

Le terme de déchet traduit l’idée de se défaire d’un produit dont une personne physique ou morale dispose, dont elle n’a plus l’utilité et qui l’embarrasse, vers un exutoire dont elle préfère ne pas assumer la responsabilité et qu’elle souhaite oublier. Aujourd’hui, la gestion des déchets repose sur la volonté de réduire au maximum la mise en décharge et développer le recyclage par la mise en place de collectes sélectives et de centres de tri. La préservation d’un environnement de qualité passe donc par une gestion appropriée de ces déchets, en limitant d’une part leur production et en développant d’autre part, des modes de valorisation en équilibre avec le milieu naturel. Il a été estimé qu’un français produit un peu plus de 1kg de déchets ménagers par jour. Un des deux principaux modes de traitement et d’élimination des déchets ménagers en France est l’incinération qui conduit à la formation de scories appelées mâchefer d’incinération d’ordures ménagères (MIOM) qu’il faut, à leur tour, éliminer. Néanmoins, ces derniers présentent l’avantage de pouvoir être valorisés sous certaines conditions en substitution de granulats naturels. Ils sont soumis à une réglementation et principalement à la circulaire n° 94-IV-1 du 9 Mai 1994. Ce chapitre est donc consacré, dans un premier temps, à présenter le gisement d’ordures ménagères (OM) ainsi que leurs modes de traitement et d’élimination en détaillant principalement la filière incinération qui conduit à la production des mâchefers. La deuxième partie présente les propriétés et caractéristiques générales de ces scories ainsi que la réglementation qui régit leur utilisation afin de minimiser leur impact environnemental. La phase de maturation des MIOM, qui est un des points clés de cette étude, est également développée dans cette partie. Et enfin, une petite réflexion est proposée sur l’influence de la collecte sélective des OM, qui se développe de plus en plus et qui peut influer notablement sur les caractéristiques des mâchefers.

Remarque: une quantité importante de données rassemblées dans ce chapitre provient de bilan fourni par l’Agence De l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie (ADEME). Ces éléments doivent être considérés comme une photographie de la situation, en général française, pour une période donnée. Autrement dit, ils permettent de préciser des ordres de grandeur, des tendances d’évolution, plutôt que des valeurs absolues fiables en 2004.

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2 Les ordures ménagères et leur traitement par incinération

2.1 Le gisement d’ordures ménagères et les modes de collecte

2.1.1 Les déchets ménagers Le législateur par la loi n° 75-633 du 15 Juillet 1975, définit le déchet comme « tout résidu d’un processus de production, de transformation, ou d’utilisation, toute substance, matériau, produit ou plus généralement, tout bien meuble abandonné ou que son détenteur destine à l’abandon ». D’après l’Agence de l’environnement et de la Maîtrise de l’Energie (ADEME 1), les ordures ménagères en France (qui sont définies comme les déchets ménagers collectés) représentent 26 millions de tonnes par an, soit 434 kg par habitant et par an. On peut remarquer que le gisement d’ordures ménagères est très disparate selon les milieux géographiques et les densités de population: en milieu urbain, il est de 520 kg/hab/an et en milieu rural de 320 kg/hab/an (Miquel & Poignant, 1999). Les déchets ménagers et assimilés (DMA) sont constitués des déchets issus de l’activité domestique des ménages, pris en compte par les collectes usuelles et séparatives. Ces déchets comprennent les déchets municipaux traditionnellement appelés ordures ménagères auxquels s'ajoutent certains déchets industriels assimilables, collectés de manière spécifique:

déchets ménagers : ensemble des déchets produits par l'activité des ménages

ordures ménagères emballages: verre, plastique, papier, carton, aluminium et acier encombrants: mobilier, électroménager biodéchets des ménages: déchets verts, fraction fermentescible des

ordures ménagères déchets ménagers spéciaux: insecticides, piles

déchets issus des activités économiques : déchets provenant de l'artisanat, des commerces, établissements collectifs… et utilisant les mêmes circuits d'élimination (collecte et traitement) que les déchets ménagers,

biodéchets municipaux : déchets des espaces verts, boues des stations d'épuration…,

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déchets du nettoiement : déchets résultant de l'entretien du domaine public,

déchets liés à l'automobile, déchets des chantiers du BTP des collectivités.

En 2000, les déchets des collectivités françaises représentaient 49,5 millions de tonnes dont 26 millions de tonnes, soit environ 53 % étaient issus des ménages (OM) (ADEME 1).

2.1.2 Composition moyenne des ordures ménagères La Figure 1 présente la composition moyenne des ordures ménagères en France. Cette composition varie au cours de l’année et en fonction du lieu d’habitat. En effet, elle est largement dépendante des habitudes de consommation, des quartiers et des pratiques de valorisation des usagers. En ce qui concerne les variations saisonnières, Maystre & al. (1989) ont remarqué les points suivants :

la teneur maximale en déchets végétaux et alimentaires se situe au printemps (habitat urbain) et en été (habitat rural).

la quantité de «gros objets» est plus importante en hiver et au printemps. les papiers et cartons sont moins présents en été tandis que les

plastiques, le fer, l’aluminium et les textiles restent constants tout au long de l’année.

Déchets putrescibles29%

Papier16%Carton

9%

Plastique11%

Verre13%

Métaux4%

Incombustibles7%

Combustibles divers3%

Textiles3%

Textiles sanitaires3%

Autres2%

Figure 1 : Composition en poids humide des ordures ménagères en France en 1998 (ADEME 1)

Il est intéressant de noter que moins le pays est industrialisé, plus la part des putrescibles est importante, et plus le pays est développé, plus la part des papiers/journaux s’accroît. La France occupe une place singulière avec une part de

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verre dans les ordures ménagères supérieures à celle des autres pays (Miquel & Poignant, 1999). Autres caractéristiques des ordures ménagères (ADEME 2):

Pouvoir calorifique inférieur (PCI): il est en moyenne de 1870 kcal/kg. L’équivalent énergétique d’une tonne d’ordures ménagères correspond à environ 150L de fuel.

Taux d’humidité moyen: 35%. Il est généralement compris dans une fourchette de 25% à 45%.

Masse volumique: 0,15 à 0,20 tonne/m3 lorsqu’elles sont dans des sacs ou des poubelles; 0,40 à 0,60 tonne/m3 lorsqu’elles sont en bennes avec tassement.

2.1.3 Les modes de collecte Les collectivités sont en charge de ces déchets depuis 1975. L'application de la "loi déchets" de 1992, qui modifie la loi de 1975, les amène à organiser la gestion, de la collecte aux traitements, de ces déchets en les orientant vers une filière de valorisation matière, organique et/ou énergétique. Ce contexte réglementaire toujours en évolution incite les collectivités à mettre en place des moyens adaptés :

collecte sélective multi matériaux en porte à porte, collecte sélective par apport volontaire en " points recyclage " ou en

déchetteries, centre de tri pour les déchets recyclables dits " secs ", collecte séparative

de la fraction organique.

2.2 Les grandes filières de traitement des ordures ménagères Les ordures ménagères étaient autrefois éliminées dans le milieu naturel. Or cela a engendré, entres autres, des impacts sanitaires, environnementaux et sociaux. Après la mise en place des collectes des OM, il a donc été nécessaire de trouver des moyens quant à leur élimination afin de préserver l’environnement. En France, quatre grandes filières de traitement et d’élimination des OM ont été développées (Figure 2). Celles-ci sont détaillées dans les paragraphes suivants.

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Valorisation matière

Déchets des ménages

Incinération

Compostage Stockage

Figure 2: Schéma des quatre grandes filières de traitement des OM

2.2.1 Le centre d’enfouissement technique (stockage) Il existe trois catégories de centre de stockage des déchets:

classe I: déchets industriels spéciaux et déchets ultimes classe II: déchets municipaux et déchets industriels classe III: déchets inertes

Le stockage des déchets ménagers et assimilés reste le mode d’élimination prédominant en partie en raison de sa simplicité, mais aussi souvent de son coût moins élevé que celui de l’incinération. Le stockage est devenu une activité industrielle à part entière d'un degré de technicité toujours croissant. Le vocabulaire pour le dénommer a d'ailleurs évolué dans ce sens. On parlait de décharge, puis de centre d'enfouissement technique, enfin, à l'aube des années 2000, c'est le terme centre de stockage des déchets qui prime. Au début des années 90, les deux tiers des déchets ménagers et assimilés collectés étaient mis en décharge. Dix ans après, ce sont encore près de 50 % de ces déchets qui sont stockés. Mais ces chiffres devraient évoluer à l’avenir car depuis le 1er juillet 2002, seuls les déchets ultimes peuvent légalement être acceptés dans ces centres. Les déchets ultimes sont les déchets issus d’autres modes de traitement, refus de compostage, refus de tri, ainsi que les déchets primaires qui n’ont pas pu être traités dans des conditions techniques ou économiques acceptables.

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En 2000, 24,9 millions de tonnes de déchets ont été stockés dont 42% d’ordures ménagères (ADEME 3).

2.2.2 L’incinération Les traitements thermiques, par l’action de la combustion, réduisent le volume et la masse des déchets et conduisent à leur minéralisation. L’incinération occupe aujourd’hui en France une place importante. En 2000, cette filière traitait 42% des déchets ménagers. Sa part a été appelée à croître avec la cessation d’activité des décharges non contrôlées. A terme, ce sera surtout une unité de traitement complémentaire à un tri-recyclage matière préalable. Au 31/12/2001, on comptabilise en France plus de 200 usines d'incinération des déchets ménagers et assimilés. Le parc des unités d'incinération se divise en 2 catégories:

109 unités d'incinération avec valorisation énergétique qui représentent 88% des déchets incinérés

108 unités d'incinération sans récupération d'énergie qui reçoivent 12% des déchets incinérés

En 2000, 11,7 millions de tonnes de déchets ont été incinérés (ADEME 4).

2.2.3 Le compostage Les traitements biologiques ont pour effet de transformer les matières fermentescibles en un produit plus stable, susceptible d’être utilisé en tant qu’amendement organique ou support de culture. Deux modes de dégradation de la matière organique sont possibles : en présence d’oxygène (aérobiose), il s’agit du compostage et en absence d’oxygène (anaérobiose), on parle alors de méthanisation. La filière du compostage sur ordures brutes s’est développée en France dans les années 1990. Elle est considérée aujourd’hui comme un mode de traitement complémentaire des valorisations matière et énergétique, essentiellement pour la fraction organique des déchets. On estime à 3,7 millions de tonnes la quantité de déchets ménagers et assimilés traités par compostage en France en 2000 (ADEME 5).

2.2.4 La valorisation matière La valorisation matière des déchets ménagers peut s’effectuer de différentes façons. La première forme est le réemploi, par exemple réutilisation d’une bouteille en verre, de palettes ou d’emballages.

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La deuxième forme est le recyclage, qui permet d’obtenir, à partir des déchets, des matières premières secondaires entrant dans la fabrication de nouveaux produits. Le recyclage implique qu’il n’y ait pas de mélange des déchets et donc un tri à la source. En 2000, 4,9 millions de tonnes de déchets ont été triés dont 3 millions ont été valorisés (ADEME 6).

2.2.5 Répartition des modes de traitement

2.2.5.1 Les déchets municipaux et les ordures ménagères

La Figure 3 représente la répartition des différents modes de traitement des déchets municipaux (49,5 Mt) en France et la Figure 4 celle des ordures ménagères (26 Mt) en 2000. Cette année, plus de 80% des déchets ont été, soient mis en décharge soient incinérés. Et seuls, environ 10% des ces déchets ont subi un valorisation matière. Ces chiffres pourraient évoluer notablement dans les années à venir. En effet, l'article L. 541-24 du code de l'environnement indique qu'à compter du 1er juillet 2002, les installations d'élimination des déchets par stockage ne sont autorisées à accueillir que des déchets ultimes, par conséquent la quantité de déchets en centre de stockage devrait largement diminuer. Par ailleurs, la quantité de déchets triés devrait quand à elle augmenter avec toutes les actions menées par l’état et les collectivités sur la sensibilisation et l’information des différentes collectes séparatives de déchets ménagers. Cela dit, en 2004, on peut constater que la mise en décharge des seuls déchets ultimes est loin d’être suivie et que le recyclage matière après tri ne progresse que lentement.

