ministère de l’enseignement supérieur et de la...
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Ministère de l’Enseignement Supérieur et de la Recherche Scientifique
Université d’Oran 1 Ahmed Ben Bella
Faculté des Sciences Exactes et Appliquées
Département de Chimie
T H E S E
Présentée par
Madame Nadia RAMDANI
Pour l’obtention du Diplôme de DOCTORAT
Spécialité : Chimie Physique
Transformation de la matière organique au cours du co-compostage de boues de
station d’épuration et de déchets verts :
Approche expérimentale pour une production durable de compost
Soutenue le 29/04/2015 devant le Jury composé de :
Année universitaire 2014-2015
Amine HARRANE Pr. Université d’Oran 1 A. Ben Bella Président
Ahmed HAMOU Pr. Université d’Oran 1 A. Ben Bella Directeur de thèse
Rachid MEGHABAR Pr. Université d’Oran 1 A. Ben Bella Examinateur
Mohamed MAZOUR Pr. Centre Université d’Ain Témouchent Examinateur
Mahmoud BENALI Pr. Université de Sidi Bel Abbès Examinateur
Khaloufi BENABDELI Pr. Université de Mascara Examinateur
Transformation de la matière organique au cours du co-compostage de boues de station
d’épuration et de déchets verts : Approche expérimentale pour une production durable
de compost
Résumé
Les boues résiduaires des stations d’épuration urbaine ont une valeur agronomique
intéressante. Elles sont épandues comme amendement organique sur les terres agricoles. Cela
permet de réduire des dépenses dans l’exploitation et l’augmentation la qualité physique du
sol. Pour approfondir nos connaissances sur leur valorisation nous avons opté pour une plate-
forme de compostage.
Les exigences de qualité des composts nécessitent actuellement un nombre important de
caractérisations physico-chimiques et biologiques. Nos objectifs ont donc été d’étudier les
processus du compostage et de mettre au point une méthode simple et efficace de suivi de
l’évolution chimique et biologique des composts.
Notre étude a porté sur un compostage de six mois en andains constitués d’un mélange de
boues de station d’épuration urbaines et de déchets verts broyés. Les composts ont été
caractérisés par des paramètres physico-chimiques (analyses élémentaires, matières
organiques, substances humiques et lignine, Résonance Magnétique Nucléaire 13
C du solide)
et biologiques (dénombrement des micro-organismes) qui ont mis en évidence la
minéralisation et l’humification de la matière organique. La donnée établie à partir de
plusieurs composts a ensuite démontré l’efficacité de la Spectroscopie Infrarouge (IR) pour
distinguer les composts suivant leur maturité.
Enfin, pour fournir un produit utile pour le sol et minimiser ou supprimer tout risque de
contamination probable, il faut gérer d’une part la phase de dégradations ou de stabilisation
des composantes organiques, et s’assurer d’une bonne maturation du produit d’autre part. Un
test agronomique en utilisant le ray grass a été réalisé en vases de végétation dans le but de
confirmer l’absence d’une éventuelle toxicité du compost et la maturité du produit final.
Mots clefs : Boues, Station d’épuration, Déchets verts, Compostage, Valorisation,
Humification , Micro-organismes, Spectroscopie Infrarouge, RMN 13
C du solide, Maturité.
Organic matter transformation during co-composting of sewage sludge from wastewater
treatment plant and green waste:
An experimental approach for sustainable compost
Abstract
The residual sewage sludge from waste water treatment plants have an interesting agronomic
value. They are spread as organic amendments in agricultural soils. This allows reduction in
exploitation costs and an increase in the physical quality of soils. For a better understanding
of the valorization and its benefits a composting plate form has been chosen for this purpose.
The requirements for composts quality necessitate an important number of physicochemical
and biological characterizations.
The objectives the investigation concern the study of compost processes in order to put up an
efficient and a simple method for chemical and biological follow up of composts. The
investigation was made on compost for a period of six months. The compost was a mixture of
sewage sludge from urban wastewater treatment plant and grounded green wastes.
The composts were characterized by physicochemical parameters (elementary analysis,
organic matters, humic and lignin substances; solid nuclear resonance of 13
Cas well as
biological parameters (micro- organisms counting) which had put into evidence the
mineralization and the humification of the organic matter.
The results established from many types of compost had shown the efficiency of infrared
spectroscopy (IR) in distinguishing the composts according to their maturity. Lastly, in order
to present a product benefic for the soil and minimizing or preventing any risk of
contamination, on one hand, the phase of degradation or stabilization of organic components
must be managed on the other hand; the maturation of the product must be guaranteed. An
agronomic test has been carried out using the ray grass in vegetation soil in order to confirm
the absence of eventual toxicity of the compost and the maturity of the final product
Keywords: Sewage sludge, wastewater plant, green waste, composting, valorization, micro-
organism counting, infrared spectroscopy, solid nuclear resonance of 13
C, maturity.
Remerciements
Malgré les apparences, cette page est la plus difficile à rédiger. Comment dire en si peu de
mots, toute ma reconnaissance aux personnes qui m’ont toujours encouragée dans la
réalisation de ce travail…
Ce travail a été mené sous la direction de Monsieur Ahmed HAMOU, Professeur à
l’Université d’Oran, directeur du laboratoire d’études des sciences de l’environnement et des
matériaux. Je ne trouve de mots assez forts pour lui exprimer ma reconnaissance de m’avoir
permis de continuer ma thèse dans son laboratoire après avoir été abandonnée par mon
encadreur au risque de perdre mes travaux, fruits de longues années de labeur. C’est
pourquoi, je lui exprime ma profonde gratitude pour son soutien scientifique, ses qualités
humaines, sa sympathie, son bon cœur et sa gentillesse. J’ai appris de lui la persévérance
dans la recherche et la façon de mener une réflexion pour résoudre les problèmes
scientifiques. Il a encadré mon travail de telle manière qu’il m’a permis de prendre plus
confiance en moi. Je le remercie tout particulièrement pour la confiance qu’il a placée en
moi, dont j'espère avoir été à la hauteur et aussi pour la liberté d’action qu’il m’a accordée.
Cette étude a également été co-encadrée par Monsieur Rachid MEGHABAR, Professeur à
l’Université d’Oran, que je remercie infiniment pour son soutien scientifique et la confiance
qu’il m’a accordée pendant ce travail. Merci également pour ses qualités humaines et
l’apport autant scientifique qu’humain qu’il a su me transmettre.
Je voudrais remercier tout particulièrement Monsieur Amine HARRANE, Professeur à
l’Université d’Oran, d’avoir accepté d’être président du jury de cette thèse et pour l’intérêt
qu’il a bien voulu porter à notre travail.
J’exprime également mes sincères remerciements à Messieurs les professeurs, Mohamed
MAZOUR, Mahmoud BENALI et Khaloufi BENABDELI d’avoir accepté d’évaluer ma thèse
en tant que membres du jury. Je vous suis reconnaissante, à l’avance, pour m'avoir donné de
votre temps précieux et pour vos pertinents commentaires apportés sur cette thèse.
J’adresse également mes sincères remerciements à Monsieur Ferid RACHDI, Professeur à
l’Université de Montpellier2, Directeur de Recherche, CNRS de Laboratoire Charles
Coulomb, France. Pour le bon accueil à son laboratoire et pour son aide précieuse.
Mes sincères remerciements sont également destinés à Monsieur Maurice SANTELLI,
Professeur à l’Université de Provence, Aix-Marseille I, France, pour le bon accueil lors du
stage de ma première année au laboratoire d’Aix-Marseille I, lorsqu’il en était directeur.
Je tiens également à remercier Monsieur Yarub Al-DOURI, Professeur à l’Université de
Perlis, Malaysia. Pour son aide précieuse.
Mes sincères remerciements sont également destinés à Monsieur Abdelkader LOUSDAD,
Maitre de conférences à l’Université de Sidi Bel Abbes, que je remercie infiniment pour son
soutien scientifique, Merci également pour ses qualités humaines, sa sympathie et son bon
cœur.
J’adresse un remerciement particulier, à mon ami Monsieur Mohamed ARGOUB qui a suivi
de près ce projet du début à la fin. Pour son écoute dans les moments difficiles. Pour ses
délicieux emails.
Les remerciements sont un exercice difficile. A chercher une diplomatique déférente, on en
oublie la sincérité du merci. Du simple lecteur aux personnes qui ont consacré de leur temps
et de leur énergie pour m’aider dans ce travail, à tous je voudrais adresser mes
remerciements.
Mes meilleurs sentiments sont adressés à mes collègues et à mes amis avec qui j’ai passé de
bons moments durant ces années de thèse.
A mon regretté père, Monsieur Abdelhafid RAMDANI qui m’a permis d’engager des études
universitaires et à mon regretté époux Mustapha AIT YALA qui, de son vivant m’a toujours
encouragé à pousser le plus loin possible mes études. Par ce travail, j’espère honorer leurs
mémoires.
Mes remerciements les plus chaleureux sont destinés à ma mère, mes sœurs pour leurs
soutiens et leurs encouragements ; qu’elles soient certaines de toute ma reconnaissance et de
tout mon amour. Evidemment, je n’oublie pas d’exprimer mes plus chaleureux sentiments et
mon amour à mes filles : Sarah, Ikram et Lamis dont l’esprit est toujours avec moi et
m’accompagne chaque seconde de ma vie et à qui j’offre cette thèse. Je vous aime tous.
Cette lettre étant avant tout une vague que je voudrais énorme de remerciements pour toutes
les personnes qui ont participé directement ou indirectement - ne serait ce que par des
encouragements - à la réalisation de cette thèse.
Liste des acronymes
ADEME : Agence de l’environnement et la Maîtrise de l’Energie
AFNOR : Association Française de Normalisation
AF : Acides Fulviques
AH : Acides Humiques
AZOTE KJELDAHL : Représente la somme de l’azote organique et de l’azote ammoniacal
(NH4+)
C.E.C : Capacité d’Echange Cationique
DEHP : Di (2-éthylhexyl) phtalate
DO : Densité optique
EPA : Environmental Protection Agency, USA
ETM : Eléments Traces Métalliques
EQH : Equivalent habitant
FTIR : Spectroscopie Infrarouge à Transformée de Fourrier
HAP : Hydrocarbures aromatiques polycycliques
HPLC: High-performance liquid chromatography
MES : Matière Organique en suspension
MO : Matière Organique
MS : Matière Sèche
OMS : Organisation mondiale de la santé
PCB : Polychorobiphényls
STEP : Stations d’épuration eau polluées
UV : Spectrométrie Ultraviolet-Visible
13 C-NMR : Spectroscopie Résonance Magnétiques Nucléaire du Carbon 13.
Table des matières
Introduction générale…………………………………………………………………………………
CHAPITRE I : Généralités sur le traitement des eaux usées………………………………………….
01
05
I.1. Définition…………………………………………………………………………………………. 06
I.2. Origine des eaux entrant en station d’épuration………………………………………………….. 06
I.2.1. Les rejets domestiques………………………………………………………………………… 06
I.2.2. Les rejets industriels…………………………………………………………………………... 06
I.2.3. Eaux de ruissellement………………………………………………………………………….
07
I.3. Les eaux usées : un réservoir de polluants ………………………………………………………. 08
I.3.1. Microorganisme………………………………………………………………………………... 08
I.3.2. Les bactéries…………………………………………………………………………………… 09
I.3.3. Les virus……………………………………………………………………………………….. 09
I.3.4. Les protozoaires……………………………………………………………………………….. 09
I.3.5. Les helminthes…………………………………………………………………………………. 10
I.4. Les matières en suspension (MES)………………………………………………………………... 10
I.5. Les éléments traces, minéraux ou organiques…………………………………………………….. 10
I.5.1. Les métaux lourds…………………………………………………………………………….. 11
I.5.2. Les éléments toxiques organiques…………………………………………………………….. 11
I.6. Les substances nutritives………………………………………………………………………….. 12
I.7. Les grandes étapes du traitement des eaux usées…………………………………………………. 12
I.8. Situation actuelle de la réutilisation des eaux usées en Algérie et perspectives pour l’irrigation…
13
CHAPITRE II : Composition et traitement des boues résiduaires…………………………………. 15
II.1. Composition des boues résiduaires………………………………………………………………. 16
II.1.1. Matière organique…………………………………………………………………………… 16
II.1.2. Eléments fertilisants…………………………………………………………………………. 16
II.1.3. Contaminant chimique inorganique et organique……………………………………………. 16
II.1.4. Les micro-organismes pathogènes…………………………………………………………... 17
II.2. Description des différentes filières de traitement et d’évacuation des boues…………………… 17
II.2.1. La stabilisation……………………………………………………………………………….. 18
II.2.2. Réduction de la teneur en eau des boues…………………………………………………….. 18
II.2.3. Les traitements d’hygiénistation…………………………………………………………….. 18
II.2.5. L’incinération………………………………………………………………………………... 19
II.2.6. Utilisation agricole des boues……………………………………………………………….. 20
II.2.6.1. Epandage direct des boues résiduaires…………………………………………………... 20
II.2.6.2. Utilisation des boues traitée………………………………………………………………
21
CHAPITRE III : Présentation générale du compostage…………………………………………. 22
III.1. Objectifs du compostage…………………………………………………………………….. 24
III.1.1 Définition du compostage……………………………………………………………… 24
III.2. Avantages du compost……………………………………………………………………….. 24
III.3. Paramètres du compostage…………………………………………………………………… 26
III.3.1. pH………………………………………………………………………………………. 27
III.3.2. Température……………………………………………………………………………. 27
III.3.3. Teneur en humidité……………………………………………………………….......... 28
III.3.4. Composition des boues résiduaires……………………………………………………. 29
III.3.5. Teneur en Matière Organique Total……………………………………………………. 31
III.3.6. Apport d’oxygène………………………………………………………………………. 31
III.3.7. Granulométrie………………………………………………………………………….. 31
III.4. Les quatre phases du compostage…………………………………………………………… 33
III.5. Les micro-organiques du compost………………………………………………………….. 36
III.5.1. Les bactéries…………………………………………………………………………… 37
III.5.2. Les champignons……………………………………………………………………… 38
III.5.3. Les algues, les protozoaires et les animaux pluricellulaires…………………………... 40
III.6. Les différents procédés de compostage……………………………………………………… 41
III.6.1. Compostage en andains………………………………………………………………... 41
III.6.2. Compostage en récipients clos………………………………………………………… 42
III.6.3. Vermicompostage……………………………………………………………………... 43
III.7. Pourquoi composter ?.............................................................................................................. 44
III.8. Les différents composts……………………………………………………………………… 44
III.8.1. Les composts d’origine urbaine………………………………………………………. 44
III.8.2. Autres composts………………………………………………………………………. 45
III.9. Quels déchets composter ?....................................................................................................... 46
III.9.1. Les boues de station d’épuration……………………………………………………… 46
III.9.2. Les déchets verts……………………………………………………………………… 46
III.9.3. Les déchets ménagers………………………………………………………………… 46
III.10. Conditions réglementaires de l’utilisation des composts en agriculture……………………. 47
Chapitre IV : Caractéristique de la matière organique des composts et évolution au cours du
compostage……………………………………………………………………………………………….
49 IV.1. Aspects biochimiques du compostage……………………………………………………... 50
IV.2. Substances non humiques : structure et dégradation………………………………………. 50
IV.2.1. Les glucides……………………………………………………………………………. 50
IV.2.2. La lignine et le complexe lignocellulosique…………………………………………… 52
IV.2.3. Les protéines…………………………………………………………………………… 55
IV.2.4. Les lipides et ployesters lipidiques…………………………………………………….. 55
IV.2.5. Les tanins………………………………………………………………………………. 58
IV.3. Substances humiques………………………………………………………………………. 59
IV.4. Evolution de la matière organique………………………………………………………… 64
IV.4.1. Dégradation enzymatique de la lignine………………………………………………… 64
IV.4.2. Minéralisation et humification…………………………………………………………. 67
CHAPITRE V : Maturité et la valeur Agronomique des composts……………………………….. 73
V.1. la maturité d’un compost…………………………………………………………………….. 74
V.2. Critères d’évaluation de la maturité d’un compost…………………………………………… 75
V.2.1. Stabilité biologique de la matière organique, une condition nécessaire de maturité……. 75
V.2.2. Indicateurs basés sur l’évolution physique, chimique et biologique des composts……… 75
V.2.2.1. Respirométrie……………………………………………………………………….. 76
V.2.2.2. Test d’auto échauffement…………………………………………………………… 77
V.2.2.3. Test Solvita…………. ………………………………………………………… 78
V.2.2.4. Caractéristiques physico-chimiques classiques……………………………………... 78
V.2.2.5.Rapport d’humification (AH/AF)…………………………………………………… 79
V.2.2.6. Autres critères relevés dans la littérature…………………………………………… 79
V.3. Effets physico-chimiques des composts sur les caractéristiques du sol………………………. 81
V.3.1. Evolution de la teneur en matière organique du sol : utilisation de modèles dynamique 82
V.4. Valorisation agronomique des composts par apport d’éléments fertilisants………………….. 84
V.4.1.Azote (N)………………………………………………………………………………. 85
V.4.2.Phosphore (P)………………………………………………………………………….. 86
V.4.3.Potassium (K)………………………………………………………………………….. 86
V.5. Valeurs agronomiques, tests sur plantes…………………………………………………. 87
V.5.1. Phyto-Toxicité………………………………………………………………………… 87
V.6. Amélioration des aspects biologiques des sols amendés…………………………………….. 88
V.7. Effets remédiant des amendements organiques………………………………………............ 88
V.8. Carbone organique du sol et effet de serre…………………………………………………… 89
V.9. Valeur azotée des composts………………………………………………………………….. 89
V.9.1. Généralités………………………………………………………………………………. 89
V.9.2. Méthodes d’évaluation de la valeur azotée……………………………………………. 91
V.9.3. Données sur les valeurs azotées des composts………………………………………… 92
V.10. Le compostage et son effet hygiéniste……………………………………………………… 94
V.11. Evolution et humification de la matière organique…………………………………………. 95
V.11.1. Résonance magnétique nucléaire (RMN)……………………………………………... 95
V.11.2. La spectroscopie UV- visible……………………………………………………......... 97
V.11.3. La spectroscopie infrarouge (IR)……………………………………………………….
98
Chapitre VI : Évolution de la disponibilité des micros polluants inorganiques et organiques
au cours du compostage…………………………………………………………………………………
99 VI.1. Micropolluants métalliques et organiques………………………………………………… 100
VI.1.1. Micro polluants inorganiques : Eléments traces métalliques (ETM)………………... 100
VI.2.Valeurs limites et admissibles des ETM du compost en agriculture……………………….. 100
VI.2.2. Détermination des concentrations en ETM dans le sol et les composts ……………. 103
VI.2.2.1 Extraction simple………………………………………………………………….. 104
VI.2.2.2 Extraction séquentielle « spéciation » des ETM…………………………………... 104
VI.3. Le compostage et les éléments traces métalliques………………………………………... 106
VI.3.1 Le devenir des ETM lors du compostage…………………………………………… 108
VI.3.2 Devenir des ETM de boues et de compost dans le sol……………………………… 108
VI.4. Les polluants organiques détectés dans les déchets organiques et les co 109
VI.4.1. Propriétés des polluants organiques………………………………………………… 109
VI.4.2. Principaux polluants organiques détectés dans les déchets organiques et les composts……………………………………………………………………………………………
110
VI.5. La réglementation concernant les polluants organiques dans les composts……………… 116
VI.6. Le devenir des polluants organiques au cours du compostage…………………………… 117
VI.6.1. La dissipation des polluants organiques au cours du compostage………………… 119
VI.7. La minéralisation des polluants organiques au cours du compostage……………………. 122
VI.8. La formation des résidus liés au cours du compostage…………………………………… 126
VI.9. La sorption des polluants organiques sur la matière organique au cours du compostage…………………………………………………………………………………………….
127
Conclusion de l’étude bibliographique et objective de travail…………………………………...
130
PARTIE II : Techniques expérimentales…………………………………………………………. 131
Chapitre 1 : Descriptions des sites d’étude & matériels et méthodes analytiques………… 132
I. Introduction………………………………………………………………………………... 133
II. Matériels et Méthodes……………………………………………………………………. 133
II.1. Procédé de compostage expérimental……………………………………………….. 133
II.2. Echantillonnage des composts………………………………………………………. 134
III. Caractérisations physiques et chimiques…………………………………………………. 134
III.1.Mesure de la température…………………………………………………………….. 134
III.2.Mesure du pH………………………………………………………………………… 134
III.3.Humidité et matière sèche……………………………………………………………. 135
III.4.Carbone organique et matière organique…………………………………………….. 135
III.5.Taux de cendre……………………………………………………………………….. 135
III.6. Azote Total Kjeldahl, NTK, % MS………………………………………………….. 136
III.7. Rapport C/N…………………………………………………………………………. 136
III.8. Dosage des ions ammonium et nitrate………………………………………………. 136
III.9. Dosage de la conductivité électrique………………………………………………… 136
III.10.Teneur en acides humiques et fulviques……………………………………………. 137
III.11.Extraction de la lignine……………………………………………………………... 137
III.12. Extraction des métaux lourds………………………………………………………. 137
III.13. Spectroscopie UV – visible………………………………………………………… 138
III.14.Spectromètres infrarouge à transformée de Fourier……………………………….. 138
III.15. Résonance Magnétique Nucléaire 13C du solide…………………………………. 138
III.16. Tests de maturité utilisable sur plate-forme de compostage : Test d’auto
échauffement et Test Solvita……………………………………………………………………………...
139 III.16.1. Préparation des échantillons…………………………………………………… 139
III.16.2. Test d’auto-échauffement (Dewar)……………………………………………. 139
III.16.3. Test Solvita……………………………………………………………………. 139
III.16.4. Appréciation du manipulateur…………………………………………………. 140
Chapitre 2 : Matériels et méthodes biologique & agronomique…………………………….
141
I. Introduction………………………………………………………………………. 142
II. Caractérisations biologiques…………………………………………………………….. 142
II.1. Dénombrements microbiens………………………………………………………. 142
II.2. Mesure de la respiration du compost……………………………………………… 142
III. Indice de germination, IG……………………………………………………………….. 143
IV. Détermination de la population de la faune au cours des opérations de compostage 143
IV.1. Méthode d’extraction………………………………………………………………. 143
IV.2.Tri et détermination des différentes espèces ………………………………………. 144
IV.3. Essai agronomique en vases de végétation………………………………………… 144
Conclusion et objectifs de notre travail……………………………………………………………..
146
Partie III : Résultats et discussions…………………………………………………………………. 148
Chapitre I : Evolution des caractéristiques physico-chimiques classiques au cours du
compostage……………………………………………………………………………………………
149
I.1. Décomposition et minéralisation aux différents stades du compostage……………………. 150
I.1.1.Humidité et température………………………………………………………………. 150
I.1.2. Evolution du pH………………………………………………………………………. 152
I.1.3. Matière organique (MO) et carbone organique total (COT)…………………………. 154
I.1.4. Analyses élémentaires………………………………………………………………… 155
I.1.4.1. Azote Total Kjeldhal (NTK)……………………………………………………... 155
I.1.4.2.Rapport C/N………………………………………………………………………. 155
I.1.4.3.Conductivité électrique…………………………………………………………… 155
Conclusion du Chapitre I……………………………………………………………………………..
156
Chapitre II : Caractérisation des substances humiques et de la matière organique des composts
par spectroscopie FTIR, UV Visible et RMN 13
C……………………………………………………...
157
II.1. Fractionnement humique………………………………………………………………….. 158
II.2. Fractionnement chimique de la lignine…………………………………………………… 159
II.3. Spectrométrie infrarouge………………………………………………………………….. 161
II.4. Spectroscopie UV – visible……………………………………………………………….. 169
II.5. Caractérisation par Résonance Magnétique Nucléaire……………………………………. 171
Conclusion du Chapitre II…………………………………………………………………………...
176
Chapitre III : Extraction séquentielle des métaux lourds au cours du compostage des boues d’épuration et de déchets verts……………………………………………………………...
177
III .1. Spéciation des métaux lourds au cours du compostage…………………………………... 178
Conclusion chapitre III………………………………………………………………………………
180
Chapitre IV : Activité de dégradation microbiologique au cours du processus de maturation
du compost………………………………………………………………………………………………
184
IV.1. Evolution des communautés microbiennes au cours du processus du compostage………….. 185
IV.1.1. Aspect bactériologique des composts…………………………………………………... 185
IV.2. Respiration…………………………………………………………………………........... 186
Conclusion chapitre IV……………………………………………………………………………….
187
Chapitre V : Effet de l’ajout du compost sur le développement de deux plantes……………….. 189
V. Introduction……………………………………………………………………………………... 190
V.1. Effet de l’ajout du compost sur la croissance végétale de poids chiche et d’une variété de
l’orge……………………………………………………………………………………………………..
190 Conclusion de chapitre V ……………………………………………………………………………
196
Conclusion Générale…………………………………………………………………………………. 197
Table des illustrations
Liste des Figures
Figures partie I :
Figure III-01: Processus de compostage……………………………………………………….. 25
Figure III-02: Courbe théorique d’évolution de la température et du pH au cours du
compostage d’après MUSTIN (1987)………………………………………………………….
35
Figure III-03 : Représentation schématique des principaux transferts de chaleur et de matière
au sein du compost………………………………………………………………………………
36
Figure III-04 : Les différents types de composts urbains……………………………………… 47
Figure IV-01: Structure de la cellulose : (a) Deux molécules de glucose liées par une liaison
β-1,4 glycosidique; (b) Liaisons hydrogène entre deux chaînes de cellulose; (c) Structure
fibrillaire de la cellulose (Extrait de KÖGEL- KNABNER, 2002)…………………………….
51
Figure IV-02: Exemple d’une unité d’hémicellulose : Arabino-4-O-méthyl-glucurono-xylane
(Extrait de KÖGEL- KNABNER, 2002)……………………………………………………….
52
Figure IV-03: Structure des précurseurs de la lignine. (I) : Alcool p-coumarylique ; (II) :
Alcool coniférylique ; (III) : Alcool sinapylique ; d’après KÖGEL-KNABNER (2002)……
53
Figure IV-04: Structure des liaisons principales dans la lignine (Extrait de KÖGEL-
KNABNER, 2002)……………………………………………………………………………..
53
Figure IV-05 : Modèle de lignine tridimensionnelle (Extrait de KÖGEL-KNABNER, 2002).. 54
Figure IV-06 : Modèle de lignine linéaire (Extrait de BANOUB ET DELMAS, 2003)………. 56
Figure IV-07 : Monomères et structure de la cutine (Extrait de KOLATTUKUDY, 1980)…... 56
Figure IV-08 : Modèle de la subérine de pomme de terre. Les connections indiquées sont
respectivement C : polysaccharide ; P : groupe phénolique et S : subérine (Extrait de
BERNARDS, 2002)……………………………………………………………………………..
57
Figure IV-09 : Unités de base de tanins hydrolysables : (a) acide gallique (b) acide ellagique
(Extrait de KOGEL- KNABER, 2002)………………………………………………………….
58
Figure IV-10: Structure des tanins condensés (Extrait de KOGEL-KNABER, 2002)…………
59
Figure IV-11: Modèle d’acides humiques d’après SCHULTEN & LEINWEBER (2000), les
éléments colorés sont : H (blanc), C (cyan), O (rouge), N (bleu) et S (jaune)………………….
62
Figure IV-12: Modèle de structure des composés humiques (ANDREUX & MUNIER-
LAMY, 1994) ………………………………………………………………………………….
66
Figure IV-13: (a) Coupure par une lignine peroxydase de la structure non phénolique interne
arylglycérol-β-aryl éther de la lignine. (b) Coupure par un manganèse peroxydase de la
structure terminal arylglycérol-β-aryl éther de la lignine (Extrait de HAMMEL, 1997)……….
66
Figure IV-14 : Les quatre voies de l’humification (STEVENSON, 1994)……………………..
68
Figure IV-15 : Représentation schématique de la formation des substances humiques par la
théorie polyphénolique…………………………………………………………………………
70
Figure V-01 : Représentation du modèle de HENIN ET DUPUIS (1945) décrivant la
dynamique de la matière organique dans un sol………………………………………………...
84
Figure V-02 : Schéma simplifié du cycle de l’azote lié à un apport de compost……………….
90
Figure V-03: Classification des signaux en CPMAS d’un acide humique (Extrait de KOGEL-
KNABER, 2002)………………………………………………………………………………...
97
Figure VI-01: Distribution des pourcentages de dissipation (calculés à partir des
concentrations) pour les HAP, en fin de la phase thermophile (A) et en fin de compostage (B)
et pour les PCB, en fin de la phase thermophile (C) et en fin de compostage (D)……………..
121
Figures partie II :
Figure I-1 : Représentation du composteur; (a) le composteur et (b) les trous dans les parois
et dans le fond…………………………………………………………………………………...
132
Figure I-2 : Protocole général d’analyses physico-chimiques et biologiques………………… 145
Figures partie III :
Figure I-1: Evolution de la Température au cours du compostage………………………….. 151
Figure I-2 : Humidité mesurées à la surface et à 40 cm pendant 180 jours de compostage…. 152
Figure I-3: Evolution de pH au cours du compostage………………………………………..
153
Figure II-1 : Evolution des teneurs en lignine au cours du compostage………………………
159
Figure II-2: Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues au début de
compostage………………………………………………………………………………………
164
Figure II-3: Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues à 30 jours de
compostage………………………………………………………………………………………
165
Figure II-4: Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues à 60 jours de
compostage………………………………………………………………………………………
166
Figure II-5 : Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues à 90 jours de
compostage………………………………………………………………………………………
167
Figure II-6 : Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues à différents stades
de compostage…………………………………………………………………………………...
168
Figure II-7 : Spectre UV-visible de 09 composts de maturité différente……………………. 170
Figure II-8 : Spectres (a et b) RMN solide du 13
C de co-compost de déchets verts et des boues
durant le début et le 1er mois de compostage…………………………………………..
173
Figure II-9 : Spectres (c et d) RMN solide du 13
C de co-compost de déchets verts et des boues
pendant le 2ème
et 3ème
mois de compostage……………………………………………
174
Figure III-1 : Quantité totale des métaux lourds durant le Co-compostage des boues et des
déchets verts…………………………………………………………………………………….
178
Figure III-2 : Changement du pourcentage de fromes métalliques extractibles (X-KNO3
(Exchangeable) et X-H2O (Soluble) au cours du compostage………………………………
180
Figure III- a, b : Changement du pourcentage es fractions métalliques extractibles (X-NaOH,
X-EDTA et XHNO3) au cours de compostage (a: Zn; b:
Cu)……………………………………………………………………………………………….
181
Figure III- c, d : Changement du pourcentage es fractions métalliques extractibles (X-NaOH,
X-EDTA et XHNO3) au cours de compostage (c: Pb; d:
Cr)……………………………………………………………………………………………….
182
Figure III- e : Changement du pourcentage des fractions métalliques extractibles (X-NaOH,
X-EDTA et XHNO3) au cours de compostage (e:
Ni)………………………………………………………………………………………………..
183
Figure V-1: Effet de l’ajout du compost sur la croissance de la Hordeum vulgare…………... 194
Figure V-2: Effet de l’ajout du compost sur la croissance de la Cicer arietinum……………..
195
Liste des Tableaux
Tableaux partie I :
Tableau III-01 : Température et durée d’exposition nécessaire à la destruction de pathogènes
(NOBLE & ROBERTS, 2003 ; LUCERO-RAMIREZ, 2000 ; GOLUEKE, 1991 dans DEPORTES,
1995)……………………………………………………………………………………………………
28
Tableau III-02 : Rapport C/N de divers substrats (MUSTIN, 1987 ; GOOTAS, 1959,
www.ademe.fr).......................................................................................................................................
30
Tableau III-03 : Paramètres de contrôle et de suivi du procédé……………………………………. 32
Tableau. III-04 : Classification des espèces en fonction des phases du compostage RYCKEBOER et al. (2003) ou HARUTA et al. (2005)………………………………………………
38
Tableau III-05: Différents types de champignons en phase de ralentissement……………………. 40
Tableau IV-01 : Principaux constituants susceptibles d’être présent dans les déchets d’origines
urbaines en fonction de la nature des déchets, et devenir au cours du compostage.
67
Tableau IV-02 : Quelques données bibliographiques concernant la distribution du carbone
organique dans les fractions humiques et fulviques pour différents composts…………………...
71
Tableau V-01 : Différentes méthodes d’évaluation de la maturité des composts……………….. 76
Tableau V-02 : Quelques valeurs des principaux indicateurs de maturité relevées dans la littérature
(les valeurs explicitement définies par les auteurs comme seuil de maturité sont
soulignées)…………………………………………………………………………………………….
80
Tableau V-03 : Rôles des éléments minéraux………………………………………………………. 85
Tableau VI-01: Teneurs et flux des éléments traces pour les boues et pour les sols en France selon
l’arrêté du 8 janvier 1998…………………………………………………………………...................
101
Tableau VI-02 : Valeurs limites dans les composts (mg/kg MS) destinés particulièrement à
l’épandage agricole selon le pays (AMLINGER, 2004)………………………………………………
102
Tableau VI-03 : Concentrations limites des éléments traces selon le type du sol, au dessus
desquelles l’application du compost est limitée ou interdite (mg/kg) (BRINTON, 2000)...................
102
Tableau VI-04 : Les différents procédures d’extractions séquentielles les plus utilisées………….. 105
Tableau VI-05 : Synthèses des effets des OPs fréquemment détectés dans les composts (World Health Organiszation, 1989, 1993, 1998 ; ALDRICH et DANIEL, 2003 ; Fiches
atoxicologiques de L’INRS)…………………………………………………………………………..