CET55%

Traitements biologiques

8%

Incinération26%

Recyclage des matériaux

11%

CET44%

Recyclage des matériaux

7%

Traitements biologiques

7%

Incinération42%

Figure 3 : Répartition des modes de traitement déchets

municipaux en 2000 (ADEME 7)

Figure 4 : Répartition des modes de traitement des ordures ménagères en 2000 (ADEME 7)

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2.2.5.2 Répartition des modes de traitement à l’étranger

Le Tableau 1 présente les grandes tendances des différentes politiques étrangères (les statistiques n’étant pas effectuées de la même façon d’un pays à l’autre, ces chiffres doivent être interprétés avec prudence). La France fait partie des pays qui recyclent le moins leurs déchets, l’incinération et le stockage constituant encore les modes de traitement principaux. Le Japon et le Danemark ont misé sur l’incinération et le recyclage au dépend du stockage, ce qui peut s’expliquer par la superficie relativement faible de ces deux pays. Par contre, les Pays-Bas se distinguent par leur politique de recyclage (plus de 40%).

Comparaison des politiques nationales des déchets (juin 1997)

Etats Recyclage Incinération Stockage en décharge

France 12% 40% 48% Allemagne 18% 34% 48% Suède 23% 40% 37% Norvège 13% 18% 69% Danemark 20% 60% 20% Pays-Bas 43% 26% 31% Belgique (Flandre, Wallonie)

35%-11% 29%-31% 36%-58%

Italie 9% 6% 85% Royaume-Uni 25% 5% 70% Etats-Unis 24% 15% 61% Japon 11% 74% 15% Canada 20% 4% 66% Suisse 39% 47% 14% Autriche 33% 12% 55% Espagne 13% 4% 83%

Tableau 1: Comparaison des politiques nationales de gestion des déchets (Source ADEME – Miquel & Poignant, 1999)

Parmi les quatre filières de traitement, seule la filière incinération sera détaillée par la suite car c’est celle qui conduit à la production de mâchefer, matériau qui fait l’objet de ce travail.

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3 La filière incinération

3.1 Le traitement thermique L’incinération est une technique de traitement des résidus urbains ou d’une fraction de ceux-ci, par combustion de la phase organique dans des fours spéciaux adaptés aux caractéristiques des déchets (hétérogénéité, taux d’humidité, pouvoir calorifique variable…), et destruction des fractions pathogènes à haute température. Outre la minéralisation quasi-totale des déchets, sa principale caractéristique, en terme de traitement, est la réduction de volume (90%) et de masse (70%). La plupart des usines d’incinération d’ordures ménagères (UIOM) sont équipées de fours classiques, rotatifs ou à grilles mais de nouvelles technologies tels les lits fluidisés (denses, rotatif ou circulant) sont quelquefois utilisées (moins de 10% des UIOM). L’incinération offre trois principaux avantages par rapport aux autres procédés de valorisation:

Limitation de toute contamination microbienne (forte température) Réduction importante de la masse et du volume des déchets entrants Récupération possible d’énergie sous forme de chaleur et d’électricité

L’incinération des OM (installations, normes d’émission) est régie par l’arrêté ministériel du 25 Janvier 1991 qui définit:

les conditions d’admissions des déchets les conditions d’incinération les conditions d’évacuation des gaz de combustion vers l’atmosphère les normes d’émission le devenir des résidus

Les différences principales au niveau des UIOM se situent au niveau de la conception des fours d’incinération et du pré et post-traitement des déchets. Le coût net de l'incinération (2002) s'échelonne de 70 à 140 euros la tonne d'ordures ménagères selon la capacité nominale de l'installation, principal facteur de variation. En effet, pour les petites installations (20 000 tonnes par an en moyenne) le coût se situe entre 115 et 140 euros la tonne et dans les grosses installations (au-delà de 120 000 tonnes par an), les coûts se stabilisent entre 70 et 75 euros la tonne. Par comparaison, le coût du stockage, quant à lui, varie entre 38 et 92 euros la tonne (ADEME 8).

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Cependant, une autre filière de traitement thermique est en cours de développement, la thermolyse: elle correspond à la technique du «charbon de bois». C’est une décomposition thermochimique des composés carbonés par action de la chaleur en atmosphère inerte (four en dépression, absence d’oxygène). On obtient 2 ou 3 sous-produits, en général, combustibles : un solide (coke), parfois un liquide (des hydrocarbures), et un gaz combustible. Le gaz est brûlé sur place pour fournir la chaleur ou l’électricité nécessaire au procédé.

3.2 Aspect réglementaire Dans son ouvrage, Damien (2002/2003) explique que, dès la parution des premiers textes réglementaires, les installations d’incinération entrent dans la catégorie des établissements dangereux, insalubres ou incommodes. La première loi visant à supprimer les nuisances créées par les fumées industrielles remonte à 1932: elle interdit les émissions de fumées, de suies, de poussières et de gaz toxiques susceptibles d’incommoder la population du voisinage. L’arrêté de 1991 relatif aux installations d’incinération de résidus urbains définit les dimensionnements (hauteur de cheminée) et les conditions de fonctionnement requises sur les rejets des fumées. Il transpose en droit français la directive européenne du 8 Juin 1989 (installations nouvelles) et celle du 21 Juin 1989 (installations existantes). Il fixe la température minimale de combustion à 850°C en présence d’au moins 6% d’oxygène pendant au moins 2 secondes afin de limiter la production de dioxines et de furannes. Trois classes d’incinérateurs sont introduites selon leur capacité de traitement : < 1t OM/h, comprise entre 1 et 3t OM/h et > 3t OM/h. Des seuils d’émissions atmosphériques en polluants sont fixés pour chacune des classes. Les contraintes les plus fortes portent sur les capacités de traitement supérieures à 3t/h. Par ailleurs, deux arrêtés ministériels ont été signés le 20 Septembre 2002: (ADEME 9)

L’un s’applique aux installations d’incinération et de co-incinération de déchets non dangereux et aux installations incinérant des déchets d’activités de soins à risques infectieux

L’autre aux installations d’incinération et de co-incinération de déchets dangereux

Ces deux textes ont été rédigés afin de transposer en droit national la directive européenne 2000/76/CE relative à l’incinération des déchets. L’arrêté concernant l’incinération des déchets non dangereux apporte des modifications notables par rapport à l’arrêt de 1991. Il introduit en particulier une valeur limite de 0,1ng/Nm3 pour les dioxines dans les fumées émises par l’installation. Les dispositions des arrêtés s’appliquent immédiatement aux installations nouvelles.

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Le souci de promouvoir l’incinération comme un moyen efficace et hygiénique pour éliminer les résidus urbains sans incommodité pour le voisinage recommande de valoriser l’énergie latente des déchets et les résidus produits.

3.3 Les différentes étapes de l’incinération

3.3.1 Principe de fonctionnement de l’usine d’incinération La Figure 5 représente le schéma de principe du fonctionnement d’une UIOM.

Figure 5: schéma de principe d’une UIOM

Les différentes étapes de l’incinération sont détaillées ci-dessous (ADEME 10, Bröns-Laot, 2002).

Le stockage des déchets Les déchets sont stockés dans une fosse bétonnée et étanche. Afin d’éviter les odeurs et les envols de poussières, la fosse est maintenue en légère dépression.

L’alimentation du four Les déchets sont repris en fosse et homogénéisés par un grappin. Ils sont ensuite déversés dans la trémie d’alimentation et s’acheminent vers la chambre de combustion, gravitairement ou à l’aide d’un poussoir. Certaines usines appliquent un criblage et un déferraillage avant l'entrée du four.

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La chambre de combustion Le démarrage de l’installation nécessite un apport initial de combustible mais par la suite l’alimentation en déchets permet l’auto-combustion. Les OM alors disposées en couche mince subissent une cycle de trois phases : séchage, combustion et extinction-évacuation des résidus solides. La chaleur dégagée par la combustion des OM est récupérée sous forme de vapeur, par passage des fumées au travers des tubulures des chaudières. La vapeur ainsi produite est valorisée en alimentant un réseau de chauffage et en générant de l'électricité, souvent pour la consommation interne à l’UIOM.

L’épuration des fumées A la sortie de la chaudière, les fumées contiennent des constituants polluants sous forme gazeuse (CO2, HCl, SO2, NOx, …), des espèces organiques et métalliques sous forme vapeur et des particules solides (poussières). L’épuration de ces fumées comprend le dépoussiérage, la neutralisation des gaz, le traitement des dioxines, furanes et oxydes d'azote. L’épuration de ces fumées génèrent des résidus ultimes (cendres volantes et gâteaux de filtration) appelés REFIOM (résidus d’épuration des fumées d’incinération d’ordures ménagères).

3.3.2 Les sous-produits L’incinération des ordures ménagères génère trois types de production :

de la chaleur et de la vapeur des effluents gazeux des résidus solides

Parmi les sous- produits solides de l’incinération, on distingue les résidus sortant du four, les mâchefers, et les déchets produits par les unités de traitement des fumées décrites précédemment, les REFIOM. Le principal déchet solide produit par un four traditionnel en terme de quantité est le mâchefer d’incinération d’ordures ménagères (MIOM) qui représente 25 à 30% de la masse de déchets entrants. Les REFIOM constituent le sous-produit le plus toxique et représentent environ 3% de la masse de déchets entrants.

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3.4 Caractéristiques techniques générales de l’incinération L’incinération est techniquement délicate à maîtriser. Empiriquement, on fait référence à la règle des trois T:

Température de combustion qui doit atteindre 850°C pendant au moins 2 secondes

Temps de séjour, qui est différent selon le type de déchets Turbulence, qui permet le mélange intime des combustibles et de l’air

comburant Actuellement trois techniques majeures d’incinération sont utilisées (Pantaloni & Tadrist, 1996; Attili, 1999).

3.4.1 Technologie des fours à grille mobile Cette technique est à ce jour la plus répandue dans le monde. Dans ces installations, la capacité est importante et généralement ces usines fonctionnent en continu 24h/24h. Les modèles de grilles sont multiples : marches d’escaliers animées de mouvement de va et vient, rouleaux, etc. Les ordures sont introduites dans l’enceinte sur une table d’alimentation où elles sont portées à une température de l’ordre de 100°C; c’est dans cette zone que s’effectue la phase de séchage de la charge. Celle-ci est ensuite poussée sur les grilles où la température sera de l’ordre de 900°C. Il s’agit là d’une température optimale pour la tenue des matériaux mais également pour la qualité des cendres. En effet, à température plus élevée, trop de substances minérales se ramollissent et on obtient des cendres «collantes». La grille à rouleaux est principalement mise en œuvre dans le cas d’une incinération de déchets ménagers, de capacité moyenne à importante (3t à 6t OM/h). Elle se compose de 6 rouleaux placés les uns derrières les autres et en gradins. La modification de la vitesse des rouleaux permet de s’adapter aux caractéristiques de combustion (Figure 6).

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Figure 6: Four à grille (Pantaloni & Tadrist, 1996)

3.4.2 Technologie des fours tournants Le four se compose d’un cylindre légèrement incliné par rapport à l’horizontale afin de faciliter le contact entre l’air de combustion et le déchet. L’extraction des mâchefers et des cendres se fait par gravitation sous l’effet de la pente. L’un des principaux avantages du four tournant est la qualité du brassage assuré par la rotation du four alternativement dans les deux sens (Figure 7). L’introduction de l’air au travers du lit de déchets permet également d’assurer la qualité de la combustion. Cette technique présente en outre l’avantage de réduire le temps de séjour. Ces fours semblent mieux adaptés à des installations de moyennes capacités (environ 3t/h).

Figure 7: Four tournant (Pantaloni & Tadrist, 1996)

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3.4.3 Technologie des lits fluidisés Initialement réservée à des applications spécifiques dans les industries pétrolières ou du papier pour retraiter les effluents, cette technologie connaît aujourd’hui quelques développements. Un four à lit fluidisé est une enceinte verticale fermée, de forme cylindrique, contenant un lit de sable très chaud (entre 750°C et 800°C) maintenu en suspension par un courant d’air ascendant injecté à sa base au travers d’une grille de répartition (Figure 8). Les déchets sont injectés directement dans le lit lui-même ou introduit dans la partie supérieure du four. Le débit d’air doit assurer à la fois la fluidisation du lit et l’apport nécessaire à la combustion. Le lit peut être dense, circulant ou rotatif. Lorsque l’air est soufflé à faible vitesse dans le lit de sable, on obtient une fluidisation dense. Lorsque le débit est plus fort, le lit est dit circulant. On obtient un lit fluidisé rotatif par l’ajout de quelques plaques déflectrices au sein du four pour une meilleure circulation du lit. Cette technologie offre une meilleure combustion des déchets avec un faible taux d’imbrûlés et un dégagement moins important d’oxydes d’azote (NOx) du fait de la température relativement basse de combustion. Ces fours sont adaptés pour une capacité de déchets variant de 2t/h à 12t/h.

Figure 8: Fours à lit fluidisé (Pantaloni & Tadrist, 1996)

Dans ces incinérateurs à lit fluidisé, la combustion de la matière organique est totale et la production de MIOM est plus faible que dans un incinérateur classique (environ 100 kg/t OM contre environ 250 kg/t OM). Par contre, la circulation d’air provoque l’entraînement d’une grande quantité de scories fines qui se déposent au niveau des

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échangeurs de la chaudière et dans les cyclones de dépoussiérage. La composition de ces cendres rend leur valorisation problématique au niveau environnemental.

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4 Les Mâchefers d’Incinération d’Ordures Ménagères (MIOM)

4.1 Introduction Les MIOM sont les sous-produits majeurs de l’incinération des ordures ménagères. La production annuelle de mâchefers d’incinération d’ordures ménagères peut-être estimée entre 2,7 et 3,2 millions de tonnes par an en France (Boisseau, 2001). La Figure 9 représente la filière simplifiée de l’incinération des OM et du traitement des MIOM en vue de valorisation qui sera développée dans cette partie.

3 à 12 mois

Maturation

REFIOM (déchets ultimes) Cendres Volantes (~ 30Kg) Chaleur, Vapeur

Mâchefers~ 250 Kg

Incinération

Stockage Tri Compostage

Ordures Ménagères 1 tonne Analyses Physico-chimiques,

géotechniques, environnementales…

Valorisation en Génie Civil

Si les résultats d’analyses répondent aux normes réglementaires

Tas de mâchefer

Carbonatation

Oxydation des ferrailles

Lessivage des sulfates et des chlorures

Précipitation des métaux lourds O2

CO2 2

Baisse du pH

Etc…

Figure 9: Schéma simplifié de la filière incinération

Pour une tonne d’ordures ménagères incinérées, le four génère (Bouvet, 2002): 250 kg d’un résidu solide appelé Mâchefers d’Incinération d’Ordures

Ménagères (MIOM), que l’on récupère à la base du four 30 Kg de cendres volantes (REFIOM) 6000 Nm3 de gaz à traiter avant rejet dans l’atmosphère

Les mâchefers sont des scories retirées des foyers où se fait la combustion des déchets. Après combustion, les mâchefers sont extraits des foyers, en général par des poussoirs, et refroidis par voie humide, on parle «d’extinction» des MIOM. Ils contiennent alors entre 20 et 30% d’eau et ont l’aspect d’une grave gris sombre hétérogène. Cette grave consiste en un mélange de verre, de silice, d’alumine, de calcaire, de chaux, d’imbrûlés, d’eau et enfin de métaux lourds (à l’état de traces)

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dont la teneur totale peut atteindre 1%. Les grosses pièces (> 200 mm) sont généralement éliminées par criblage. Le mâchefer est par nature un matériau évolutif, il subit des évolutions physico-chimiques et biologiques qui peuvent durer plusieurs mois. De ce fait, le matériau est généralement évacué vers des installations de traitement, dites «installations de maturation et d’élaboration» (IME) où le mâchefer est stocké de trois mois à une année maximum (réglementation). Cette période est appelée phase de maturation. Au cours de cette période, le matériau va se stabiliser afin de diminuer le potentiel polluant qu’il peut contenir pour pouvoir être valorisé principalement en génie civil. L’étape de maturation sera décrite plus précisément par la suite. La phase de valorisation est précédée d’une phase de caractérisation des mâchefers qui est une étape indispensable, et même obligatoire au vu de la réglementation. Le paragraphe suivant est donc consacré à présenter en détail les caractéristiques générales des mâchefers.

4.2 Caractéristiques des mâchefers

4.2.1 Caractéristiques physiques

4.2.1.1 Aspect général

Les mâchefers se présentent sous la forme d'un mélange grisâtre plus ou moins divisé et très hétérogène, de métaux ferreux et non ferreux, de céramiques, verres et autres non combustibles minéraux. Il subsiste également une part d'imbrûlés organiques représentant en moyenne 1 à 2 % en masse du mâchefer total. Les imbrûlés correspondent aux matières combustibles n'ayant pas séjourné assez longtemps dans le four ou ayant été "protégées" par d'autres composés (Blanchard & al., 1989, Chandler & al., 1997). Toutefois, les mâchefers peuvent être divisés en trois catégories suivant leur aspect extérieur (Amokrane & Blanchard, 1996):

mâchefers de type vitreux qui sont en partie noirs avec une surface brillante et une structure dense

mâchefers de type poreux qui sont marron-gris, marron-rougeâtre ou gris mâchefers de type microcristallin qui ont une structure dense

4.2.1.2 Masse volumique

La masse volumique du matériau sec après concassage et déferraillage est comprise entre 1100 et 1200 kg/m3. La masse volumique réelle est de l’ordre de 2500 kg/m3 (Coutaz, 1996). Ce qui en fait un matériau plutôt léger par rapport aux granulats naturels (Goacolou, 2001).

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4.2.1.3 Taux de matières imbrûlées (perte au feu) et pouvoir calorifique

Ces matières proviennent des fractions pyrolysées mais non brûlées, à cause d’un temps de séjour insuffisant ou de la protection de la flamme par d’autres constituants. La perte au feu est la masse de matériau perdue après chauffage à l'air à 500°C pendant quatre heures (Ministère de l’Environnement, 1994). Elle est exprimée en pourcentage en masse. La perte au feu permet d'estimer l’efficacité du système de combustion car elle correspond à la teneur en carbone organique (majoritaire) et à l'eau d'hydratation liée. Elle inclut, en outre, une partie de carbone minéral (carbonates). De ce fait, la valeur de la perte au feu est toujours supérieure aux taux de carbone organique proprement dit. Concernant le PCI des mâchefers, peu de données sont disponibles. Blanchard & al. (1989) annoncent une valeur de l’ordre de 2500 kJ/kg soit environ 600kcal/kg. Mais il faut être prudent car ces valeurs datent de 1989. Or depuis, la technologie des fours a beaucoup évolué. A l’époque, les taux d’imbrûlés étaient souvent proches de 5% alors qu’aujourd’hui, les fours récents sont capables de maintenir une perte au feu inférieure à 2 % (Chandler & al., 1997). La valeur du PCI des MIOM devrait donc être plus faible.

4.2.2 Caractéristiques chimiques de la fraction minérale Les caractéristiques d’un MIOM dépendent grandement du lieu et du moment où il a été produit et ce par l’intermédiaire de:

la composition des ordures ménagères elle-même fonction des habitudes de vie de la population desservie, de la saison ou d’un éventuel tri en amont…

la qualité de l’incinération, fonction entre autres du type de four, de l’excès d’air utilisé, de la température, du temps de séjour…

Le Tableau 2 présente la composition élémentaire moyenne des mâchefers (étude réalisée sur une vingtaine d’échantillons par POLDEN). Les éléments majoritaires (> 10000 mg/kg) présents dans le mâchefer classés par ordre décroissant d’abondance sont: O, Si, Fe, Ca, Al, Na, K et C. Ces éléments représentent 80 à 90% de la masse du mâchefer. Les éléments minoritaires (>1000 mg/kg et < 10000 mg/kg) sont composés de: Mg, Ti, Cl, Mn, Ba, Zn, Cu, Pb et Cr. Les éléments traces (< 1000 mg/kg) regroupent les éléments suivants: Sn, Sb, V, Mo, As, Se, Sr, Ni, Co, Ce, Ag, Hg, B, Br, F et I. (Kosson & al., 1996).

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Composition des mâchefers Paramètre Unité Minimum Maximum Médiane

Imbrûlés % sur sec 1,1 5 2,4 Si % sur sec 30 61 49 Ca % sur sec 7,4 15 11 Fe % sur sec 3,9 18 7,6 Al % sur sec 1,6 18 5,8 Na % sur sec 0,86 8 4,1 Mg % sur sec 0,7 3,5 1,6 Sulfates % sur sec 0,11 6,4 1 K % sur sec 0,22 1,6 0,75 Ti % sur sec 0,12 2,3 0,57 P % sur sec 0,4 0,75 0,51 Cl % sur sec 0,01 0,58 0,3 Zn mg/kg MS 1250 3570 2195 Pb mg/kg MS 431 3763 1731 Cu mg/kg MS 810 3000 1423 Mn mg/kg MS 630 2127 944 Cr mg/kg MS 165 800 433 Sn mg/kg MS <20 600 173 Ni mg/kg MS 65 250 126 Cd mg/kg MS <2 37 15 As mg/kg MS <5 22 10 Hg mg/kg MS <0,05 111 13 Dioxines et furannes

ng/kg MS 4 21 9,2

Tableau 2: Composition élémentaire moyenne des mâchefers (POLDEN)

4.2.3 Fraction organique

4.2.3.1 Composition globale de la matière organique

L’observation d’un stock de mâchefer frais, permet souvent d’identifier la présence d’imbrûlés de type, papier, cartons, fragments de coton, fibres synthétiques, fragments d’os… (Pépin & al., 2001). Cette matière organique représente 1 à 5% (exprimée en imbrûlés) de la masse sèche des mâchefers. La matière organique est majoritairement constituée de cellulose et lignine provenant de déchets ayant mal brûlés. Les autres constituants plus faiblement représentés, sont extractibles à l’eau ou dans une moindre mesure par des solvants organiques apolaires. Les substances extractibles à l’eau sont constituées par des substances humiques, des acides carboxyliques et divers composés hydroxylés dont le glycérol. Les substances extractibles par solvants organiques apolaires sont des alcanes linéaires (12 < n < 36, avec n: nombre de carbone), des stéroïdes (biodégradables), des acides gras saturés, des polluants plus persistants notamment des phtalates (chimiquement stables et peu biodégradables), des HAP

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(hydrocarbures aromatiques polycycliques, composés toxiques générés en condition de pyrolyse), des PCB (biphényls polychlorés) ou encore des dioxines et furanes à l’état de traces (Dugenest & al., 1999; Pavasars, 2000; Quilici, 2001; Ferrari & al., 2002). Sur la plan quantitatif, une estimation grossière de la composition de la matière organique est proposée par Pavasars (2000):

cellulose: 74% lignine: 20% fraction soluble à l’eau: 6% fraction soluble avec solvant organique apolaire: 0,2%

4.2.3.2 Evolution de la matière organique

Différents auteurs (Remontet-Dugenest, 1997; Dugenest & al., 1999; Pascual & al., 1996) ont noté une influence du vieillissement et de la maturation sur la fraction soluble en carbone organique et sur la teneur en carbone organique dans les mâchefers. L’évolution de la matière organique du mâchefer au cours de la maturation est principalement régie par deux types de mécanismes réactionnels, biotiques et physico-chimiques. Dugenest et al. (1999) ont pu noter une croissance des micro-organismes et la biodégradation de la matière organique disponible sur un stock de mâchefer (acides carboxyliques, n-alcanes) au cours des quatre premiers mois de maturation. Au terme de cette période, le niveau d’activité des micro-organismes décroît, faute de substrat disponible.