113
Tableau VI-06: Valeurs médianes et nombre d’observation (n) des teneurs en OPs dans différents
déchets organiques et composts trouvées dans la littérature………………………………………..
115
Tableau VI-07: Teneurs en pesticides détectés dans différents déchets organique et composts
trouvées dans la littérature……………………………………………………………………………. 116
Tableau VI-08: Seuils et flux en polluants organiques dans les normes NFU 44-095 (AFNOR,
2008) pour les composts de boues et NFU 44-051 (AFNOR, 2006) pour les autres amendements
organiques……………………………………………………………………………………………..
117
Tableau VI-09: Seuils en OPS fixés par le document de travail de la future Digestive Européenne
sur les boues et les composts de boues (Européen Commission, 2000)………………………………
118
Tableau VI-10: Distribution des pourcentages de dissipation des PCD D/F, DEPH, LAS et NP au
cours du compostage (calculés à partir des concentrations, sauf pour deux études)……………… 121
Tableau VI-11 : Potentiels de minéralisation des 14
C –OP au cours d’incubation dans des
échantillons de compost prélevés à différents stades de compostage trouvés dans la
littérature……………………………………………………………………………………………
124
Tableau VI-12 : Potentiels de minéralisation, de formation de résidus liés et de volatilisation des 14
C-OP au cours de compostages selon la littérature.
125
Tableaux partie II :
Tableau I-1: Valeurs de l’indice de maturité du test d’auto-échauffement (DEWAR) en fonction de
la température maximale atteint (Tmax) (FCQAO, 1994)……………………………………… 139
Tableau I-2: Grille de détermination de l’indice de maturité Solvita®
en fonction des indices CO2 et
NH3 et interprétation (données du fabricant)…………………………………………………….. 139
Tableaux partie III :
Tableau I-1 : Evolution des paramètres physico-chimiques au cours du processus de
compostage…………………………………………………………………………………………… 150
Tableau I-2 : Evolution des pH au cours du processus de compostage……………………..........
153
Tableau II-1 : Extraction des acides humiques (AH) et fulviques (AF) au cours du
compostage…………………………………………………………………………………………… 158
Tableau II-2 : Absorbances UV - visible de 09 composts de maturités différentes ……………….
171
Tableau III-1: Teneurs en métaux lourds dans les valeurs limites pour la classe A de composts « qui ne comportement aucune restriction d’usage et de calsse B de compost qui peut être utilisé sur
les terres forestières et les cotés de la route et à d’autres fins d’aménagement paysager », selon
CCME de normalisation du Canada (1995)…………………………………..............................
179
Tableau IV-1 : Evolution des concentrations en micro-organismes au cours du compostage……..
185
Tableau IV-2: Mesure de la respiration des composts………………………………………………. 187
Tableau V-1: Propriétés physicochimiques du sol utilisé…………………………………………... 190
Tableau V-2 : Effet de l’ajout du compost sur le développement de deux plantes………………. 194
Liste des photos
Photo V-1 : Vue de l’ensemble des pots……………………………………………………………. 191
Photo V-2 : Vue générale de la partie racinaire et aérienne de la plante (Hordeu vulgare) à
différents pourcentage de compost…………………………………………………………………… 191
Photo V-3 : Vue générale de la partie racinaire et aérienne de la plante (Cicer arietinum) à
différents pourcentage de compost…………………………………………………………………… 192
Photo V-4 : Effet du compost sur la croissance de la (Hordeum vulgare) et du (Cicer arietinum)………………………………………………………………………………………...........
193
Liste de légende
Légende II-1 : Classifications des signaux d’un acides fulviques et attribution des groupes
chimiques…………………………………………………………………………………………… 172
1
Introduction générale
« Pécuchet fit creuser devant la cuisine un large trou et le disposa en trois compartiments,
où il fabriquerait des composts qui feraient pousser des tas de choses »
(Flaubert, Bouvard et Pécuchet, 1881)
L’eau est un bien précieux qui subit diverses pollutions et dégradations : les
écosystèmes et la santé des personnes en sont directement impactés. Les pollutions présentes
dans l’eau sont d’origines diverses : industrielle, domestique ou agricole (BASSOMPIERRE,
2007). Les chiffres publiés par l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS) en 2006 révèlent
que chaque année 1.8 million de personnes dont 90 % d’enfants de moins de cinq ans, vivants
pour la plupart dans les pays en voie de développement, meurent de maladies diarrhéiques.
Or, à l’échelle mondiale, 88 % des maladies diarrhéiques sont imputables à la mauvaise
qualité de l’eau de boisson et à un assainissement insuffisant des eaux usées. L’eau est
devenue un enjeu stratégique mondial dont la gestion doit impérativement s’intégrer dans une
perspective politique de développement durable.
Certains affirment en effet qu’elle sera, au troisième millénaire, un enjeu de guerres
comme le pétrole l’a été et l’est encore aujourd’hui (GARCIA-ARMISEN, 2006). L’épuration
des eaux usées s’est donc imposée pour préserver la qualité des milieux naturels et notamment
les eaux de surface et souterraines. L’eau épurée est actuellement en majorité rejetée.
L’Algérie ne comptait, en 1999, que 45 stations d’épuration, réalisées depuis
l’indépendance dont 12 seulement en service en 2000 avec une capacité de traitement qui ne
dépassait pas 90 millions d’eau usée traitée. Ayant pris conscience de l’urgence en matière de
réalisation et de rénovation des réseaux d’assainissement et d’infrastructures d’épuration des
eaux usées, « un conseil des ministres a été réservé, en 2004, exclusivement à
l’assainissement », révèle Ahcene Aït Amara directeur de l'assainissement et de la protection
de l’environnement au ministère des Ressources en eau ». Depuis, le problème a été
sérieusement pris en charge. C’est ainsi qu’il a été décidé le lancement de 158 nouveaux
projets de réalisation d’infrastructures d’épuration, tous programmes confondus, pour un
montant global dépassant les 200 milliards de dinars. Ces projets ont été sanctionnés par la
réception de 134 stations d’épuration avec une capacité installée estimée à 12 millions EQH
2
soit 800 hm3/an sur un volume d’eau rejeté estimé à 1,4 milliard m
3/an. Une bonne partie du
volume épuré est réutilisée pour l’irrigation.
Quelque soit le système d’épuration adopté, le traitement des eaux usées
s’accompagne d’une production de quantités de boues non négligeables dont il faut se
débarrasser. Plusieurs filières existent pour l’élimination de ces boues, mais le choix doit être
tributaire du coût d’installation, de l’origine de boues, de la valeur ajoutée du produit qui en
résulte et de l’impact que pourrait avoir la filière retenue sur l’environnement. La mise en
décharge (appelée aussi stockage) s’avère une technique peu valorisante et est légalement
interdite dans de nombreux pays (directive 1999/31/CE). L’incinération de boues a un coût
prohibitif et présente un risque lié à l’impact de gaz toxiques sur l’environnement tel que celui
de la dioxine (ADEME, 1999).
La valorisation énergétique (production de bio-gaz comme source de chaleur et
d’électricité) et la valorisation biologique ou agricole (production d’engrais et de compost)
constituent des technologies vertes permettant de transformer les boues en produits à haute
valeur ajoutée en minimisant les risques de pollution (PREVOT, 2000 ; ADEME, 2001 ;
AUBAIN et al., 2002). Le recyclage ou valorisation agricole des boues après compostage
contribue à une réintégration des éléments minéraux et organiques dans les sols, ce qui permet
de se rapprocher des cycles naturels. Néanmoins, l’épandage des composts obtenus ne doit
pas se faire sans s’être assuré de leur hygiénisation, de leur stabilisation et de leur maturité.
De plus, le compost de boues doit être exempt de phytotoxicité, avec des teneurs en métaux
lourds (Cu, Zn, Cd, Hg, Cr…) et des teneurs en micro-polluants organiques (phthalates, PCB,
HAP…) inférieures aux normes internationales en vigueur.
Le présent travail œuvre pour la détermination des conditions optimales de co-
compostage des boues résiduaire de la station d’épuration urbaines de la ville de Sidi Bel
Abbes l’ouest de l’Algérie et des déchets verts. Il contribuera ainsi à une meilleure
compréhension des phénomènes d’évolution de la matière organique au cours du co-
compostage, en particulier ceux de la fraction humique. La détermination du degré de
maturité du produit final sera abordée en utilisant différents indices physico-chimiques et
spectroscopiques en vue de déterminer les indices qui intègrent mieux les transformations du
substrat et qui reflètent la maturité réelle du produit final. Enfin, le devenir de différentes
fractions de micro polluants métalliques (Zn, Cu, Pb, Cu, Ni et Cd), susceptibles d’induire une
toxicité, a été suivi.
3
La première approche de ce travail consiste à déterminer les conditions optimales de
compostage des boues résiduaires et des déchets verts. Le suivi des transformations des
déchets est effectué par les différentes méthodes d’analyses physico-chimiques et
d’évaluation de l’humification. Afin de mesurer le risque éco-toxicologique des boues, un
suivi analytique des contaminants métalliques et organiques a été effectué à différents stades
de compostage.
La deuxième approche de ce travail englobe une recherche sur les bio-transformations
structurelles des acides humiques et fulviques lors de l’humification due au processus de
compostage en se basant sur un ensemble de techniques diverses et complémentaires, telles
que l’analyse élémentaire , les analyses spectroscopiques (IR , UV et RMN 13
C ).
Nous présentons une recherche bibliographique et les travaux antérieurs effectués
dans ce domaine, domaine de la Chimie de l’Environnement, un domaine aussi vaste soit-il.
4
PARTIE I
BIBLIOGRAPHIE ET TRAVAUX ANTERIEURS
5
CHAPITRE I
Généralités sur le traitement des eaux usées
Les accroissements démographiques, économiques et urbains sont à l’origine de
différentes sources de pollution environnementale (pollution atmosphérique, pollution des
eaux de surfaces et profondes, pollution du sol, etc.), et ce, en particulier dans les pays en
développement moins préoccupés et moins sensibilisés par les risques sanitaires
concomitants. Parmi ces sources de pollution la production d’eaux usées souvent rejetées
dans le milieu récepteur (mer, rivières, sols) sans traitement préalable génère de nombreuses
maladies hydriques, Ce chapitre présent les différentes phases de traitement des eaux usées.
6
I.1. Définition
Une eau usée, appelée encore eau résiduaire ou effluent est une eau qui a subi une
détérioration après usage. La pollution des eaux dans son sens le plus large est défini comme
« Tout changement défavorable des caractéristiques naturelles (biologiques ou physico-
chimiques) dont les causes sont directement ou indirectement en relation avec les activités
humaines ». (SIERRA LEGA, 2004).
L’épuration des eaux usées consiste à décanter les éléments polluants articulaires et à
extraire les éléments dissous qui sont transformés en matière sédimentable suite à un
traitement approprié. Ainsi, à la sortie de la station il en résulte d’une part une eau épurée
rejetée dans le milieu naturel, et d’autre part, il reste des sous-produits désignés sous le terme
de boues résiduaires (WERTHER et OGADA, 1999). Les divers procédés usés actuels
d’épuration des eaux usées entraînent une production plus ou moins importante de boues
résiduaires. La matière solide de ces résidus contient à la fois des éléments naturels
valorisantes et des composés toxiques en relation avec la nature des activités raccordées au
réseau d’assainissement, industrielles ou domestiques. L’épandage direct de ces boues se
heurte à de fortes résistances de l’opinion concernant les risques sanitaires éventuels
qu’implique cette pratique du fait de la présence d’agents pathogènes, d’éléments traces
métalliques et de composés organiques toxiques. Afin de préserver les productions agricoles
et l’environnement, l’innocuité des boues passe par le respect de normes d’épandage ou par
l’utilisation de produits dérivés de celles-ci par voie chimique ou biologique.
I.2. Origine des eaux entrant en station d’épuration
Les eaux usées telles qu’elles sont définies en introduction, ont trois origines possibles :
- Les eaux domestiques ;
- Les eaux industrielles ;
- Les eaux de ruissellement.
I.2.1. Les rejets domestiques
Les eaux usées d’origine domestique sont issues de l’utilisation de l’eau (potable dans la
majorité des cas) par les particuliers pour satisfaire tout usage ménager. Lorsque les
habitations sont en zone d’assainissement collectif, les eaux domestiques se retrouvent dans
7
les égouts. Elles constituent l’essentiel de la pollution et se composent (BAUMONT et al,
2005) :
- Des eaux de cuisine, qui contiennent des matières minérales en suspension provenant
du lavage des légumes, des substances alimentaires à base de matières organiques,
(glucides, lipides protides), et des produits détergents ;
- Des eaux de buanderie, contenant principalement des détergents ;
- Des eaux de salle de bains, chargées en produits utilisés pour l’hygiène corporelle,
généralement de matières grasses hydrocarbonées ;
- Des eaux de vannes, provenant des sanitaires, très chargées en matières organiques
hydrocarbonées, composés azotés, phosphorés et en microorganismes. (CHOCAT,
1997, FRANCK, 2002).
I.2.2. Les rejets industriels
Tous les rejets résultant d’une utilisation de l’eau autre que domestique sont qualifiés
de rejets industriels. Cette définition concerne les rejets des usines, mais aussi les rejets
d’activités artisanales ou commerciales : blanchisserie, restaurant, laboratoire d’analyses
médicales, etc.
Les rejets industriels peuvent donc suivre trois voies d’assainissement :
- soit ils sont directement rejetés dans le réseau domestique ;
- soit ils sont prétraités puis rejetés dans le réseau domestique ;
- soit ils sont entièrement traités sur place et rejetés dans le milieu naturel. Ce
dernier cas ne nous intéresse pas dans le cadre de la réutilisation des eaux
usées épurées.
Dans le cas d’un rejet dans le réseau domestique, avec ou sans pré traitement, les
effluents industriels peuvent fortement modifier la composition des eaux usées. Cette
modification est très étroitement liée à l’activité industrielle concernée et peut prendre des
formes innombrables. (BAUMONT et al, 2005).
I.2.3. Eaux de ruissellement
Les eaux pluviales peuvent, elles aussi, constituer une source de pollution importante
des cours d’eau, notamment pendant les périodes orageuses. L’eau de pluie se charge
d’impuretés au contact de l’air (fumées industrielles), puis, en ruisselant, elles entraînent des
8
résidus déposés sur les toits et les chaussées des villes (huiles de vidange, carburants, résidus
de pneus et métaux lourds. etc.) (BONTOUX, 1993).
Les eaux de pluie qui ruissellent sur les surfaces imperméabilisées, en général en zone
urbaine, sont collectées par un réseau qui peut-être le même que celui qui collecte les eaux
usées, ou non. On distingue donc :
- Les réseaux unitaires : un seul collecteur assure le transport des eaux usées et
pluviales. La qualité et le volume des eaux qui arrivent alors à la station d’épuration
sont très variables. Pour éviter qu’un débit supérieur à sa capacité n’arrive à la station
d’épuration, des ouvrages de déviation (réservoirs et déversoirs d’orage) sont répartis
sur le réseau ;
- Les réseaux séparatifs : deux réseaux sont mis en place, l’un pour collecter les eaux
usées, l’autre pour les eaux de ruissellement. En principe, seules les eaux usées
arrivent à la station d’épuration pour traitement,
- Les eaux de pluie ne sont pas traitées mais rejetées directement. La station ne doit
donc théoriquement recevoir qu’un effluent brut de qualité relativement régulière et de
débit bien déterminé (BAUMONT et al, 2005) :
I.3. Les eaux usées : un réservoir de polluants
La composition des eaux usées est extrêmement variable en fonction de leur origine
(industrielle, domestique, etc.). Elles peuvent contenir de nombreuses substances, sous forme
solide ou dissoute, ainsi que de nombreux micro-organismes. En fonction de leurs
caractéristiques physiques, chimiques, biologiques et du danger sanitaire qu’elles
représentent, ces substances peuvent être classées en quatre groupes : les microorganismes,
les matières en suspension, les éléments traces minéraux ou organiques, et les substances
nutritives (BAUMONT et al, 2005).
I.3.1. Les micro-organismes
Les eaux usées contiennent tous les microorganismes excrétés avec les matières
fécales. Cette flore entérique normale est accompagnée d'organismes pathogènes.
L’ensemble de ces organismes peut être classé en quatre grands groupes : les bactéries, les
virus, les protozoaires et les helminthes (BELAID, 2010).
9
I.3.2. Les bactéries
Les bactéries sont des organismes unicellulaires simples et sans noyau. Leur taille est
comprise entre 0,1 et 10 μm. Le taux moyen de bactéries dans les fèces est d’environ 1012
bactéries/g (ASANO, 1998). Les bactéries sont les microorganismes les plus communément
rencontrés dans les eaux usées (TOZE, 1999). Les eaux usées urbaines contiennent environ
106
à 107
bactéries/100 ml dont la plupart sont des proteus et des entérobactéries, 103
à 104
streptocoques et 102
à 103
clostridiums. La concentration en bactéries pathogènes est de l'ordre
de 104
germes/l. Parmi les plus détectées sont retrouvées, les salmonelles, dont celles
responsables de la typhoïde, des paratyphoïdes et des troubles intestinaux. Les coliformes
thermotolérants sont des germes témoins de contamination fécale communément utilisés pour
contrôler la qualité relative d’une eau (BELAID, 2010).
I.3.3. Les virus
Ce sont des organismes infectieux de très petite taille (10 à 350 nm) qui se
reproduisent en infectant un organisme hôte. Les virus ne sont pas naturellement présents
dans l’intestin, contrairement aux bactéries. Ils sont présents soit intentionnellement (après
une vaccination contre la poliomyélite, par exemple), soit chez un individu infecté
accidentellement (BAUMONT et al, 2005). On estime leur concentration dans les eaux usées
urbaines comprise entre 103
et 104
particules par litre. Leur isolement et leur dénombrement
dans les eaux usées restent difficiles, ce qui conduit vraisemblablement à une sous estimation
de leur nombre réel. Les virus entériques sont ceux qui se multiplient dans le trajet intestinal.
Parmi les virus entériques humains les plus nombreux, nous nous citerons les entérovirus
(exemple : polio), les retrovirus, les adénovirus et le virus de l’Hépatite A. Il semble que les
virus soient plus résistants dans l’environnement que les bactéries (AULICINO et al, 1996).
I.3.4. Les protozoaires
Les protozoaires sont des organismes unicellulaires munis d’un noyau, plus complexes
et plus gros que les bactéries. La plupart des protozoaires pathogènes sont des organismes
parasites, c’est-à-dire qu’ils se développent aux dépens de leur hôte. Certains protozoaires
adoptent au cours de leur cycle vital une forme de résistance, appelée kyste qui peut être
véhiculé par les eaux résiduaires. Cette forme peut résister généralement aux procédés de
traitements des eaux usées (BAUMONT et al, 2005). Ainsi, selon les conditions du milieu,
ces organismes peuvent survivre plusieurs semaines voir même plusieurs années. En
10
revanche, 10 à 30 kystes, est une dose suffisante pour causer des troubles sanitaires
(CAMPOS, 2008).
I.3.5. Les helminthes
Les helminthes sont des vers multicellulaires. Tout comme les protozoaires, ce sont
majoritairement des organismes parasites rencontrés dans les eaux résiduaires. Le nombre
d’œufs d’helminthes peut être évalué entre 10 et 103
germes/l (FABY et BRISSAUD, 1997).
Le stade infectieux de certains helminthes est l’organisme adulte ou larve, alors que pour
d’autres, ce sont les œufs. Les œufs et les larves sont résistants dans l’environnement et le
risque lié à leur présence est à considérer pour le traitement et la réutilisation des eaux
résiduaires. En effet, la persistance de ces organismes à différentes conditions
environnementales ainsi que leur résistance à la désinfection permet leur reproduction, ce qui
constitue leur risque potentiel (CAMPOS, 2008). Les helminthes pathogènes rencontrés dans
les eaux usées sont : Ascaris lumbricades, Oxyuris vermicularis, Trichuris trichuria, Taenia
saginata. L’analyse des risques sanitaires liés aux agents pathogènes susceptibles d’être
transportés par les eaux usées est le fondement des recommandations proposées par
l’Organisation Mondiale de la Santé en 1989 (OMS, 1989).
I.4. Les matières en suspension (MES)
Ce sont des matières biodégradables pour la plupart. Les micro-organismes sont le
plus souvent adsorbés à leur surface et sont ainsi « transportés » par les MES. Elles donnent
également à l’eau une apparence trouble, une mauvaise odeur. Cependant, elles peuvent avoir
un intérêt pour l’irrigation des cultures (BAUMONT et al, 2005). Les particules en
suspension peuvent, par définition, être éliminées par décantation. C’est une étape simple et
efficace pour réduire la charge organique et la teneur en germes pathogènes des eaux usées.
Toutefois, un traitement beaucoup plus poussé est généralement requis pour faire face aux
risques sanitaires (BELAID, 2010).
I.5. Les éléments traces, minéraux ou organiques
Les micro- polluants organiques et non organiques résultent d’une pollution multiple
et complexe. Les micro- polluants sont des éléments présents en quantité infinitésimale dans
les eaux usées. La voie de contamination principale, dans le cas d’une réutilisation des eaux
usées épurées, est l’ingestion. C’est la contamination par voie indirecte qui est généralement
préoccupante. Ainsi, certains micro- polluants, comme les métaux lourds ou les pesticides,
peuvent s’accumuler dans les tissus des êtres vivants, et notamment dans les plantes cultivées.
11
Il peut donc y avoir une contamination de la chaîne alimentaire et une concentration de ces
polluants dans les organismes. La crispation actuelle de l’opinion publique à leur sujet, et le
manque de connaissances sur leurs effets à long terme incite à analyser avec soin la nature et
la présence de ces micro-polluants dans les eaux usées (BAUMONT et al, 2005).
I.5.1. Les métaux lourds
Les métaux lourds que l’on trouve dans les eaux usées urbaines sont extrêmement
nombreux (de l’ordre de quelques μg/l). Les plus abondants sont le fer, le zinc, le cuivre et le
plomb. Les autres métaux (manganèse, aluminium, chrome, arsenic, sélénium, mercure,
cadmium, molybdène, nickel, etc.) sont présents à l’état de traces. Leur origine est multiple:
ils proviennent « des produits consommés au sens large par la population, de la corrosion des
matériaux des réseaux de distribution d’eau et d’assainissement, des eaux pluviales dans le
cas de réseau unitaire, des activités de service (santé, automobile) et éventuellement de rejets
industriels » (CAUCHI et al, 1996). Les éléments cités dans la littérature comme étant les
plus dangereux sont le plomb (Pb), l’arsenic (As), le mercure (Hg), le cadmium (Cd) et le
nickel (Ni) (VILAGINES, 2003).
I.5.2. Les éléments toxiques organiques
Les micro-polluants d’origine organique sont extrêmement nombreux et variés, ce qui
rend difficile l’appréciation de leur dangerosité. Ils proviennent de l’utilisation domestique,
des rejets industriels et des eaux de ruissellement sur les terres agricoles, sur le réseau routier
etc. Parmi ces composés chimiques toxiques très persistants et qui ont une grande
lipophilicité, on peut citer les hydrocarbures polycycliques aromatiques, les alkylphénols,
chlorophénols, phtalates, les pesticides et les résidus pharmaceutiques actifs.
Certains composés ont un pouvoir de perturber les systèmes endocriniens tels que les
hydrocarbures polycycliques aromatiques et les alkylphénols (BELGIORNO et al, 2007). En
effet, plusieurs environnements aquatiques ont été pollués par ces composés en plus des autres
substances pharmaceutiques dont la principale source est les eaux usées (KIMURA et al,
2004). Il s’est avéré que les stations d’épuration sont des sources potentielles de ces produits
toxiques (BELGIORO et al, 2007 ; ANDREOZZI et al, 2003). Cependant, en raison de la
faible solubilité de ces éléments organiques, on les retrouvera concentrés dans les boues plutôt
que dans les eaux résiduaires (FAO, 2003).
12
I.6. Les substances nutritives
Les nutriments se trouvent en grande quantité dans l’eau usée, et constituent un
paramètre de qualité important pour la valorisation de ces eaux en agriculture et en gestion
des paysages (HAMODA, 2004). Les éléments les plus fréquents dans les eaux usées sont
l’azote, le phosphore et parfois le potassium, le zinc, le bore et le soufre. Ces éléments se
trouvent en quantités appréciables, mais en proportions très variables que ce soit, dans les
eaux usées épurées ou brutes. En outre, la présence de matière organique sous différentes
formes dans l’eau usée (solides en suspension, éléments colloïdaux et matières dissoutes)
peut, par son effet à long terme sur la fertilité du sol, contribuer également à la stabilité
structurale du sol (FAO, 2003).
I.7. Les grandes étapes du traitement des eaux usées
La composition d’une eau usée est très diversifiée suivant son origine, chaque
installation est par conséquent conçue pour répondre à un besoin spécifique. Les technologies
utilisées se développent et se perfectionnent constamment par la recherche de technologies ou
de procédés nouveaux et par la mise en place de nombreux automatismes pouvant diminuer
efficacement la dégradation environnementale de ressources précieuses en eau et détruire les
agents pathogènes humains potentiels (PRESCOTT et al 2007 ; ECONOMOPOULOS, 2010 ;
TORSTEN et al., 2014).
Il existe plusieurs filières, mais le choix d’un procédé de traitement doit être adéquat
au point de vue climatique, des applications attendues et de l’investissement (ADEME, 1996;
WERTHER et OGADA, 1999; CEE, 2001). Ce procédé nécessite un ensemble cohérent de
traitements effectués après des pré-traitements tels que le dégrillage, le dessablage et le
dégraissage. Parmi ces cas, on trouve :
- Traitement primaire : Décantation simple ou renforcée par des additifs chimiques.
- Traitement secondaire :
- Traitement physico-chimique : c’est l’utilisation d’adjuvants chimiques afin
d’éliminer les matières restant en suspension. Ce traitement comporte une phase de
coagulation (agglomération des colloïdes par addition par exemple de sels de fer ou
d’aluminium), une phase de floculation et une phase de décantation pour assurer la
séparation solide-liquide avec injection d’agents floculants tels que le charbon actif.
13
Ces traitements acceptent les variations brutales de charges polluantes, mais ils sont
coûteux en exploitation selon les adjuvants chimiques utilisés.
- Traitement biologique : c’est la biodégradation des matières organiques des eaux
usées par des bactéries aérobies ou anaérobies dans des systèmes suivants :
- Système intensif à cultures fixes tels que les lits bactériens et les disques
biologiques ou à cultures libres telles que les boues activées.
- Système extensif dont le plus répandu et le plus classique est le lagunage
surtout dans les pays à climat chaud et où le terrain est disponible à coût
raisonnable. Il consiste donc en un lent écoulement de l’affluent dans un ou
plusieurs réservoirs plus ou moins profonds.
- Traitement tertiaire ou les traitements complémentaires: désinfection, dénitrification,
déphosphoration.
I.8. Situation actuelle de la réutilisation des eaux usées en Algérie et perspectives
pour l’irrigation
Dans un avenir, en 2020, les eaux usées représenteront un volume très appréciable de
près de 2 milliards de m3, si la demande en eau est totalement satisfaite à cet horizon. Un tel
volume, une fois épuré, pour des considérations écologiques ou de protection des ressources
en eau, sera très apprécié quant à son utilisation pour l’agriculture ou l’industrie. La stratégie
du Ministère des Ressources en Eau dans le domaine de l’épuration est basée sur la protection
de la ressource hydrique, l’éradication des fosses septiques. Le confort et le bien-être des
citoyens, la protection du littoral conformément à la Convention de Barcelone et la
réutilisation des eaux usées épurées, notamment à des fins agricoles.
D’autant que l’Algérie, pays semi-aride, avait fait face à une sécheresse sans précédent
au point que « le gouvernement a pensé à importer de l’eau d’Europe pour faire face à la
crise », a révélé, le Ministère des Ressources en eau en marge de la rencontre sur la gestion
de l’eau en Algérie, organisée en octobre 2011 à Oran. Pour faire face à la rareté de l’eau et la
rendre disponible, l’Algérie a investi durant les dix dernières années 25 milliards de dollars.
Cependant, la disponibilité de l’eau n’était pas le seul défi de l’Algérie puisque la distribution
posait problème, 30 % de l’eau était perdue à cause de l’état défectueux des réseaux, de la
mauvaise gestion et du déficit en stations d’épuration. Pour rappel, l’Algérie ne comptait, en
1999, que 45 stations d’épuration, réalisées depuis l’indépendance dont 12 seulement en
14
service en l’an 2000 avec une capacité de traitement ne dépassant pas 90 millions d’eau usée
traitée. Ayant pris conscience de l’urgence en matière de réalisation et de rénovation des
réseaux d’assainissement et d’infrastructures d’épuration des eaux usées, « un conseil des
ministres a été réservé, en 2004, exclusivement à l’assainissement », le problème a été
sérieusement pris en charge. C’est ainsi qu’il a été décidé au lancement de 158 projets neufs
de réalisation d’infrastructures d’épuration, tout programme confondu, pour un montant
global dépassant les 200 milliards de dinars. L’état des lieux concernant la réalisation des
STEP à été dresser par Monsieur le ministre en charge des ressources hydraulique et ce, par
devant le conseil de la nation en date du 19/12/ 2014. Et dont de larges extraits on été repris
par la presse national que nous reproduisons :
D’ici à 2020, non seulement le nombre de stations d’épuration des eaux usées (Step)
sera augmenté, mais il n’y aura plus de rejets en mer. C’est ce qu’a souligné le ministre des
Ressources en eau, Hocine Necib, jeudi dernier au Conseil de la nation, lors d’une séance de
questions orales. Le ministre a signalé, qu’en vertu de la convention de Barcelone qui interdit
la pollution de la mer Méditerranée, l’Algérie compte cesser définitivement le déversement
des eaux usées dans la mer à travers les oueds à l’horizon 2020. Necib a estimé que l’Algérie
a réalisé d’énormes progrès dans l’assainissement, le raccordement et le traitement des eaux
usées depuis 2000, rappelant que l’ONU a décrété que l’Algérie compte parmi les rares pays
africains ayant réussi à relever le défi du 7e millénaire concernant le traitement des eaux. « Le
programme des stations d’épuration avance bien. 165 fonctionnent actuellement et nous allons
dépasser les 200 à l’issue du programme 2010-2014 », indique-t-il. Il a, également, souligné
que le taux de raccordement au réseau d’assainissement atteint, aujourd’hui, 89% et il sera de
96% à la fin du programme 2015-2019. Un raccordement qui a nécessité une enveloppe
budgétaire de 900 milliards DA. Le nombre des Step, à partir de 2015, atteindra les 285
destinées au traitement de plus d’un milliard de mètres cubes d’eaux usées. Pour le moment,
49 stations sur les 165 sont chargées de l’épuration des eaux usées. « Nous avons lancé, avec
un bureau d’études américain, une étude pour un traitement tierce des eaux usées afin de les
exploiter dans l’irrigation. Nous pensons lancer l’opération au deuxième semestre 2015 »,
indique-t-il, précisant que les eaux usées bénéficient, pour le moment, d’un traitement
d’épuration secondaire. Le secteur ambitionne d’atteindre un taux de traitement des eaux entre
70 et 80% d’ici à 2016 contre 50% actuellement.
15
CHAPITRE II
Composition et traitement des boues résiduaires
Quelque soit le système d’épuration adopté, le traitement des eaux usées
s’accompagne d’une production de quantités de boues non négligeables dont il faut se
débarrasser. Plusieurs filières existent pour l’élimination de ces boues, La mise en décharge
(appelée aussi stockage), L’incinération de boues a un coût prohibitif et présente un risque lié
à l’impact de gaz toxiques sur l’environnement tel que celui de la dioxine. La valorisation
énergétique (production de biogaz comme source de chaleur et d’électricité) et la valorisation
biologique ou agricole (production d’engrais et de compost). Ce chapitre présente les
différentes phases de traitement des boues.
16
II.1. Composition des boues résiduaires
La composition exacte des boues varie en fonction de l’origine des eaux usées, de la
période, du mode de traitement et du conditionnement pratiqué dans la station d’épuration
(WERTHER et OGADA, 1999 ; JARDE et al., 2003 ; SINGH et al., 2004). Les boues
résiduaires représentent une matière première composée de différents éléments (matière
organique, éléments fertilisants (N et P), d’éléments traces métalliques, d’éléments traces
organiques et d’agents pathogènes).
II.1.1. Matière organique
La concentration en matière organique peut varier de 30 à 80 %. La matière organique
des boues est constituée de matières articulaires éliminées par gravité dans les boues
primaires, des lipides (6 à 19 % de la matière organique), des polysaccharides, des protéines
et des acides aminés (jusqu’à 33 % de la matière organique), de la lignine, ainsi que des
produits de métabolisation et des corps microbiens résultant des traitements biologiques
(digestion, stabilisation) (KAKI et al., 1986 ; INOUE et al., 1996 ; ADEME, 2001 ; JARDE
et al., 2003).
II.1.2. Eléments fertilisants
Les boues peuvent couvrir, en partie ou en totalité, les besoins des cultures en azote,
phosphore, magnésie, calcium et soufre ou peuvent aussi corriger des carences à l’exception
de celle en potassium (ZEBARTH et al., 2000 ; SU et al., 2004 ; WARMAN et al., 2005).
Les éléments en traces tels que le cuivre, le zinc, le chrome et le nickel présents dans les
boues sont aussi indispensables au développement des végétaux et des animaux.