4.2.4 Caractéristiques minéralogiques L’observation au microscope optique permet de mettre en évidence l’existence de deux phases distinctes (Freyssinet & al. 1998; Clozel-Leloup & al. 1999). Une partie dite «scoriacée» de faible densité liée à sa structure vacuolaire. Macroscopiquement, elle a un aspect vitreux et est de couleur noirâtre. Elle est hétérogène car elle concentre les résidus de fusion tels les verres de bouteilles, les débris métalliques ou les granulats naturels. Elle contient à la fois des minéraux basse température qui se forment dès la sortie du four et du verre comportant des minéraux microlitiques de haute température. Une partie dite «vitreuse» formée à partir de la fusion partielle ou totale des déchets. Elle est riche en silicium, calcium, sodium et aluminium avec plus ou moins de fer. Cette composition varie en fonction de la nature des déchets avec lesquels les verres des ordures ménagères se mélangent lors de la combustion. Certains verres atteignent leur température de fusion et d’autres non. Cela se traduit par des verres complètement amorphes dans le premier cas, et par la formation de minéraux de haute température au sein du verre dans le second cas.

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Ces minéraux sont des silicates généralement calciques du type clinopyroxène, pseudowollastonite, melitite et plagioclase (Tableau 3). Ils présentent souvent des formes dendritiques pouvant être symptomatiques d’un refroidissement rapide (Delville, 2003). Les silicates et les oxydes métalliques sont des phases qui se forment au sein du four à haute température. La portlandite (Ca(OH)2) serait essentiellement issue de l’hydratation de la chaux (CaO) lors de la trempe à l’eau subie par les mâchefers. Les carbonates et les chlorures sont des minéraux de basse température se formant dès la sortie du four. Les métaux proviennent de fragments résiduels issus des déchets incinérés et sont souvent englobés dans la phase scorie. L’aluminium et le fer se transforment rapidement en hydroxydes. Les principaux constituants métalliques sont le cuivre, le plomb, le zinc et le chrome. Dans la phase de haute température, la répartition des métaux dépend du potentiel redox lors de la cristallisation des paragénèses. Les conditions d’oxydation du milieu définissent la valence des éléments. Ainsi en milieu oxydant, les métaux lourds se trouvent préférentiellement dans les silicates et les oxydes. C’est le cas du zinc dans les pyroxènes et la magnétite, et du chrome dans les pyroxènes. En milieu réducteur, les métaux se trouvent sous la forme de billes de sulfures métalliques dans le verre néoformé. C’est le cas notamment du plomb et du cuivre. Dans la partie dite scoriacée, les métaux (Zevenbergen & al., 1994) peuvent se trouver sous la forme métallique (Cu), sous la forme d’alliage souvent associé à l’aluminium (Al) et sous forme d’oxyde (ZnO). Le mâchefer frais est essentiellement composé d’oxydes de silicium, de calcium, d’aluminium, de sodium et de fer. Dans le Tableau 3, ci-après, sont regroupées, par famille, les espèces minérales les plus couramment identifiées dans les MIOM ainsi que le lieu (ou conditions) de leur formation.

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Famille Espèce minérale Formule chimique Formation Silicates Alite Ca3SiO5

Clinopyroxène Ca(Fe,Mg,Al)(Si,Al)2O6

Géhlénite/akermanite (ou mélilite) (Ca,Na)2(Al,Mg)(Si,Al)2O7

Larnite Ca2SiO4

Mullite Al2SiO5

Olivine calcique (Fe,Mg,Ca)SiO4

Plagioclase (Ca,Na)(Si,Al)4O8

Pseudowollastonite CaSiO3

Quartz SiO2

Talc Mg3(OH)2Si4O10

Oxydes Corindon Al2O3

Hématite Fe2O3

Hercynite FeAl2O4

Magnétite Fe3O4

Rutile TiO2

Spinnelle MgAl2O4

Wüstite FeO Zincite ZnO

Au sein du four, à haute température

Hydroxydes Portlandite Ca(OH)2

Boehmite-Bayerite-Gibbsite Al(OH)3

Goethite FeO(OH)

Hydratation de la chaux lors de la trempe du mâchefer en sortie

du four

Carbonates Calcite CaCO3

Siderite FeCO3

Chlorures Halite NaCl Nantokite CuCl Sylvite KCl

Minéraux de basse température se formant dès la sortie du four

Sulfates Anhydrite CaSO4

Gypse Ca[SO4]2H2O

Ettringite Ca6[Al (OH) 6] 2 (SO4)3

26H2O

Four (oxydation des sulfures), extinction du mâchefer en sortie

de four

Phosphates Apatite Ca(PO4)3(OH,F,Cl)

Sulphures Pyrrhotite FeS Au sein du four, à haute température

Métaux Aluminium métal Al0

Fer métal Fe0

Fragments résiduels issus des déchets incinérés, se

transformant rapidement en hydroxydes

Cuivre métal Cu0

Graphite C Fragments résiduels issus des

déchets incinérés Autres Verre néoformé (Si, Na, Ca, Al, ± Fe)

Constitutifs de roches naturelles

Feldspaths potassiques, certains pyroxène, quartz, biotite

Tableau 3: Espèces minéralogiques présentes dans les mâchefers d’après la littérature: Eighmy & al., 1994; Freyssinet & al. 1998; Eusden & al, 1999; Zevenbergen & al., 1999; Clozel-Leloup, 1999;Eypert-Blaison & al., 2000.

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4.2.5 Caractéristiques géotechniques

4.2.5.1 Granulométrie

Le mâchefer peut s'apparenter soit à un sable, soit à une grave (Chandler & al, 1994). La distribution granulométrique est alors un paramètre important pour pouvoir évaluer la capacité du mâchefer à être compacté et utilisé en substitution de granulats (Chandler & al., 1997). En sortie d’incinérateur, la fraction granulométrique majoritaire d’un mâchefer est souvent comprise entre 0 et 40 mm.

Les particules ayant un diamètre supérieur à 10 cm représentent plus de 20 % en masse du mâchefer, ce sont essentiellement des métaux ferreux et non ferreux, des scories et des matériaux de type construction.

La fraction des particules ayant un diamètre inférieur à 10 cm est uniforme et contient plus de 10 % de fines (< 2 cm).

4.2.5.2 Capacité d’absorption en eau

Les mâchefers sont des granulats très poreux pouvant absorber plus d'eau (jusqu’à environ 30%) que les granulats naturels. Les fines (environ 15 % en masse) absorbent plus que les grossières (environ 10 % en masse) du fait de la plus grande aire surfacique en contact avec l'eau.

4.2.5.3 Propriétés mécaniques

Les MIOM peuvent être valorisés en techniques routières ou en remblais (cf paragraphe 4.6), ils se substituent alors à un matériau naturel face auquel ils peuvent présenter un inconvénient majeur: la sensibilité à l’eau. Un gonflement et un matelassage des couches de MIOM peuvent se produire et résulter d’un taux d’humidité trop important, ce qui engendre des déformations de la surface routière. En règle générale, les matériaux alternatifs ont des propriétés mécaniques inférieures à celles des matériaux naturels traditionnellement utilisés. La liste suivante présente les paramètres qui permettent de caractériser un lot de mâchefers pour ensuite l’orienter vers le débouché adéquat (Cercle national du recyclage):

granularité teneur en fines inférieures à 0,08 mm teneur en fines entre 0,08 mm et 2 mm propreté résistance mécanique teneur en eau

Une granulométrie trop importante empêche un bon compactage et à l’inverse, un diamètre de particules trop faible, accentue la sensibilité à l’eau du matériau.

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La masse volumique du matériau ainsi que sa portance sont les paramètres qui caractérisent la stabilité du matériau. Les essais Proctor, test de compactage effectué en laboratoire, permettent de définir ces valeurs. Toutefois, compte tenu de l’hétérogénéité des mâchefers, les résultats de ces essais doivent être exploités à titre indicatif. Des recherches sont actuellement en cours pour permettre une définition plus précise des caractéristiques géotechniques des MIOM qui ne se limite plus à l’état et à la résistance mécanique du matériau.

Par ailleurs, les caractéristiques géotechniques des mâchefers peuvent évoluer avec l’addition de liants hydrauliques qui doit permettre d’optimiser le comportement du matériau en agissant sur les paramètres suivants :

homogénéisation des caractéristiques physiques augmentation de la résistance mécanique réduction de la sensibilité à l’eau

4.2.6 Comportement à la lixiviation

4.2.6.1 Introduction

Le risque majeur de pollution par les MIOM réside dans l'entraînement, par les eaux, d'éléments polluants contenus dans les déchets. L'évaluation du comportement environnemental de ces déchets/matériaux doit passer par l'étude de leurs interactions avec l'eau (Kirby & al., 1994; Vasilica, 2000). La lixiviation est l'extraction par voie liquide d'éléments ou de molécules inorganiques ou organiques contenus ou fixés sur une matrice solide, mettant en œuvre des mécanismes chimiques ou biologiques (ou le couplage des deux). Le test de lixiviation est actuellement l'outil le plus répandu pour apprécier l'impact des déchets (conditionnés ou non) sur l'environnement à travers l'eau et juger de leur écocompatibilité, dans les conditions des scénarios prévus (stockage ou valorisation). En effet, il permet la simulation du comportement des déchets en conditions réelles d'utilisation (Meima & al., 1999; Baranger & al., 2002; Dijkstra & al., 2002). Il permet également, outre la caractérisation des déchets granulaires ou des blocs de déchets stabilisés/solidifiés, d'identifier les principaux paramètres contrôlant le relargage des éléments polluants (Stegemann & al., 1997).

4.2.6.2 Les tests de lixiviation

L'intérêt des tests de lixiviation est donc d'obtenir, à l'aide d'une technique simple d'interaction eau-déchet et d'un matériel analytique classique, des informations rapides sur les substances immédiatement solubilisables contenues dans un échantillon représentatif d'un déchet.

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Aujourd’hui, une grande variété de normes et de procédures existe pour évaluer le potentiel polluant des déchets et des déchets solidifiés :

France: - - X31-210, X 31-211, X 30-407 Pays-bas: - Tank Leaching Test (TLT)

- Availibility Test AT (Test de disponibilité des polluants) - Column Test NEN 7343

Allemagne: - DIN 38414 S4 Suisse: - Ordonnance sur le traitement des déchets, OTD Canada: - Leachate extraction procédure (LEP) : Procédure

d’évaluation des caractéristiques des déchets solides Etats-Unis: - Toxicity Characteristics Leaching Procedure (TCLP)

- ANSI/ANS 16.1 (American Nuclear Society Leachability Test)

L’ensemble des ces tests est mis en œuvre dans des conditions qui sont prédéfinies: durée de lixiviation, pH de la solution de lixiviation, rapport quantité solution/matériau (L/S), durée d’agitation et les résultats dépendent par conséquent du choix relativement arbitraires de celles-ci. Aussi, la représentation et l’interprétation des résultats des tests sont différentes d’un pays à l’autre. Chaque test doit être ainsi appliqué en fonction du but recherché. On peut distinguer deux types de test de lixiviation qui diffèrent par les phénomènes mis en évidence:

les tests en batch principalement utilisés pour évaluer l'influence spécifique de certains facteurs: température, pH, potentiel d'oxydo-réduction….

les tests en colonne employés dans l'intention de simuler les conditions de terrain: écoulement du fluide, transfert de masse et mécanismes de dissolution.

Tous les tests existants peuvent être classés généralement en trois catégories selon leurs objectifs d’après l’European committee for standardisation, 2000:

tests de caractérisation de base ayant pour but l’obtention des informations sur le comportement à la lixiviation à court et à long terme et sur les caractéristiques des matériaux. Sont considérés dans ces tests, les rapports liquide/solide, les paramètres physiques et la durée de vie des matériaux, la composition chimique du lixiviant et les facteurs contrôlant la lixiviabilité tels que pH, potentiel redox et pouvoir de complexation

tests de conformité étant utilisés pour déterminer si les déchets se conforment à des valeurs de référence en terme de relargage. Ces tests sont basés sur les tests de caractérisation

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tests de vérification sur site visant à confirmer rapidement que le comportement des déchets sur le terrain est semblable à celui des tests de conformité

4.2.6.3 Basicité des lixiviats de mâchefers

Le pH naturel des lixiviats de mâchefers est obtenu par la mise en contact du matériau avec de l'eau déminéralisée. En sortie de four, le pH se situe généralement entre 11 et 12.5 (Fournier & al., 1995; Chandler & al., 1997). Toutes les études (Johnson & al., 1995; Freyssinet & al., 1998; Bodénan & al., 2000; Giampaolo & al., 2002) s’accordent pour estimer que cette alcalinité est essentiellement due à la présence de portlandite [Ca(OH)2], produit de l'hydrolyse de la chaux vive, et à des composés de type ettringite. De plus, les MIOM possèdent un pouvoir tampon qui est un paramètre important dans l'évaluation de leur comportement à la lixiviation pour déterminer leur capacité à neutraliser un lixiviant à caractère acide (test de capacité de neutralisation acide: CNA), c'est-à-dire dont le pH est inférieur au pH naturel. Le pouvoir tampon permet donc d'évaluer leur comportement chimique face à une agression acide (Giampaolo & al., 2002).

4.2.6.4 Comportement de quelques éléments

Les tests de lixiviations sont effectués selon un temps de contact permettant d’atteindre des conditions stationnaires. Les processus physico-chimiques contrôlant le relargage des éléments sont de type:

précipitation/dissolution complexation sorption oxydo-réduction

Le sodium, le potassium et le calcium sont les éléments les plus lixiviables. Les deux premiers éléments sont contrôlés par la disponibilité des composés solubles tels que NaOH, KOH, NaCl ou KCl, et sont indépendants du pH (Kida & al., 1996). La portlandite (Ca(OH)2), le gypse (CaSO4) et l'anhydrite (CaSO4.2H2O) sont les principales sources de calcium car elles sont relativement solubles. La dissolution de ces composés est observée après la dissolution des composés les plus solubles cités plus haut. Concernant les sulfates, leur comportement est souvent lié à celui du calcium. En effet, pour une gamme de pH comprise entre 4 et 10, leurs concentrations ne semblent pas dépendantes du pH et suivent la courbe de solubilité du gypse. Pour les pH supérieurs à 10, les phases minérales contrôlant leurs solubilisations ne sont pas bien connues. Une étude récente sur les facteurs hydrologiques et

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géochimiques influençant la composition des lixiviats de mâchefers stockés en décharge (Johnson & al., 1999) suggère que l'ettringite et le gypse contrôlent les concentrations en calcium et sulfates des lixiviats. La solubilité des éléments aluminium, fer, arsenic, titane, manganèse, vanadium et mercure est souvent dépendante du pH (Chandler & al., 1997). Le plomb, le zinc, le chrome et le cuivre, de par leur caractère amphotère, ont un minimum de solubilisation qui correspond à une zone de pH comprise entre 9 et 11. Néanmoins, les concentrations en plomb, cuivre, zinc et manganèse (Johnson & al., 1999) semblent être influencées par des réactions de sorption et de complexation, en plus des réactions de précipitation / dissolution en hydroxydes ou carbonates. Et plus particulièrement, le comportement du cuivre est souvent lié au carbone organique dissous, la complexation ayant pour conséquence d’augmenter sa solubilisation en solution pour les pH basiques (Johnson & al., 1999). Le relargage de tous ces éléments, en particulier les métaux lourds, peuvent évidemment avoir un effet néfaste sur l’environnement.

4.2.7 Toxicité des mâchefers Tout d’abord, voici quelques définitions. Le poison ou toxique est une substance qui peut créer un dommage par une interaction physico-chimique avec un organisme vivant. La toxicologie désigne la science des toxiques et des poisons, l’écotoxicologie celle qui étudie l’évolution des produits et leurs conséquences sur les écosystèmes, en particulier les impacts des substances toxiques sur la dynamique des populations en milieux aqueux. La toxicité des composés dans le milieu naturel est difficile à appréhender car elle est fonction de leurs solubilités, des caractéristiques du milieu (pH, humidité, potentiel redox…) et des formulations chimiques. Le seul test de lixiviation ne permet pas de déterminer le potentiel toxique des MIOM. Van der Sloot (2002) et Lapa & al. (2002) rappellent l’importance de pratiquer plusieurs analyses sur un type de mâchefer afin de caractériser celui-ci. Ils ont montré que les seules analyses physico-chimiques des MIOM ne sont pas suffisantes et qu’il faut aussi les coupler à des analyses d’écotoxicité. Ces auteurs proposent de donner aux analyses physico-chimiques et écotoxicologiques la même valeur pour la classification des MIOM en dangereux ou non. Par exemple, Ferrari et al. (1999) ont étudié la toxicité directe (sur matériaux solides) et la toxicité indirecte (sur lixiviats) de différents MIOM. Cette étude leur a ainsi permis de classer la sensibilité des différents tests d’écotoxicologie. Un des résultats a été que les plantes terrestres sont plus sensibles à la présence de matériaux solides qu’à la présence de lixiviats de MIOM.

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Par ailleurs, Ibanez & al. (2000) et Cikala & al. (2001) lors d’une étude comparative de plusieurs mâchefers ont montré que les analyses physico-chimiques et biologiques n’étaient pas toujours en adéquation pour la classification des MIOM en dangereux ou non. Il serait donc important d’effectuer ces deux types d’analyses afin d’évaluer le potentiel polluant et toxique des MIOM avant toute valorisation. Ce n’est pas le cas à l’heure actuelle puisque la possibilité de valorisation de ces matériaux ne prend pas en compte leur évaluation écotoxique.

4.3 Contexte réglementaire relatifs aux MIOM En France, l’arrêté ministériel du 25/01/91 relatif aux installations d’incinération des résidus urbains et la circulaire sur la valorisation des MIOM en technique routière n° 94-IV-1 du 9 Mai 1994 précisent les conditions dans lesquelles le MIOM doit être éliminé ou peut être valorisé. Cependant, il est nécessaire de noter que l’ADEME mène actuellement un programme de recherche RPT (Résidus de Procédés Thermiques) qui va conduire à modifier sensiblement la circulaire mâchefers de 1994, en premier lieu, par la parution d’un guide technique. Il semblerait que de nouveaux protocoles de lixiviation (percolation en colonnes ou autres) seront mis en place afin d’évaluer le potentiel polluant. Mais aujourd’hui c’est toujours la circulaire ministérielle de 1994 qui prime et qui définit trois catégories de mâchefers en fonction de leur potentiel polluant (Ministère de l’environnement, 1994):

Catégorie "V" : mâchefers à faible fraction lixiviable. Ils sont directement valorisables, moyennant certaines restrictions d'usage liées à l'eau

Catégorie "M" : mâchefers intermédiaires. Ils sont valorisables après stabilisation (maturation) et tests complémentaires

Catégorie "S" : mâchefers à forte fraction lixiviable. Ils doivent être mis en stockage permanent, en Centre d'Enfouissement Technique (CET) de classe II

L’Ademe estime que 46 % des mâchefers produits en 1999 étaient de catégorie V (valorisable), 37 % de catégorie M (maturable) et 17 % de catégorie S (stockable). Les progrès attendus doivent faire évoluer le taux de production de mâchefers V à 80 %. Le test utilisé pour évaluer le potentiel polluant est un test de conformité qui repose sur trois extractions successives selon le protocole de la norme X31-210 (AFNOR) donné en annexe.

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Les teneurs en polluants des lixiviats sont ensuite comparées aux seuils définis par la circulaire ministérielle (Tableau 4).

Unité Mâchefer "V"

Mâchefer "M"

Mâchefer "S"

Intervalle courant

Fraction soluble % <5 5 à 10 >10 1,5 à 5

Imbrûlés % <5 <5 >5 2 à 5

Sulfates mg/kg <10000 10000 à 15000 >15000 1400 à

12000

COT mg/kg <1500 1500 à 2000 >2000 30 à 1800

Mercure mg/kg <0,2 0,2 à 0,4 >0,4 <0,03 Plomb mg/kg <10 10 à 50 >50 10 à 50 cadmium mg/kg <1 1 à 2 >2 <0,03 à 0,6 Arsenic mg/kg <2 2 à 4 >4 <0,15 à 0,3 Chrome VI mg/kg <1 1 à 2 >2 <0,15

Tableau 4: Seuils pour la classification des mâchefers

Selon la circulaire de 1994, les utilisations possibles en techniques routières des mâchefers V sont:

en structure routière ou parking (couche de forme, couche de fondation ou couche de base) à l’exception des chaussées réservoirs ou poreuses

en remblai compacté d’une hauteur maximale de 3m, sans aucun dispositif d’infiltration et à condition qu’il y ait en surface une structure routière ou de parking, un bâtiment ou un recouvrement végétal sur un substrat d’au moins 0,5m

La circulaire autorise la stabilisation par liant hydraulique des mâchefers intermédiaires pour réduire leur potentiel polluant et les valoriser. La circulaire définit également les zones géographiques d’utilisation de ces mâchefers. La mise en place des mâchefers de catégorie V doit être effectuée de façon à limiter les contacts avec les eaux météoriques, superficielles et souterraines. Elle doit être évitée dans les cas suivants :

dans les zones inondables à moins de 30 mètres des cours d’eau à proximité des zones de captage d’eau à proximité de tranchées comprenant des canalisations métalliques pour la réalisation de systèmes drainants

Mais, avant utilisation et valorisation des MIOM, ceux-ci subissent généralement une période de stabilisation appelée «maturation».

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4.4 La maturation des mâchefers

4.4.1 Les Installations de Maturation et d’Elaboration des Mâchefers (IME)

4.4.1.1 Intérêts et enjeux des IME

Les IME (ou plates-formes de maturation) sont définies dans la circulaire du 9 mai 1994 comme des Installations Classées pour la Protection de l’Environnement (ICPE) soumises à autorisation. Le premier intérêt des IME est de permettre la stabilisation des mâchefers et de constituer des stocks, capables «d’encaisser» les variations de flux demandés en fonction des chantiers. Le second intérêt est d’offrir une alternative économiquement intéressante et respectueuse de l’environnement aux centres de stockage des déchets de classe II. Les enjeux sont à la hauteur de la production des usines d’incinération : on compte en 2001 une quarantaine d’IME qui traitent plus de 2,25 millions de tonnes de mâchefers soit 70 % de la production totale annuelle (Lac & Fourcy, 2001; Basuyau, 2001). Les IME sont réparties de façon inégale : elles sont quasi-absentes en Centre-Ouest et en Sud-Est car les filières d’incinération y sont peu développées. Le plus souvent, les IME sont proches des UIOM sauf les IME privées qui sont approvisionnées par plusieurs UIOM (jusqu’à 300 km de distance). Les plates-formes ont des capacités de traitement variant de 10 000 t/an à plus de 200 000 t/an, les plus importantes étant en région parisienne.

4.4.1.2 Différents types de procédés de traitement

La conception des IME est très variable selon qu’elles sont attenantes à l’UIOM ou non. Elles comportent en général une aire de pré-stockage, une aire de traitement, une aire de maturation et des équipements annexes: rétention des lixiviats, contrôle/pesage, atelier, laboratoire… Un tiers des sites disposent d’une couverture partielle et seulement 10 % d’une couverture totale (limitation de la production de lixiviats…). La tendance actuelle est d’augmenter la part d’IME couverte. Les délais de pré-stockage des mâchefers, avant leur traitement mécanique, varient de 0 mois (lorsque le mâchefer est traité directement en sortie de l’extracteur de l’UIOM) à 3 mois: cette durée est le plus souvent inférieure ou voisine d’un mois.