II.1.3. Contaminant chimique inorganique et organique
Ces mêmes éléments traces métalliques (cuivre, le zinc, le chrome et le nickel)
indispensables au développement des végétaux et des animaux peuvent se révéler toxiques à
trop fortes doses (CHANG et al., 1992 ; CRIPPS et al., 1992). D’autres éléments tels que le
cadmium et plomb sont des toxiques potentiels. Ainsi, un polluant peut être défini comme un
élément ou un composé chimique ordinaire dont la nocivité n’apparaît qu’à partir d’une
certaine concentration. Aussi, dans les boues, une multitude de polluants organiques (HAP,
17
Phtalates, PCB, etc) peut se trouver en concentrations de l’ordre de μg/kg MS (LEGA et al.,
1997; PEREZ et al., 2001).
La nature et la concentration des eaux usées en polluants organiques et inorganiques
sont très dépendantes des activités raccordées au réseau. La majorité des contaminations
chimiques vient des rejets industriels et dans la moindre mesure des rejets domestiques
(utilisation de solvants, déchets de bricolage...). Du fait de la décantation lors du traitement,
ces contaminants chimiques se retrouvent dans les boues à de très grandes concentrations par
rapport aux eaux usées (KLÖPFFER, 1996).
II.1.4. Les micro-organismes pathogènes
Les boues contiennent un nombre très important de microorganismes vivants qui
jouent un rôle essentiel dans les processus d’épuration. Seul une infime partie est pathogène
(virus, bactéries, protozoaires, champignons, helminthes, etc.) et provient en majorité des
excréments humains ou animaux (SAHLSTRÖM et al., 2004). La concentration d’une eau
usée en germes pathogènes dépend du secteur d’activité d’origine:
Les eaux provenant des abattoirs ou de toute industrie traitant de produits d’animaux
sont très largement contaminées (ECRIN, 2000). Ainsi, par mesure de précaution, et afin
d’éviter de propager la maladie de la vache folle, il est interdit d’utiliser les boues d’épuration
provenant des eaux usées des abattoirs ou des équarrissages pour fabriquer de la fumure ou du
compost. D’une façon générale, les boues doivent subir un pré traitement avant leur utilisation
en agriculture (GARREC et al., 2003 ; VELIS CA, 2010).
II.2. Description des différentes filières de traitement et d’évacuation des boues
La quasi-totalité des procédés d’épuration des eaux usées urbaines ou industrielles,
qu’ils soient biologiques ou physico-chimiques, conduit à la concentration des polluants sous
forme de résidu secondaire : les boues.
Les boues se présentent sous forme liquide (95 % d’eau en moyenne) avec une forte
charge en matière organique hautement fermentescible ainsi que des matières minérales. Ces
caractéristiques sont problématiques quelle que soit la destination des boues et imposent la
mise en place d’une filière de traitement.
Les procédés de traitement des boues peuvent varier suivant leurs natures et la taille de
la station d’épuration. Trois grands types de traitement sont à distinguer :
18
- Des traitements de stabilisation, dont l’objectif est de réduire le pouvoir
fermentescible des boues afin de limiter ou d’annuler les nuisances olfactives,
- Des traitements de réduction de la teneur en eau des boues, visant (i) à diminuer
le volume de boues à stocker ou à épandre et/ou (ii) à améliorer leurs
caractéristiques physiques (tenue en tas notamment),
- Des traitements d’hygiénisation qui visent à éliminer la charge en
microorganismes pathogènes.
II.2.1. La stabilisation
Les traitements utilisés sont biologiques, chimiques ou thermiques. Ils s’appliquent aux
boues fraîches issues des traitements primaires, aux boues issues des traitements secondaires,
ou à l’ensemble des boues.
- La stabilisation biologique réduit la teneur des boues en matières fermentescibles.
Elle se fait soit :
* par voie aérobie (en présence d’oxygène) dans les bassins d’aération ou dans des
bassins de stabilisation aérobie, soit
* par voie anaérobie (absence d’oxygène) dans des digesteurs avec production de bio
gaz riche en méthane.
- La deuxième technique de stabilisation utilisée est le compostage qui est un procédé
particulier de stabilisation biologique aérobie. Il se réalise de préférence sur des boues déjà
déshydratées de façon à économiser l’approvisionnement en support de compostage.
- La troisième voie possible est la stabilisation chimique bloquant simplement
l’activité biologique et donc l’évolution de la boue, par adjonction d’une quantité importante
de chaux, élevant le pH au-delà d’une valeur de 12. Le chaulage suppose généralement une
déshydratation préalable des boues.
II.2.2. Réduction de la teneur en eau des boues
Pour réduire les volumes de boues, différents procédés sont mis en œuvre, comprenant
par ordre croissant d’efficacité et de coût, l’épaississement, la déshydratation et le séchage.
19
- L’épaississement vise à augmenter la siccité des boues (teneur en matière sèche) sans
pour autant modifier le caractère liquide de la boue. Cet épaississement peut se faire
simplement par voie gravi taire dans un concentrateur ou par des moyens mécaniques
(égouttage, flottation ou centrifugation).
- La déshydratation qui correspond à une augmentation forte de siccité, modifie l’état
physique des boues passant de l’état liquide à l’état pâteux ou solide. Il existe deux
procédés principaux, le procédé filtre bande et le procédé filtre presse.
Dans le cas du procédé filtre bande, les boues sont déversées entre deux bandes continues
verticales de toiles synthétiques se déroulant entre deux rouleaux presseurs puis acheminées
vers une aire de stockage. Pour le deuxième procédé, le procédé filtre presse, les boues sont
injectées dans des filtres presses. Ces derniers sont pressés puis des « gâteaux de boues » sont
démoulés et vont rejoindre l’aire de stockage.
- Le séchage élimine l’eau en grande partie ou en totalité par évaporation, soit par voie
naturelle (lits de séchage), soit par voie thermique. La technique des lits de séchage se
réalise à l’air libre sur des boues liquides et combine l’évaporation naturelle et
drainage de l’eau libre à travers une couche filtrante de sable et de graviers. Le
séchage thermique permet une élimination de la quasi-totalité de l’eau (siccité
d’environ 95 %). Les boues sont pulvérulentes ou en granulés.
II.2.3. Les traitements d’hygiénistation
L’arrêté du 8 janvier 1998 sur l’épandage des boues d’épuration définit l’hygiénisation
comme un « traitement qui réduit à un niveau non détectable les agents pathogènes présents
dans les boues ». La plupart des boues épandues en France ne sont pas hygiénisées, la
maîtrise du risque sanitaire reposant de façon satisfaisante sur l’application de règles de
bonnes pratiques.
II.2.4. Elimination des boues en décharge contrôlée
La mise en décharge contrôlée consiste en un enfouissement des boues (souvent
mélangées avec les ordures ménagères) en tenant en compte de certaines conditions :
compactage des résidus, site étanche, récupération et traitement des jus de décharges
(lixiviats), équipement et gestion du site (El-FADEL et KHOURY, 2000 ; ALLEN, 2001 ;
20
SARIGIANNIS, 2012). Les boues doivent être préalablement stabilisées et déshydratées
(humidité maximale de 70 %).
Cette solution a perdu progressivement de son intérêt et se retrouve actuellement
interdite pour des raisons financières (procédure de fermeture, etc.) et pour des problèmes
environnementaux tels que les odeurs nauséabondes, pullulation de moustiques, entraînement
d’éléments fertilisants (nitrates, phosphates) et de produits toxiques par les eaux superficielles
et contamination des nappes d’eaux souterraines. Les décharges ne doivent plus accepter que
des déchets qui ne peuvent plus être raisonnablement valorisés ou à caractère non
dépolluables ou dangereux appelés aussi déchets ultimes.
II.2.5. L’incinération
Elle réalise la destruction de la matière organique des déchets par combustion à haute
température (+ de 500 °C) produisant des fumées et des matières minérales résiduelles
nommées cendres. Dans l’objectif d’une valorisation énergétique des déchets, la chaleur
produite est récupérée sous forme de vapeur ou d’électricité pour le fonctionnement du four
lui même, pour le chauffage urbain ou industriel (PREVOT, 2000).
Cependant, malgré l’intérêt de ce procédé pour une réduction importante des volumes
de déchets, il présente des contraintes principalement liées à un investissement très coûteux.
Les boues seules ne sont pas auto combustibles, elles nécessitent des fours spéciaux et un
mélange avec d’autres déchets tels les déchets ménagers. L’élimination des cendres et des
mâchefers exigent une décharge contrôlée de classe 1 ou une unité d’inertage. Cette technique
reste aussi néfaste de point de vue écologique et environnemental puisqu’elle contribue en
plus du gaspillage de matières organiques utiles pour le sol à la diffusion de gaz très toxiques
(NO, NO2, CO, SO2, dioxine, etc.) (MININNI et al., 2004 ; NAMMARI et al., 2004) qui ont
fait l’objet de réglementations spécifiques.
II.2.6. Utilisation agricole des boues
La valorisation agricole des boues résiduaires peut être considérée comme le mode de
recyclage le plus adapté pour rééquilibrer les cycles bio géochimique (C, N, P, etc.), pour la
protection de l’environnement et d’un très grand intérêt économique. Elle vise à ménager les
ressources naturelles et à éviter tout gaspillage de matière organique dû à l’incinération ou à
l’enfouissement dans les décharges (LAMBKIN et al., 2004 ; BUSTAMANATE et al., 2012).
21
Les boues résiduaires peuvent ainsi remplacer ou réduire l’utilisation excessive d’engrais
coûteux.
II.2.6.1. Epandage direct des boues résiduaires
A l’heure actuelle, l’épandage agricole des boues reste en Europe la principale filière
d’élimination. En 2002 environ 62 % des boues d’épuration domestiques étaient valorisés en
agriculture en France par ce biais. L’épandage de boues ne peut être pratiqué que si celles-ci
respectent le principe « d’intérêt agronomique » et soient exemptes de grandes teneurs en
polluants inorganiques ou organiques. L’application des boues doit suivre des règles
d’épandage décrites par l’arrêté du 08 janvier 1998. Cet arrêté impose des distances
minimales :
- D’épandage vis à vis des berges, des sources, des puits, des habitations en évitant une
percolation rapide vers les eaux superficielles ou souterraines ou tout ruissellement.
- D’isolement d’au moins 3 mètres vis-à-vis des routes et fossés.
Il interdit l’épandage :
- Sur des sols gelés, de forte pente
- Pendant les périodes de forte pluviosité et doit être en dehors des terres régulièrement
travaillées (maraîchages).
Il définit des délais minima :
- Avant la remise à l’herbe des animaux, et de cultures maraîchères.
- La durée du dépôt (inférieure à 48 heures), et seules sont entreposées les quantités de
boues nécessaires à la période d’épandage considérée.
Cependant, des problèmes et des obstacles économiques ou techniques à l’application
des règles d’épandage surgissent, ceux-ci comprennent les possibilités de stockage et de
transport, l’insuffisance ou l’inadéquation des techniques de stabilisation et de déshydratation.
D’autre part, du point de vue hygiénisation, la capacité d’épuration des sols est limitée dans
certaines conditions.
II.2.6.2. Utilisation des boues traitées
La réduction du pouvoir fermentescible des boues et leur hygiénisation des germes
pathogènes dépend des performances des procédés de stabilisation.
22
Les techniques de stabilisation chimique par chaulage ou autres telles que le traitement aux
nitrites à pH acide, se basent sur un blocage de l’activité biologique. La stabilisation par
chaulage a connu un développement soutenu depuis plusieurs années en raison de son
efficacité vis à vis de la maîtrise des nuisances olfactives et de l’intérêt calcique des boues
chaulées pour les sols acides (KAISER, 1981 ; MENDEZ et al., 2011). Cependant, la
consommation en réactifs chimiques de ce procédé peut le rendre rédhibitoire par ce coût
ainsi que par la nécessité de prendre des précautions en termes d’hygiène et de sécurité.
Les procédés de stabilisation biologique sont des techniques relativement peu
onéreuses dans leur mise en œuvre. Le principe général des traitements biologiques est
d’exploiter certaines activités microbiennes en les stimulant de manière contrôlée afin de
réduire les nuisances potentielles des déchets (odeurs, caractère polluant au sens large du
terme) et de les valoriser sous forme énergétique ou sous forme de matériau.
La méthanisation ou digestion anaérobie poursuit le double objectif de valorisation
énergétique par récupération de méthane (CH4) et de stabilisation des déchets organiques.
Le compostage permet de poursuivre plusieurs objectifs en même temps : stabilisation
du déchet pour réduire les pollutions ou nuisances associées à son évolution biologique,
diminution du volume des boues due à la dégradation des composés organiques et au séchage
induit par la nature exothermique du procédé et production en fin d’un compost riche en
substances humiques valorisantes comme amendement organique des sols.
23
CHAPITRE III
Présentation générale du compostage
Le terme de compost est un terme familier à chacun car la pratique du compostage est
ancestrale. Mais ce terme reste souvent assez flou et désigne pour beaucoup un matériau
organique en état de décomposition plus ou moins avancé destiné à un retour au sol. Pourtant
derrière cette appellation se cachent des produits aux caractéristiques apparemment variées,
allant des composts des particuliers faits dans leur jardin, aux composts d’ordures ménagères
fabriqués de manière industrielle. Ce chapitre présente les différentes phases d’élaboration
d’un compost, la diversité des déchets compo stables et les différentes utilisations possibles
des composts.
24
III.1. Objectifs du compostage
La mise en décharge étant interdite pour de nombreux bio-déchets (sauf les déchets
ultimes), leur incinération est coûteuse et peu populaire, le compostage devient de plus en
plus une solution pratique et simple. Elle présente de nombreux avantages, le principal étant
la valorisation des déchets pour la production d’un amendement organique stable. En effet, le
champ d’application du compostage s’est élargi avec l’évolution des techniques de
compostage et la problématique de gestion collective des déchets ménagers. Cette filière
concerne tous les types de déchets organiques tels que les déchets verts, les bio-déchets
ménagers, les boues de stations d’épuration collectives ou industrielles, les déchets
agroalimentaires, les effluents d’élevage.
III.1.1 Définition du compostage
Il existe plusieurs définitions assez voisines du compostage (KAISER ,1981; DE
BERTOLDI et al., 1983; LECLERC, 2001) qui permettent de le définir de la manière
suivante :
« Le compostage est un processus contrôlé de dégradation des constituants organiques
d’origine végétale et animale, par une succession de communautés microbiennes évoluant en
condition aérobie, entraînant une montée en température, et conduisant à l’élaboration d’une
matière organique humiliée et stabilisée. Le produit ainsi obtenu est appelé compost ».
Le compostage est donc un processus de décomposition et de transformation
« contrôlées » de déchets organiques sous l’action de populations microbiennes diversifiées
évoluant en milieu aérobie (SHARMA et al., 1997 ; RASTOGI et al., 2011 ; PENG et al.,
2013 ). Des communautés différentes de micro-organismes se succèdent lors du compostage,
elles sont constituées majoritairement de bactéries, d’actinomycètes, de champignons (ou
Mycètes), de protozoaires ou d’algues (TUOMELA et al., 2000, HASSEN et al., 2001).
Le processus de compostage démarre donc généralement tout seul. Il reproduit en
accéléré les étapes de transformation des résidus végétaux en humus dans un sol :
« composter correspond donc essentiellement à la production des substances humiques stables
dans le produit final et à un recyclage d’une matière organique dont le trajet naturel a été
modifié (MUSTIN, 1987 ; INBAR et al., 1990; CIAVATTA et al. ; 1993; CHEFETZ et al.,
1998 a; OUATMANE, 2000). ».
25
Par voix biochimique, le compostage est un processus continu au cours duquel
différentes réactions se produisent parallèlement et consécutivement. Dans les phases
biologiques, différentes enzymes permettent la biodégradation de macromolécules facilement
décomposables par des réactions de coupures et d’oxydations. Les phases finales font surtout
appel à des phénomènes de polymérisation et de polycondensation des molécules néoformées.
Grâce à ses caractéristiques chimiques, le compost peut assurer en même temps la fertilité et
l’équilibre du sol. Il combat efficacement l’érosion et le lessivage des éléments fertilisants en
reconstituant la structure de la terre grâce à sa composition en humus qui lui confère à la fois
la fonction d’amendement organique et d’engrais minéral (MAGDI et al., 2004 ; ZORPAS et
al., 2003 ; TATTI et al., 2012). Son apport régule l’humidité et l’alimentation en substances
nutritives de la plante (CEGARRA et al., 1993; WONG et al., 1999; OUEDRAOGO et al.,
2001).
Suivant leurs origines, les composts peuvent avoir des différences dans leur qualité
fertilisante, mais la caractéristique standard d’un compost proposées dans d’autres travaux
BRINTON (2000) ou SCOTLAND (2004). sont : un pH dans une marge de 7,0-8,5, une
humidité de 35-55 %, une teneur en matière organique supérieure à 25 %, une teneur en
azote total (Kjeldahl) de l’ordre de 8,1 Kg/tonne de matière fraîche, en calcium sous forme
d’oxyde (CaO 50 Kg/tonne de matière fraîche ), en potassium (K2O 6,7 Kg/tonne de matière
fraîche ), en phosphore (P2O5 3,4 Kg/tonne de matière fraîche), Magnésium (2 Kg/tonne de
matière fraîche) et Soufre (1 Kg/tonne de matière fraîche).
Figure III-01: Processus de compostage
26
Le processus de compostage se réalise en plusieurs phases dont la première est la
fermentation : une dégradation rapide de la matière organique fraîche et facilement
biodégradable en molécules moins complexes comme les sucres ou les polymères. La seconde
phase, la maturation, plus lente correspond à la mise en jeu des processus d’humification.
III.2. Avantages du compost
Le compostage est une technique très ancienne visant à valoriser les déchets
organiques pour les réutiliser sous forme d’humus. Cette valorisation permet de boucler les
cycles naturels et d’améliorer la productivité du sol. L’épandage d’un amendement organique
laisse espérer des effets positifs sur le sol.
- L’amélioration de la structure et de la stabilité structurale du sol. En effet, parmi les
différents éléments minéraux présents dans le sol, les argiles s’associent à la matière
organique du sol (l’humus) et aux micro-organismes pour former, sous l'action stabilisatrice
du calcium, le complexe argilo-humique.
Sa structure en feuillet lui confère une puissante charge négative permettant à une certaine
quantité de cations libres de la solution du sol de s’y fixer (Ca2+
, K+, H+, Na
+ etc.). Le
complexe argilo-humique est ainsi un véritable réservoir d'éléments nutritifs pour la culture.
La formation d’agrégats stables rend ainsi le sol plus résistant à l’influence éolienne et
hydrique, par conséquent, moins soumis à l’érosion.
- La rétention d’eau et la porosité. L’eau disponible pour les végétaux grâce à l’utilisation
d’un compost correspond au double du volume d’eau pouvant être retenue par un sol minéral.
Ainsi en augmentant le taux d’humus du sol de 0,2 %, la quantité d’eau disponible pour la
plante croît de 0,5 % et la porosité du sol de 1%. L’amélioration de la porosité entraîne
également une meilleure aération du sol et ainsi le développement de l’activité biologique.
- L’influence sur la chimie du sol. Les substances basiques du compost et les substances
humiques sont bénéfiques contre l’acidification du sol et le stabilisent chimiquement. Une
revitalisation des sols fortement dégradés et un développement de la végétation sont favorisés.
27
- L’effet phytosanitaire décrit la faculté fongicide du compost. D’une manière générale le
compost contient des substances donnant plus de vigueur aux végétaux et augmentant ainsi
leur résistance vis à vis de certains pathogènes.
III.3. Paramètres du compostage
Les conditions pour un bon développement des activités micro- biologiques doivent
être optimisées et leur suivi est indispensable pour évaluer la bonne conduite du compostage
et l’obtention d’un produit final de bonne qualité. Ces paramètres majeurs interviennent en
même temps au cours du compostage et non pas séparément (JIMENEZ et GARCIA, 1992 a ;
BERNAL et al., 1996).
Un procédé de compostage optimal correspond à une fermentation réalisée dans les
conditions les plus propices au développement de la flore bactérienne. Pour vérifier ces
conditions, les principaux paramètres à suivre pendant le procédé sont les suivants :
III.3.1. pH
Le pH des suspensions de solides (déchets, compost) varie entre 5 et 9. Une phase
acidogène se produit au début du processus de dégradation : production d’acides organiques et
de dioxyde de carbone (CO2) par les bactéries acidogènes, décomposeurs du matériel carbone
complexe, provoquant ainsi une diminution du pH initial. La seconde phase correspond à une
alcalinisation : hydrolyse bactérienne de l’azote avec production d’ammoniac (NH3) associée
à la dégradation de protéines et à la décomposition d’acides organiques (HAUG, 1993 ;
MUSTIN, 1987).
Le pH optimal se situe donc vers la neutralité en fonction de la nature du substrat
(DAMIEN, 2004). Le suivi du pH est un indicateur du degré de décomposition biologique et
biochimique. La première phase acidogène est difficilement observable comme l’indiquent les
études de CANET & POMARES (1995) ou celles de SANCHEZ-MONEDERO et al. (2001).
III.3.2. Température
Une température minimale est nécessaire à l’activité des micro-organismes et à la
dégradation. VENGLOVSKY et al., (2005) rapportent selon STENTIFORD (1996) qu’une
température supérieure à 55°C permet l’hygiénisation, entre 45 et 55°C, elle favorise la
28
biodégradation et qu’entre 35 et 40°C elle améliore la diversité des micro-organismes. Une
température voisine de 20°C ou supérieure à 82°C inhibe, voire arrête cette activité
microbienne (LIANG et al., 2003).
Le suivi de la température est une mesure indirecte de l’intensité des dégradations. Il
renseigne également sur la qualité du processus de dégradation : un épuisement en oxygène
peut ainsi être décelé puis corrigé par des apports complémentaires (retournement). De plus,
ce suivi caractérise au début du processus la qualité du mélange. Les variations des montées
en température sont fonction de l’aération et de la composition du substrat. Le Tableau III-01
indique le type de bactéries détruites en fonction de la température atteinte lors du procédé.
Tableau III-01 : Température et durée d’exposition nécessaire à la destruction de
pathogènes (NOBLE & ROBERTS, 2003 ; LUCERO-RAMIREZ, 2000 ; GOLUEKE,
1991 dans DEPORTES, 1995).
Type de micro-organismes Température et durée nécessaire à sa
destruction
Ascaris lumbricoides 4h à 60 °C à 65 °C
Salmonella spp 15-20 min à 60° C ou 1h à 55 ° C
Escherichia coli 15-20 min à 60° C ou 1h à 55 ° C
Taenia saginata 5 min à 71 °C
Shigella spp 1h à 55 °C
Pour obtenir cette hygiénisation du compost, l’U.S.E.P.A (1994) recommande une
température de 55 °C au moins pendant 5 jours en compostage à l’air libre. Dans des
réacteurs, la température doit dépasser 60 °C pendant une semaine (ADEME, 1998). Les
conditions optimales pour une hygiénisation dépendent de la nature du procédé et de la durée
de maintien de la température (MARTENS, 2005). En pratique un produit est dit hygiénisé
après 15 jours à une température supérieure à 55 °C ou une semaine à 65 °C pour des
systèmes à l’air libre, ou 7 jours en aération forcée pour des températures supérieures à 60 °C
(W.R.A.P, 2004. Mais même avec une montée en température suffisante, il existe un risque
pour le compost de réinfection dû à l’action de certains pathogènes en état de latence
(HAMER, 2003).
29
III.3.3. Teneur en humidité
La teneur en eau (H%) du substrat conditionne l’activité des micro-organismes. La
teneur optimale dépend de la densité du milieu, qui est fonction de l’état physique et de la
nature du substrat. Elle est sensible à deux phénomènes ayant des effets complémentaires :
d’une part, la dégradation de la matière organique provoquant une libération d’eau et d’autre
part, une évaporation de l’eau sous l’effet de l’énergie calorifique libérée par la fermentation.
La décomposition de la matière organique est inhibée si la teneur en eau baisse en
dessous de 20 %. Au contraire, si elle dépasse 70 %, l’eau commence à remplir les espaces
lacunaires des déchets et empêche les échanges d’oxygène, provoquant des conditions
favorables à l’anaérobiose. Selon certains auteurs (TIQUIA et al., 1998 ; HAUG, 1993 ;
MUSTIN, 1987) l’optimum de teneur en eau se situe entre 40 % et 60 %. En fin de procédé,
un produit sec ou presque facilite la finition mécanique du compost en évitant un colmatage
des équipements.
Le pH, la température et l’humidité sont des paramètres interdépendants et
difficilement dissociables. Les auteurs s’accordent pour donner des valeurs optimales de ces
paramètres. LIANG et al. (2003) étudient plus spécifiquement les effets de deux paramètres,
l’humidité et la température de dégradation des biodéchets. L’humidité semble être le
paramètre ayant la plus grande influence. Cela suggère un contrôle du procédé par l’humidité
et non comme habituellement par la température.
D’autres études insistent sur les valeurs de pH et de température au cours du procédé
ou sur le compost lui-même (SMARS et al., 2002 ; SUNDBERG et al., 2004). Ces paramètres
sont optimaux lorsqu’ils permettent une hygiénisation du produit, une vitesse de dégradation
rapide et une humidification suffisamment active. Ils sont fonction de la nature du substrat et
des conditions particulières de mise en œuvre du procédé.
III.3.4. Rapport Carbone/Azote
Les bactéries utilisent le carbone comme source d’énergie et l’azote comme source
protéique. Le procédé de compostage entraîne une décomposition de la M.O, donc une
consommation de l’azote et du carbone, correspondant à la diminution du rapport C/N. Ce
30
rapport exprime la proportion entre le carbone et l’azote bio-disponible. Il dépend de la
composition intrinsèque du substrat à composter comme le montre le Tableau III-02.
Tableau III-02 : Rapport C/N de divers substrats
(MUSTIN, 1987; GOOTAS, 1959, www.ademe.fr)
Matière Rapport C/N
Urines 0.8
Gazon coupé 12
Tabac 13
Légumes 12-30
Ordures ménagères 25
Papiers-cartons 70
Branches arbres 70
Paille de blés 128
Sciure de bois 200
De nombreux auteurs déterminent des valeurs optimales de ce rapport C/N qui peut
varier de 107 à 18 en début de compostage. Par exemple, il se situe entre 25 et 45 pour les
ordures ménagères hétérogènes (SADAKA et al., 2003, BERNAL et al., 1998 a, EGGEN &
VERTHE, 2001), alors que le rapport minimum C/N des déchets verts est proche de 30. La
valeur de 35 ne doit pas être dépassée pour les déchets urbains, sinon les micro-organismes
passent par plus de cycles d’oxydation pour atteindre la valeur optimale dans le compost. De
même, si ce rapport est trop faible, une perte excessive en azote ammoniacal risque
d’entraîner une diminution du pH.
Il est donc important de connaître le rapport C/N initial des déchets afin de constituer
un mélange optimal en ajoutant la quantité d’éléments déficitaires pour assurer une
dégradation idéale et homogène sur l’ensemble du processus. De nombreux auteurs
déterminent des valeurs optimales de ce rapport C/N qui peut varier de 107 à 18 en début de
compostage. Par exemple, il se situe entre 25 et 45 pour les ordures ménagères hétérogènes
(SADAKA et al., 2003, BERNAL et al., 1998 a, EGGEN & VERTHE, 2001), alors que le
rapport minimum C/N des déchets verts est proche de 30. La valeur de 35 ne doit pas être
dépassée pour les déchets urbains, sinon les micro-organismes passent par plus de cycles
d’oxydation pour atteindre la valeur optimale dans le compost. De même, si ce rapport est
31
trop faible, une perte excessive en azote ammoniacal risque d’entraîner une diminution du pH.
Il est donc important de connaître le rapport C/N initial des déchets afin de constituer un
mélange optimal en ajoutant la quantité d’éléments déficitaires pour assurer une dégradation
idéale et homogène sur l’ensemble du processus.
III.3.5. Teneur en Matière Organique Totale
La minéralisation du compost correspond à une diminution de la M.O.T au cours de la
dégradation biologique du substrat (HOUOT A, 2002). Cette diminution est variable et
dépend des conditions de réalisation du processus de dégradation mais également de la durée
du procédé. Les pertes en M.O.T au cours du procédé peuvent atteindre 20 à 60 % en poids
de la M.O.T initiale (IANNATTI et al, 1994 ; CANET & POMARES, 1995 ; ATKINSON et
al., 1996).
III.3.6. Apport d’oxygène
L’oxygène est utilisé par les micro-organismes comme un récepteur terminal
d’électrons lors de la respiration aérobie et de l’oxydation des substances organiques (Waas,
1996). La présence d’oxygène est indispensable au bon déroulement du compostage pour
maintenir les conditions aérobies nécessaires à une décomposition rapide et inodore. La teneur
en oxygène lacunaire représente le pourcentage d’oxygène dans l’air des vides entre les
particules de compost.
Ce taux est fonction de la granulométrie et de l’humidité des particules comme du
renouvellement de l’air des lacunes. Au fur et à mesure de la dégradation du substrat, le
besoin en oxygène diminue (MUSTIN, 1987 ; HAUG, 1993). Si la teneur en oxygène est trop
faible ou la masse à composter trop compacte, les conditions favorables à l’anaérobiose se
mettent en place. Ce type de fermentation aboutit à un produit stabilisé mais par le biais d’un
processus plus lent avec dégagement d’odeurs nauséabondes.
Les systèmes d’aération sont divers et variés : retournements mécaniques, aération
forcée ou pilotée, avec ou sans recirculation (BARI, 2001 ; ILLMER & SCHINNER, 1996).
L’apport d’oxygène réduit l’humidité initiale (si elle est trop forte), améliore l’homogénéité
du substrat et diminue une possible élévation de température.
32
III.3.7. Granulométrie
La granulométrie est un facteur qui détermine la vitesse de biodégradabilité. Plus la
surface spécifique du substrat sera élevée, plus la zone de contact entre le substrat et les
micro-organismes, sera étendue et meilleure sera la fermentation. Une granulométrie trop fine
induit un espace poral trop réduit et diminue l’accès puis la circulation de l’air : « étouffement
» du compost. A contrario si la granulométrie est trop élevée, les apports en oxygène vont
dépasser les teneurs optimales, asséchant le compost, et la montée en température se réalisera
difficilement. La granulométrie du substrat évolue au cours du processus de dégradation par
fragmentation des agrégats vers des éléments fins. Elle peut être modifiée par l’emploi de
broyeur ou de cribleur.
L’identification des principaux paramètres physico-chimiques est nécessaire pour
optimiser puis améliorer l’efficacité du procédé. De la caractérisation physico-chimique du
substrat va découler le réajustement des conditions du procédé : ajout d’eau, fréquences des
retournements. Au cours du procédé, un contrôle des paramètres principaux permet non
seulement de connaître le stade de dégradation du compost mais aussi d’avoir une idée du bon
déroulement du processus.
Dans la pratique, les conditions de dégradation rapides et contrôlées dépendent du
système de fermentation employé. Le Tableau III-03 représente ces caractéristiques pour un
système classique en andain avec retournement mécanique.
Tableau III-03 : Paramètres de contrôle et de suivi du procédé
Paramètres Phase initiale Compost mur
Rapport C/N 20 à 40 10-15
Humidité % 40 à 65 35-45
Température (°C) <40
pH 5-8 7
Structurant (%) > 15
MO (%MS) 40-70 > 40
~ 1 en aération forcée
Granulométrie (cm) Dépend du criblage
3-10 sans aération forcée
33
Il reste très difficile de définir avec précision les valeurs optimales pour chaque paramètre. En
effet, ceux-ci dépendent de la composition intrinsèque du substrat, variant en fonction des
conditions socio-économiques et du mode de vie de chaque pays. Ces paramètres s’équilibrent
au cours du procédé : le dépassement de la valeur de l’un sera compensé par la valeur de
l’autre. Certains paramètres comme la température, ou l’humidité sont également fonction de
la technologie du procédé. En pratique, il est nécessaire de trouver un compromis entre la
théorie et les contraintes de terrain.
III.4. Les quatre phases du compostage
Le compostage est accompagné de production de chaleur. Il est largement admis
depuis longtemps que la chaleur générée au sein du compost est essentiellement d’origine
biologique, c’est à dire due à l’activité microbienne (WAKSMAN et al., 1939). Des
oxydations chimiques exothermiques peuvent également prendre part à l’échauffement du
compost. Mais l’origine abiotique de l’échauffement est considérée négligeable devant
l’origine biologique, lorsque les températures n’atteignent pas des valeurs très convenables
pour l’activité microbienne dans un domaine dépassant les 80 °C (FINSTEIN & MORRIS
M.L. 1975; MILLER et al., 1989).
L’évolution de la température au sein du compost permet de définir quatre phases au
cours du compostage (Figure III-01). Ces phases sont largement décrites dans la littérature
(LECLERC, 2001).
- La phase mésophile est la phase initiale du compostage. Durant les premiers jours de
compostage, la présence de matières organiques facilement biodégradables entraîne une forte
activité microbienne (bactéries et champignons) générant une forte production de chaleur et
une montée rapide de la température au cœur du compost.
- Très vite la température atteint des valeurs de 60 °C jusqu’à 75 °C. Cette phase est
appelée phase thermophile car seuls les micro-organismes thermorésistants (essentiellement
des bactéries) peuvent survivre à ces hautes températures. Au cours de cette phase, une part
importante de matière organique est dégradée sous forme de CO2, et un assèchement du
compost lié à l’évaporation de l’eau est souvent observé.