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On a, en général, aussi besoin d’un délai pour l’égouttage des mâchefers dont l’humidité varie de 10 à 30 % en sortie d’UIOM et pour une pré-maturation en présence des éléments métalliques. Dans le Tableau 5 ci-dessous, nous résumons les différents procédés de traitement (Lac & Fourcy, 2001):

Type de procédé Répartition des installations, en nombre

Grave de mâchefers Ferreux Non

Ferreux Total valorisable

Type I – Traitement de base: criblage et séparation des ferreux, pour IME<35 000 t/an.

26 % 79.9 % 9.5 % 0 89.4 %

Type II – Criblage, séparation des ferreux et non ferreux, pour IME<35 000 t/an.

19 % 88.4 % 5.5 % 0.6 % 94.5 %

Type III a – Option broyage: Criblage, séparation des ferreux et non ferreux, broyage des refus, pour IME de capacité variable. Type III b – type III a + séparation des imbrûlés légers, pour IME de capacité variable.

10 %

42 %

92.5 % 5.4 % 0.5 % 98.4 %

Globalité sur tonnage traité 97 % 90.7 % 5.5 % 0.5 % 96.7 %

Type IV – Granulométrie élaborée par concassage, séparation des ferreux et non ferreux.

3 % Cas unique : une IME de type IV.

Tableau 5: Différents types de procédés de traitement des mâchefers

Le rendement des IME est donc globalement bon, il est de 96,7 % : seulement 3,3 % du tonnage entrant n’est pas valorisé. Au cours de leur maturation, les MIOM subissent différentes transformations physiques et chimiques leur permettant de se stabiliser en diminuant leur seuil de réactivité.

4.4.2 Réactivité des mâchefers La circulaire de 1994 préconise une période de maturation minimale de 3 mois jusqu’à 12 mois maximum. De nombreuses études ont permis de mieux comprendre certains processus physico-chimiques mis en jeu dans cette période appelée «maturation» (Pascual & al, 1994; Freyssinet & al., 1998; Bodenan & al., 2000; Fléhoc & al., 2000; Bodenan & al., 2001; Freyssinet & al., 2002).

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Lorsque les MIOM sont entreposés seuls et qu’ils sont soumis aux agents atmosphériques, la température au sein du mâchefer peut atteindre 70°C avec des maxima de 90°C lorsque les conditions d’aération sont optimales (Amokrane & Blanchard, 1996). Cet effet thermique n’est cependant constaté que sous certaines conditions. Il nécessite en effet une quantité suffisante de mâchefers d’au moins 8 à 10m3 et un passage suffisant d’oxygène. Il est également conditionné par:

le taux d’humidité plus ou moins prononcé du mâchefer l’absence ou la présence de vents, il semble que la température au sein

du tas diminue dans la direction des vents Le taux de compactage qui facilite ou entrave le passage de l’oxygène

atmosphérique. De plus, l’effet thermique peut se trouver entravé ou atténué si le débit d’eau percolant à travers le mâchefer est supérieur à 1m3 par m3 de mâchefer et par an. Quoi qu’il en soit, l’effet thermique est susceptible de se développer dès le début de la constitution d’un tas avec une montée rapide en température (70 à 75°C, 1 mois après l’achèvement du tas) pour se stabiliser uniformément à 80-90°C au bout de trois mois et redescendre à des valeurs de l’ordre de 40 à 60°C après plusieurs mois de stockage. Dans tous les cas, cet effet contribue à l’accroissement de la cinétique des réactions de transformation pouvant avoir lieu dans le tas. Sur le plan physico-chimique, diverses réactions exothermiques (oxydation, carbonatation…) sont responsables de l’effet thermique au sein des mâchefers. Par ailleurs, une prise en masse du matériau au cours de la maturation est souvent observée. Le durcissement forme ainsi, en premier lieu, une croûte sur l’extérieur du tas.

4.4.3 Les principales étapes de la maturation

4.4.3.1 Oxydation des ferrailles et des imbrûlés

En présence de l’oxygène atmosphérique, le fer se trouve à long terme oxydé en fer ferrique selon la réaction : 2 Fe + 3/2 O2 + x H2O Fe2O3, xH2O ∆H= -197 kcal/mol Cette réaction est responsable en moyenne de 45% de l’énergie thermique développée (Blanchard & al., 1989).

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4.4.3.2 Lessivage des chlorures

Les chlorures représentent l’essentiel de la charge dissoute des lixiviats et proviennent de la dissolution des sels présents dans le mâchefer (NaCl, KCl, CaCl2). La mise en solution de ces sels est relativement rapide et 80% des chlorures lessivés sont exportés hors du tas dans un délai de 5 mois. (Freyssinet & al., 1998)

4.4.3.3 Lessivage des sulfates et des nitrates

Le relargage des sulfates augmente avec le temps. C’est la quantité de gypse présente dans le mâchefer qui contrôle le flux de sulfates dans les lixiviats (Johnson & al, 1999). Le gypse est, en fait, un minéral soluble sur le long terme dont la dissolution est progressive au fur et à mesure du lessivage du mâchefer par l’eau de pluie. La solubilité du gypse au début du processus de maturation est limitée par les fortes concentrations de calcium libérées par les minéraux de type portlandite, larnite et ettringite. La baisse de la concentration en calcium libre lors de la maturation augmente la solubilité du gypse, c’est pourquoi le relargage des sulfates augmente.

4.4.3.4 Carbonatation

La carbonatation est un des principaux processus intervenant dans la maturation des mâchefers. Il résulte de la dissolution de minéraux du type portlandite, ettringite, larnite… qui libèrent de grandes quantités de calcium et d’hydroxyde. La forte alcalinité de l’eau interstitielle favorise la mise en solution du CO2 atmosphérique, ce qui entraîne la précipitation de carbonates minéraux. (Freyssinet & al., 1998) Les carbonates précipités se présentent sous forme de solutions solides à plusieurs pôles comme Ca, Fe, Pb, Zn ou Mg, le carbonate majoritaire étant la calcite (CaCO3). La principale conséquence de la carbonatation est une chute du pH des lixiviats qui entraîne une immobilisation d’une partie du potentiel polluant.

4.5 La phase de carbonatation

4.5.1 Intérêt environnemental L’impact sur l’environnement des résidus solides d’incinération est lié principalement à leur capacité à relarguer, lors d’un contact avec l’eau, un certain nombre d’éléments chimiques et notamment des sels solubles et des métaux lourds.

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Le processus de carbonatation joue un rôle important dans l’immobilisation de certains métaux lourds au sein de la matrice des mâchefers. Le pH initial des MIOM, en sortie de four, est généralement compris entre 11 et 12,5. A ces valeurs de pH, tous les métaux amphotères (Pb, Zn,…) sont sous forme d’hydroxydes solubles. La carbonatation induit alors une diminution du pH jusqu’à 8-9. Ce domaine de pH est celui d’une solution contenant des ions carbonates (CO3

2-) et hydrogénocarbonates (HCO3

-). A un tel pH, les métaux amphotères deviennent insolubles (Figure 10) et se retrouvent piégés dans le mâchefer. Ce constat est vérifié par les études menées au BRGM sur l’évolution des MIOM soumis à l’altération météorique qui soulignent l’importance du processus de carbonatation pour la stabilisation de certains métaux (Pb, Zn, Cd) dans ces produits (Freyssinet & al., 1998). La carbonatation a donc un rôle bénéfique et permet de diminuer l’impact environnemental, essentiellement par la baisse de pH qu’elle entraîne.

pH

Concentration

HydroxydesDissous

Hydroxydes précipités

Hydroxydes dissous

le domaine d’insolubilité dépend du métal amphotère concerné

Figure 10: Evolution de l’état des hydroxydes de métaux amphotères en fonction du pH

4.5.2 Mécanismes De nombreuses études ont montré que la maturation des mâchefers engendre la précipitation de nombreuses phases minérales. La calcite (carbonate de calcium) est de loin le minéral le plus présent dans ces néoformations. Elle précipite en association avec d’autres minéraux en traces comme le quartz et certains sulfates. Le principal composé permettant de former la calcite est la portlandite (hydroxyde de calcium) (Freyssinet & al., 1998, Garrabrants, 2002).

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La portlandite est issue de l’hydratation de la chaux vive au cours de la trempe à l’eau du mâchefer en sortie de four. Elle se carbonate rapidement au contact du dioxyde de carbone atmosphérique et dissous dans les eaux météoriques (Gervais, 1999). Hydratation de la chaux vive: CaO + H2O Ca (OH)2

Chaux vive Portlandite

Dissolution: Ca (OH)2 (Ca2+ + 2 OH-)aqueux

Carbonatation: Ca2+ + 2 OH- + CO2 (aqueux) CaCO3 + H2O Calcite solide

Ces réactions ont pour effet de diminuer la concentration en Ca2+ du milieu et de diminuer le pH par la consommation des ions hydroxydes et la formation de carbonates. Cette baisse conjointe a pour effet d’augmenter la solubilité des sulfates de calcium et des minéraux comme l’ettringite, stables pour des pH basiques. La dissolution de l’ettringite, en libérant des ions Ca2+, peut ainsi conduire indirectement à la formation de carbonates.

Ca6Al2 (SO4)3 (OH)12, 26 H2O + 12 H+ 2 Al3+ + 3 SO42- + 6 Ca2+ + 38 H2O

Ettringite

Au delà d’un certain seuil de carbonatation, l’acide carbonique forme des ions bicarbonates par dissociation, qui par réaction avec la portlandite conduit à nouveau à la formation de calcite insoluble.

CaCO3 + CO2 + H2O Ca (HCO3)2

Puis Ca (HCO3)2 + Ca (OH)2 2 CaCO3 + 2 H20 Le taux de carbonatation dépend des caractéristiques intrinsèques du matériau (porosité…) et de facteurs liés à l’environnement (température, humidité, teneur en CO2). Le processus comprend plusieurs étapes et chacune peut être le phénomène limitant la cinétique de carbonatation (Figure 11):

diffusion du CO2 dans les pores du matériau dissolution du CO2 dans la solution des pores mise en solution du Calcium par dissolution de la portlandite et

décalcification réaction du CO2 dissous avec Ca2+ en solution précipitation des carbonates

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Matrice solide,

portlandite

Ca(OH)2

2

Film d’eau

CO2 gazeux

Le CO2 se dissous dans l’eau en CO3

2-

(à pH > 10)

La portlandite se dissous dans l’eau

en : Ca 2+ + 2 OH -

Formation de Calcite (CaCO3):

CO32- CaCO3

La calcite précipite (et se dépose).

Ca 2+ +

Dépôt de calcite

Figure 11: schéma du processus de carbonatation (Dufour, 2003)

Après modélisation du processus de carbonatation, Papadakis & al, ( 1991) et Saetta & al, (1993) considèrent que la réaction est limitée:

physiquement: par la diffusion du CO2 dans la phase gazeuse de l’espace poreux

chimiquement: par la disponibilité en calcium et hydroxydes dans l’eau des pores

La carbonatation est quasi-inexistante si: les pores sont saturés d’eau car la pénétration du CO2 est extrêmement

faible (coefficient de diffusion du CO2 dans l’eau est 1000 fois plus faible que dans l’air)

Les pores sont secs car la quantité d’eau est insuffisante pour dissoudre le CO2

Les conséquences de la carbonatation sur la physico-chimie des matériaux sont : diminution de la porosité totale diminution de la perméabilité réduction de la connectivité des pores (par obturation) modification de la distribution poreuse augmentation de la résistance mécanique diminution de l’alcalinité (pH)

4.5.3 Aspect quantitatif De nombreuses études ont été réalisées sur la carbonatation des mâchefers, mais celles-ci n’abordent qu’un aspect qualitatif (Lange & al., 1996; Flehoc & al., 2000; Meima &al., 2002; Chimenos & al., 2003; Ecke, 2003). Seule une étude réalisée par le BRGM (Bodenan & al., 2000) a essayé une approche quantitative

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de la carbonatation par la mesure de la prise de masse de mâchefers lors d’un test de carbonatation accéléré. Mais cette prise de masse permet seulement d’obtenir une valeur approximative de la quantité de dioxyde de carbone qu’un mâchefer est susceptible d’absorber en fonction de son état de maturation. Il serait alors intéressant de réaliser des études permettant une approche quantitative de la carbonatation des mâchefers afin de déterminer son potentiel carbonatable et ainsi estimer la durée maximale de stabilisation du MIOM pour laquelle il n’y a plus possibilité d’évolution.