- Lors de la phase thermophile, succède la phase de refroidissement. La diminution de la
quantité de matières organiques facilement dégradables provoque un ralentissement de
l’activité microbienne. La chaleur générée par la dégradation microbienne est alors inférieure
34
aux pertes dues aux échanges surfaciques et à l’évaporation, entraînant un refroidissement du
compost. Cette phase de refroidissement peut être très progressive ou au contraire très rapide
en fonction des conditions climatiques ou de la taille du tas de compost par exemple. Au cours
de cette phase, des micro-organismes mésophiles recouvrent à nouveau le compost.
- Au cours de la dernière phase appelée phase de maturation, les processus
d’humification prédominent, ainsi que la dégradation lente des composés résistants. Cette
phase de maturation dure jusqu’à l’utilisation des composts.
Il faut noter que les deux premières phases qui sont en général des phases de
dégradation des matières organiques sont regroupées sous le nom de fermentation (du latin
fermentation signifiant altération), correspondant donc à une phase de dégradation
intensive de la matière organique. S’il s’agit effectivement de processus de dégradation de la
matière organique, il ne s’agit pas au sens strict d’une fermentation (métabolisme énergétique
au cours duquel le substrat est dégradé en anaérobiose), car par définition, le compost doit
évoluer en conditions aérobies. Mais par extension, le terme fermentation définit les
modifications chimiques du substrat liées à l’activité microbienne, tant en aérobiose qu’en
anaérobiose (Dictionnaire d’Agriculture – Conseil International de langue française, 1999).
Certains auteurs utilisent le terme de fermentation aérobie. Ce terme de fermentation est très
utilisé dans le milieu du compostage (SUGAHARA & IONOKO ,1981; HARADA et al.,
1981; GODIN P. 1981; IGLESIAS-JIMENEZ & PEREZ- GARCIA ,1989 ; SANTIS et al.,
2011 ; TIWARY et al., 2010).
Bien que globalement le compostage se fasse dans des conditions aérobies, plusieurs
travaux ont mis en évidence la présence possible de sites anaérobies durant la phase de
dégradation intensive (KIRCHMANN & WIDEN ,1994; BECK-FRIIS et al., 2000; HE et al.,
2000 ; SHRINIVAS et al., 2011). De tels sites peuvent s’expliquer par l’intense activité
microbienne consommatrice d’oxygène et génératrice de gaz carbonique combinée à un
manque d’aération du compost.
Il faut signaler que cette vision des quatre phases du compostage est avant tout une
vision théorique qui représente ce qui se passe au cœur du compost. L’évolution de
température au sein d’un compost dépend de la production interne de chaleur et des échanges
avec l’extérieur (BACH et al., 1987). Un tas de compost est un milieu hétérogène, qui a des
surfaces d’échange avec le milieu extérieur, des zones de tassement, et des gradients de
35
température et d’humidité (MILLER et al., 1989; FERMOR ,1993). Pour réduire cette
hétérogénéité et favoriser la biodégradation, un travail du compost est souvent réalisé,
généralement durant la phase de dégradation: retournement, arrosage et criblage.
Ce travail entraîne fréquemment une reprise de l’activité microbienne, traduite par des
remontées de la température.
Figure III-02 : Courbe théorique d’évolution de la température et du pH
au cours du compostage d’après MUSTIN (1987)
36
Figure III-03 : Représentation schématique des principaux transferts de chaleur et de
matière au sein du compost
III.5. Les micro-organismes du compost
Le compostage est une technique très ancienne et couramment utilisée, ce procédé est
l’une des biotechnologies les plus complexes qu’ils soient, en raison des changements d’états
physiques et biologiques innombrables durant le processus. Une bonne compréhension de ces
changements exige une étude précise des successions de communautés microbiennes
comprenant l’ensemble des micro-organismes présents y compris ceux qui sont en très faible
proportion. Selon certains travaux Selon HARUTA et al. (2005), la microbiologie du
compostage doit être étudiée au travers de divers aspects, comme par exemple, la composition
37
et la succession des communautés pendant le processus, les micro-habitats, ainsi que les
fonctions des micro-organismes au sein de la communauté bactérienne (KOUTROULI et al.,
2009 ; REGUEIRO et al., 2013 ; SINGHANIA et al., 2013).
III.5.1. Les bactéries
Les bactéries sont toujours présentes et largement dominantes en qualité et quantité au
cours du compostage. Elles sont typiquement unicellulaires avec une taille de 0,5 à 3 μm. Par
leur petite taille, les bactéries ont un rapport surface/volume très élevé, leur permettant des
transferts rapides de substrats solubles à l’intérieur de la cellule, ce qui assure souvent leur
prédominance sur des micro-organismes de plus grandes dimensions comme les champignons
(TUOMELA et al., 2000). Un autre avantage des bactéries est la capacité, pour certaines
d’entre elles en particulier celles appartenant au genre Bacillus, de se protéger en produisant
des spores très résistantes à la chaleur, aux radiations et aux désinfections chimiques (HAUG,
1993). Les bactéries isolées dans les différents types de compost constituent une importante
diversité de genres et d’activités.
Depuis les années 1900, de nombreuses études micro biologiques ont rendu compte
des processus de compostage. Elles ont été passées en revue par certains auteurs FINSTEIN et
MORRIS en 1975. Plus récemment, RYCKEBOER et al. (2003) ou HARUTA et al. (2005)
ont compilé les différentes études pré-existantes et ont établi une liste des espèces isolées pour
chacune des phases du compostage en fonction de la température et du pH. Pendant la phase
mésophile, les bactéries isolées appartiennent à diverses familles, Sur le Tableau III-04 sont
regroupées les différentes bactéries intervenant à différentes phases du compostage et qui sont
responsables de la destruction des produits simples au cours des deux premières phases. Elles
sont majoritaires au cours de la première phase. Comme les bactéries, la majorité des
champignons sont mésophiles et se développent entre 5 °C et 37 °C.
Tableau III-04: Classification des espèces en fonction des phases du compostage
RYCKEBOER et al. (2003) ou HARUTA et al. (2005)
38
Phase
mésophile
Alcaligenaceae, Alteromonadaceae, Bacillaceae, Burkholderiaceae,
Bradyhizobiaceae, Caryophanaceae, caulobacteraceae,
Cellulonadaceae, Clostridiaceae, Comamonadaceae,
Corynebacteriaceae, Enterobactériaceae, Flavobactériaceae,
Flexibacteraceae, Hyphomicrobiaceae, intrasporangiaceae,
Methylobactériaceae, Microbactériaceae, Micrococcaceae,
Moraxellaceae, Neisseriaceae, Nitrosomonadaceae, Nocardiaceae,
Nocardiopsaceae, Paenibacillaceae, Phyllobactériaceae,
Propionibacteriaceae, Psendomonadaceae, Pseudonocardiaceae,
Rhodobacteraceae, Sphingobacteriaceae, Sthphylococcaceae, et
Xanthomonadaceae.
Phase
thermophile
Micromonospororaceae, Streptommycetaceae,
Thermoactinomycetaceae, Thermomonosporaceae et
Streptosporangiaceae.
Phase de
maturation
Streptomyces et Nocadia.
Après cette phase de dégradation, et donc pendant la phase de maturation et de
ralentissement de l’activité, la diversité taxonomique microbienne augmente encore
(HARUTA et al., 2005 ; ERMANNO et al., 2011).
Parmi les bactéries un sous-groupe a une grande importance au sein du compost : les
actinomycètes. Ce sont des bactéries formant des filaments multicellulaires et agissants plus
tardivement que les autres. Ils apparaissent aussi bien lors de la phase thermophile que
pendant la phase de maturation du compostage (TUOMELA et al., 2000).
Les actinomycètes tolèrent des pH légèrement basiques mais leur croissance est lente.
Ils peuvent cependant dégrader la cellulose et la lignine comme certains champignons tout en
tolérant des températures et un pH plus élevés que les champignons. Ainsi, les actinomycètes
sont des agents essentiels de la lignocellulolyse pendant la phase thermophile, bien que leur
capacité de dégrader la cellulose et la lignine ne soit pas aussi étendue que celle des
champignons (TUOMELA et al., 2000). Les genres Streptomyces et Nocardia représentent
plus de 90 % de leur biomasse selon MUSTIN (1987).
39
III.5.2. Les champignons
La température est l’un des plus importants facteurs affectant la croissance fongique
devant les sources de carbone et d’azote et le pH. Un niveau modérément élevé de l’azote est
nécessaire pour la croissance fongique bien que quelques champignons, dits de la pourriture
blanche, se développent à des taux d’azote bas. En effet, un milieu pauvre en azote est
souvent un préalable à la dégradation de lignine (DIX & WEBSTER, 1995 ; ZHANG et al.,
2010). Cependant, ces auteurs affirment qu’une carence en azote est un facteur limitant pour
la dégradation de la cellulose.
La plupart des champignons préfère un environnement acide mais tolère un large
éventail de pH, excepté les Basidiomycotina qui se développent moins bien au-dessus de pH
7,5. Les espèces de Coprinus sont les seules Basidiomycètes préférant un environnement
alcalin (DIX & WEBSTER, 1995 ; DEBNATH et al., 2013). La majorité des champignons est
mésophile et se développe entre 5 et 37 °C, avec une température optimale de 25 à 30 °C.
Cependant, le processus de compostage, engendrant des élévations de température
importantes, octroie une grande importance au petit groupe de champignons thermophiles
dans la biodégradation de la matière organique.
Les capacités ligninocellulolytiques de tous les champignons thermophiles ne sont pas
déterminées. Cependant, la plupart d’entres eux sont connus pour dégrader la lignine, la
cellulose ou les hémicelluloses (TUOMELA et al., 2000). Les plus importantes capacités de
dégradation de la lignine sont rencontrées chez Basidiomycotina (MOUCHACCA, 1997).
Ceux-ci sont mésophiles mais quelques-uns d’entres eux se développent à des
températures plus élevées. Par exemple, Phanerochaete chrysosporium qui est un
champignon de la pourriture blanche, ayant fait l’objet de nombreuses études pour ses
capacités de production d’enzymes actives dans la dégradation de la cellulose et de la lignine,
a des températures optimales de 36 à 40 °C avec des températures maximales de 46 à 49 °C
(MOUCHACCA, 1997 ; ELLIOTT et al., 2012). Le Tableau III-05 présente quelques
champignons intervenant à des températures et pH donnés pour dégrader la matière organique
(MO) surtout au cours de la phase de ralentissement.
40
Tableau III-05: Différents types de champignons en phase de ralentissement
Champignons MO dégradée Température pH Références
Basidiomycotina Ligninc 5 C à 37
C
Sup à 7.5 Mouchacca, 1997
Phanerochatete
chrysosporium
Cellulose
lignine
36 C à 49
C
Sup à 7.5 Mouchacca, 1997
Basidiomycètes Ligninc 15 C à 40
C
acide Dix & Webster,
1995
Coprinus
(Basidiomycètes)
Cellulose,
hémicelluloses
15 C à 40
C
Milieu
alcalin
Dix & Webster,
1995
Petits groupes de
champignon
Ligninc,
cellulose,
hémicellulose
40 C à 75
C
acide Mouchacca, 1997,
Tuomocla et al.,
2000.
III.5.3. Les algues, les protozoaires et les animaux pluricellulaires
Il y a trois principaux types de micro-organismes, qu’on retrouve également dans le
compost, des algues, des protozoaires et des animaux pluricellulaires. Les algues se
développent en surface en présence de lumière. Le rôle des algues est mal connu, mais leur
importance dans l’évolution de la matière organique en milieu aérobie est sans doute faible
(MUSTIN, 1987). Les protozoaires bactériophages sont connus pour une action importante
sur le nombre de bactéries dans les sols. Des variations cycliques des populations prédateurs /
proies ont été observées (MUSTIN, 1987). Les animaux pluricellulaires présents dans les
composts appartiennent à différentes catégories. Par ordre de taille sont représentés les
microarthropodes (collemboles, acariens et myriapodes) et les nématodes (vers ronds) entre
0,2 et 4 mm, les larves d’insectes (autres que les collemboles) et les Annélides (vers de terre)
entre 4 et 80 mm et enfin les animaux supérieurs à 80 mm comme les mollusques (limaces,
escargots, etc.) et les crustacés notamment représentés par les cloportes. Beaucoup de ces
animaux pluricellulaires se nourrissent de débris végétaux et peuvent avoir un rôle important
dans l’homogénéisation des composts.
41
III.6. Les différents procédés de compostage
Il existe une grande variété d’usines de compostage allant des plates formes les plus
simples, constituées uniquement d’une surface à l’air libre pour placer les andains et de
quelques engins (broyeurs, tracto- pelles), aux plates-formes les plus sophistiquées constituées
d’espaces abrités, d’appareils de contrôle continu de la température, de la teneur en oxygène,
de systèmes de ventilation, etc.
III.6.1. Compostage en andains
- Andains retournés
Le compostage en andains consiste à placer un mélange de matières premières dans de
longs tas étroits appelés andains remués ou tournés de façon régulière. Ces andains sont aérés
essentiellement par un mouvement passif ou naturel de l’air (convection et diffusion gazeuse).
Le taux d’échange avec l’air dépend de la porosité de l’andain. Ainsi, la taille de l’andain qui
peut être effectivement aéré de cette manière est déterminée par sa porosité. Un andain
composé de feuilles peut être bien plus grand qu’un andain humide contenant du fumier.
Quand l’andain est trop grand, des zones anaérobies peuvent alors apparaître à proximité du
centre et des odeurs sont libérées quand l’andain est retourné. Par contre, les petits andains
perdent rapidement de la chaleur et risquent de ne pas réussir à atteindre une température
suffisamment élevée pour permettre l’évaporation de l’eau et l’élimination des pathogènes et
des graines d’adventices.
Pour les compostages à petites et moyennes échelles, le retournement peut être effectué à
l’aide d’un chargeur frontal ou d’une pelle portée par un tracteur ou un tracto- pelle. Le
chargeur soulève les matériaux de l’andain et les déverse à nouveau, mélangeant ainsi les
matières et dépose le mélange sous forme d’un andain plus aéré. Le chargeur peut mélanger
les matières se trouvant à la base de l’andain avec celles du haut, formant ainsi un nouvel
andain à proximité de l’ancien. Il est très important de suivre un programme de retournement.
La fréquence de retournement est fonction du taux de décomposition, du taux d’humidité et de
la porosité des matériaux, ainsi que de la durée désirée de compostage. Comme le taux de
décomposition est plus important au début du processus, la fréquence de retournement
diminue au fur et à mesure que les andains mûrissent.
42
- Andains aérés passivement
Avec la méthode des andains aérés passivement, de l’air sont fournis aux composts par
des tuyaux perforés, enfoncés dans l’andain, qui élimine la nécessité du retournement. Les
extrémités des tuyaux sont ouvertes et l’air circule ainsi dans les tuyaux et à travers l’andain
en raison de l’effet de tirage créé par les gaz chauds qui s’élèvent hors de l’andain.
- Tas statique aéré
La méthode du tas statique aéré utilise le système d’aération par tuyau mais est plus
avancée, car elle utilise un ventilateur pour fournir de l’air au compost. Le ventilateur offre un
contrôle direct du processus et permet de travailler avec des tas plus importants, sans
retournement après le début du compostage. L’air est aspiré ou soufflé à travers le tas. Le tas
n’étant pas retourné par la suite, la sélection et le mélange initial des matières premières sont
cruciaux afin d’éviter une mauvaise répartition de l’air et un compostage irrégulier. Le
mélange a également besoin d’une bonne structure afin de conserver sa porosité tout au long
de la période de compostage. Pour le compostage statique en tas, l’air peut être fourni de deux
façons: un système d’aspiration avec l’air aspiré à travers le tas ou un système de soufflage
grâce au ventilateur injectant de l’air dans le tas.
III.6.2. Compostage en récipients clos
Le compostage en récipient fait référence à un ensemble de méthodes qui confinent les
matières à composter dans un bâtiment, un container ou un récipient. Ces méthodes sont
basées sur l’aération forcée et des techniques de retournement mécanique qui visent à
accélérer le processus de compostage. De nombreuses méthodes combinent les techniques des
andains et des tas aérés dans le but de surmonter les faiblesses et exploiter les avantages de
chaque méthode.
- Compostage en casier
Le compostage en casier est peut être la méthode de compostage en récipient la plus
simple. Les matières sont contenues par des murs avec le plus souvent un toit. Les bâtiments
ou les silos permettent de stocker des quantités plus importantes de matériaux et d’utiliser
l’espace au sol de manière plus efficace que ne le font les tas indépendants. Les casiers
permettent aussi d’éliminer les problèmes climatiques, de maîtriser les odeurs et d’offrir un
meilleur contrôle de la température. Les méthodes de compostage en casier fonctionnent de la
43
même façon que la méthode du tas statique aéré. Elles comprennent des procédés d’aération
forcée à la base du casier et un petit nombre, voire aucun retournement des matériaux. Un
mélange occasionnel des matières dans les casiers peut faire redémarrer le processus. Les
matières à composter peuvent être déplacées d’un casier à l’autre. La plupart des principes et
des conseils suggérés pour le tas aéré s’applique également au compostage en casier.
- Lits rectangulaires remués
Le système de lit remué est une combinaison des méthodes d’aération contrôlée et de
retournement périodique. Le compostage a lieu entre des murs qui forment de longs et étroits
couloirs appelés lits. Un rail ou une saignée en haut de chaque mur supporte et guide la
machine retournant le compost. Un chargeur place les matières premières à l’extrémité
frontale du lit. Au fur et à mesure que la machine avance sur les rails, le compost est retourné
et reposé à l’arrière.
- Silos
Une autre technique de compostage fait intervenir un récipient clos ressemblant à un
silo à déchargement par le bas. Le système d’aération à la base du silo souffle de l’air à
travers les matières à composter. L’air évacué peut être recueilli au sommet du silo de façon à
en traiter les odeurs. Cependant, l’empilement présente des problèmes au niveau de la
compaction, du contrôle de la température et de la circulation de l’air. Les matières n’étant
que très peu mélangées dans le silo, celles-ci doivent l’être préalablement à leur chargement
dans le silo.
- Tambours rotatifs
Ce système utilise un tambour horizontal rotatif pour mélanger, aérer et déplacer les
matières à travers le système. De l’air est fourni à partir de l’extrémité de déchargement et est
intégré aux matières alors que celles-ci sont remuées.
III.6.3. Vermicompostage
Le terme vermicompostage (ou lombricompostage) se réfère à l’utilisation de vers de
terre pour composter les résidus organiques. Les vers de terre peuvent consommer
pratiquement tous les types de matière organique et peuvent absorber l’équivalent de leur
44
propre poids par jour, par exemple 1 kg de vers de terre peut consommer un kg de résidus
chaque jour. Les excréments (turricules) des vers de terre sont riches en nitrates, et en formes
disponibles de P, K, Ca et Mg. Le passage du sol à travers les vers de terre favorise la
croissance des bactéries et des actinomycètes.
Les actinomycètes se développent en présence de vers de terre et leur teneur dans les
déjections de vers de terre est six fois supérieure à celle du sol d’origine.
III.7. Pourquoi composter ?
Le compostage permet de transformer un matériau en fin de vie, le déchet, en un
produit utilisable, le compost. L’intérêt premier d’un compost est d’être un amendement
organique permettant d’améliorer la fertilité des sols. Par rapport à des déchets non compostés
le compostage présente un certain nombre d’autres avantages :
- Le compostage permet de réduire les masses et les volumes d’environ 50 % par
rapport aux déchets initiaux. Ces réductions sont dues à la minéralisation des
composés organiques, à la perte d’eau et à la modification de la porosité du milieu
(DAS & KEENER ,1997; EKLIND & KIRCHMANN , 2000a ; BERNAL et al.,
2009).
- La perte en matière organique entraîne une concentration des éléments minéraux
au sein du compost (KIRCHMANN & WIDEN ,1994 ; HAN et al., 2010 ;
PONSA et al., 2010).
- L’augmentation de la température permet la destruction des agents pathogènes.
D’autres facteurs qui restent à étudier pourraient intervenir (STENTIFORD ,1996;
SIDHU et al., 1999 ; LAKHTAR et al., 2010).
- L’action combinée de l’élévation de température et de la libération d’agents
inhibiteurs permet la destruction de graines d’adventices (WIART, 1997 cité par
LECLERC, 2001).
III.8 Les différents composts
En théorie, tout déchet organique biodégradable est compostable. Le travail réalisé
dans le cadre de ce mémoire ne portant que sur les composts d’origine urbaine.
45
III.8.1. Les composts d’origine urbaine
Les composts d’origine urbaine ont fait l’objet de nombreuses études depuis une
cinquantaine d’années. La France produit environ 47 millions de tonnes de déchets
municipaux (ensemble des déchets collectés et traités sous la responsabilité des municipalités
et leurs groupements), dont environ la moitié est composée de composés biodégradables
(IFEN , 2002). La loi Lalonde de 1992 qui prévoyait l’interdiction de mise en décharge des
déchets dits non-ultimes (c’est à dire pouvant être traités par recyclage, valorisation
biologique, ou incinération), renforcée par les circulaires d’avril 1998 et de juin 2001 du
ministère de l’environnement et de l’aménagement du territoire, ont mis en avant le
compostage dans le traitement des déchets urbains. Toutefois, le développement du
compostage de déchets urbains est dépendant des débouchés qu’ont les composts, en
particulier en agriculture. L’obtention de composts de qualité (valeur agronomique avérée et
inoccuité) est donc nécessaire (KELESSIDIS et al., 2012).
L’efficacité des traitements des déchets urbains par compostage s’est
considérablement améliorée ces dernières années. Cette amélioration est due en partie à la
mise en place des collectes sélectives. Développées en France depuis une dizaine d’années,
les collectes sélectives multi matériaux concernent près d’un Français sur trois (ADEME
,2000). Ce tri en amont est accompagné d’une efficacité croissante des techniques et matériels
utilisés sur les plates-formes de compostage : amélioration du tri (table densimétrique,
aimantation et soufflerie) et amélioration des techniques de compostage (suivi continu de la
température, de l’humidité, etc.). L’engagement croissant des industriels et des exploitants
pour produire des composts de qualité, en s’appuyant sur une meilleure connaissance du
compostage, participe à cette amélioration (PIOTROWSKA et al., 2011).
III.8.2. Autres composts
- Les composts d’effluents d’élevage
Composter les effluents d’élevage est une pratique courante et ancienne. Le compost
obtenu à partir de fumier de bovins est le compost d’effluent d’élevage le plus courant, mais
des composts à partir de fumier d’ovins, de porcs et de volailles, et à partir de lisier de porcs
sont également réalisés (LECLERC, 2001 ; AVIANI et al., 2010).
46
- Les composts de déchets industriels et agricoles
Il s’agit principalement du compostage de déchets de sucreries de la filière betteravière
pour les industries agro-alimentaires, et des déchets de papeteries pour l’industrie hors agro-
alimentaire.
III.9. Quels déchets composter ?
III.9.1. Les boues de station d’épuration
La boue est un mélange d’eau et de matières solides, séparé par des procédés naturels
ou artificiels des divers types d’eau qui le contiennent. Les boues de station d’épuration sont
issues du traitement des eaux usées domestiques ou industrielles. En effet, l’eau consommée
ou utilisée par l’homme à l’échelle domestique ou industrielle génère inévitablement des
déchets. Les eaux usées sont recueillies par les égouts et dirigées vers les stations d’épuration
afin d’être purifiées avant leur réintroduction dans le milieu naturel (FONTS et al., 2012).
Leur traitement dans les stations permet de séparer une eau épurée d’un résidu secondaire, les
boues, bien pourvu en matière organique, azote, phosphore ainsi qu’en oligo-éléments. Le
traitement des eaux usées permet d’éliminer, d’une part, la partie la plus facilement
dégradable de la matière organique et, d’autre part, les différents composés dont les eaux sont
chargées (débris alimentaires, graisses, fibres textiles et cellulosiques, savons, lessives et
détergents) avant leur réintroduction dans le cycle de l’eau .
III.9.2. Les déchets verts
Les déchets verts sont des déchets organiques issus de l’entretien des espaces verts,
des jardins privés, des serres, des terrains de sports etc. On désigne par déchets verts les
feuilles mortes, les tontes de gazon, les tailles de haies, d’arbustes, les résidus d’élagage.
III.9.3. Les déchets ménagers
Les déchets ménagers sont des déchets issus de l’activité domestique des ménages et
pris en compte par les collectes usuelles ou séparatives. Ces déchets peuvent être séparés en
deux sous catégories :
- La fraction résiduelle des déchets ménagers obtenue après séparation des papiers,
cartons, verres et emballages. Elle est également désignée par le terme « ordures ménagères
47
grises » du fait de la couleur de la poubelle utilisée par les collectivités qui pratiquent ce type
de collecte sélective.
- La fraction fermentescible (putrescible) des ordures ménagères : déchets organiques
biodégradables, ou bio déchets (déchets de cuisine, fleurs, etc.), récupérés lors de collectes
sélectives visant à les isoler des autres composés non putrescibles. Les déchets verts des
jardins des particuliers sont souvent collectés avec cette fraction. Les déchets de marchés
constituent également cette catégorie. (Figure III-04).
Figure III-04 : Les différents types de composts urbains.
III.10. Conditions réglementaires de l’utilisation des composts en agriculture
Les composts sont essentiellement utilisés en agriculture, mais également pour la
revégétalisation des sites, ou comme support de culture. Pour être utilisés, les composts
doivent faire l’objet d’une procédure d’homologation, ou répondre aux critères de
spécification définis dans la norme 44-051 définissant les amendements organiques. Cette
norme est d’application obligatoire pour l’utilisation de ces produits, mais est très peu
contraignante en raison notamment de l’absence de critères d’innocuité (polluants et
pathogènes). Elle est actuellement en cours de révision. Les composts n’entrant pas dans le
48
cadre de cette norme (composts de boues de station d’épuration par exemple) doivent être
utilisés dans le cadre d’un plan d’épandage (CHARTZOULAKIS et al., 2010).
L’utilisation des composts en agriculture biologique est possible, lorsque le besoin est
reconnu par l’organisme de contrôle. Les composts d’effluents d’élevage (sauf l’élevage
hors-sol), les composts de déchets verts et les composts de biodéchet peuvent être utilisés en
agriculture biologique. Cependant, ces derniers doivent avoir des teneurs très faibles en
métaux (LECLERC, 2001 ; MAGDICH et al., 2012 ; MECHRI et al., 2011).
En concluions le compostage des déchets urbains s’inscrit dans un contexte de gestion
de déchets urbains de plus en plus nombreux. C’est un mode de traitement des déchets qui
permet d’obtenir un produit utilisé principalement en tant qu’amendement organique en
agriculture. Il existe une grande diversité de composts, liée à la diversité de la nature des
déchets compostés, et à la diversité des procédés de compostage. La mise en place de collecte
sélective, l’amélioration des techniques de compostage utilisées, et la prise en considération
croissante des questions environnementales par les industriels, contribuent à améliorer la
qualité des composts. Cependant, le compostage ne constitue aujourd’hui qu’une faible part
du traitement des déchets d’origine urbaine. Le développement du compostage passe par une
amélioration des connaissances de la valeur agronomique des composts et de leur innocuité.
49
Chapitre IV
Caractéristique de la matière organique des composts
et évolution au cours du compostage
Le compostage est un procédé biologique transformant les matières organiques des
déchets en matière organique humifiée. L’humification de la matière organique contribue à la
diminution de la biodégradabilité de la matière organique des composts, souvent appelée
stabilisation. Ce chapitre présente les différents composés organiques des matériaux à partir
desquels sont élaborés les composts urbains. Les données bibliographiques concernant
l’évolution des caractéristiques de la matière organique au cours du compostage de divers
matériaux, obtenues par des techniques issues du domaine de l’étude de la matière organique
du sol.
50
IV.1. Aspects biochimiques du compostage
Au sein du compost, on distingue généralement les substances non-humiques et les
substances humiques. Les substances non-humiques sont des composés aux caractéristiques
chimiques reconnaissables dont la majorité provient des résidus de constituants organiques
végétaux, animaux ou microbiens, molécules retrouvées dans les boues et les déchets verts.
Ce sont les constituants de ces résidus organiques qui forment la matière organique du
compost. Ainsi, on peut distinguer des glucides, principalement la cellulose et les
hémicelluloses, ainsi que la lignine, constituants les plus abondants des plantes et donc des
déchets verts, mais aussi, les lipides, les protéines, les tanins, la cutine ou la subérine, etc.
Les substances humiques sont des composés organiques stables, impliqués dans de
nombreux processus au sein des composts et des sols par exemple désagrégation du sol,
nutrition des plantes, stabilisation du pH, mobilité et toxicité d’élément trace métallique,
disponibilité biologique , etc. Cependant, leur structure moléculaire est encore mal connue et
leur définition peu précise. Ces principaux constituants seront brièvement présentés.
IV.2. Substances non humiques : structure et dégradation
Une variété importante de composés organiques constitue, dans des proportions
variables, les matières initiales présentes dans les composts. Leurs structures, leurs rôles et
leurs métabolismes, au sein du compost, sont exposés ci-dessous.
IV.2.1. Les glucides
Les oses, monosaccharides ou « sucres simples » sont très présents dans les végétaux,
et donc dans les biodéchets (FRANCOU, 2003). Ces monosaccharides, facilement
métabolisables, sont dégradés en début de compostage (LYNCH, 1992). Les polysaccharides
constituent la forme principale des glucides dans la matière organique en décomposition
(STEVENSON, 1994). Ce sont des homopolymères, résultant de la condensation d’un grand
nombre de monosaccharides. Les polysaccharides d’origine végétale les plus abondants sont
la cellulose et les hémicelluloses.
La cellulose est le composé organique le plus abondant dans la biosphère, comportant
presque la moitié de la biomasse synthétisée par la fixation photosynthétique de CO2 (DENG
51
& TABATABAI, 1994). Ce homopolymère linéaire est constitué de sous unités de D-glucose
(> 10000) liées entre elles par des ponts β-1,4 (Figure IV.01a) appelés liaisons glycosidiques.
L’arrangement régulier des groupes hydroxyles, le long des chaînes de cellulose,
conduit à la formation de liaisons hydrogène (Figures IV.01b) et, par conséquent, à une
structure fibrillaire (Figure IV.01c). Cette structure existe sous forme amorphe, ou sous forme
cristalline, plus résistante à la dégradation enzymatique et microbienne (Stevenson, 1994).
Figure IV-01: Structure de la cellulose : (a) Deux molécules de glucose liées par une liaison
β-1,4 glycosidique; (b) Liaisons hydrogène entre deux chaînes de cellulose; (c) Structure
fibrillaire de la cellulose (Extrait de KÖGEL- KNABNER, 2002)
52
Les hémicelluloses sont des constituants végétaux qui accompagnent la cellulose dans
la constitution du bois. Mais contrairement à la cellulose, les hémicelluloses sont des
hétéropolysaccharides. En effet, elles sont constituées de divers monosaccharides incluant
principalement des hexoses tels que le glucose, le mannose et le galactose ainsi que des
pentoses tels que la xylose et l’arabinose (LYNCH, 1992). Les molécules d’hémicelluloses
sont plus ou moins ramifiées et présentent un degré de polymérisation plus faible que celui de
la cellulose (Figure IV.02).
Figure IV-02: Exemple d’une unité d’hémicellulose : Arabino-4-O-méthyl-glucurono-xylane
(Extrait de KÖGEL- KNABNER, 2002)
IV.2.2. La lignine et le complexe lignocellulosique
La ligninocellulose est un complexe formé de polymères de lignine, de cellulose et
d’hémicelluloses. Les fibres de cellulose peuvent être étroitement liées aux hémicelluloses et
à la lignine par des liaisons hydrogène ou des liaisons covalentes, ester ou éther (KOGEL-
KNABNER, 2002).
La lignine est une macromolécule complexe composée d’unités de type
phénylpropanoïde. Ce polymère aromatique participe à la rigidité de la paroi cellulaire et rend
les plantes plus résistantes à l’attaque des organismes pathogènes. Après les polysaccharides;
la lignine est le plus abondant biopolymère dans la nature (KOGEL-KNABNER, 2002 ;
TUOMELA et al., 2009).
Les trois unités primaires de la lignine sont l’alcool p-coumarylique, l’alcool
coniférylique et l’alcool sinapylique (Figure IV- 03). Le pourcentage de ces unités varie selon
les végétaux.
53
Figure IV-03: Structure des précurseurs de la lignine. (I) : Alcool p-coumarylique ; (II) :
Alcool coniférylique ; (III) : Alcool sinapylique ; d’après KÖGEL-KNABNER (2002)
La lignine résulte de la polymérisation de sous-unités liées entre elles par trois liaisons
majeures : les liaisons arylglycérol-β-aryléther qui peuvent représenter jusqu’à 50 % des
liaisons et en moindre proportions les liaisons carbone - carbone et les liaisons
phénylcoumaranes (Figure IV-04).
Figure IV-04: Structure des liaisons principales dans la lignine (Extrait de KÖGEL-
KNABNER, 2002)
54
La structure de la lignine n’est pas encore totalement résolue. Jusqu’à présent, la
lignine a été considérée uniquement comme une macromolécule tridimensionnelle (Figure IV-
05). Cependant, BANOUB & DELMAS (2003). Lui attribuent une structure linéaire (Figure
IV-06).
Figure IV-05 : Modèle de lignine tridimensionnelle (Extrait de KÖGEL-KNABNER, 2002)
Figure IV-06 : Modèle de lignine linéaire (Extrait de BANOUB ET DELMAS, 2003)
55
IV.2.3. Les protéines
Les protéines peuvent avoir des rôles très divers (structure, transporteur, hormone,
enzyme, etc.) qui les a rendu ubiquistes dans le monde vivant et c’est pourquoi celles-ci sont
retrouvées dans les biodéchets. Les protéines jouent un rôle majeur dans la théorie
ligninoprotéique de formation des substances humiques (STEVENSON, 1994 ; JULIANA et
al., 2014). Où les composés aminés réagissent avec la lignine modifiée, mais aussi dans le cas
des réactions de Maillard dans lesquelles des glucides et des composés aminés se condensent
(MAILLARD, 1913).
IV.2.4. Les lipides et polyesters lipidiques
Comme les protéines, les lipides ont un rôle très important dans la nature et se
retrouvent ainsi dans les biodéchets et notamment dans les boues de station d’épuration
(DIGNAC et al., 1998). La dégradation de ces lipides est très variable, la plupart sont
rapidement dégradés pendant le compostage mais les plus complexes sont particulièrement
récalcitrants (FRANCOU, 2003). Les plantes synthétisent deux types de polymères insolubles
dérivés d’acides gras : la cutine et la subérine (appelé polyesters lipidiques). La cutine
compose la matrice macromoléculaire dans laquelle des cires et des lipides de faibles poids
moléculaires sont imbriqués pour former la cuticule. Celle-ci établit ainsi une barrière
imperméable entre la plante et son environnement, la protégeant de la dessiccation due à
l’atmosphère (KOGEL- KNABNER, 2002).
La cutine est un biopolymère insoluble d’acides carboxyliques, principalement
aliphatiques en C16 et C18, composé d’hydroxy et d’époxy acides (Figure IV-07). Le
composé majoritaire en C16 est un dihydroxy acide et ceux en C18 sont des l’ω-hydroxy
acide, le ω- hydroxy-9,10-époxy acide, le 9,10,18-trihydroxy acide et leurs analogues
insaturés (QUENEA et al., 2004). FRANKE et al. (2005). Expliquent que les ω-hydroxy
acides hydroxylés ou époxydés en positions secondaires, approximativement au milieu de la
chaîne, sont les composés majeurs déterminés après dépolymérisation par hydrolyse, mais que
la structure et la composition chimique de la fraction non hydrolysée est encore peu connue.
Cependant, GRACA et al. (2002). Ont identifié des glycérols au sein de la cutine qui
sembleraient jouer un rôle majeur dans sa structure polyesters.
56
Figure IV-07 : Monomères et structure de la cutine (Extrait de KOLATTUKUDY, 1980)
La subérine a une structure plus complexe que la cutine. Elle est constituée de domaines
aliphatiques et aromatiques liés entre eux. Le domaine aromatique contient des acides
phénoliques tels que des acides p-coumarique et férulique (BERNARDS, 2002),
vraisemblablement impliqués dans la liaison du domaine aliphatique aux polysaccharides de
la paroi cellulaire végétale (KOGEL-KNABNER, 2002). Le domaine aliphatique de la
subérine est un polymère de polyesters, constitué principalement de ω-hydroxy-acides (C16 à
C28) et de α,ω-di acides (C16 à C26). Molina et al. (2006) rapportent que récemment, le
glycérol a été identifié comme composant majeur. De même, BERNARDS (2002) explique
que le modèle conceptuel, selon lequel le domaine aliphatique des tissus subérifiés est
représenté comme un réseau aléatoire d’acides gras modifiés et d’alcools polyestérifiés, a été
remplacé par un modèle comportant un réseau tridimensionnel lié par le glycérol. Ainsi, cet
auteur a établi un nouveau modèle pour la subérine (Figure IV-08) selon lequel un domaine
57
polyphénolique basé sur l’acide hydrocinnamique - monolignol, enrobé dans la paroi
cellulaire primaire, est lié par covalence à un domaine polyaliphatique basé sur le glycérol et
localisé entre la paroi cellulaire primaire et le plasmalemme (membrane plasmique végétale).
Figure IV-08 : Modèle de la subérine de pomme de terre. Les connections indiquées sont
respectivement C : polysaccharide ; P : groupe phénolique et S : subérine (Extrait de
BERNARDS, 2002)
IV.2.5. Les tanins
Les tanins constituent un mécanisme de défense des plantes contre les pathogènes, les
herbivores et des conditions environnementales hostiles et peuvent donc se retrouver dans les
déchets verts. Les tanins ont des structures polyphénoliques et regroupent des composés de
structure et de masse molaire variables. Deux groupes de tanins peuvent être distingués : les
58
tanins hydrolysables et les tanins non-hydrolysables ou condensés (proanthocyanidine et
phlorotanins).
Les tanins hydrolysables sont composés de deux types d’unités de base, à savoir un
glucide (la plupart du temps le D-glucose) et des acides phénoliques (Figure IV-09). Les
tanins hydrolysables sont un groupe hétérogène de macromolécules, partagées entre les
gallotanins pour lesquels le glucide est estérifié par l’acide gallique et les ellagitanins où le
glucide est estérifié par l’acide ellagique (KOGEL-KNABNER, 2002). La dégradation des
tanins est effectuée par l’hydrolyse de ces liaisons esters par des enzymes spécialisées : les
tannases (EC,3.1.1.20).
Figure IV-09 : Unités de base de tanins hydrolysables : (a) acide gallique (b) acide ellagique
(Extrait de KOGEL- KNABER, 2002)
Les tanins condensés sont des polymères de polyhydroxy-flavan-3-ol, liés la plupart
du temps par des liaisons entre C-4 et C-8 et sporadiquement entre C-4 et C-6 (Figure IV-10).
Les tanins condensés ne dépassent couramment pas les 10 unités, même si des polymères de
plus de 40 unités ont déjà été observés (KOGEL-KNABNER, 2002).
Cette classe de composés est caractérisée par une immense hétérogénéité due à la
présence de divers groupes fonctionnels.
59
Figure IV-10: Structure des tanins condensés (Extrait de KOGEL-KNABER, 2002)
IV.3 : Substances humiques
Les substances humiques sont le résultat des processus d’humification. Le compostage
est classiquement associé au processus naturel d’humification observé pour la matière
organique du sol. Pour cette raison, l’étude des phénomènes d’humification ou de stabilisation
de la matière organique lors du compostage s’appuie sur la théorie générale de formation des
substances humiques (FRANCOU, 2003). L’humification est une transformation de la matière
organique pendant laquelle de nouvelles molécules sont élaborées par voie microbienne et
physico-chimique : les substances humiques. Généralement, on distingue dans ces substances:
les acides humiques (AH), fulviques (AF) et l’humine. Ces composés sont extraits par
différence de solubilité en milieu basique et acide. (CALACE et al., 2007). Seuls les acides
humiques et fulviques sont solubles en milieu basique, l’humine peut ainsi être isolée
facilement. En milieu acide, les acides humiques précipitent, contrairement aux acides
fulviques. Cette définition est strictement opérationnelle et n’a pas de réalité biologique
(QUENEA et al., 2004). En effet, même si les termes génériques d’acides humiques,
fulviques et d’humines couvrent la majeure fraction des substances humiques, la frontière qui
les sépare n’est chimiquement pas clairement identifiée (PICCOLO, 2002).
60
La structure des ces trois fractions a fait l’objet de nombreuses recherches mais n’est
toujours pas résolue. Plusieurs études de leurs propriétés chimiques (analyses élémentaires C,
H, N et composition en groupements acides) ont montré une relative constance pour les acides
humiques et fulviques provenant de différents sols (KONONOVA, 1961). Ainsi, bien que
basées sur aucune compréhension moléculaire, quelques simples corrélations ont encouragé la
communauté scientifique à considérer les substances humiques comme une entité ayant ses
propres propriétés chimiques et pouvant être identifiées dans différents environnements,
plutôt que comme une complexe composition de composées non spécifiques (PICCOLO,
2002).
A partir de différentes observations (composition élémentaire, propriétés optiques,
propriétés électrophorétiques et poids moléculaire). KONONOVA (1961) a introduit alors
l’idée que les substances humiques correspondent à un système de polymères.
Historiquement, plusieurs raisons ont amené la communauté scientifique à penser que
les substances humiques avaient une structure polymérique, en dépit de l’absence de preuve
évidente. La première de ces raisons réside dans l’acceptation de la description polymérique
des macromolécules dans les cellules vivantes par STAUDINGER (1935). Il paraissait
commode de supposer que les substances humiques issues de ces substances étaient elles-
mêmes des polymères. Cependant, actuellement, la décomposition et la dégradation des
biopolymères dans les sols sont des processus bien acceptés. KONONOVA (1961). La
seconde raison réside dans les caractéristiques réfractaires des substances humiques (250 à
3000 ans) dans les sols pouvant être expliquées par une structure polymérique stable. De plus,
les hypothèses classiques de formation des substances humiques impliquant la condensation
entre acides aminés et composés issus de la dégradation de la lignine, tendent à envisager que
les substances humiques auraient une structure polymérique similaire à celle de la lignine
(WAKSMAN, 1936). De même, PICCOLO (2002) explique que d’autres hypothèses de
formation des substances humiques, comme la condensation de polyphénols ou les réactions
de Maillard, ont pu justifier le paradigme polymérique des substances humiques par le fait que
ces réactions de polymérisation se produisaient en laboratoire. Un autre aspect contribuant à
la vision polymérique des substances humiques est l’ensemble de leurs propriétés colloïdales
pouvant être assimilées à celles des polyélectrolytes (polymères de très haut poids
moléculaire) en milieu aqueux (VAN DIJK, 1971). La plupart des propriétés des
polyélectrolytes, telles que le processus de floculation et dispersion, ont aussi été observées
61
pour les substances humiques (Piccolo, 2002). Ainsi, le principe de haut poids moléculaire a
pu être facilement transféré aux substances humiques.
Il subsiste, cependant, de nombreux débats sur le poids moléculaire des substances
humiques variant suivant les méthodes d’analyses utilisées (PICCOLO, 2002). De même, il a
été proposé de nombreuses théories sur la forme de ces substances: forme globulaire,
configuration linéaire flexible, polyélectrolyte sphérique, forme ellipsoïdale ou repliement
aléatoire de longues chaînes. GHOSH & SCHNITZER (1980) ont réconcilié les différents
concepts en mesurant la pression de surface et la viscosité de substances humiques à
différents pH et à différentes concentrations en sels. Leur comportement (non chargé à bas pH
et polyélectrolytes pour les hauts pH) a permis, sur la base de la théorie polymérique, de
montrer que la configuration macromoléculaire des substances humiques n’est pas unique,
mais varie suivant le pH, la force ionique et le milieu dans lesquels ces substances ont été
dissoutes. Ils ont proposé que les substances humiques soient représentées comme des
colloïdes sphériques à forte concentration, bas pH et haute force ionique, et comme des
polymères linéaires flexibles à concentration et force ionique basses et pH haut.
Bien que ce concept de réversibilité soit le plus largement adopté pour décrire les
substances humiques, ce modèle n’explique pas l’ensemble des comportements des
substances humiques. Ainsi, WERSHAW (1986, 1993) a proposé un modèle dans lequel les
substances humiques correspondent à un agrégat de nombreux composés amphiphiles issus de
la dégradation de polymères végétaux relativement inaltérés possédant des fonctions acides.
En résumé, il est actuellement généralement admis que les substances humiques ont
des structures analogues et sont formées de noyaux aromatiques oxydés, essentiellement des
acides carboxyliques et des acides phénoliques, liés par des chaînes aliphatiques et des
groupements acides et alcools. Le degré de polymérisation varie au sein des composés
humiques, mais PICCOLO (2002) rapporte que les nombreuses tentatives de mesure du poids
moléculaire des substances humiques ont abouti à des résultats présentant de très grandes
différences. Il est tout de même accepté que le poids moléculaire est plus élevé dans l’humine
que dans les acides humiques (10000 et 100000 Da) et les acides fulviques (1000 à 30000
Da). Il est aussi couramment admis que les acides fulviques possèdent davantage de
groupements carboxyliques et phénoliques (SCHULTEN & SCHNITZER, 1997).
62
Parmi les modèles proposés, celui de SCHULTEN & LEINWEBER (2000) est
généralement préféré. Ces auteurs proposent une structure en trois dimensions des acides
humiques, basée sur un réseau formé de noyaux aromatiques (phénols, méthoxyphénols,
furanes, pyrroles et pyridine) et de chaînes aliphatiques (alcanes, alcènes, acides, esters)
comportant ainsi de nombreuses fonctions acides, alcools et esters (Figure IV-11). Dans ce
modèle, les acides humiques possèdent des « vides » pouvant piéger ou lier d’autres
composants organiques tels que des glucides, des protéines, des lipides ou des éléments
inorganiques.
Figure IV-11: Modèle d’acides humiques d’après SCHULTEN & LEINWEBER (2000), les
éléments colorés sont : H (blanc), C (cyan), O (rouge), N (bleu) et S (jaune)
Cependant, une autre théorie a été émise par WERSHAW (1986, 1993). Les
substances humiques seraient constituées d’unités de petites tailles formant des agrégats de
grandes tailles en solution aqueuse, maintenus ensemble par des liaisons hydrophobes et
hydrogène et présentant des propriétés similaires à celles des macromolécules. PICCOLO
63
(1993) a ainsi estimé que la structure des substances humiques n’est pas polymérique mais
supramoléculaire, et correspond à l’assemblement de petites molécules par des liaisons faibles
(Van der Waals et π-π) en conformation de haut poids moléculaire. L’observation
microscopique des substances humiques semble confirmer cette hypothèse. La représentation
d’ANDREUX & MUNIER-LAMY (1994) permet de comparer la structure des acides
humiques et fulviques. Elle propose une structure globale des substances humiques avec un
noyau central aromatique sur lequel sont fixées des chaînes latérales aliphatiques ramifiées
(Figure IV-12).
Figure IV-12: Modèle de structure des composés humiques (ANDREUX & MUNIER-
LAMY, 1994)
64
IV.4. Evolution de la matière organique
IV.4.1. Dégradations particulières
IV.4.1.1. Dégradation enzymatique des glucides
Le métabolisme des glucides existe sous forme de plusieurs voies. Les glucides sont
hydrolysés ou isomérisés en glucose (ou fructose), puis dégradés en pyruvate par la glycolyse,
la voie des pentoses phosphates ou, pour les bactéries, la voie d’Entner-Doudoroff. Le
pyruvate, est, suivant les conditions, fermenté en lactate ou éthanol. En aérobiose, il est
transformé en acétylCoA et oxaloacétate. Enfin, ces derniers rentrent dans le cycle de Krebs
qui libère du dioxyde de carbone et de l’eau. Le métabolisme des polysaccharides est
particulièrement important dans le compostage comprenant des déchets verts. La cellulose est
hydrolysée par un ensemble d’enzymes spécialisés : les cellulases. Ces enzymes hydrolysent
les polymères de cellulose en de petits oligosaccharides et en glucose, par l’intermédiaire de
trois types majeurs d’enzymes.
Les endo-1,4-β-glucanases (EC 3.2.1.91) ou carboxyméthyl-cellulases attaquent
aléatoirement le polymère de cellulose par endo-action. Les exo-β-1,4-glucanases (EC
3.2.1.91) ou cellobiohydrolases agissent en tant qu’exo-enzymes et opèrent à l’extrémité non-
réductrice de la chaîne de cellulose. Les β-glucosidases (EC 3.2.1.21) ou cellobiases,
hydrolysent les unités cellobiose (dimère de glucose) et les oligosaccharides en glucose. Ces
enzymes peuvent être libres, en particulier chez les micro-organismes aérobies, ou groupées
dans une même enzyme à plusieurs composants complexes, le cellulosome, chez les bactéries
cellulolytiques anaérobies (BAYER et al., 1998). Les mécanismes de dégradation
enzymatique des hémicelluloses sont similaires à ceux impliqués dans l’hydrolyse de la
cellulose avec notamment, l’intervention des xylanases et des mannases (SINSABAUGH et
al., 1991). Les produits de dégradation sont variés du fait de l’hétérogénéité même des
hémicelluloses.
IV.4.1.2. Dégradation enzymatique de la lignine
La lignine est un polymère récalcitrant à la dégradation. Les micro-organismes
principalement responsables de la biodégradation du complexe ligninocellulose sont les
champignons aérobies filamenteux parmi lesquels la classe des Basidiomycètes est le groupe
le plus actif (KIRK & FARRELL, 1987). En effet, seul un groupe limité de champignons de
la pourriture blanche est capable de la minéraliser totalement. Les autres champignons
65
(pourriture brune et molle) induisent des modifications, mais ont une action de dégradation
limitée. Les champignons de la pourriture blanche (Basidiomycètes et Ascomycètes) sont les
agents les plus abondants de la dégradation de la lignine. Ces champignons dégradent la
lignine plus rapidement que n’importe quel autre organisme et sont responsables de la
majorité de la décomposition de la lignine dans la nature (TUOMELA et al., 2000).
Cependant, leur substrat de croissance n’est pas seulement la lignine, mais aussi la cellulose et
les hémicelluloses (KIRK & FARRELL, 1987; BLANCHETTE, 1995).
Les champignons de la pourriture brune constituent un groupe relativement restreint
de Basidiomycètes dégradant intensément la cellulose et les hémicelluloses, mais ne dégradant
pas la lignine totalement. Ces champignons modifient la lignine principalement par
déméthylations bien que des hydroxylations aromatiques limitées et des clivages de cycles se
produisent également. (KIRK & FARRELL, 1987). Les champignons de la pourriture molle
(Ascomycètes et Deutéromycètes) sont des agents de dégradation de la ligninocellulose plus
lents et moins agressifs que des champignons de la pourriture blanche et brune, et sont
probablement les moins importants quantitativement. Certaines bactéries, appartenant
notamment au groupe des Actinomycètes, peuvent aussi avoir un pourvoir limité de
dégradation de la lignine (TUOMELA et al., 2000). Cette dégradation de la lignine par les
champignons de la pourriture s’effectue par l’intermédiaire d’enzymes oxydatives. Par la
nature et la taille de la lignine, ces enzymes responsables de l’attaque initiale, doivent être
extracellulaires et peu spécifiques (KIRK & FARRELL, 1987).
Les laccases (EC1.10.3.2.) sont des métalloprotéines contenant des atomes de cuivre.
ces atomes de cuivre sont réduits lors de l’oxydation des substrats. D’après Bourbonnais &
Paice (1990), ces laccases catalysent l’oxydation d’un large spectre de composés phénoliques
(mono-, di- et polyphénols) et des amines aromatiques (anilines). Cette oxydation consiste en
un transfert d’électrons du substrat à l’oxygène en formant des molécules d’eau (HAMMEL,
1997). Après avoir reçu quatre électrons, la laccase réduit l’oxygène moléculaire en eau, et
retrouve son état natif. La perte d’un électron entraîne la formation de radicaux, pouvant
polymériser spontanément ou continuer à être dépolymérisés.
La lignine peroxydase (EC 1.11.1.14) ressemble à d’autres peroxydase, c’est-à-dire
qu’elle contient un hème ferrique et fonctionne par l’intermédiaire d’un cycle catalytique de
peroxydase typique (KIRK & FARRELL, 1987). L’enzyme est oxydée par H2O2 en un
intermédiaire déficient en deux électrons, puis revient à son état de repos en exécutant deux
66
oxydations sur le substrat donneur. La lignine peroxydase génère des radicaux cations, des
réactions de clivage des liaisons Cα-Cβ (Figure IV- 13a) et l’ouverture de cycles. La lignine
peroxydase oxyde non seulement les substrats habituels des peroxydases tels que des phénols
et des anilines, mais également une variété de structures non phénoliques de lignine et
d’autres éthers aromatiques qui ressemblent à l’unité structurale de base de la lignine
(HAMMEL, 1997).
Les manganèses peroxydases (EC 1.11.1.13) sont aussi des hémoprotéines renfermant
du fer. Elles sont similaires aux peroxydases à la différence que Mn (ІІ) est obligatoirement le
donneur d’électron. Mn (ІІ) est oxydée en Mn (ІІІ). La réaction nécessite la présence d’acides
organiques chélateurs tels que le glycolate ou l’oxalate, stabilisant le manganèse (ІІІ) et
favorisant son dégagement de l’enzyme. Le manganèse (ІІ) peut ainsi agir à distance, éloigné
du site actif de l’enzyme. Le complexe manganèse (ІІІ) - acide organique oxyde, à son tour,
les composés phénoliques de la lignine (MESTER & FIELD, 1997). Cependant, ces
manganèse peroxydases n’ont pas un potentiel oxydant très important et ne peuvent, par
conséquent, pas attaquer les structures non phénoliques récalcitrantes qui prédominent dans la
lignine.
HAMMEL (1997) explique que le manganèse (ІІІ) chélaté oxyde ainsi les structures
phénoliques les plus réactives qui composent approximativement 10 % de la lignine. Ces
réactions ont comme conséquence un degré limité dans la ligninolyse, par la coupure de la
liaison Cα-Caryl et d’autres réactions dégradantes (Figure IV-13.b).
67
Figure IV-13: (a) Coupure par une lignine peroxydase de la structure non phénolique interne
arylglycérol-β-aryl éther de la lignine. (b) Coupure par un manganèse peroxydase de la
structure terminal arylglycérol-β-aryl éther de la lignine (Extrait de HAMMEL, 1997)
Tableau IV-01 : Principaux constituants susceptibles d’être présent dans les déchets
d’origines urbaines en fonction de la nature des déchets, et devenir au cours du compostage.
Oses Cellulose Hémicellulose Lignine Protéines Lipides
Déchets verts Présents Très
présente
Très présentes Très
présentes
Présentes Très
présents
Biodéchets Très présents Très
présente
Très présentes Présentes Très
présentes
Très
présents
Papiers-cartons Très
présente
Présente Peu
présente
Absents Absents
Boues
résiduaires
Très présents Très
présente
Présente Peu
présente
Présentes Très
présents
Résistance face
à la
biodégradabilité
Très faible Faible Faible Forte Faible Variable
Devenir au
cours du
compostage
Dégradés et
synthétises(*)
Fortement
dégradée
Fortement
dégradée
Lentement
dégradée
Dégradée et
synthétisées
Dégradée et
synthétisées
*des polysaccharides peuvent également être synthétisés.
IV.4.2. Minéralisation et humification
La matière organique peut suivre deux voies : la minéralisation ou l’humification. La
minéralisation est une assimilation par les organismes du compost des composés organiques
comme source d’énergie et comme élément pour leur métabolisme, au cours de laquelle la
matière organique est transformée en composés minéraux (CO2, N2, etc.). La vitesse de
minéralisation est très fortement dépendante, d’une part, de la nature des composés
organiques et des facteurs environnementaux tels que l’aération ou l’humidité, de la
température, du pH et, d’autre part, de l’accessibilité aux micro-organismes de la matière
organique. La nature des composés organiques influe considérablement sur la vitesse de
minéralisation. Par exemple, la lignine n’est totalement minéralisée que par les champignons
de la pourriture blanche. La biodégradabilité de la matière organique diffère d’un composant à
68
l’autre. Alors que les glucides et les composés azotés sont rapidement minéralisés (De
BERTOLDI et al., 1983), la lignine, la cutine, la subérine et les tanins condensés présentent
une résistance intrinsèque plus ou moins grande, liée à leur structure chimique qui réduit leur
biodégradabilité.
L’humification est l’ensemble des processus de transformation de la matière organique
engendrant la formation des substances humiques. Après plus de deux cents ans d’étude, les
mécanismes de leur synthèse ne sont toujours pas résolus. Les théories classiques de
l’humification présentent les processus d’humification soit comme des processus purement
biologiques, soit comme des processus biologiques suivis de processus purement chimiques
(STEVENSON, 1994). La Figure IV-14 schématise ainsi les quatre voies théoriques
classiques de formation des substances humiques.
Figure IV-14 : Les quatre voies de l’humification (STEVENSON, 1994)
69
- La voie 1 est strictement chimique et est connue sous le nom de la réaction de Maillard.
Glucides réducteurs et acides aminés, sous produits du métabolisme microbien, se condensent
sans catalyse enzymatique et conduisent à des mélanoïdes de couleur brun.
- La voie 2 privilégie la formation de polyphénols par les micro-organsimes à partir de
composés non ligniques. L’oxydation enzymatique de ces polyphénols en quinones est suivie
d’une polymérisation produisant les substances humiques.
- Dans la voie 3, les acides et aldéhydes phénoliques, produits de la dégradation microbienne
de la lignine, sont convertis en quinones sous l’action d’enzymes. Ces quinones ensuite
polymérisent en présence ou absence de composés aminés et forment les substances
humiques.
- La voie 4 est appelée théorie ligno-protéique développée par WAKSMAN (1936). Les
composés aminés des micro-organismes réagissent avec les lignines modifiées. Les lignines
sont dégradées de façon incomplète, provoquant une perte des groupes méthoxyl (OCH3), la
génération d’O-hydroxyphénols, et l’oxydation des composés aliphatiques conduisant à la
formation de groupes COOH.
La théorie classique de synthèse des substances humiques, popularisée par Waksman,
présentant les substances humiques comme des lignines modifiées (voie 4) est devenue
obsolète pour de nombreux auteurs selon STEVENSON (1994). La majorité de la
communauté scientifique actuelle privilégie les mécanismes impliquant les voies 2 et 3, i.e.
les mécanismes impliquant des polyphénols et des quinones. Une schématisation de ces
théories est représentée par la Figure IV-15. Dans ce modèle, la première étape est la
réduction des macros molécules végétales, y compris la lignine, en leurs monomères. Certains
d’entres eux polymérisent sous l’action d’enzymes ou spontanément dans certaines conditions
et produisent des molécules plus complexes. L’ordre de formation des substances humiques,
dans ce cas, est : acides fulviques => acides humiques => humines (STEVENSON, 1994). Ce
modèle est l’inverse de celui impliquant la théorie ligno-protéique où la condensation des
résidus de lignine modifiée et de composés aminés, conduit à la formation d’acides humiques
qui se fragmentent en acides fulviques.
70
Figure IV-15 : Représentation schématique de la formation des substances humiques par la
théorie polyphénolique
Pour résumer, différents types de réactions conduisent à la production de substances
humiques. Ainsi, une origine multiple est suspectée (STEVENSON, 1994), même si la voie
majeure de formation de ces substances semble être constituée par les réactions de
condensation impliquant des polyphénols et des quinones.
71
Tableau IV-02 : Quelques données bibliographiques concernant la distribution du
carbone organique dans les fractions humiques et fulviques pour différents composts.
Référence Déchets principaux
compostés
Degré
d’évolutio
n
COT C-AH
%MS
C-AF
(Sugahara & lonoko,
1981)
Ordures ménagères initial 41 0.1 9.7
(Riffaldi et al., 1983) Ordures ménagéres
Effluents
Boues STEP
Avancé
Avancé
Avancé
18
32
27
1.4
4.5
2.5
2.3
2.8
3.8
(Saviozziet al .,1988)
Ordures ménagéres
Effluents
Initial
Stable
Déchets
Stable
30
21
39
36
0.6
2.4
2.1
4.2
2.1
1.3
2.7
2.4
(Roletto et al., 1985a)
Boues STEP
Effluents
Avancé
Avancé
28
31
3.0
2.7
0.9
2.1
(Forster et al., 1993)
Végétaux
Ordures ménagères
Ordures ménagères
Boues
6mois
9mois
18mois
4mois
33
25
15
31
7.9
6.8
4.2
2.1
1.9
2.4
0.7
1.9
(Kostov et al., 1994) Sciure de bois 3mois
6mois
43
42
1.3
1.5
1.6
1.4
(Adani et al., 1995)
Effluents
Ecorces
Boues STEP
Initial
2mois
5mois
--
--
44
36
34
43
25
6.2
8.4
9.4
20.5
11.5
1.5
1.4
2.1
2.5
1.5
(Bernal et al.,1998b) Boues industrie coton Initial
Moyen
Avancé
44
36
36
7.2
7.8
7.8
3.7
3.1
2.6
(Provenzano et al.,
1998)
Ordures ménagères
Ordures ménagères
Ordures ménagères
Ordures ménagères
3jours
15jours
2mois
1an
28
26
32
23
5.7
5.1
6.2
6.4
(Ouatmane et al.,2000)
Ordures ménagères
20jours
2mois
6mois
1an
45
35
23
15
1.0
1.4
3.6
3.1
10.2
7.6
5.0
1.7
(Eggen & Vethe;2001)
Biodéchets
Biodéchets (déchets
verts)
Biodéchets
Biodéchets (réacteur)
1mois
6mois
1an
2semaines
5semaines
30semaine
17
14
12
43
47
31
4.2
3.3
6.4
3.2
4.4
5.2
1.3
1.2
0.8
8.4
2.6
2.2
(Zaccheo et al., 2002) Ordures ménagères
6 mois
6 mois
24
21
7.2
2.1
1.9
4.0
Des modèles mathématiques peuvent être utilisés pour décrire les cinétiques de
minéralisation du carbone au cours des incubations (DJAKOVITCH ,1988; SAVIOZZI et al.,
1993; RIFFALDI et al., 1996). Les fonctions puissances (C=ktm) permettent de bons
72
ajustements, mais les fonctions mathématiques les plus utilisées car les plus satisfaisantes
d’un point de vue phénoménologique sont celles faisant référence à des cinétiques d’ordre 1,
par exemple :
- Modèle à 1 compartiment : C = C0 (1-e-kt)
- Modèle à 2 compartiments : C = C0 (1-e-kt) + C1 (1-e-ht)
où C est la quantité de carbone minéralisé, C0 est la quantité de carbone potentiellement
minéralisable, et C1 est la quantité de carbone potentiellement minéralisable issue d’un
second compartiment plus résistant; les variables k et h désignant les coefficient de vitesse de
biodégradation. L’utilisation de telles fonctions permet par exemple d’estimer la taille du
compartiment labile (C0/C du compost), et les vitesses de dégradations (k, h).
73
CHAPITRE V
Maturité et la valeur agronomique des composts
La notion de maturité est citée comme une donnée primordiale à connaître pour
optimiser l’utilisation des composts. Beaucoup d’études ont eu pour objet la recherche
d’indicateurs permettant d’évaluer rapidement et efficacement le degré de maturité des
composts. Mais le sens du terme de maturité reste souvent assez flou. La maturité est
considérée par certains auteurs comme un synonyme de stabilité biologique, alors que
d’autres considèrent qu’un compost est mûr dès lors qu’il ne présente plus aucun risque pour
la culture. La valeur agronomique des composts peut être définie comme l’aptitude des
composts à améliorer la fertilité du sol. Les composts sont en effet des produits riches en
matières organiques et également en composés minéraux (N, P, K, Mn, oligo-éléments,…) et
à ce titre sont susceptibles d’améliorer la fertilité du sol. Ce chapitre présente les effets des
composts sur les sols, en insistant particulièrement sur deux aspects de cette problématique :
la valeur amendante et la valeur azotée des composts. L’intérêt porté à ces deux
caractéristiques dépasse le cadre de l’augmentation de la fertilité des sols, puisqu’elles sont
impliquées dans des problématiques environnementales – lutte contre l’effet de serre
additionnel dans le cas du carbone et pollution des eaux dans le cas des nitrates.
74
V.1. la maturité d’un compost
Dans la majorité des articles et travaux, la maturité n’est soit définie que de manière
implicite, soit non définie du tout. Seuls quelques auteurs donnent des définitions explicites et
parfois différentes de la maturité (HE et al., 1992; BECKER & KOTTER ,1995; WU et al.,
2000; HOUOT et al., 2001) La signification précise de la notion de maturité est importante
pour le choix des expériences à réaliser afin de l’évaluer. Dans la littérature, deux approches
peuvent être distinguées.
La première s’appuie sur la définition même de la maturité : un produit mûr est un
produit qui « a atteint son développement complet ». Or le compostage est la transformation
d’une matière organique très instable, c’est-à-dire fortement biodégradable, en une matière
organique stable, c’est à dire d’une biodégradabilité similaire à celle de la matière organique
d’un sol. Selon cette approche, Un compost est mûr si sa matière organique est stable,
cette condition étant nécessaire et suffisante. C’est à dire que : Tout compost stable est un
compost mûr. Le degré de maturité du compost est alors estimé par l’étude de la
biodégradabilité de sa matière organique (NICOLARDOT et al., 1982; IGLESIAS-JIMENEZ
& PEREZ-GARCIA ,1989; BECKER & KOTTER ,1995; ROBERTSON & MORGAN
,1995; HOUOT et al., 2001).
La seconde approche considère qu’un compost est mûr dès lors que son utilisation
n’entraîne pas de préjudice pour les plantes (RYNK, 2003). Partant de cette définition, les
auteurs font la différence entre un compost stable et un compost mûr. « Un compost est mûr
s’il a une matière organique stabilisée et s’il ne présente aucun effet inhibiteur pour les
plantes ».
La stabilité de la matière organique est alors une condition nécessaire mais non
suffisante. Dans cette situation le meilleur indicateur de maturité d’un compost est
l’estimation de son impact sur la plante (SPOHN ,1978; ZUCCONI et al., 1981; DE
BERTOLDI et al., 1983; NICOLARDOT et al., 1986; IANNOTTI et al., 1994;
AVNIMELECH et al., 1996; CHEFETZ et al., 1996) ; (HELFRICH et al., 1998; WU & MA
,2001 ; HOSSAIN et al., 2010).
75
V.2. Critères d’évaluation de la maturité d’un compost
Il existe de nombreuses méthodes pour apprécier la maturité des composts. Le Tableau
V-01 présente ces différentes méthodes répertoriées dans la littérature.
V.2.1. Stabilité biologique de la matière organique, une condition nécessaire de
maturité
Quelle que soit l’approche considérée, un compost mûr doit obligatoirement avoir une
matière organique stable. Comme nous l’avons vu précédemment, la stabilité est l’opposée de
la biodégradabilité. La méthode de référence pour évaluer la stabilité d’un compost est le
suivi de l’activité respiratoire d’un sol auquel le compost est incorporé.