4.6 La valorisation des mâchefers Selon la loi du 13 juillet 1992, la valorisation consiste dans "le réemploi, le recyclage ou tout autre action visant à obtenir, à partir des déchets, des matériaux réutilisables ou de l'énergie". Selon l'ADEME, la réutilisation consiste à utiliser un déchet pour un usage différent de son premier emploi, ou à faire, à partir d'un déchet, un autre produit que celui qui lui a donné naissance. On utilise alors le terme de «matières premières secondaires» (MPS).

4.6.1 Intérêts de la valorisation La valorisation des mâchefers intéresse au minimum trois parties :

les gestionnaires privés des UIOM, responsables des résidus d’incinération

les collectivités, responsables de l’élimination des déchets et gestionnaires des UIOM dans certains cas

les entreprises de travaux publics, utilisant des mâchefers valorisés

La valorisation des mâchefers réduit les coûts (Jozon&Lemesle; 2001): pour les collectivités: le coût de la valorisation est d’environ 17

euros/tonnes d’OM collectées (incluant le transport de 5 kms, les investissements et l’exploitation globale de l’IME et la valeur marchande des graves) alors que le coût d’élimination des mâchefers en décharge est d’environ 55 euros/tonnes (incluant le transport, la Taxe Générale sur les Activités Polluantes et la redevance au CET)

pour le maître d’ouvrage: le matériau naturel coûte (pour une distance de 50 Km du gisement) 10 euros. Les mâchefers (IME à 5 Kms du chantier) coûtent 3 euros, soit une économie de 7 euros.

Les valeurs citées ci-dessus sont données à titre d’exemple. Les coûts dépendent largement des conditions locales. On peut estimer malgré tout qu’un MIOM coûte environ deux fois moins cher qu’une grave naturelle.

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Les collectivités qui ont choisi de valoriser les MIOM sur leurs propres chantiers réalisent alors une économie. Au-delà de l’intérêt économique, la valorisation des MIOM contribue à la valorisation matière des produits en fin de vie et à la gestion des ressources naturelles non renouvelables (granulats naturels).

4.6.2 Possibilités actuelles de valorisation Produits à raison de plus de 3 millions de tonnes par an en France, les mâchefers peuvent être utilisés principalement dans quatre domaines (Bouchelaghem & al., 1997; Drouadaine & al., 1997; Bruder-Hubscher, 1998; Morel-Braymand, 1999; Kayabali & al., 2000; Quenee & al., 2000):

valorisation en génie civil récupération de divers matériaux contenus dans les mâchefers comme les

métaux ferreux, l’aluminium déchloruration de fumées d’incinération d’OM, chargées en HCl épuration des lixiviats de décharge

En France, la valorisation en génie civil est la plus répandue. Les MIOM sont généralement valorisés en technique routière (Figure 12) car ils présentent les caractéristiques d’une grave et peuvent se substituer aux granulats naturels. Toutefois, en introduisant des cribles supplémentaires, il est possible d’obtenir des substituants de sables et de graviers susceptibles d’être employés dans la confection de bétons hydrauliques.

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Figure 12:Valorisation des RPT en techniques routières (http://www.cercle-recyclage.asso.fr/publi/dossiers/materiaux/mache06.htm).

Mais avant toute utilisation, le mâchefer doit subir des traitements afin d’optimiser ses caractéristiques.

4.6.3 Le prétraitement, une étape indispensable à la valorisation Si l’utilisation directe des mâchefers en technique routière semble envisageable, tant sur le plan environnemental que géotechnique, ils doivent toutefois subir des traitements préalables de déferraillage et parfois de criblage ou tamisage. En réalité, pour faciliter l’emploi des mâchefers en construction routière, il est souvent nécessaire de réaliser un prétraitement mécanique, suivi parfois d’un prétraitement chimique. Ce dernier s’impose particulièrement lorsque la maturation ne suffit pas pour ramener le mâchefer en catégorie V (cas d’une teneur élevée en sulfates par exemple).

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4.6.3.1 Prétraitement mécanique

Les trois prétraitements mécaniques généralement utilisés sont (Amokrane & al., 1997):

maturation: améliore la qualité des mâchefers, en terme de qualités géotechniques, en raison des réactions physico-chimiques pouvant avoir lieu au cours du temps (oxydation lente et ménagée des imbrûlés, oxydation des ferrailles, carbonatation...)

le tamisage : vise essentiellement à éliminer la fraction fine, qui est potentiellement polluante (plus de 50% du potentiel polluant se trouvent concentrés dans la fraction granulométrique inférieure à 2 mm)

le déferraillage : conduit à une modification de la porosité des mâchefers (influence sur le transfert d'oxygène et l'effet thermique)

4.6.3.2 Prétraitement chimique

Lavage à l’eau Les études relatives au lavage à l’eau ont montré que l’on obtenait une amélioration de la qualité chimique par l’élimination de la majeure partie des chlorures et d’une partie des sulfates. Ce lavage est d’autant plus efficace qu’il est effectué sur des mâchefers frais et non stockés à l’air.

Stabilisation par liants hydrauliques Par leurs propriétés consolidatrices, les liants hydrauliques permettent d’améliorer les propriétés structurales, la dureté ainsi que les résistances au gel et à la charge. Par ailleurs, la lixiviation de certains polluants se trouve considérablement réduite par des liaisons physico-chimiques mais aussi par l’étanchéification de la structure particulaire. Le liant hydraulique le plus couramment utilisé est le ciment Portland. Dans ce cas, l’eau contenue dans le mâchefer réagit chimiquement avec lui pour former des composés hydratés d’alumino-silicates. Les éléments solides du mâchefer jouent un rôle d’agrégat et permettent la formation d’un matériau assez dur. Dans tous les cas, le ciment Portland permet non seulement d’améliorer les résistances mécaniques des mâchefers, mais aussi de réduire la lixiviabilité des métaux, puisque ceux-ci peuvent se trouver d’une part encapsulés dans la matrice cimentaire sous forme de précipités métalliques et, d’autre part, adsorbés par la silice et la surface oxy-hydroxyde de la matrice ciment. Enfin, la stabilisation par liants hydrauliques peut offrir l’avantage d’écouler des mâchefers pendant la période hivernale (période pendant laquelle leur séchage est difficile). Parmi les procédés les plus connus, on peut citer le procédé SCORCIM (SCORies-CIMent) de Novergie et breveté par l’entreprise Jean Lefebvre (Goacolou & al., 1995).

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Stabilisation par liant bitumineux La préparation de mâchefers à liants bitumineux exige beaucoup plus d’énergie pour le séchage du mâchefer et une haute teneur en liant, ce qui rend cette utilisation peu économique. Par ailleurs, les mâchefers accroissent trop fortement la demande en bitume en raison de leur porosité relativement élevée. L’utilisation des mâchefers en mélange bitumineux est plus recommandée dans des couches de base que dans des couches de roulement en raison d’une certaine fragilité des mâchefers à l’abrasion.

4.6.4 Exemples de chantiers ayant utilisé du mâchefer Aujourd’hui les MIOM sont effectivement utilisés dans de grands chantiers de travaux publics. Les principales utilisations concernent: les remblais (soubassements d'ouvrages d'art ou de routes), les couches de forme (sous-couches de voirie ou de parking) et les fondations de chaussées à faible trafic. Les conditions d’utilisation en remblai et en couche de forme sont précisées dans le guide technique de «Réalisation des remblais et des couches de formes» réalisé par SETRA-LCPC (1992). Un guide destiné aux utilisateurs vient également d’être réalisé en région Rhône-Alpes par la Direction Départementale de l’Equipement (DDE) du Rhône intitulé «Guide d’utilisation en travaux publics: grave de recyclage, matériau de recyclage de démolition et mâchefer». A titre d’exemple, 2.100 tonnes ont été utilisées en remblai et couche de forme pour réaliser la route départementale 22 à La Vernaz (Haute-Savoie). 5.000 tonnes ont été utilisées en couche de forme et fondation pour réaliser les voiries et parkings de la société ACIERINOX aux Echets (Ain). De même, 21.000 tonnes ont été utilisées pour le Stade de France (12.000 tonnes en remblai du quai de la gare SNCF, 9.000 tonnes en sous-couches pour la liaison gare / RN) et 117.000 tonnes ont été utilisées pour le chantier d'Euro-Disney (Miquel & Poignant, 1999). En Ile-de-France, 90% des mâchefers produits sont valorisés soit 600.000 tonnes par an. La plupart des mâchefers non stabilisés par ciments (400.000 tonnes par an) sont des remblais, des couches de formes de chaussées et parkings, et des chemins ruraux. Les MIOM stabilisés par liants hydrauliques sont plutôt employés dans des couches de fondations ou des couches de base de chaussées.

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5 Influence de la collecte sélective sur le devenir des MIOM

5.1 La collecte sélective Les flux des déchets ménagers connaissent une progression régulière (souvent proche de 2%/an), ayant pour conséquence des augmentations sensibles des coûts de traitements pour la société. La réduction de ces flux de déchets apparaît donc comme un moyen de maîtriser l’augmentation des charges financières répercutée sur l’usager par les collectivités locales et de réduire l’impact des déchets sur l’environnement et les ressources naturelles (ADEME 11).

5.1.1 Une obligation légale Le volume de nos poubelles a augmenté de 60% en 30 ans: un habitant de zone urbaine produit aujourd'hui plus de 400 kg de déchets par an, il n'en produisait que 250 en 1970. C’est une augmentation constante qui continue aujourd'hui et qui est directement liée à nos modes de consommation. La loi du 13 juillet 1992 impose la valorisation de nos déchets ménagers et la suppression de la mise en décharge des ordures ménagères brutes (c'est à dire ne pouvant être valorisée ni par recyclage, ni par compostage, ni par incinération) à compter du 1er juillet 2002. La directive européenne de 1994 retranscrite dans le droit français par un décret de 1996 indique qu’à partir de Juin 2001, il faut valoriser 50 à 65% des emballages (en masse) dont 25 à 45% de recyclage. Par ailleurs, un minimum de 15% de recyclage est imposé pour chaque matériau (verre, papier-carton, plastiques, ferrailles, aluminium). Aujourd’hui, plus de 50% de ces déchets sont potentiellement recyclables. La collecte sélective permet ainsi de lutter contre le gaspillage de matières premières que nous faisons actuellement en enterrant ou en incinérant des produits qui pourraient avoir une seconde vie économique (bois, fer, aluminium…). C'est un enjeu aussi bien environnemental qu'économique et social entrant dans la logique du développement durable

5.1.2 Tri sélectif et recyclage Le tri des déchets se développe en France depuis le début des années 90, sa progression est directement liée à la montée en puissance de la collecte sélective. En 2000, plus de 60 % de la population française est desservie par une collecte sélective multi-matériaux et la quantité de déchets arrivant dans les centres de tri a progressé de 10 %.

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Les produits recyclables en sortie de ces centres de tri des OM se composent essentiellement de verre (42 %) et de papier (36 %). Le carton arrive en troisième position (12 %). Et le plastique représente environ 7 % des matériaux recyclés. Par ailleurs, l’ADEME (ADEME 12) a montré que, quel que soit le mode de collecte, les quantités totales recyclées, c’est-à-dire envoyées après collecte et tri vers une filière de recyclage, sont plus importantes, en milieu rural qu’en milieu urbain. Ces différences de performances s’expliquent essentiellement par des différences dans les quantités de verre collectées qui varient du simple au double. Pour les autres matériaux, il n’y a pas d’écart significatif.