Cette activité respiratoire est généralement estimée par le dégagement de CO2 au cours
d’incubations à 25-30 °C de composts préalablement séchés et homogénéisés (ROBERTSON
& MORGAN ,1995; BERNAL et al., 1998c; GARCIA-GOMEZ et al., 2003). Les composts
immatures, riches en composés facilement biodégradables, entraîneront une minéralisation
rapide du carbone durant les premiers jours d’incubation. Ceci conduit à dire que des
incubations pour une période de 21 ou 7 jours peuvent être suffisantes pour évaluer le degré
de stabilisation des composts (MOREL et al., 1986). Les quantités de carbone minéralisé au
cours des incubations dépendent de l’origine des composts (procédé et déchets) et de l’âge
du compost. Pour des déchets urbains non compostés, 50 % du carbone peut être minéralisé
après 5 mois d’incubation, alors qu’une minéralisation de 17 % obtenue avec un compost
d’ordures ménagères âgé de 4 mois permet de considérer le compost mûr (MOREL et al.,
1986).
Pour une période de 70 jours d’incubation, dans d’autres travaux (BERNAL et al.,
1998b) il y a mesure des minéralisations de 40 % à 90 % du carbone initial pour des
composts de déchets ménagers échantillonnés en début de compostage et sont considérés
immatures, avec un pourcentage de 10 % à 40 % pour les mêmes composts échantillonnés en
fin de compostage et considérés mûrs. Dans d’autres travaux, il n’y a la mesure que d’une
minéralisation de 10 % du carbone apporté des déchets à base d’ordures ménagères et de
boues, pour une période de 70 jours d’incubation.
76
Signalons cependant qu’aucune référence bibliographique fixant des niveaux de
stabilité n’a été trouvée. Les travaux mettent généralement en évidence les composts très
instables dont l’incorporation au sol entraîne une très forte augmentation de l’activité
microbienne et les composts très stables dont l’incorporation au sol ne modifie pas l’activité
microbienne. Les situations comprises entre ces deux extrêmes correspondent à une gamme
continue de stabilisation. Ces situations intermédiaires rendent difficile la comparaison de
résultats tirés d’études distinctes.
Tableau V-01 : Différentes méthodes d’évaluation de la maturité des composts
Tests Exemples de références
Physique
Température compost
Odeur
Couler
(HARADA et al., 1981 ; KAPETANIOS et al.,
1993)
(SUGAHARA et al., 1979 ; MOREL ,1982)
Chimique
PH
C/N
NO-3/NH
+2
Capacité d’échange cation.
AH/AF
Solvita
(AVNIMELECH et al.,1996)
(ROLETTO et al., 1995 a ; SAVIOZZI et al
,1988)
(FORSTER et al.,1993 ; SANCHEZ-
MONEDERO et al., 2001) SAHARINEN, 1998
(ROLETTO et al, 1985 a, SAVIOZZI et al,
1988)
(BRINTON& EVANS, 2000)(CHANGA et al,
2003)
Activité
microbienne
CO2 émis ou O2 consommé
Enzyme
Auto-échauffement
Solvita
(Adani et al, 1995)
(Forster et al, 1993 ;Kostov et al, 1998)
(Bidingmaier, 1993 ; Weppen et al, 1998)
(Brinton&Evans, 2000 ; Change et al, 2003)
Sur plantos
Gormination
Croissance
Croissance racinaire
(GARCIA et al, 1992 ; WU et al, 2000)
(GARCIA et al, 1992 ; HELFRCH et al, 1998)
(ZUCCONI et al, 1981 ; BRINTON & EVANS,
2000)
Analyse
spectrale
RMN-C13
Infrarouge
(DEIANA et al, 1990 ; CHEN, 2003)
(PROVENZANO et al, 1998 ; CHEN, 2003)
V.2.2. Indicateurs basés sur l’évolution physique, chimique et biologique des
composts
Le Tableau V-02 présente des résultats obtenus avec les différents indicateurs de
stabilité répertoriés dans la littérature sur des composts considérés mûrs ou immatures par les
auteurs, et les seuils de ces indicateurs fixés par certains auteurs pour définir les composts
mûrs ou au contraire immatures.
77
V.2.2.1. Respirométrie
Les tests respirométriques sont basés sur l’activité respiratoire de la population
endogène du compost. Ils consistent à incuber du compost seul, ajusté à une humidité
optimale pour l’activité microbienne, et à suivre durant 3 à 10 jours la minéralisation du
carbone (FORSTER et al., 1993; IANNOTTI et al., 1994) ou la consommation de l’oxygène
(NICOLARDOT et al., 1986; 1994). Du fait de leur estimation directe de l’activité
microbienne, les méthodes respirométriques sont considérées comme étant les méthodes
d’évaluation de la maturité les plus fiables (RYNK, 2003). Le test AT4, qui fait l’objet d’un
projet de directive européenne, considère qu’un compost minéralisant moins de 10 mg d’O2
par kg de matière sèche en 4 jours est mûr. Selon (SCAGLIA et al., 2000), un compost mûr
consomme moins de 1g d’O2 par kg de matière organique en une heure. Un compost mûr
consomme moins de 1g d’O2 par kg de matière organique en un temps d’une heure.
V.2.2.2. Test d’auto échauffement
Une des conséquences de l’intense activité microbienne au cours du compostage est la
production de chaleur. Le degré de décomposition de la matière organique d’un compost peut
donc se traduire par son aptitude à l’auto échauffement. Le test d’auto échauffement est
apparu en Allemagne à la fin des années 70, et y est actuellement utilisé comme indicateur de
référence (BIDLINGMAIER ,1993 ; TAMIS et al., 2013). Il estime le niveau de stabilité de la
matière organique d’un compost à partir de la température maximale obtenue par auto-
échauffement d’un compost placé dans un vase isotherme DEWAR de 1.5L. Le test est réalisé
sur du compost dont l’humidité est ajustée à un niveau correspondant à l’activité microbienne
optimale. Un indice supérieur ou égal à quatre sur une échelle de cinq révèle un compost mûr
(FCQAO, 1994).
Ce test peut être considéré comme un test respirométrique (RYNK, 2003). Des
travaux récents ont montré la pertinence du test d’auto échauffement pour évaluer la maturité
des composts (BRINTON et al., 1995; KUHNER & SISHLER ,1996; LEIFELD et al., 2001).
(BECKER & KOTTER ,1995), au cours d’une étude sur divers composts urbains, et selon
d’autres (KOENIG & BARI ,2000), portant sur un compost de bio déchet élaboré en réacteur
de laboratoire, ont mis en évidence l’étroite corrélation entre les résultats de ce test et les
résultats donnés par les tests respirométriques. Bien que RYNK (2003) considère que « ce test
requiert un certain art », le test d’auto échauffement est un test facilement utilisable sur plate-
78
forme de compostage et apparaît être le test le plus pratique pour déterminer la maturité d’un
compost (BUTLER et al., 2001).
V.2.2.3. Test Solvita
Il est basé sur la minéralisation du carbone et la volatilisation de l’ammoniac, il
existe un test de maturité commercialisé sous le nom de test Solvita (Woods Research
Management, USA). Ce test est réalisé sur du compost dont l’humidité est ajustée à un niveau
correspondant à l’activité microbienne optimale. Il combine une estimation de la
minéralisation du carbone et une estimation de la volatilisation de l’ammoniac du compost
placé dans un flacon hermétiquement fermé de 200 ml, grâce à deux indicateurs colorés, qui
renvoient à un indice global. Un indice supérieur à 6, sur une échelle de 1 à 8, caractérise un
compost mûr. Ce test récent est utilisé sur des plates-formes au Danemark et aux Etats-Unis.
Il fait l’objet de publications récentes et rares qui semblent montré qu’il est pertinent
surtout pour les composts ayant atteint un stade avancé de stabilité (SEEKINS ,1996;
BRINTON & EVANS, 2000) mais qu’il n’est pas toujours correctement corrélé au test
d’auto-échauffement (BRINTON & EVANS, 2000). Outre le niveau de stabilité qui est
évalué directement à partir du CO2 dégagé, l’éventuelle phyto-toxicité liée à la présence
d’ammonium est approchée grâce à l’estimation de l’ammoniac volatilisé (CHANGA et al.,
2003).
V.2.2.4. Caractéristiques physico-chimiques classiques
La grande majorité des travaux portant sur le compostage montre l’évolution des
caractéristiques physico-chimiques classiques des composts au cours du compostage. Les
caractéristiques pouvant être utilisées comme indicateurs de maturité sont le pH, la CEC (en
liaison directe avec le pH), le rapport C/N et le rapport N- NO3 -/N- NH4
+ (Tableau V-02).
Les pH acides sont caractéristiques des composts immatures alors que les composts
mûrs sont caractérisés par des pH compris entre 7 et 9 (ROLETTO et al., 1985b; FORSTER
et al., 1993; AVNIMELECH et al., 1996). Selon (IGLESIAS-JIMENEZ & PEREZ-GARCIA
,1989), Selon (105), une CEC (Capacité d’échange cationique) supérieure à 60 meq/100 g
de MO (Matière organique) est nécessaire pour pouvoir considérer le compost comme mûr.
Mais (SAHARINEN,1998) rapporte que la CEC ne peut pas être utilisée comme indicateur
de maturité des produits d’origine et de composition variées.
79
Le rapport C/N est un indicateur très utilisé dans l’étude des composts. Le C/N
diminue au cours du compostage et (ROLETTO et al., 1985b) considèrent qu’une valeur
inférieure à 25 caractérise un compost mûr, alors que (IGLESIAS-JIMENEZ & PEREZ-
GARCIA ,1989), dans leur synthèse bibliographique, considèrent qu’un rapport inférieur à 20
et même 15 est préférable. Mais beaucoup d’auteurs considèrent que la valeur du C/N d’un
compost n’est pas suffisante pour déterminer sa maturité (MOREL et al., 1986 ; SAVIOZZI
et al., 1988; SERRA- WITTLING,1995). De plus, le C/N se stabilise avant que ne se stabilise
la matière organique du compost (CHEN, 1994).
Le rapport N-NO3-/N-NH4
+ est utilisé par certains auteurs comme indicateur de
maturité. L’apparition des nitrates dans le compost peut être un indicateur de maturité et
FINSTEIN (1985) (cité par (IGLESIAS-JIMENEZ & PEREZ-GARCIA,1989) définit le
concept de maturité en terme de nitrification, le compost étant considéré mûr quand des
quantités appréciables de nitrates apparaissent. Le rapport N-NO3-/N-NH4
+ est cependant peu
utilisé et les résultats trouvés sont très différents (voir Tableau V-02).
V.2.2.5. Rapport d’humification (AH/AF)
Le procédé de compostage étant un processus d’humification, des travaux se sont
logiquement orientés vers l’étude de cette matière organique humifiée. Le fractionnement
chimique de la matière organique (en acides fulviques, humiques et humine) a conduit
certains auteurs à calculer des indicateurs de maturité à partir des différentes fractions. Le plus
courant est le rapport de la fraction humique sur la fraction fulvique (CAH/CAF). Les études
montrent une augmentation significative de ce rapport au cours du compostage (SAVIOZZI et
al., 1988). Les résultats trouvés dans la littérature sont assez concordants avec des valeurs
inférieures à 1 pour des composts immatures, et supérieures à 1ou 3 pour les composts mûrs
(cf. Tableau V.02).
V.2.2.6. Autres critères relevés dans la littérature
Il existe des tests basiques simples pour déterminer la maturité des composts. La
stabilisation de la température du compost traduit la fin de phase de dégradation intensive
(HARADA et al., 1981; KAPETANIOS et al., 1993). L’absence d’odeurs déplaisantes
générées par l’émission de composés organiques volatiles lors de la phase de dégradation
intensive peut également être utilisée (IGLESIAS-JIMENEZ & PEREZ-GARCIA ,1989). Le
80
changement de couleur des déchets au cours du compostage a conduit certains auteurs à
mettre en place des tests colorométriques, soit directement à partir des composts
(SUGAHARA et al., 1979), soit sur des solutions de composts (MOREL,1982). Mais ces
tests ne s’appliquent généralement que sur un produit donné et nécessitent le suivi de tout le
procédé de compostage. L’ensemble de ces tests simples apparaît trop peu généralisable et
trop peu précis pour constituer des indicateurs standards et fiables de maturité.
Il existe d’autres méthodes plus complexes et peu utilisées comme l’estimation des
lipides extractibles (DINEL et al., 1996) et le suivi de l’évolution de la biomasse microbienne
ou de l’activité enzymatique au cours du compostage (FORSTER et al., 1993; KOSTOV et
al., 1994). Les méthodes utilisant l’analyse spectrales sont également utilisées par certains
auteurs pour déterminer la maturité des composts (CHEN, 2003). Mais ces techniques sont
délicates ou assez lourdes et par conséquent ne peuvent servir d’outils pratiques pour
l’estimation de la maturité des composts.
Tableau V-02 : Quelques valeurs des principaux indicateurs de maturité relevées dans la
littérature (les valeurs explicitement définies par les auteurs comme seuil de maturité sont
soulignées)
Analyse Valeurs compost immature Valeurs compost mur Déchets Références
Respirométrie
16gC-CO2/kg MS en 3j (initial)
2.8g CO2/ kg MO/h
9 et 18 g/kg MO/h >15 g O2/kg MS en 7j
1.2 g O2/kg MS/h
0.9 et 1.5g/kg /j le 3j
1.3g/kg MS en 3j
1.2 g CO2/kg MO/h
<1 g O2 /kg MO/h <7 g O2/kg MS en 7j
<1 g O2/kg fraction volatile/h
<100 mg O2/kg MS/h 80 mg O2/kg MS/h
OM
OM
Boue OM
OM
Boue OM
(Forster et al, 1993)
(Iannotti et al, 1994)
(Adani et al, 1995)
(Lasaridi&Stentiford, 1998) (Nicolardot et al ,1986)
(Scaglia et al, 2000)
(Schumann et al, 1993) (Iannotti et al, 1994)
PH
6.2
6.7 5.6 à 7.6
5.7
7.9 à 8.6
6.6 à 7
7 (initial)
7(initial)
6.5
7.5
8 7.1 à 7.5
7.1 et 7.7
7.8
7.5 à 8.0
7 8.4
7.3 à 8
6.2 à 8.1 7.1
BIO
OM Boue+DV
OM
Fumier
DV
OM OM
BIO
Fumier DV
(Avnimelech et al, 1996)
(Bernal et al, 1998b) //
(Forster et al, 1993)
(Gagnon et al, 1997)
(Hartz&Giannini , 1998)
(Iannotti et al, 1994) (Iglesias-Jimenez& Alvarez, 1993)
(Kapetanios et al, 1993)
(N’Dayegamiye et al, 1997) (Roletto et al, 1985a)
NO3/NH4
<1 1.4 et 6.8
>1 >6.3
OM
OM OM
(Froster et al, 1993)
(Senesi (1989), cité par Serra-Wittling, 1995) (Sanchez-Monedero et al, 2001)
CEC >60meq/100g MS OM (Iglesias-Jimenez&Alvarez, 1993)
C/N solide
28.8 (initial)
19.3
11 à 31 20(initial)
16.3 et 20.9
15 à 26 22 (initial)
20.7 (initial)
8.74 (initial)
13.5
7.8
8.6 à 11.8 10.4
12.3 et 13.2
10 10
14.9
11.2
Fumier
OM
Boue +DV BIO
Fumier
OM OM
OM
Boue
(Adani et al, 1995)
(Iglesias-Jimenez&Alvarez, 1993)
// (Brinton& Evans, 2000)
(Forster et al, 1993)
(Gagnon et al, 1997) (Harada et al, 1981)
(Hirai et al, 1986)
//
81
21.5 (initial)
20 (initial)
-
13.9 22 à 32
-
25 24 à 27
20 (initial)
83 (initial) -
-
20 19 à 25
17.9
12
<15-20
10.8 13 à 16
12 à 28
20.5 14 à 18
17
<25 Δ(C/N)= -40%
11.3
17 12.5 à 13.2
Boue + DV
OM
OM
OM BIO
Fumier
Fumier BIO
Fumier
DV OM
OM
Boue OM
//
(Iannotti et al, 1994)
(Iglesias-Jimenez& Perez-Garcia, 1989)
(Jadidi et al, 1995) (Kapetanios et al, 1993)
(N’Dayegamiye et al, 1997)
(Paré et al, 1998) (Pichler&Kogel-Knabner ,2000)
(Robertson & Morgan ,1995)
(Roletto et al, 1985b) (Saviozzi et al, 1988)
(Serra-Wittling, 1995)
(Schumann et al, 1993) (Sugahara&Ionoko , 1981)
AH/AF
- -
0.82
0 (initial)
-
-
0.1 à 0.3
3.3 et 7.5 1.9
1.1
3.1 à 4.8
>1
Δ(AH/AF)= 70%
0.9 à 1.8
OM OM
DV
Fumier
DV
OM
OM
(Forster et al, 1993) (Iglesias-Jimenez& Alvarez, 1993)
(Kostov et al, 1994)
(N’Dayegamiye et al, 1997)
(Roletto et al, 1985b)
(Sviozzi et al, 1988)
(Sugahara&Ionoko , 1981)
Auto- échauffement 2 >4
BIO (1994)
Solvita 4 >6 BIO (Brinton&Evans , 2000)
La valeur agronomique des composts peut être définie comme l’aptitude des composts
à améliorer la fertilité du sol. Les composts sont en effet des produits riches en matières
organiques et également en composés minéraux (N, P, K, Mn, oligo-éléments, etc.) et à ce
titre sont susceptibles d’améliorer la fertilité du sol (SOUMARE et al., 2003). Plusieurs
travaux ont d’ailleurs mis en évidence le gain qualitatif ou quantitatif occasionné par
l’application de compost sur un sol cultivé, en combinaison ou non avec un complément de
fertilisant minéral.
Cependant il est souvent difficile de voir si cette amélioration de la fertilité du sol est
due à la présence d’éléments minéraux fertilisants au sein du compost, à leur minéralisation
progressive, à l’amélioration des caractéristiques physiques du sol, etc.
V.3. Effets physico-chimiques des composts sur les caractéristiques du sol
De nombreuses études ont montré le rôle bénéfique du compost sur les qualités
physiques et chimiques des sols amendés. Par exemple, une amélioration des propriétés
physiques, une augmentation de la conductivité hydrique et une diminution de la densité des
sols ont été observées par WONG et al. (1999). De même, l’incorporation de compost au sol
s’avère efficace pour lutter contre la dégradation de la surface du sol (BRESSON et al.,
2001). PAGLIAI et al. (2004) ont montré que l’ajout de compost dans un sol améliore sa
porosité et sa structure. Les amendements en matière organique stable augmentent le pouvoir
82
tampon et la capacité d’échange des sols, deux paramètres qui conditionnent la nutrition
minérale des plantes (MUSTIN, 1987). De plus, l’incorporation de composts permet de
réduire l’acidité du sol, et de diminuer ainsi les risques d’exportation des métaux vers la
plante (BOLAN et al., 2003).
La présence de micro-organismes divers dans le compost augmente l’activité
biologique du sol et permet un bon échange gazeux « sol air eau plant ». L’apport de compost
permettra au sol d’être plus poreux favorisant ainsi, les échanges gazeux et le développement
de nouvelles racines.
V.3.1. Evolution de la teneur en matière organique du sol : utilisation de modèles
dynamiques
L’évolution de la teneur en carbone du sol est un processus lent. Par conséquent son
étude en conditions réelles nécessite des expérimentations de longue durée, ce qui la rend
difficile et souvent limitée à des conditions pédo-climatiques données. L’utilisation de
modèles pour décrire la dynamique du carbone dans le sol s’avère donc indispensable
(BALESDENT et al., 2002).
● Modèle Hénin-Dupuis
La premier modèle de l’évolution de la matière organique d’un sol est celui établi par
(HENIN & DUPUIS,1945) (Figure V.1). Ce modèle ne considère qu’un seul compartiment de
la matière organique du sol, et utilise le coefficient isohomique K1, défini comme le taux de
matière organique d’une matière exogène apportée au sol contribuant à alimenter le stock de
matière organique du sol. L’évolution du taux de matière organique du sol est donnée par
l’équation suivante :
dy= (K1ω –K2y) dt Equation 1.1
Avec - ω : apport de matière organique exogène (T.ha-1
.an-1
)
- y : le taux de matière organique du sol (T.ha-1
)
- K1 : coefficient isohumique de la substance apportée, défini comme la proportion de la MO
apportée alimentant le stock de MO du sol.
- K2 : constante de destruction de la matière humique du sol (an-1
)
- Le temps t est exprimé en année.
83
L’équation 1.1 s’intègre de la façon suivante :
Equation 1.2
La valeur de la constante d’intégration a est déterminée par la condition à la limite y(0)=y0
quant t=0 (taux de matière organique stable du sol initial) ;
Le coefficients k2 varie suivant le type de sol également suivant les conditions climatiques,
voisin de 0.02 dans les régions tempérés, il est de l’ordre de 0.03 sous climat méditerranéen
(Henin et dupuis, 1945 ; le Villio et al., 2001a).
84
Figure V-01 : Représentation du modèle de HENIN ET DUPUIS (1945) décrivant la
dynamique de la matière organique dans un sol
V.4. Valorisation agronomique des composts par apport d’éléments fertilisants
Le premier intérêt des amendements organiques est donc une diminution de la part de
ces engrais lixiviables et leur remplacement par des déchets organiques valorisés. Les
applications de compost dans les sols améliorent durablement et efficacement la fertilité du
sol selon les travaux de GUITTONNY-LARCHEVEQUE, 2004 ; GASCO et al., 2013). De
même, cet auteur a montré que les amendements de composts favorisent le processus de
reforestation en améliorant la nutrition et la croissance des plantes, et surtout en augmentant
leur potentiel de survie en période de sécheresse.
La valorisation agronomique des composts est aussi souvent comprise comme étant
l’apport d’éléments fertilisants. Les substances organiques sont caractérisées par trois
éléments principaux: Carbone, Hydrogène et Oxygène représentant en masse plus de 90 % du
résidu sec des végétaux. Cependant, de nombreux autres éléments font partie des éléments
nutritifs majeurs pour les plantes. Ceux-ci sont classés en deux groupes: les macro- éléments
tels que l’azote, le phosphore, le potassium, le soufre, le calcium et le magnésium présents à
des proportions de quelques pour mille à quelques pour cent de la matière sèche et les
éléments nutritifs secondaires ou oligo-éléments (proportion inférieure à 0,1 % de la matière
sèche). Nous nous intéresserons plus particulièrement à trois d’entre eux: l’azote, le
phosphore et le potassium. Cependant, les rôles principaux des autres éléments nutritifs sont
résumés dans le Tableau V-03.
85
Tableau V-03 : Rôles des éléments minéraux
Éléments Proportions Rôles
Macro-éléments
Calcium 1 à 2 % MS
Magnésium 0.1 à 0.7 % MS
Soufre 0.1 à 0.6 % MS
Sodium Taux variables
Chlore Taux variables
Silicium Taux variables
Oligo-éléments
Fer <0.1%
Cuivre <0.1%
Molybdène <0.1%
Zinc <0.1%
Bore <0.1%
Manganèse <0.1
Forme facilement des chélas, diminue la perméabilité cellulaire,
contole l’ouverture de canaux ioniques transmenbranaires,
active certaines enzymes, role de messager secondaire de
certaines enzymes hormones.
Constituant de la chorophylle, active de nombreuses enzymes
Constituant de composés organiques soufrés. Carence en S est
très sévère et provoque une chlorose (disparition de la
chlorophylle).
Rôle sur la pression osmotique (algues) mais pas toujours
indispensable (certaines plantes en C4 n’en exigent pas : mais,
sorgho, canne à sucre, etc.).
Rôle dans la turgescence cellulaire (avec K+), nécessaire à la
photosynthèse.
Inutile pour la plupart des plantes sauf pour les Graminées et
quelques autres végétaux.
Catalyseur biochimique : constituent des groupements
prosthétiques (hémes), constituent des protéines Fer-soufre.
Constituent de la cytochrome oxydase (fin de chaine
respiratoire), des phénol oxydases, de certains transporteurs
d’électrons (photosynthèse) et de la superoxyde dismutase
(destruction de l’ion superoxyde : très toxique).
Impliqué dans la réduction des nitrites et de l’azote
atmosphérique.
Cofacteur de plusieurs enzymes (phophatase alcaline,
carboxypeptidace…).
Contribue à l’intégrité de la paroi en stabilisent les chélats
calciques, rôle dans les transports.
Rôle dans diverses oxydo réductions.
86
V.4.1.Azote (N)
L’azote est l’élément fondamental de la production végétale, le « pivot de la
fertilisation ». Sa disponibilité détermine le rendement. Il entre dans la composition de très
nombreux éléments essentiels à la vie cellulaire : acides aminés, acides nucléiques... Le cycle
de l’azote consiste en la transformation des formes de l’azote assuré par les microorganismes
du sol. L’azote minéral représente généralement moins de 5 % de l’azote total du sol et se
trouve sous forme de nitrate (NO3-) et d’ammonium (NH4
+) selon Robert (1996). L’azote
organique est minéralisé en NH4+ par ammonification, puis nitrifié en NO3
-.
L’ammonification est réalisée par des micro-organismes variés alors que la
nitrification n’est opérée que par certains micro-organismes plus spécifiques. L’azote minéral
(NO3- et NH4
+) est susceptible d’être ensuite assimilé par les plantes, ou immobilisé dans la
biomasse microbienne du sol.
La quasi-totalité de l’azote du sol est sous forme organique (MUSTIN, 1987).
Cependant, la matière sèche des composts de déchets municipaux pouvant contenir jusqu’à
0.15% d’azote minéral (NO3-et NH4
+) leur incorporation au sol peut entraîner une
augmentation immédiate de l’azote minéral du sol (ADEME, 2000), Par ailleurs, FORTUNA
et al. (2003) ont mis en évidence une augmentation du potentiel de minéralisation de l’azote
du sol après application de compost et l’ont expliqué par l’ajout d’azote fixé aux substances
humiques formées pendant le compostage.
V.4.2.Phosphore (P)
Les plantes prélèvent le phosphore sous forme d’ions H2PO4- et HPO4
2-. Le phosphore
intervient dans la constitution de certains éléments structuraux essentiels à la vie cellulaire
(acides nucléiques, phospholipides), dans les échanges d’énergie (phosphorylation d’un
composé organique) et dans de très nombreuses réactions métaboliques (réactivité de substrats
ou changement de conformation réactionnelle de coenzyme). La disponibilité du phosphore
apporté par le compost dépend de la nature du sol. En effet, le phosphore peut être immobilisé
par adsorption sur des oxydes de fer et d’aluminium ou précipité lorsqu’une grande quantité
est apportée. Un équilibre s’établit entre le phosphore minéralisé et le phosphore immobilisé,
entraînant des disponibilités du phosphore très variables selon le type de sol (nombre de sites
d’adsorption, pH).
87
V.4.3.Potassium (K)
Le potassium est absorbé par les plantes sous la forme ionique (K+), très mobile,
dissout dans le liquide intracellulaire, où il s’accumule à des concentrations jusqu’à trois cents
fois supérieures à celles du milieu environnant. Son abondance et sa mobilité en font le cation
le plus important pour la création de la pression osmotique et donc de la turgescence
vacuolaire. Les flux de potassium jouent un rôle important dans le contrôle des mouvements
de cellules ou d’organes (ex. ouverture des stomates). De plus, il accompagne les anions dans
leur accumulation et leur migration, notamment les ions NO3
- jusqu’à leur réduction (racine
ou feuille). Les ions K+ s’échangent, aussi, facilement contre les ions H
+ émis par les pompes
à protons, leur permettant de fonctionner en continu. En plus de l’influence de son abondance,
s’ajoute un rôle d’activation de nombreuses enzymes et un rôle déterminant dans la synthèse
des protéines et des polysaccharides (accumulation d’aminoacides et d’oses lors de carence en
K). L’apport de potassium par le compost est généralement faible. CHEN et al. (1996) ont
mesuré une concentration variant de 4 g/kg de MS pour les composts de boues, ce qui peut
être limitant dans le cas d’un faible apport aux sols, jusqu’à 17 g/kg de MS pour les composts
de fumier.
Le compost de fumier est alors un bon fertilisant potassique et risque même de
présenter un excès pour les plantes et d’engendrer un déséquilibre K+/
Mg2+
. Mais à l’inverse
de l’azote et du phosphore, sa disponibilité est très grande, puisque pratiquement tout le
potassium est disponible (FRANCOU, 2003).
V.5. Valeurs agronomiques, tests sur plantes
V.5.1. Phyto-Toxicité
La stabilité du compost ne prend pas en compte automatiquement son action sur les
plantes. Les tests de phyto-toxicité sont les seuls moyens d’évaluer la toxicité liée à leur
incorporation au sol. En effet, les composts mûrs ne doivent pas présenter de substance
empêchant la germination des graines et la croissance des plantes. L’acide acétique est
probablement l’acide organique, libéré par les composts immatures, le plus préjudiciable bien
qu’il existe également d’autres composés (acétaldéhyde, éthanol, acétone, éthylène, etc.)
contribuant aux effets phytotoxiques (JIMENEZ & GARCIA, 1989). Des concentrations
élevées en sels et la libération d’acides organiques dans les composts sont également corrélées
à l’inhibition de la germination et de la croissance. Par conséquent, la phytotoxicité est
88
souvent évaluée par l’étude de la germination ou par des tests de croissance (GARIGLIO et
al., 2002; SAEBO & FERRINI, 2006; SAID-PULLICINO et al., 2007), mais selon d’autres
auteurs EMINO & WARMAN (2004) conseillent de choisir les plantes avec soin. Un indice
de germination (GI) de 50 % est reconnu comme étant celui d’un compost sans effet
phytotoxique (CHIKAE et al., 2007).
V.6. Amélioration des aspects biologiques des sols amendés
Plusieurs travaux ont montré que les activités enzymatiques sont stimulées par l’ajout
d’amendements organiques dans les sols (SERRA-WITTLING et al., 1996; CRECCHIO et
al., 2004). PASCUAL et al. (1998) ont montré qu’un amendement organique suffisamment
important dans un sol semi-aride augmente significativement les activités enzymatiques
pendant au moins 360 jours. En revanche, l’ajout d’amendements organiques immatures
produit l’effet inverse i.e. une diminution initiale de ces activités.
L’addition de compost mature dans un sol améliore la qualité du sol et favorise le
développement végétal, mais réduit aussi le nombre de maladies occasionnées par les
pathogènes issus des sols (ERHART et al., 1999; COTXARRERA et al., 2002).
V.7. Effets remédiant des amendements organiques
L’addition d’amendements organiques permet une remédiation de sols pollués, en
luttant notamment contre la toxicité saline (TEJADA et al., 2006). De même, GUITTONNY-
LARCHEVEQUE (2004) a montré que l’épandage de compost est capable de diminuer, à
court terme, le possible stress toxique qu’exercent le nickel (Ni) et le zinc (Cr) sur les
végétaux dans un sol pollué. En effet, même si l’apport de compost constitue une source
exogène d’éléments traces métalliques (ETM), il constitue un milieu nutritif pour les racines
des végétaux (humus) plus dilué en Ni et Cr que le milieu naturel au préalable contaminé en
ces deux éléments.
En ce qui concerne les polluants organiques, le compostage permet aussi une
remédiation de sols contaminés en augmentant la photo-dégradation de pesticides comme
l’Irgarol (AMINE-KHODJA et al., 2006). en minéralisant des explosifs, tels que le TNT
présent dans le sol d’usines de fabrication ou de démantèlement (BREITUNG et al., 1996,
BRUNS-NAGEL et al., 1998), ou en dépolluant un sol contaminé par du pétrole : raffinerie,
désert Koweïtien (AL- DAHER et al., 1998). SEMPLE et al. (2001) ont expliqué que les
résultats de l’utilisation de composts pour le traitement de sols pollués dépendent de plusieurs
89
facteurs, notamment la biodisponibilité et la biodégradabilité du polluant organique. Chaque
pollution est donc à étudier individuellement.
V.8. Carbone organique du sol et effet de serre
Dans le cadre de la lutte contre l’effet de serre additionnel, l’incorporation dans les
sols de produits contenant des matières organiques stabilisées semble être une solution
raisonnable. En effet, le compost à des matières non traitées (boues de station d’épuration)
augmente la stabilisation du carbone. En 2004, environ 1.73 million de tonnes de compost ont
été produites en France (ADEME, 2006). Cependant, le CO2 n’est pas le seul gaz à effet de
serre à prendre en considération dans le cadre de l’utilisation de compost. Le méthane (CH4)
et le protoxyde d’azote ou oxyde nitreux (N2O) sont des molécules beaucoup plus efficaces
que le CO2 pour augmenter l’effet de serre. Le N2O libéré par la nitrification ou la
dénitrification au sein du compost a un effet positif sur le réchauffement global de la même
façon que le CH4 produit par l’élevage de bétails ou le compostage de déchets organiques. En
effet, le méthane est produit lors de la dégradation des lipides solubles, des hydrates de
carbone et des acides organiques en conditions anaérobies (HUSTED, 1993). Ces deux gaz
sont susceptibles d’être émis au cours du compostage. Même en cas de procédé avec aération
forcée, l’apparition de micro- sites anaérobies responsable de la qualité de gaz produite,
notamment pour les andains ou des zones anaérobies peuvent difficile d’établir un contact
précis de l’effet du compostage sur l’émission de gaz à effet de serre, car les travaux sont
récents et peu nombreux.