5.2 Evolution de la composition des ordures ménagères incinérées

Les Figure 13 et Figure 14 représentent respectivement la composition moyenne des ordures ménagères incinérées en France et dans un département pilote (le Jura) où la collecte sélective est optimisée.

France

plastiques11%

verre13%metaux

4%

autres18%

papiers/cartons25%

Déchets putrescibles29%

Figure 13: Composition moyenne des OM incinérées en France (ADEME 1)

Département du Jura

plastiques15%verre

3%metaux

4%

Déchets putrescibles12% papiers/cartons

17%

autres49%

Figure 14: Composition moyenne des OM incinérées après collecte sélective optimale (Martin, 2003)

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Les déchets putrescibles correspondent aux restes de repas et aux déchets sales et gras. Les catégories notées «autres» correspondent aux textiles, combustibles et éléments fins. La faible teneur en déchets putrescibles sur la Figure 14 s’explique par la collecte des déchets d’espaces verts et le fort développement du compostage individuel dans cette région. Les deux figures montrent bien que la composition des déchets incinérés évolue avec la montée de la collecte sélective. Les différences majeures sont la diminution du taux de verre et de papiers/cartons qui chute respectivement de 10% et 8%, et la quantité des «autres» qui augmente d’environ 30%. Cette forte augmentation est directement reliée à la diminution de toutes les autres matières recyclables. En effet, diminuer le taux d’incinération des matières qui peuvent avoir une seconde vie augmente logiquement le taux des matières qui ne peuvent bénéficier d’un recyclage. De ce fait, la collecte sélective à un impact direct sur la composition des ordures ménagères entrant dans la filière incinération. Mais, il est important de noter que la notion de collecte sélective, aussi optimisée qu’elle puisse l’être, signifie que les déchets gris (contenus des poubelles grises) comporteront toujours des éléments papiers, cartons ou du verre impropres à une valorisation matière (papiers souillés, bouteilles d’huile…). L’évolution de la composition des OM peut alors entraîner des conséquences sur les caractéristiques et le potentiel polluant de leurs sous-produits d’incinération, en particulier des MIOM.

5.3 Conséquences du tri sur l’incinération des déchets

5.3.1 Evolution du PCI Le PCI des OM incinérées n’a cessé d’augmenter ces quarante dernières années (Figure 15). Cette évolution peut s’expliquer, jusqu’à la fin des années 80, par l’augmentation des emballages (cartons, papiers…) qui ont un fort PCI, et à partir des années 90 par la mise en place de la collecte sélective, principalement du verre qui a un PCI nul. Dans ces conditions, si le PCI continue d’augmenter, cela entraînera une baisse du tonnage incinéré (limitation thermique des fours), donc de celui des mâchefers produits.

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1550

1650

1750

1850

1950

2050

2150

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000

PCI t

herm

ies/t

onne

s d'O

M

Figure 15: Evolution du PCI des OM incinérées (Boisseau, 2001)

5.3.2 Evolution de la production de mâchefers Boisseau (2001) a constaté, sur différentes usines d’incinération, une baisse de la quantité de mâchefers produits pour une même quantité d’OM incinérées (Figure 16). Cette diminution du ratio MIOM/OM est attribuée à la mise en place de déchetteries et de la collecte sélective, car le tri des déchets incombustibles tels que le verre et les ferrailles est prépondérant sur celui des déchets combustibles tels que les papiers et les plastiques.

23,5

24

24,5

25

25,5

26

26,5

1995 1996 1997 1998 1999 2000

%

Figure 16: Ratio de production des mâchefers (MIOM/OM) (Boisseau, 2001)

Le graphe montre que le ratio MIOM/OM moyen en France est passé de 26% à moins de 24% en 5 ans. Nous pouvons d’ores et déjà affirmer que ce chiffre va continuer à diminuer dans les années à venir car le département du Jura où la collecte sélective est optimale obtient un ratio MIOM/OM proche de 15%.

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5.3.3 Influence de différents matériaux sur l’incinération des déchets

Brun (1994) a constaté que (Tableau 6): Le recyclage du verre et des métaux est favorable à l’incinération : le

PCI augmente, la quantité de chaleur reste inchangée et le tonnage des déchets à incinérés et le volume des résidus diminuent.

Le recyclage du papier/carton a une influence négative sur l’incinération mais cet effet reste relativement limité et 80% de recyclage permettent encore d’incinérer dans de bonnes conditions: la quantité de chaleur et le PCI diminuent, le tonnage des déchets et le volume des résidus diminuent.

Le recyclage des plastiques a une influence négative sur l’incinération mais mineure: la quantité de chaleur et le PCI diminuent, le tonnage diminue, le volume des résidus ne diminue pratiquement pas

La séparation des matières organiques (par compostage, méthanisation ou autres procédés) est favorable à l’incinération: le PCI augmente mais la quantité de chaleur, le volume des déchets et des résidus diminuent.

Matériau Taux de recyclage

(%)

Variation de chaleur

(%)

Variation de PCI

(%)

Variation de masse des

déchets (%)

Variation de masse

des résidus (%)

Verre 80 identique 11 -10 -28

Papier/Carton 60 -20 -8 -18 -10

Métaux 80 identique 5 -5 -15 Plastiques 60 -22 -17 -6 identique

Matières Organiques 80 -9 14 -20 -8

Tableau 6: Influence d’un recyclage maximal des divers matériaux sur la quantité de chaleur récupérée, le PCI, la masse des déchets et des résidus (Brun, 1994)

5.4 Conséquences du tri sur les caractéristiques des mâchefers

5.4.1 Evolution du potentiel polluant dans les MIOM

Les polluants, principalement les métaux lourds, présents généralement dans les ordures ménagères en très faible quantité, sont en fait dispersés dans toutes les catégories constituant les ordures ménagères et pas forcément dans celles qui paraissent les plus évidentes. Des études ont été menées sur la localisation des métaux lourds dans les ordures ménagères (Rousseaux, 1988; Gagnepain, 1998; Delville, 2003).

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Le Tableau 7 donne une estimation de l’origine de certains métaux lourds dans les OM.

Hg Cd Pb Zn Cu Ni CrPiles et accumulateurs 93% 50% 45% 22%Papiers-cartons 4% 19% 9% 8% 11% 12%Matières organiques 2% 10% 18% 5%Plastiques 1% 40% 9% 4% 25%Ferrailles 41% 30% 2%Métaux non-ferreux 6% 13% 3%Verres 7% 17%Textiles 2% 3% 4%Cuirs et caoutchoucs 4% 14% 5% 2% 45%Fractions fines (<2mm) 21% 15% 42% 12% 3%

Tableau 7: Répartition de certains éléments polluants dans les ordures ménagères (Rousseaux, 1988)

La connaissance de cette répartition de polluants dans les OM permet alors d’établir une première réflexion sur l’évolution du caractère polluant des MIOM. Dans un premier temps, il est normal de penser que le fait de réduire l’apport de verre dans les OM risque d’augmenter le pouvoir polluant des MIOM car ceux-ci ayant une grande quantité d’inerte en moins (la silice) se retrouvent, par défaut, plus concentrés en éléments polluants. Or, dans un second temps, d’autres tendances peuvent découler de l’observation du Tableau 7. En effet, lorsque l’on analyse la répartition des polluants dans les OM, il en découle que la réduction du verre dans les OM restreint la pollution par le chrome. La collection des piles et accumulateurs réduit fortement la pollution par le mercure (presque totalement), le cadmium et le zinc. De même, la collecte des papiers/cartons, des plastiques et des métaux ferreux et non-ferreux diminue la pollution par le cadmium, le plomb, le cuivre, le zinc, le nickel et le chrome. En revanche, les cuirs et caoutchoucs, et les fractions fines dont le pourcentage dans les OM augmente fortement ont tendance à accroître la pollution, principalement par le zinc, le cuivre et le chrome. Par conséquent, il n’est pas évident de conclure sur l’impact de la collecte sélective sur le potentiel polluant des MIOM résultants. Il semblerait qu’il y ait des effets compensatoires qui permettraient de ne pas modifier le potentiel polluant des MIOM. Mais ce dernier point reste à confirmer à travers des études de caractérisations de mâchefers de différentes origines.

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5.4.2 Conséquences sur la valorisation des MIOM Nous venons de voir que le développement de la collecte sélective entraîne une forte baisse du pourcentage de la fraction de verre, ou silice, contenue dans les mâchefers. Le tri influence la qualité des déchets, et donc des MIOM produits, puisqu’elle augmente notamment leurs teneurs en éléments fins, catégorie particulièrement riche en éléments traces métalliques, dont la part dans les déchets gris (déchets non recyclable) passe de 16% en l’absence de collecte sélective à 33% lorsqu’un système complet de collecte sélective a été mis en place (Martin & al., 2003). De nombreux acteurs se posent d’ores et déjà la question de savoir quel sera l’impact de cette collecte sur le comportement des mâchefers lors de leur valorisation en technique routière. Les hypothèses supposent deux conséquences principales qui sont d’une part, la baisse de la résistance mécanique du matériau, soit une baisse de portance due à la diminution de la teneur en silice et d’autre part, le développement possible de gonflements, suite à un excès d’hydratation, après mise en place en technique routière. Ces déficiences pourraient toutefois être corrigées par l’apport de fines de verre issues, par exemple, de centres de tri. Il reste à définir les quantités nécessaires pour pallier le manque et aussi à savoir si le diamètre de ces fines est satisfaisant pour assurer une portance suffisante et un gonflement minimum. Il est alors nécessaire de faire des tests géotechniques sur les MIOM résultants d’une collecte sélective afin de savoir s’ils répondent toujours aux exigences obligatoires pour leur utilisation en techniques routières et aux critères d’écocompatibilité.

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6 CONCLUSION

Le traitement des déchets évolue au cours des années et continuera d’évoluer, ainsi que sa réglementation, au fil de l’amélioration des connaissances et des technologies. Cette revue bibliographique montre que le cas des mâchefers suscite beaucoup d’intérêt de la part de différents acteurs, que se soient les usagers, les collectivités locales ou bien les entreprises de travaux publics. C’est pour cela que de nombreux travaux de recherche ont été effectués ces deux dernières décennies, que ce soit au niveau de la caractérisation, de la maturation (évolution), de l’impact environnemental ou de la valorisation des MIOM. Les propriétés et caractéristiques de ces MIOM dépendent grandement de la composition des ordures ménagères, des paramètres d’incinération et des traitements éventuels en amont et aval de la filière incinération. Depuis les années 1990, la mise en place d’une politique de tri sélectif des OM associée à une volonté affichée de réglementer leur mise en décharge a conduit, d’une part à une stabilisation et à une modernisation du parc des incinérateurs et, d’autre part, à une modification des MIOM résultants. Cette modification, en cours, des résidus solides d’incinération n’a été que peu étudiée. Il paraît nécessaire de développer cette approche dans une démarche comparative. Par ailleurs, au vu de l’analyse bibliographique des travaux concernant les MIOM, il apparaît que les études consacrées à l’évolution de ces matériaux ont plus souvent décrit les conséquences de l’étape de stabilisation/maturation qu’elles n’en ont précisé les mécanismes. C’est particulièrement évident en ce qui concerne le processus de carbonatation des MIOM. En effet, sur ce point particulier, l’aspect de la réactivité des MIOM vis-à-vis du CO2 n’a pratiquement jamais été traité de manière quantitative. Or, cela mérite un intérêt, surtout dans le contexte de l’évolution actuelle des MIOM consécutives aux modifications des caractéristiques des déchets incinérés. Enfin, le rôle de la matière organique résiduelle dans le processus de maturation des MIOM reste une zone d’ombre au niveau scientifique. Il convient d’aborder ce point, tout particulièrement, parce que l’amélioration constante des techniques de combustion en diminue fortement la teneur depuis une dizaine d’années sans que les conséquences de cette baisse sur la stabilisation des MIOM n’en soient estimées.

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chapitre 1 Étude bibliographique - docinsa.insa...

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