V.9. Valeur azotée des composts
Nous appelons ici valeur azotée, l’aptitude des composts à fournir de l’azote aux plantes.
Cette fourniture peut être immédiate dans le cas de composts riches en azote minéral, ou à
plus long terme du fait de la minéralisation de la matière organique du compost dans le sol.
La connaissance de la valeur azotée des composts constitue une demande majeure de la part
des agriculteurs (FRANCOU & HOUOT, 2000).
V.9.1. Généralités
● Cycle de l’azote
L’azote du sol est essentiellement sous forme organique. L’azote minéral du sol représente
généralement moins de 5 % de l’azote total du sol et se trouve sous forme de nitrates (NO3 -)
90
et d’ammonium (NH4+) (1996). Les transformations de l’azote sont assurées par les
microorganismes du sol (Figure V-02).
Figure V-02: Schéma simplifié du cycle de l’azote lié à un apport de compost
L’azote organique est minéralisé en NH4 +
(ammonification), puis nitrifié en NO3- .
L’ammonification est réalisée par des micro-organismes variés alors que la nitrification est
réalisée par des micro-organismes plus spécifiques, les nitrosomas et les nitrobacters. L’azote
minéral (NO3 - et NH4
+) est susceptible d’être assimilé par les plantes, ou immobilisé dans
la biomasse microbienne du sol. En cas de présence d’ammonium et de nitrates dans le sol,
c’est l’ammonium qui est préférentiellement utilisé par les micro-organismes du sol alors que
les nitrates sont préférentiellement incorporés par la culture (JANSSON et al., 1955;
BROADBENT & TYLER,1962).
Dans un sol sans plante, lorsque la minéralisation brute est plus forte que
l’immobilisation brute, on observe une minéralisation nette de l’azote. A l’inverse
l’immobilisation nette correspondant au cas où l’immobilisation brute est plus forte que la
minéralisation brute. Une forte immobilisation de l’azote peut être observée dans le cas de
l’incorporation au sol d’un produit riche en carbone facilement dégradable, les
91
microorganismes puisant dans les réserves minérales l’azote indispensable à leur
développement. Bien que consommant préférentiellement l’azote ammoniacal, une
organisation rapide de l’azote nitrique est observée lorsque la présence d’un excès de carbone
dans le sol est conjointe à une absence d’ammonium (RICE & TIEDJE ,1989; RECOUS et
al., 1990).
- Nitrates et environnement
L’azote constitue un élément nutritif de base des plantes qui l’utilisent principalement
sous forme de nitrates (NO3-). Ceci a conduit à une utilisation massive d’engrais chimiques
visant à fournir aux cultures des conditions azotées optimales de développement. Les nitrates
ne sont pas adsorbés sur les surfaces des argiles du sol, entraînant des pertes par ruissellement
vers les eaux superficielles, et des pertes par drainage vers les nappes d’eau souterraines. Or la
présence de nitrates dans l’eau constitue une pollution : risque environnemental
(eutrophisation des eaux superficielles), et risque sanitaire (altération du transfert d’oxygène
vers les cellules pour les nourrissons).
A l’inverse des engrais minéraux qui permettent d’évaluer de manière précise les
doses à apporter aux cultures, l’incorporation au sol d’amendements organiques est suivie
d’une minéralisation de l’azote dépendant des doses apportées. L’évaluation des quantités
d’amendements organiques à apporter pour satisfaire le besoin des plantes et limiter les
risques de lessivage sont difficiles à estimer (CHAUSSOD et al., 1997). En effet la
minéralisation de l’azote de l’amendement organique dépend des caractéristiques du produit
et des conditions pédo-climatiques. La connaissance de la disponibilité de l’azote dans les
amendements organiques apparaît essentielle afin d’assurer une gestion agri-
environnementale correcte de l’azote (KANAL & KULDKEPP ,1993; IGLESIAS-JIMENEZ
& ALVAREZ ,1993; LI et al., 1997; MAMO et al., 1999).
V.9.2. Méthodes d’évaluation de la valeur azotée
Pour apprécier la valeur azotée d’un compost il existe trois types d’expériences basées
sur la mesure de l’azote dans le sol et parfois sur l’exportation de l’azote vers les plantes, dans
des conditions de plein champ ou au laboratoire. Les expérimentations en présence de plantes
au champ permettent d’apprécier les effets des apports de compost sur la dynamique de
l’azote du sol, sur sa biodisponibilité et sur la croissance des plantes en conditions similaires
92
aux pratiques agricoles (KANAL & KULDKEPP ,1993; SANCHEZ et al., 1997; GAGNON
et al., 1997; ABAD BERJON et al., 1997; MAMO et al., 1999; ERIKSEN et al., 1999;
HOUOT et al., 2003).
Les expérimentations avec plantes et en pot permettent également de voir les effets sur
les plantes. Elles nécessitent la mise en place d’expérimentations moins lourdes et plus
rapides que les expérimentations de terrain, mais s’éloignent des pratiques agricoles
(IGLESIAS-JIMENEZ & ALVAREZ ,1993; ALLIEVI et al., 1993; ASTIER et al., 1994;
BRINTON & EVANS, 2000) .
Les expérimentations au laboratoire sans plante avec des mélanges contenant du sol et
du compost placés en incubations en conditions contrôlées s’éloignent des conditions réelles
d’utilisation mais offrent une plus grande facilité de réalisation (STANFORD et al., 1974;
BELOSO et al., 1993; CHENEBY et al., 1994; HADAS & PORTNOY ,1994; SIKORA &
YAKOVCHENKO.V ,1996; IAKIMENKO et al., 1996; ERIKSEN et al., 1999).
De l’azote isotopiquement marqué (N15) est également utilisé dans un certain nombre
d’études sur la dynamique de l’azote dans le sol. Un tel traceur permet d’estimer les quantités
brutes d’azote immobilisé et minéralisé par la biomasse, ou assimilé par les plantes (JEDIDI
et al., 1995; CRIPPA & ZACCHEO ,1995; SIKORA & ENKIRI, 2001; AMBUS et al., 2002)
ou d’étudier le « priming effect » lié à l’incorporation au sol d’une matière exogène (WOODS
et al., 1987).
Il existe un certain nombre de modèles simulant les transformations de l’azote dans le
sol, généralement conjointement au carbone. Les modèles NCSOIL, CERES, CANTIS par
exemple permettent de simuler le turnover de l’azote et du carbone à partir de plusieurs
compartiments (produit incorporé, biomasse microbienne, matière organique active et stable
du sol) (HADAS & PORTNOY ,1994; CORBEELS et al., 1999). Des modèles comme
LIXIM (MARY et al., 1999; TRINSOUTROT et al., 2000) et DAISY (GERKE et al., 1999)
servent à simuler minéralisation de l’azote et son lessivage.
V.9.3. Données sur les valeurs azotées des composts
La matière sèche des composts pouvant contenir jusqu’à 0.4% d’azote minéral (HIRAI
et al., 1986), leur incorporation au sol peut entraîner une augmentation immédiate de l’azote
minéral du sol. Plus le compost est stabilisé plus cet apport initial est important, du fait de
l’augmentation de la teneur en azote minéral avec l’âge du compost (Robertson & Morgan
93
,1995). Dans le cas d’un mélange contenant 2 % d’un compost de boue, (BERNAL et al.,
1998a) constatent un apport immédiat en azote minéral de 75 mgN.kg-1
de sol pour un
compost mûr (soit approximativement 300 kg N.ha-1
), de 25 mgN.kg-1
de sol pour un compost
en fin de phase de dégradation intensive (100 kg N.ha-1
) . Avec un mélange à 1.5 %,
(BELOSO et al., 1993) obtient un enrichissement immédiat de 30 mgN.kg-1
de sol (120 kg
N.ha-1
).
Mais la valeur azotée d’un compost est avant tout définie par l’intensité de
minéralisation de son azote après incorporation au sol. Deux comportements distincts sont
généralement observés après l’incorporation de compost dans le sol: soit une minéralisation
progressive du compost entraînant une lente augmentation de l’azote minéral du sol après leur
incoporation au sol (BELOSO et al., 1993; HADAS & PORTNOY ,1994; ROBERTSON &
MORGAN ,1995; SIKORA & YAKOVCHENKO.V,1996; N’DAYEGAMIYE et al., 1997;
HARTZ & GIANNINI ,1998; SHI & NORTON, 2000), soit une immobilisation nette de
l’azote du sol pouvant atteindre -50 mg.kg-1
de sol (JEDIDI et al., 1995 ; SIKORA &
YAKOVCHENKO.V ,1996 ; BERNAL et al., 1998a ; ERIKSEN et al., 1999 ; FRANCOU et
al., 1999).
Quelques rares travaux mentionnent une minéralisation rapide de l’azote du sol après
un apport de compost. C’est le cas de (DE HAAN ,1981) qui considère qu’aucun arrière-effet
n’est observé dans le cas de composts d’ordures ménagères et de (N. DAYEGAMIYE et al.,
1997) qui observent une minéralisation rapide et exponentielle (200 mg.kg-1
de sol après 20
jours d’incubations) dans le cas d’un compost de fumier épandu à très forte dose (75 %
massique).
Le lien entre l’état de stabilité de la matière organique et la disponibilité de l’azote a
été mis en évidence par quelques travaux, montrant que le potentiel de minéralisation diminue
et la teneur en azote minéral initial augmente lorsque qu’augmente l’âge du compost
(ROBERTSON & MORGAN ,1995; N. DAYEGAMIYE et al., 1997; HARTZ & GIANNINI
,1998; BERNAL et al., 1998a). Ceci s’explique par l’humification de la matière organique au
cours du compostage qui rend la matière organique plus résistante à la biodégradation
(IGLESIAS-JIMENEZ & ALVAREZ ,1993). L’immobilisation de l’azote est attribuable à un
manque de stabilité du compost (JEDIDI et al., 1995). La présence d’un substrat carboné
facilement dégradable stimule l’activité microbienne, entraînant alors une forte assimilation
de l’azote par la microflore du sol.
94
Les conséquences de l’apport de composts sur les exportations par les plantes ont
également été étudiées. Mais les résultats relevés dans la littérature sont variables. Des gains
quantitatifs et qualitatifs pour les cultures ont souvent été mis en évidence, essentiellement
lorsque le compost est combiné à un fertilisant minéral (MAYS et al., 1973; DE BERTOLDI
et al., 1983; GAGNON et al., 1997; ABAD BERJON et al., 1997; SOUMARE et al., 2003;
MARTINEZ et al., 2003). A l’inverse, (PETERSEN, 2003) ne constate qu’un très faible effet
sur le rendement suite à l’utilisation d’un compost d’ordures ménagères, par rapport à un
fumier ou une boue. Il semble que les gains observés ne soient pas dus à l’azote, et des
travaux montrent une déficience en azote pour les plantes après l’application de composts
(SIMS ,1990; SIKORA & ENKIRI , 2001). Le prélèvement de l’azote par les plantes dépend
du type de compost appliqué et de la dose d’application (JELLUM et al., 1995; ERIKSEN et
al., 1999). La quantité d’azote prélevé par les plantes augmente linéairement avec la quantité
d’azote minéral dans le sol (IGLESIAS- JIMENEZ & ALVAREZ,1993). (HOUOT et al.,
2003) observent que moins de 10 % de l’azote des composts est exporté vers les plantes dans
le cas d’un apport au champ de composts d’origines urbaines à des doses agronomiques.
V.10. Le compostage et son effet hygiéniste
Dans le cadre de la valorisation agricole de compost de boues ou contenant des boues
résiduaires, certaines utilisations nécessitent une hygiénisation préalable. On retrouve dans les
boues une très grande variété d’organismes (bactéries, virus, parasites). La quasi-totalité de
ces organismes se trouve initialement dans les eaux usées admises et traitées en usine. Leur
nature et leur forte affinité pour les matières particulaires contribuent à leur concentration
dans les boues. Si la charge microbienne est relativement élevée, la majeure partie des
microorganismes est non pathogène. Cependant, il est nécessaire de s’assurer de l’innocuité
des composts contenant des boues. Les données bibliographiques indiquent que le
compostage (dégradation aérobie thermophile) est un procédé considéré comme très efficace
en termes d’hygiénisation pour de multiples raisons : la température atteinte, la durée du
traitement, le développement d’une flore saprophyte rentrant en compétition avec les
populations pathogènes, et la stabilisation durable de la matière organique.
Le compostage à partir d’un mélange contenant des boues de station d’épuration est un
procédé qui permet de détruire les agents pathogènes, notamment par la biais de l’élévation de
température (DEPORTES et al., 1998, ROS et al., 2006). MEEKINGS et al. (1996) ont
montré que Ascaris lumbricoïdes, un parasite de l’homme et des animaux, qui se développe
95
dans les intestins et se transmet par les excréments humains infectés contenant des œufs, est
détruit pendant le processus de compostage. De même, (PEREIRANETO et al., 1986) ont
affirmé qu’une élévation de la température du compost à 58 – 65 °C pendant 10 à 15 jours a
permis de réduire de manière significative le nombre de micro-organismes pathogènes. Parmi
ces derniers, les streptocoques fécaux sont des plus résistants au compostage. Les bactéries
Escherichia coli et Salmonella sont, elles, plus sensibles aux élévations de température.
Certaines bactéries sont, de surcroît, sensibles aux antibiotiques émis lors du
compostage (EL-ABAGY & EL-ZANFALY, 1984 ; CALLEJAS et al., 2013). Il faut aussi
noter que le processus de maturation est essentiel pour favoriser la compétition entre les
pathogènes et la biomasse totale du compost. En effet, les sources de carbone facilement
dégradables dans un compost mature sont réduites, permettant une compétition intense avec
les autres micro-organismes du compost. SIDHU et al. (2001) ont suggéré que la micro-flore
bactérienne « indigène » jouerait un rôle majeur dans la répression de croissance des
Salmonella.
Cependant, il est à noter qu’il subsiste un risque de croissance de novo de pathogènes
si les sources d’énergie sont disponibles. (SIDHU et al., 2001) ont montré que le compost
présente des risques de croissance de novo potentielle des micro-organismes pathogènes et
que la détermination de la maturité n’est pas un facteur suffisant de garantie de l’absence de
risque sanitaire. Un risque de développement de pathogènes dans les parties périphériques des
andains existe, notamment, dans le cas de compostage en piles statiques.
V.11. Evolution et humification de la matière organique
Les principales techniques utilisées aujourd’hui pour étudier la stabilisation des
composts au cours du compostage sont la résonance magnétique nucléaire (RMN), la
spectroscopie UV- visible, le proche infrarouge (SPIR), infrarouge (IR) et la pyrolyse couplée
à un spectromètre de masse.
V.11.1. Résonance magnétique nucléaire (RMN)
La spectroscopie de résonance magnétique nucléaire représente l’approche
expérimentale la plus puissante pour collecter directement des informations sur les structures
et les conformations des squelettes carbonés des substances humiques. La RMN possède la
particularité de sonder l’environnement local d’un noyau choisi à travers la caractérisation des
96
interactions influençant la relaxation. Grâce aux mouvements browniens des molécules, les
interactions dans les liquides se réduisent principalement au couplage scalaire de sorte qu’un
spectre RMN liquide est généralement composé de pics extrêmement fins et, conséquent, il
est possible de distinguer les différents groupes d’atomes au sein de la molécule. Cependant,
la RMN des solides n’en est pas encore à ce niveau de haute résolution. En effet, la rigidité du
réseau cristallin accentue fortement l’influence sur la relaxation d’interactions d’origines
diverses.
Ainsi le caractère anisotrope des interactions génère des élargissements de raies de
résonance. La technique la plus souvent utilisée pour éliminer, ou tout au moins réduire ces
élargissements consiste à mettre l’échantillon en rotation à l’angle magique (angle de 54,7°
par rapport au champ magnétique statique). Dans le cas du 13
C (spin ½), les contributions des
couplages scalaires et dipolaires sont noyées dans l’élargissement dû à l’anisotropie de
déplacement chimique. L’observation des atomes de carbone est rendue possible grâce à la
technique de polarisation croisée (CPMAS) qui consiste à transférer l’aimantation d’un noyau
abondant tel que 1H vers le noyau peu abondant tel que
13C. L’inconvénient majeur de
l’utilisation de la RMN pour l’étude des matières organiques provient des problèmes induits
par les composés paramagnétiques (CONTE et al., 2004). Un spectre peut être subdivisé en
régions correspondant spécifiquement à un type de structure carbonée comme l’indique
l’exemple de la Figure V-03.
97
Figure V-03 : Classifications des signaux en CPMAS d’un acide humique (Extrait de
KOGEL-KNABER, 2002)
V.11.2. La spectroscopie UV- visible
Le principe de la spectroscopie UV-visible repose sur des transitions électroniques, i.e.
le passage d’un électron d’une orbitale stable vers une orbitale instable, engendrées par
l’absorption de radiations électromagnétiques dans les régions UV (200 - 400 nm) et visible
(400-800 nm). Dans le cas des composés organiques, ces transitions électroniques
correspondent à des changements d’orbitales moléculaires de groupes fonctionnels
spécifiques (chromophores). Ainsi, les spectres d’absorption d’un composé peuvent être
utilisés pour sa caractérisation. La spectroscopie UV- visible a ainsi été utilisée par de
nombreux auteurs pour caractériser les substances humiques (SWIFT, 1996; THOMSEN et
al., 2002; DOMEIZEL et al., 2004; ZBYTNIEWSKI & BUSZEWSKI, 2005).
98
V.11.3. La spectroscopie infrarouge (IR)
L’IR mesure des intensités d’absorption de radiations électromagnétiques dans les
régions infrarouge (2500 - 25000 nm). Le principe repose sur les variations d’énergie de
vibration et de rotation. L’IR a suscité beaucoup d’intérêt dans le cadre de l’étude des
substances humiques (SANCHEZ-MONEDERO et al., 2002; REVEILLE et al., 2003) grâce
à l’utilisation de spectromètres à transformés de Fourier. Une revue a notamment été conduite
par CHEN (2003) sur l’application de l’IR, complétée par des analyses RMN, dans la
détermination de la maturité des composts.
La pyrolyse analytique consiste en une dégradation thermique, entre 650 °C et 750 °C,
des matières organiques en absence d’oxygène. Couplée à un chromatographe en phase
gazeuse et à un spectromètre de masse (pyrolyse-CG/SM), elle permet la caractérisation de
nombreuses macromolécules organiques. Sur les pyrochromatogrammes les différents pics
correspondent aux composés produits lors de la pyrolyse. Cette technique permet une
approche semi-quantitative (DIGNAC,1998). Mais selon CHEN (2003) les résultats de la
pyrolyse ne sont pas représentatifs de l’échantillon du fait de leur forte sensibilité à la
présence des composés les plus volatils, comme les composés lipidiques. L’utilisation de cette
technique à l’étude des composts est récente et encore peu développée.
99
CHAPITRE VI
Évolution de la disponibilité des micros polluants
inorganiques et organiques au cours du compostage
Ce chapitre vise à apporter des éléments d’information permettant d’évaluer et de
modéliser la disponibilité des éléments traces métalliques au cours du compostage et dans les
composts matures afin de contribuer à l’évaluation des risques liés au recyclage des composts
sur les sols agricoles. Pour cela, plusieurs molécules cibles ont été choisies. La
caractérisation de leurs concentrations et de leur spéciation lors des phases clefs du procédé
de compostage et dans les composts matures a été effectuée, avec la quantification de la
proportion minéralisée, des formes disponibles et des résidus liés formés au cours du
compostage.
100
VI.1. Micropolluants métalliques et organiques
VI.1.1. Micro polluants inorganiques : Eléments traces métalliques (ETM)
Dans le cas des éléments traces métalliques, il faut différencier la part qui résulte de la
contamination d’origine humaine liée aux activités minières et industrielles et la part
naturelle, qui provient de la dégradation des roches ou des émissions volcaniques. Les
métaux provenant d’apports anthropiques sont présents sous des formes chimiques assez
réactives et entraînent de ce fait des risques très supérieurs aux métaux d’origine naturelle qui
sont le plus souvent immobilisés sous des formes relativement inertes (KHALIS et al., 1997 ;
CAUSSY et al., 2003 ; SEKHAR et al., 2004).
Les boues résiduaires ne sont qu’une source de risques parmi d’autres. La présence des
métaux dans les boues résiduaires provient de la phase de séparation liquide-solide par
décantation due à une rétention par adsorption sur la matière organique, à la formation de
complexe insoluble entre cette dernière et la fraction minérale et à la précipitation
d’hydroxydes métalliques à partir d’un certain pH (GUIBAUD et al., 2003 ; KARVELAS et
al., 2003). Les teneurs des métaux dans les boues montrent toujours un niveau plus élevé que
celui des eaux usées entrant dans l’unité d’épuration (FARS, 1994 ; KARVELAS et al.,
2003).
Ainsi, pour préserver les teneurs naturelles du sol en ETM lors de l’utilisation de
boues en agriculture, des réglementations ont été mises en place (Tableau VI-01) car,
incorporés au sol, les ETM contenus dans les boues peuvent être absorbés par les plantes et
s’incorporer ainsi dans la chaîne alimentaire ou bien migrer vers les nappes d’eau souterraines
(MORENO et al., 1996 ; WONG et al., 1996 ; GOVE et al., 2001).
VI.2. Valeurs limites et admissibles des ETM du compost en agriculture
Actuellement, les concentrations maximales autorisées tendent à prescrire des niveaux
encore plus bas pour le compost de boues résiduaires ou pour d’autres amendements à
destination usage agricole. Le tableau VI-01 rassemble les teneurs et flux des éléments traces
pour les boues et les sols en France.
101
Tableau VI-01: Teneurs et flux des éléments traces pour les boues et pour les sols en France
selon l’arrêté du 8 janvier 1998
ETM
Teneurs dans les boues Teneurs dans le sol
Valeur limites
(mg/Kg MS)
Flux maximum
cumulé en ans
(g/m2)
Valeurs limites
(mg/Kg MS)
Flux maximum
(g/ha/an)
Cd 20*
0.03*
2 15
Cr 1000 1.5 150 1200
Cu 1000 1.5 100 1200
Hg 10 0.015 1 12
Ni 200 0.3 50 300
pb 800 1.5 100 900
Zn 3000 4.5 300 3000
Cr+Cu+Ni+Zn 4000 6 - 4000
* 10 mg/k g MS à compter du 1er janvier 2004
** 0,015 g/m2 à compter du 1er Janvier 2001
Le tableau VI-02 rassemble les valeurs limites statutaires ou arbitraires dans les
composts décidées dans plusieurs pays. Par ailleurs, d’autres normes ont été définies à partir
de certaines propriétés physico-chimiques ainsi que du fond géochimique des sols
susceptibles de recevoir ces épandages. Pour l’Algérie aucune norme en termes d’épandage de
boues ou de compost n’existe actuellement.
102
Tableau VI- 02 : Valeurs limites dans les composts (mg/kg MS) destinés particulièrement à
l’épandage agricole selon le pays (AMLINGER, 2004)
Les teneurs limites selon le type du sol dans certains pays sont présentés dans le tableau VI-
03.
Pays Règlement Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
Autriche
Classe A.
« décret »
Usage
agricole
0.7 70 70 0.4 25 45 200
Jardin 1 70 150 0.7 60 120 500
Classe B
aménagement de
paysage
3 250 500 3 100 200 1800
Allemagne Assurance qualité
RALGZ-QAS
volontaire
1.5 100 100 1 50 150 400
France NF U44 061
Préprojet (2004)
1 120 300 2 60 180 600
Italie 1ere
classe, Projet
de décret MBTC
3 300 3 100 280 1000
Espagne
Classe AA, projet
décret de catalogue
2 250 300 2 100 150 400
Classe A, Projet
décret de catalogne
2 100 100 1 60 150 400
Suisse (N°814.013 :
1986/Révisé 2001)
1 100 100 1 30 120 400
UK Compost déchets
ménagères (Ec Reg
2092/91)
0.7 70 70 0.4 25 45 200
Canada CCME (1993) 3 210 100 0.8 60 150 500
USA
EPA CFR 40/503 :
Boue
39 1500 17 420 300 2800
Compost qualité
Rodale
4 100 300 0.5 50 150 400
103
Tableau VI- 03 : Concentrations limites des éléments traces selon le type du sol, au dessus
desquelles l’application du compost est limitée ou interdite (mg/kg) (BRINTON, 2000).
Pays Type
sol
Cd pb Cr Cr Hg Ni Zn
Allemagne a
Argile 1.5 100 100 60 1 70 200
Limon 1 70 60 40 0.5 50 150
Sable 0.4 40 30 20 0.1 15 60
Hollande b
0.4
+0.007
(T+ 3H)
50+T+
H
50+2T
15+0.6
(T+H)
0.2+
0.0017
(2T+H)
10+T
50
+1.5
(2T+H)
Italie 1.0 50 50 75 1.0 50 150
Canada d 4 100 - - 1 36 370
a Ministère allemand de l’environnement (1998);
b Bavnick (1989) : T = argile %; H = Humus %
c Conseil canadien de Ministère de l’environnement (1998).
Cependant, ces considérations sur les teneurs totales en métaux lourds ne donnent
aucune indication sur leur comportement réel dans le sol du fait de leur solubilité, de leur
mobilité et de leur biodisponibilité pour les plantes et pour l’environnement (PETRUZZELLI,
1989; HORN et al., 2003).
VI.2.2. Détermination des concentrations en ETM dans le sol et les composts
Les techniques chimiques admettent que l’absorption d’un métal peut être simulée par
sa faculté à passer en solution en utilisant un extractant bien défini. Elle est fonction de la
solution d’extraction (nature et concentration), des conditions opératoires suivies (rapport
sol/solution, durée et mode d’agitation, température, méthode de centrifugation et de
filtration, etc.), de la matrice étudiée, de l’élément en question et de son état chimique dans la
matrice. (HOODA et ALLOWAY, 1993; GOMEZ ARIZA et al., 2000 ; SHIOWATANA et
al., 2001). Les techniques d’extraction appliquées sont basées sur deux démarches soit par
104
utilisation d’un seul réactif soit par des extractions séquentielles avec une série de réactifs ou
« spéciation » (RAURET et al., 1998).
VI.2.2.1 Extraction simple
Dans les procédures avec un seul extractant, seule la fraction potentiellement
disponible aux plantes est ciblée. Différents réactifs d’extraction ont été utilisés, soit des
complexants (EDTA, DPTA, etc.) soit des sels (MgCl2, BaCl2, CaCl2, KNO3, NaNO3, etc.) ou
des acides dilués (HCl dilué, CH3COOH, ..) (URE, 1996). Plusieurs chercheurs ont démontré
que les teneurs extraites par ces électrolytes présentent une bonne corrélation avec la quantité
assimilée par les plantes tests (HE ET SINGH, 1995 ; RADA, 1996 ; BOUKHARS, 1997).
Cependant, l’utilisation d’extractants seuls ne peut être utile que pour évaluer la
biodisponibilté de l’ETM, et elle ne fournit pas les informations nécessaires pour comprendre
les mécanismes responsables des augmentations ou des diminutions de l’extractabilité de
l’ETM.
VI.2.2.2 Extraction séquentielle « spéciation » des ETM
Par l’emploi d’une procédure séquentielle, les ETM présents dans le sol peuvent se
distribuer dans les différentes fractions suivant leur solubilité et leur mobilité, définissant ainsi
leur spéciation (RAURET, 1998). La spéciation est la caractérisation de la répartition d’un
élément dans les différents compartiments du sol et de l’état chimique dans lequel il se trouve
dans ces différents compartiments (ionique, complexé, lié par covalence, etc). Dans les
schémas séquentiels, l’utilisation des extractants avec une capacité d’extraction croissante
peut être intéressante pour déterminer les distributions chimiques des ETM. Les réactifs sont
choisis en fonction de leur sélectivité vis-à-vis de certaines formes physico-chimiques
particulières (GOMEZ ARIZA et al., 2000 ; MENDEZ et al., 2014). Ainsi, on peut accéder à
la compréhension de la transformation des différentes formes et des mécanismes de
biodisponibilté et mobilité dans le sol. Plusieurs protocoles d’extraction sélective ont été mis
au point dans de nombreux travaux qui comprennent généralement cinq à six fractions
(Tableau VI- 04).
105
Tableau VI-04 : Les différents procédures d’extractions séquentielles les plus utilisés
Référence Extractant utilisé Forme extraite
Tessier et al.1979
Gomez Aziza et al.2000
Mg Cl2 1 M pH 7
NaOAc 1 M pH 5 HOPc
NH2OH HCl 0.04 M 25 %HOPc
H2O2 8.8M HNO3/NH4 OAc
HF/HClO4
Echangeable
Liée aux carbonates
Oxydes de Fe et Mn
Liée à la matière organique
et aux sulfures
Résiduelles, phase de silicate
Sposito et al. 1982
Sims et Sklin ; 1991
Pichtel et Anderson, 1997
KNO3 (0.5M)
H2O distillée
NaOH (0.5 M)
EDTA (0.05M)
HNO3 (4M)
Echangeable
Soluble
Liée à la matière organique
Liée aux carbonates
Liée aux sulfures
Elenbogen et al.1993
Granato et al, 1993
H2O distillée
KNO3 (1M)
Na4 P2O7 (0.5M)
EDTA (0.1 M)
HNO3 (1M)
HNO3 concentré
H2O
NaNO3 0.1M
KNO3 (0.1M)
MgCl2 1 M CaCl2 0.05mol. l-1
Ca(NO3)2 0.1M
NH4OAC 1M pH=7
Soluble
Facilement échangeable
Liée à la matière organique
Liée aux carbonates
Liée aux sulfures
Résiduelle
Soluble
Echangeable
Ure et al. 1993
HOAc 0.5M
HOAc/NaOAc 1M pH=5
NH2OH.HCl 0.04 M
Dans l’acide acétique ou nitrique
NH4OX
Ditionite, citrate ou bicarbonate de
sodium
H2O2
NaOCl
Liée aux carbonates
Oxydes et hydroxydes de Fe et
Mn
Liée à la matière organique
Rauret et al (1989)
Ramos et al (1994)
MgCl2 1M
NaOAc/HOAc Ph 5
NH2OH.HCl 0.1 mol l-1
Ac. Acétique
(25% )
H2O2 (30%) pH=2 avec HNO3
HClO4 + HNO3
Echangeable
Liée aux carbonates
Oxydes de Fe et Mn
Liée à la matière organique et
aux sulfures
Résiduelle
Rauret (1998)
Bacon et al (2005)
Procédure BCR, Stantard
CE
HOAc, 0.11 M
NH2 OH.HCl 0.1 mol l-1
(pH=2 with
HNO3)
H2O2 8.8 mol. l-1
(pH=2-3 avec HNO3)
Soluble
Réductible
Oxydable
106
VI.3. Le compostage et les éléments traces métalliques
La détermination de la biodisponibilité des métaux dans le compos et les variations de
distribution de ceux-ci générées par les changements des propriétés physico-chimiques lors du
compostage sont importantes pour la qualité agronomique du produit final (PETRUZZELLI,
1989 ; PLANQUART et al., 1999 ; HSU et LO., 1999). Les éléments traces métalliques
contenus dans les composts font l’objet d’une double prescription par la norme NF U 44- 051,
en termes de concentration et de flux apportés au sol par période de 10 ans.
VI.3.1 Le devenir des ETM lors du compostage
Plusieurs auteurs ont rapporté une réduction des concentrations en métaux solubles
dans les composts matures des déchets municipaux. LEITA ET DE NOBILI (1991) ont
montré une grande diminution de la fraction soluble de Pb et Zn durant les premiers jours du
compostage de déchets municipaux qui peut être reliée à une décomposition des substances
non-humiques solubles (polysaccharides, peptides et acides aminés, etc.) représentant plus de
90 % du carbone soluble de ce compost. PARE et al. (1999) ont démontré qu’au cours du co-
compostage de biosolides et de déchets municipaux, les formes résiduelles de certains métaux
(Zn, Cr, Cu, et Pb) augmentent respectivement de 145 ; 124 ; 73,6 et 26,3 %. Alors que celle
du Ni reste relativement constante et que celle du Co diminue de 60 %. Ils ont observé que la
diminution des fractions des métaux facilement extractibles et échangeables (Cr, Ni, et Zn) est
reliée à une augmentation de la concentration de groupements carboxyles COO-. Ainsi, ils
suggèrent une diminution de l’extractabilité et l’échangeabilité des métaux due à l’association
des ions métalliques avec des groupements carboxylates de la matière organique.
ECHAB et al. (1998) ont démontré que le traitement des boues par compostage a un
effet notable sur la diminution de la fraction échangeable extractible par CaCl2 pour les
éléments tels que Pb, Cu, Zn, Cd. Ces auteurs ont attribué ces variations à une complexation
des métaux aux substances humiques néoformées. Toutefois, cette distribution est réversible
pour certains métaux comme le Zn et le Cd qui présentent une réaugmentation de
l’extractabilité au cours de la maturation des composts.
ZORPAS et al. (2003) ont mis en évidence de fortes teneurs de Cr et Cu dans les
fractions organiques et résiduelles dans des boues résiduaires non compostées, alors que
107
moins de 2 % des métaux soient présents dans la fraction échangeable et carbonates. Dans ces
mêmes boues, environ 83 % du Pb est lié à la fraction réductible et résiduelle et seuls le Zn et
le Ni présentent des quantités significatives dans toutes les fractions (autre qu’échangeable).
Ces auteurs montrent que le compostage de ces déchets n’affecte pas la distribution
d’éléments tels que Cd, Fe et Zn, alors qu’une immobilisation du Cr est observée à partir des
fractions réductible et organique en faveur de la fraction résiduelle et que le Pb passe de la
fraction réductible à la fraction résiduelle. Le Cu est apparemment transféré des fractions
organiques aux autres fractions, la fraction résiduelle et la fraction échangeable en particulier.
Ces auteurs ont expliqué que les changements produits au cours du compostage sont le
résultat de nombreux phénomènes :
- Dans la phase thermophile de compostage les fractions échangeables et carbonates sont
principalement affectées suite au changement du pH du milieu. Ce changement de pH est
attribué à une formation éventuelle d’acide acétique ou d’autres acides lors de la
décomposition de la matière organique des boues et à la variation de la teneur en ammonium
liée à l’action des bactéries protéolytiques (ZORPAS et al., 2000 ; ZORPAS et al., 2011).
- Des conditions toxiques et anoxiques en liaison avec la formation d’acide acétique et
d’ammonium (153) et ayant une grande influence sur la fraction réductible et organique.
Ces conditions mettent en évidence le rôle de la biomasse microbienne qui a été
examiné dans nombreuses études pour sa capacité d’absorbance (DE SILONIZ et al., 2002).
Ainsi, les différentes variétés d’activité microbienne et surtout celles de la phase thermophile
contribuent aux modifications chimiques ou physiques, en particulier celles concernant
l’augmentation des surfaces d’adsorption qui conduisent au changement de la distribution des
métaux dans les différents compartiments du compost.
La distribution des métaux dans les différentes fractions varie très significativement
d’une étude à l’autre en fonction des propriétés chimiques de la matrice étudiée, de son
origine, de l’élément en question, de la nature des extractants utilisés, de leur succession et
des paramètres expérimentaux de la méthode d’extraction utilisée.
108
VI.3.2 Devenir des ETM de boues et de compost dans le sol
Face au même risque d’accumulation des ETM dans le sol réglementé par le USEPA
Clean Water Act 503 Regulations, USEPA, (1993) et par l’arrêté du 8 janvier 1998,
l’épandage de compost de boues ou des boues elles-mêmes reste très dépendant de la
spéciation des ETM, des quantités, ainsi que des changements physico-chimiques et
biologiques entraînés dans le sol suite à l’application de ces résidus organiques.
Si l’impact des ETM issus des composts de boues ou des boues elles-mêmes sur le sol
est bien référencé, peu de travaux portent sur la spéciation comparative entre composts de
boues et boues initiales. SPOSITO et al. (1982) montrent que l’accumulation des métaux
lourds est inférieure dans les parcelles de sol qui reçoivent des boues liquides que celles qui
reçoivent du compost de ces boues et ils expliquent ce phénomène par une probable réduction
de la densité de la structure du sol suite à une application du compost de boues. Pour un même
apport de métaux lourds, l’application de compost de boues introduit une grande quantité de
solides organiques induisant une diminution importante de la densité de structure du sol.
SPOSITO et al. (1984) montrent aussi par ailleurs que dans des sols traités par un
compost de boues, les fractions fines des sols et principalement celles extractibles à l’EDTA
et à l’acide nitrique sont les plus sujettes à l’augmentation en ETM. Ils ont conclu à la
formation de carbonates des ETM étudiés présents dans la fraction EDTA suite à une
minéralisation progressive de la matière organique appliquée au sol. SIMS ET KLINE (1991)
et PICHTEL ET ANDERSON (1997) confirment que l’application du compost de boues
résiduaires dans des sols entraîne une augmentation des teneurs totales en ETM surtout dans
leurs fractions extractibles à la soude NaOH et à l’EDTA. TESSIER ET AL. (1979)
suggèrent que les métaux lourds puissent être liés à différentes formes de matières organiques
qui peuvent être dégradées sous des conditions oxydantes entraînant une libération de ces
métaux lourds sous des formes solubles.
Lors de l’application d’un compost de boues dans un sol, PICHTEL ET ANDERSON
(1997) constatent une réduction de la production d’avoine et expliquent ces variations par
une augmentation de la fraction bio disponible des éléments Cu, Pb, Zn. Cependant, d’autres
auteurs refusent l’argument d’une minéralisation lente des matières organiques dans les boues
109
qui pourrait libérer les métaux lourds sous des formes solubles. A l’opposé, ils suggèrent que
le résidu de décomposition des boues peut potentiellement maintenir la solubilité à un niveau
très bas (MCBRIDE, 1995). L’apport de matières organiques et surtout en substances
humique par le compost peut augmenter la quantité d’ETM fixés à la phase solide en
fournissant des sites supplémentaires (HARTER ET NAIDU, 1995; MURPHY ET
ZACHARA, 1994; KAEMERER et al., 1999; HALIM et al., 2003).
Selon PETRUZZELLI et al. (1994) relatent que, suite à une expérience de sorption et
une caractérisation analytique de l’extrait des boues résiduaires par spectroscopie infrarouge
et chromatographie HPLC, certains composés organiques dérivés des boues sont adsorbés sur
le sol en premier, et fournissent ainsi de nouveaux sites aux métaux lourds, contribuant par la
suite à une augmentation de la capacité d’absorption du sol. Selon d’autres travaux Logan et
CHANEY (1983) mentionnent que la capacité d’adsorption des boues peut excéder celle du
sol surtout celle d’un sol chargé en métaux lourds, LOGAN et al. (1997) suggère que la
contamination potentielle par les ETM apportés au sol par un compost de boues peut être
déterminée par leur biodisponibilité dans le sol, et que celle-ci, à son tour, est déterminée par
les formes chimiques de l’élément présentes dans le compost. TAYLOR et al. (1995)
remarquent que les teneurs en ETM dans les fractions soluble et échangeable mises en jeu
sont très faibles (< 1 % du total) quelles que soient les quantités apportées. PICHTEL et
ANDERSON (1997) montrent d’après des modèles de régressions multiples, que la fraction
KNO3+H20 n’est pas la seule fraction potentiellement bio-disponible, une partie infime des
autres fractions NaOH ; EDTA et HNO3 peuvent être aussi bio disponibles.
Ces auteurs proposent d’utiliser une démarche combinée fractionnement des métaux /
modèles de régression pour une prédiction de la bio-disponibilité de certains métaux lourds
dans les sols traités au compost de boues. D’autres recherches montrent que l’addition
d’autres paramètres physico-chimiques de la matrice dans ces modèles s’avère nécessaire
pour améliorer les équations de régression, parmi ceux-ci sont retenus la teneur en matière
organique, le pH, la teneur en oxydes de fer, etc. (TSADILAS et al., 1995).
VI.4. Les polluants organiques détectés dans les déchets organiques et les composts
VI.4.1. Propriétés des polluants organiques
Les polluants organiques sont des substances organiques communément définies à
partir de quatre propriétés (protocole internationale d’Aarhus ratifié le 24 juin 1998) : i) la
110
toxicité, ii) la persistance dans l’environnement, iii) le potentiel de bio-accumulation dans les
tissus vivants et l’augmentation des concentrations le long de la chaîne alimentaire, iv) le
transport sur de longues distances, loin du lieu d’émission. La prise de conscience de la
généralisation des problèmes de contamination par des polluants organiques s’est traduite par
l’établissement de « listes prioritaires » des substances dangereuses à surveiller. C’est par
exemple la « liste noire » de la Directive de l’Union Européenne n°76/464/CEE de 1976 qui
regroupe 132 OPs et qui vise à limiter les rejets et les émissions de ces polluants. Cette liste a
été traduite en droit français dans la circulaire n°90-55 du 18 mai 1990. Par mi les 132 OPs de
cette liste, on trouve des composés tels les poly (chlorodibenzo-dioxines) et-furanes
(PCDD/Fs), les polychlorobiphényles (PCB), les hydrocarbures aromatiques polycycliques
(HAP), ainsi que 40 pesticides. Par ailleurs, de nouvelles classes de composés toxiques ou
persistants s’ajoutent périodiquement pour le suivi de la qualité de l’environnement, c’est le
cas par exemple des retardateurs de flamme polybromés (BRF) (JANSSON et al., 1987).
Cependant, en plus de la seule considération de la toxicité aigüe, les effets
carcinogènes, les potentiels de perturbation du système hormonal, de la reproduction, ou
encore du système nerveux commencent à être pris en compte (BRÄNDLI, 2006). C’est le cas
par exemple des polluants dits « émergeants », tels les nonylphénols, les phtalates et les
résidus de médicaments, dont la pollution diffuse dans l’environnement peut poser des
problèmes de santé publique sur le long terme.
VI.4.2. Principaux polluants organiques détectés dans les déchets organiques et
les composts
Les déchets organiques soumis à des procédés de compostage et les composts finaux
peuvent être contaminés par des OPs suivant plusieurs voies de contamination : l’air
(déposition atmosphérique), l’eau (rejet des substances dans les eaux usées et sorption de ces
substances sur les boues de station d’épuration pendant le traitement des eaux), ou par
application directe (application de pesticides sur des couverts végétaux devenant des déchets
verts, administration de médicaments vétérinaires au bétail). Bien que certains composés
considérés comme OPs soient présents dans l’environnement à l’état naturel, leur origine est
principalement anthropique (SCHAUER et al., 2003). Les principaux OPs détectés dans les
composts sont présentés ici, une synthèse de leurs effets étant proposée dans le Tableau VI-
05.
111
- Les polychorobiphényls (PCB) sont formés par la substitution de 1 à 10 atomes de chlore
sur la structure biphényle. Ils sont caractérisés par une faible volatilité, une haute stabilité
thermique et une forte résistance à l’oxydation. Il s’agit des produits de synthèse de
fabrication industrielle qui ont commencé à être utilisés dans les années 1930 dans les encres
d’imprimerie, dans les peintures, en tant qu’isolants dans les transformateurs électriques
(BORJA et al., 2005). Bien que leur production industrielle ait été arrêtée dans les années
1980, ils sont toujours détectés dans l’environnement et l’élimination des anciens résidus
demeure un problème non entièrement résolu (BARRIUSO et al., 1996).
- Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) constituent un groupe de composés
comportant plusieurs noyaux benzéniques fusionnés entre eux. Ces composés peuvent être
émis naturellement (feux de forêt, éruptions volcaniques) mais la principale source d’émission
provient des activités humaines (combustion à haute température, produits pétroliers,
combustion des carburants des véhicules et de chauffage).
- Les polychlorodibenzo-dioxines (PCDD) et polychlorodibenzo-furanes (PCDF) sont
deux groupes de composés possédant trois cycles aromatiques, oxygénés et chlorés. Ces
composés ont en commun la propriété d’être très stables chimiquement, très peu solubles dans
l’eau, fortement lipophiles, entraînant leur bioaccumulation dans la chaîne alimentaire
(LEMIERE et al., 2008). Ils ne sont pas intentionnellement produits mais peuvent se former
lors de phénomènes thermiques à partir de produits organiques chlorés (incinération de
déchets, agglomération de minerai, aciérie électrique, industrie papetière).
- Les retardateurs de flamme bromés (BFR) forment un groupe varié de composés
organiques bromés utilisés pour prévenir la combustion et/ou retarder la propagation des
flammes dans une large gamme de produits industriels ou de consommation (appareils
électriques et électroniques, véhicules, éclairage et câblage, textiles, matériaux d’isolation). Ils
se caractérisent par un fort potentiel de bioaccumulation (DE WIT, 2002).
- Les alkylbenzènes sulfonates linéaires (LAS) sont des surfactants anioniques caractérisés
par des propriétés à la fois hydrophiles et hydrophobes. Leur structure comprend un noyau
benzénique portant un groupement sulfonate (partie hydrophile) et une chaîne aliphatique
(partie hydrophobe). Les LAS sont les surfactants anioniques les plus utilisés au monde dans
les détergents et les produits de nettoyage. Ils sont également utilisés comme émulsifiants et
entrent notamment dans la composition des engrais et des pesticides (JENSEN, 1999).
112
- Les nonylphénols éthoxylates (NPE) et leur produit de dégradation, le nonylphénol (NP),
sont des surfactants anioniques comportant des propriétés hydrophiles et hydrophobes. Leur
structure comprend un noyau benzénique portant un groupement phénol (partie hydrophile) et
une chaîne aliphatique (partie hydrophobe). Ils entrent dans la composition des détergents,
cosmétiques, émulsifiants, lubrifiants et pesticides (SOARES et al., 2008).
- Les phtalates sont des composés constitués d’un noyau benzénique portant deux
groupements carboxylates dont la taille de la chaîne alkyle peut varier. Le plus couramment
utilisé d’entre eux est le di (2-éthylhexyl) phtalate (DEHP). Ils sont utilisés comme additifs
assouplissants dans les matières plastiques (en particulier dans le polychlorure de vinyle,
PVC). Ils peuvent également entrer dans la composition des peintures, colles et encres.
- Les pesticides regroupent les composés qui sont utilisés pour contrôler le développement
d’organismes nuisibles pour les cultures comme les insectes (insecticides), les champignons
(fongicides) ou les plantes adventices (herbicides). Ils sont également utilisés en milieu
urbain. Plus de 2000 substances actives sont connues et plus de 600 sont couramment utilisées
(TOMLIN, 1997).
Par ailleurs, de nombreux autres OPs ont déjà été détectés dans les déchets organiques
et les composts. Les produits pharmaceutiques, les produits de soins personnels (hormones,
résidus de médicaments, cosmétiques) et les résidus de médicaments vétérinaires en sont
quelques exemples (HARRISON et al., 2006 ; KINNEY et al., 2006).
113
Tableau VI-05 : Synthèses des effets des OPs fréquemment détectés dans les
composts (World HealthOrganization, 1989, 1993,1998 ; ALDRICH
et DANIEL, 2003 ; Fiches toxicologiques de l’INRS)
Polluant
organique
Toxicité aiguë Toxicité chronique Cancérogène Perturbateur
endocrinien
PCB
Forte
Irritation des voix respiratoires
Effet sur le sang, le foie et le système
gastro-intestinal.
Effet sur la reproduction.
Oui
Supposé
HAP
Modérée
Effet sur le foie, le sang
Oui pour certains
HAP (ex .benzo (a)
pyrène)
Non
PCDD/F
Forte
Effet sur le système immunitaire, le
système nerveux et la reproduction
Oui
Supposé
Retardateurs de
flamme bromés
Modérée
Effet sur le foie, la rate, les ganglions
lymphatiques, l’estomac, la thyroïde.
Non
Oui (fonction
thyroïdienne)
LAS
Faible
Effet sur le rein, le foie, le système
gastro-intestinal
Non
Non
Nonylphénols
Modérée
Effet sur le foie, le rein
Effet promoteur
supposé
Oui (fonction
de
reproduction)
Phtalates Faible Effet sur le foie, le rein, les testicules
Supposé Supposé
(fonction de
reproduction)
PCB, polycholobiphényls ; HAP, hydrocarbures aromatiques polycycliques ; PCDD/F,
polychlorodibenzo-dioxines et –furanes ; LAS, alkylbenzènessulfonates linéaires.
VI.4.2. Teneurs en polluants organiques dans les déchets organiques et les
composts
Les tableaux VI-03, VI-05 présentent des exemples de teneurs en OPs et en pesticides
trouvées dans la littérature pour certains déchets organiques et composts. Les teneurs en HAP,
PCB et PCDD/F sont assez bien renseignées dans tous les types de substrats organiques. Les
boues de station d’épuration et les feuilles sont les déchets organiques présentant les teneurs
les plus élevées pour ces OPs. On observe un abattement des teneurs dans les composts finaux
par rapport aux teneurs en OPs des déchets organiques initiaux. Concernant les polluants «
émergeants », les teneurs dans les boues de station d’épuration et les composts de boues
commencent à être référencées, mais aucune étude n’a été trouvée pour les déchets verts, les
ordures ménagères et les composts réalisés à partir de ces déchets organiques.
114
Les déchets verts sont cependant susceptibles de présenter des teneurs élevées en
surfactants (NP et LAS) car ces substances sont fréquemment utilisées dans la composition
des produits phytosanitaires. Bien que leur toxicité soit moindre que celle des HAP, PCB et
PCDD/F, les niveaux de détection des phtalates, NP et LAS dans les déchets organiques sont
beaucoup plus élevés (de l’ordre du mg kg-1 MS) et demeurent élevés dans les composts
finaux.
L’étude des teneurs en pesticides dans les substrats organiques est difficile en raison
de la grande diversité des produits phytosanitaires et les niveaux de détections sont très
variables. D’une façon générale, les herbicides et les insecticides sont plus fréquemment
détectés que les fongicides. Le 2,3,4-T, le 2,4-D, l’atrazine, le glyphosate et son métabolite
l’acide aminométhyl phosphonique (AMPA) et le métolachor sont les herbicides dont les
niveaux de détections sont les plus élevés. Parmi les insecticides détectés, le carbaryl et le
chlordane présentent les plus fortes concentrations.
115
Tableau VI-06: Valeurs médianes et nombre d’observation (n) des teneurs en OPs dans
différents déchets organiques et composts trouvées dans la littérature
Substrats organiques
Référencesa Déchets
verts
[2] ; [4]
Boues
[1] ; [2] ; [5]
Biodéchets
[4]
Composts
de déchets
verts
[2] ; [4]
Composts
de boues
[2] ; [3]
Composts de
biodéchets
[4]
Herbicides
2,3,4-T
2 ,4D
Aminotriaole
Alachlor
Atraine
Dichlobénil
Diuron
Glyphosate
MCPA
788
1040
ND
749
4610
14
1
120
1
1150
268
304
3030
13
ND
NDb
6665
ND
Métabolite
AMPA :
1023
16.1-18.5
ND
Métolachlor
Oxadiazon
Terbutryn
trifluralin
1060
ND
1
142
ND
972
ND
156
10.5-11.5
ND
1
ND
Insecticides
Aldrin
Alpha-BHC
gamma-BHC
carbaryl
chlordane
alpha-chlordane
chlorpyrifos
4 ;4-DDD
4.4-DDE
4,4-DDT
diazinon
ND
2
4
22500
526
8
6
10
64
14 ; 52
47
991
0.13-12 ; 54
240 ; 2800
7 ; 360
2 ; 310
8 ; 120
2.9 ; 3.3
ND
ND
1
11000
400
6
5
8
4 ; 51
1 ; 81
16
0.13
240
7
2
8
dieldrin
endosulfan i
endosulfan ii
endosulfan sulfate
endrin
endrin ketone
endrin aldehyde
heptachlor
heptachlor epoxide
konofos
lindane
malathion
methoxychlor
paclobutrazol
parathion
9 ; 10
ND
5
ND
ND
ND
9
22
11
495
314
9 ; 314
2
235
280
0.00
2.1-3.4
7
2 ; 14
6
0.2
1 ;120
1 ; 95
21-98
ND
8 ;12
ND
ND
ND
ND
ND
ND
15
5
314
169
6 ; 507
1
104
3
2
2
7
2
6
1
0
8
8
ND
permethrin 55.3
(moyenne,
n=24) °
primicarb
toxopane
vamidothion
2
ND
170
6 ND
ND
170
ND
°moyenne ou valeur unique ; bƩ 7PCB ; Penta-bromodiphénylèthers ;
bƩ 9HAP ; bƩ 15
PCDD/F HAP, hydrocarbures aromatiques polycycliques ; PCB, polychlorodibenzo-dioxines
et furanes ; LAS, alkylbenzènes sulfonates linéaires.
116
Tableau VI-07: Teneurs en pesticides détectés dans différents déchets organique et compost trouvées dans la littérature
Substrat
Organique
µg/kg MS
µg/kg MS
µg/kg MS
DEHP
µg/kg MS
LAS
µg/kg MS
Retardateurs
de Flamme
µg/kg MS
Références
Ecorces 421 (n=18) 5 (n=20) 0.8 (n=4) Brandli et al, 2005
Tontes 9 (n=39) 0.8 (n=36) Brandli et al, 2005
Branches 10 (n=12) 0.5 (n=12) Brandli et al, 2005
Déchets
verts
1803 (n=31) 16 (n=41) 2.5 (n=12) Brandli et al, 2005
Feuilles 4710 (n=13) 37 (n=29) 3.4 (n=28) Brandli et al, 2005
Ordures
ménagères
635 (n=69) 15 (n=82) 2.2 (n=9) Brandli et al, 2005
Biodéchets 15b (n=8) 0.4 (n=9) Brandli et al, 2005
Boues
d’épuration
41390 (n=14)
11792a (n=31)
1500a (n=107)
6688 (n=12)
71 (n=14)
30b (n=87)
88b (n=11)
46a (n=1)
12.0 f (n=52)
40.4 (n=14)
67300(n=15)
8000a (n=1)
2700a (n=20)
21400 (n=5)
181000(n=8)
710500(n=8)
3335000a (n=1)
16500q (n=1)
10q;b
(n=20)
130q,d
(n=50)
Stevens et al, 2003
Litz, 2002
Nylund et al, 1992
Carlen et al, 2002
Carlen et al, 2002
Fromme et al, 2002
Petrovic et Barcelo, 2000
Bright et Healey,2003
Abad et al;2005
Kinney et al, 2006
Berset et Holzer,1999
Bago et al, 2005
Gibson et al, 2005
Stevens et al, 2001
La guardia et al, 2001
Composts de
déchets verts
1715 (n=23) 31 (n=33) 84 (n=28) Brandli et al, 2005
Composts de
boues verts
1150e (n=28) 18
b (n=28)
1640b (n=1)
89000(n=30)
14200 (n=3)
5710q (n=1)
33400 (n=3)
Abad et al, 2005
La guadia et al, 2001
Pakou et al, 2009
Composts
d’ordures
ménagères
1915 (n=78) 9.6 (n=124) 1300(n=51) Brandli et al, 2005
117
VI.5. La réglementation concernant les polluants organiques dans les composts.
Les normes d’application obligatoire NFU 44-095, relative aux composts de boues
(AFNOR, 2002), et NFU 44-051 (AFNOR, 2006), relative aux amendements organiques,
garantissent une certaine innocuité des composts en fixant des teneurs maximales en polluants
organiques HAP et PCB (Tableau VI-08) ; des teneurs limites pour 9 éléments traces
métalliques, en inertes et en impuretés sont également réglementées.
Tableau VI-08: Seuils et flux en polluants organiques dans les normes NFU 44-095
(AFNOR, 2008) pour les composts de boues et NFU 44-051 (AFNOR, 2006)
pour les autres amendements organiques.
Flux limites
annuels
moyens sur
10 ans
g ha-1
an-1
Teneurs limites
Mg kg-1
MS
HAP Fluoranthène
Benzo(b)fluoranthène
Benzo(a)pyrène
6
4
2
4
2.5
1.5
Pour la norme NFU 44-095 Seulement :
PCB Somme de 7 PCB
(28+52+101+118+138+153+180) 1.2 0.8
HAP, hydrocarbures aromatiques polycyclique, PCB, polychorobiphényls.
Au niveau européen, le document de travail de la future Directive Européenne sur les
boues et les composts de boues (European Commission, 2000) prévoit d’élargir les OPs
réglementés à certains polluants « émergeants » (tensioactifs, plastifiants) mais également aux
composés organiques halogénés et PCDD/F (Tableau VI-09).
Par contre, aucun seuil règlementaire en OPs n’est prévu dans le document de travail
de la future Directive Européenne sur les bio déchets et composts de bio déchets (European
Commission, 2001).
118
Tableau VI-09: Seuils en OPS fixés par le document de travail de la future Direstive
Européenne sur les boues et les composts de boues (Europe an Commission, 2000)
Teneurs limites mg/kg
-1 MS
AOX (Somme des composès organiques halogénés)
500
LAS
2600
DEHP
100
NPE
(nonylphénol et les éthoxylates de nonylphénol à 1 ou 2
groupements groupements éthoxy).
50
Somme de 9 HPA
(acenapthène + phenanthrène + fluorène, flouranthène +
pyrène + benzo (b+j+k) fluoranthène + benzo(a)pyrène +
benzo(ghl)perylène + indeno(1,2 ,3-c, d)pyrène)
6
Somme de 7PCB
(28+52+101+118+138+153+180)
0.8
PCDD/F
100 ng TE a Kg
-1 MS
VI.6. Le devenir des polluants organiques au cours du compostage
Au cours du compostage, les OPs sont susceptibles d’être transformés en métabolites,
minéralisés, volatilisés, lixiviés et sorbés sur la matière organique (MICHEL et al., 1995), en
fonction de l’évolution des propriétés de la matière organique, de l’activité microbienne
(HADERLEIN et al., 2006) et des propriétés spécifiques des OPs (HARTLIEB et al., 2003).
La sorption des OPs sur la matière organique peut potentiellement réduire la disponibilité des
OPs vis-à-vis des microorganismes dégradants.
Cette diminution de la disponibilité peut s’accentuer lors de la formation de résidus
non extractibles (résidus liés) qui restent présents dans le compost après extraction par les
techniques usuelles (BARRIUSO et al., 2008). La différenciation des trois processus de
minéralisation, volatilisation et formation de résidus liés n’est pas possible avec des
techniques classiques d’analyse (chromatographie, par exemple), cela nécessite l’utilisation de
polluants radiomarqués au 14
C. Dans de nombreuses études n’utilisant pas de 14
C-OPs, le
terme de « dégradation » est employé pour faire référence à la diminution des quantités des
119
OPs extraites au cours du compostage. Le terme de « dissipation » est préféré ici : il fait
référence à la fois à la volatilisation, la minéralisation, la lixiviation et la formation de résidus
liés alors que le terme de « dégradation » fait référence aux transformations chimiques,
physiques ou biologiques des OPs en métabolites.
VI.6.1. La dissipation des polluants organiques au cours du compostage
Des références récentes apparaissent dans la littérature sur la dissipation des OPs au
cours du compostage (sans utilisation de 14
C). Les études portant sur l’évolution des HAP,
PCB, PCDD/F, phtalates, LAS et NP au cours du compostage (avec des substrats organiques
seulement, i.e. sans sol) ont été recherchées et analysées pour cette synthèse bibliographique.
Ces données portent sur tous les types de composts, sur des expériences de
compostage conduites en pilotes ou en plates formes, sur l’évolution réelle des OPs ou celle
de déchets organiques artificiellement contaminés.
Les études ne présentant pas de façon suffisamment claire les conditions de
compostage, celles pour les quelles le compostage n’a pas réussi (e.g. une température ne
dépassant pas 45°C pendant la phase thermophile, conditions anaérobies) et celles pour
lesquelles les données sont reportées dans des graphiques sans commentaires détaillés dans le
texte ne sont pas considérées. Cette sélection réduit les 25 références initialement trouvées à
16. Dans ces études, la dissipation des OPs peut être exprimée sur la base de l’évolution de la
concentration en OP, faisant référence à la différence entre la concentration initiale et finale
en OP. Il faut souligner que dans ce cas, lorsque la dégradation de la matière organique est
plus rapide que la dissipation du OP, la concentration en OP augmente au cours du
compostage, le pourcentage de dissipation est alors négatif. Dans quelques études, le
pourcentage de dissipation des OPs fait référence à la différence entre les quantités initiale et
finale en OP (la diminution de la masse de matière organique au cours du compostage est
prise en compte).
Enfin, en considérant l’évolution de la température reportée dans chaque étude, le
pourcentage de dissipation des OPs est attribué à la phase thermophile ou à la totalité du
compostage. Dans la plupart des cas, la dissipation des HAP est observée (Figure VI-01, A et
B). La dissipation médiane est seulement négative pour le benzo[k] fluoranthène à la fin du
compostage (- 2 %) et varie de 10 % pour le chrysène, à 100 % pour l’acénaphthène et le
dibenzo[a,h]anthracène. Les pourcentages de dissipation sont généralement plus élevés
lorsque l’on considère la totalité du compostage plutôt que la seule phase thermophile. Moins
120
de références portent sur le devenir des PCDD/F et PCB au cours du compostage. Pour ces
OPs, les concentrations augmentent fréquemment au cours du compostage car la matière
organique est dégradée plus rapidement (Figure VI-01 et Tableau VI-10). Pour le LAS, la
valeur médiane de dissipation au cours du compostage est de 85% à la fin de la phase
thermophile. La dissipation est de 87 % pour le NP, 62 % pour le DEHP et 46 % pour le
DEHP à la fin du compostage.
Dans la plupart des cas, les concentrations en OPs diminuent au cours du compostage,
l’intensité de la dissipation variant avec la nature des OPs. Cependant, la distinction entre les
différents processus de minéralisation, volatilisation et formation de résidus liés nécessite
l’utilisation de 14
C. De plus, il serait intéressant de disposer de plus d’information sur
l’influence des paramètres de compostage, comme la température, sur le devenir des OPs.
Source: Amir et al., 2005b ; Beauchamp et al. , 2002 ; Brändli et al., 2007 ; Gibson et al. , 2007;
Lazzari et al., 2000 ;Oleszczuk, 2006 ; Oleszczuk, 2007, Hafidi et al., 2008 ; Hua et al., 2008.
121
Figure VI-01: Distribution des pourcentages de dissipation (calculés à partir des
concentrations) pour les HAP, en fin de la phase thermophile (A) et en fin de compostage (B)
et pour les PCB, en fin de la phase thermophile (C) et en fin de compostage (D).
Les 2 extrémités des boîtes correspondent aux 25ème
et 75ème
percentiles, et les barres
verticales à droite et à gauche correspondent aux 10ème
et 90ème
percentiles. Le trait plein dans
les boites correspond à la médiane, le trait pointillé à la moyenne. Les points correspondent à
des valeurs extrêmes.
Tableau VI-10 : Distribution des pourcentages de dissipation des PCD D/F, DEPH, LAS et
NP au cours du compostage (calculés à partir des concentrations, sauf pour deux études)
Phase thermophile Totalité du compostage
Références
Polluant
organique
Du
rée
du
co
mp
ost
ag
e
No
mb
re d
’éch
an
till
on
No
mb
re d
e d
étec
tio
ns
Dissipation des OP
en concentration
Du
rée
du
co
mp
ost
ag
e
No
mb
re d
’éch
an
till
on
No
mb
re d
e d
étec
tio
ns
Dissipation des OP
en concentration
médiane
(minimum,
maximum)
Mo
yen
ne
(ou
vale
ur
un
iqu
e)
médiane
(minimum,
maximum
Mo
yen
ne
(ou
vale
ur
un
iqu
e)
jour-1 % % jour-1 % %
TCDD
OCDD
PCDD PCDD
/PCDF TCDF
OCDF
PCDF
56-77 2 2 -40 -40
77 1 1 (-125 ; 45) -451
77 1 1 -438
77 1 1 -71
77 1 1 -50
77 1 1 -48
Hackett et al., 1991
Krauss et al., 1994
DEHP
Phtalates
DEHP
49 1 1 31
25 7 7 96
89
(69 ; 99 )
85-180 5 5 62 (18 ; 94) 58
85 2 2 46
46
(34 ; 58 )
Amir et al., 2005a
Gibson et al., 2007
Marttinen et al., 2004
Moeller and Reed,2003
LAS LAS 30-60 5 5 85(77 ; 99) 85 Pakou et al., 2009
122
VI.7. La minéralisation des polluants organiques au cours du compostage
La détection des quantités de CO2 dégagées par la minéralisation des OPs par rapport
aux quantités dégagées par la minéralisation la matière organique au cours du compostage
nécessite l’utilisation de radio-isotopes. Le marquage des OPs au 14
C permet de suivre
l’évolution de leur minéralisation à de très faibles teneurs, en piégeant le 14
C- CO2 dégagé
dans de la soude et en dosant la concentration de radioactivité par scintillation en milieu
liquide. Peu d’études portent sur les potentiels de minéralisation des OPs au cours du
compostage et celles qui ont été trouvées concernent uniquement certains HAP et pesticides.
Elles mettent en jeu deux méthodes : la première est l’incubation de 14
C-OPs et de composts
prélevés à différents stades de compostage, la seconde est la contamination artificielle de
déchets organiques initiaux avec des 14
C-OPs et la réalisation du compostage des déchets
organiques.
Les potentiels de minéralisation des HAP (anthracène, fluoranthène, pyrène, benzo
[a]anthracène, benzo [a]pyrène, benzo [a,h]anthracène) sont supérieurs lors d’incubations de
composts prélevés en phase de maturation que lors d’incubations de composts prélevés aux
autres phases du compostage (Tableau VI-11). Les champignons de la pourriture blanche
isolés dans les composts pendant les phases de refroidissement et de maturation sont connus
pour détenir l’équipement enzymatique nécessaire à la dégradation d’une large gamme de
OPs, incluant les HAP (HAMMEL, 1995). Selon HADERLEIN et al. (2006), des bactéries
seraient plutôt responsables de la minéralisation des HAP au cours du compostage. Seuls le
phénanthrène présente des potentiels de minéralisation très hétérogènes, variant de 2 % à 73
% du 14C initial, en fonction du type de compost et de sa phase de prélèvement. Par ailleurs,
les températures thermophiles semblent limiter la dégradation des HAP par rapport aux
températures mésophiles. En phase de maturation, les potentiels de minéralisation maximum
de l’anthracène s’élève à 50 % du 14
C initial, 74 % pour le fluoranthène, plus de 60 % pour le
pyrène, 45 % pour le benzo [a] anthracène, 29 % pour le benzo [a] pyrène, et 13 % pour le
dibenzo[a,h]anthracène. Concernant les pesticides ou leurs métabolites étudiés (2,4-D, 2,4-
dichlorophénol, 2-chlorophénol), les potentiels de minéralisation observés lors d’incubation
dans des composts sont assez faibles (52 %, 20 % et 20 % du 14
C initial, respectivement).
Lors des expériences de compostage avec suivi de la minéralisation des 14
C-OPs
ajoutés en début de compostage, les potentiels de minéralisation du pyrène et du 2,4-D sont
identiques aux potentiels trouvés par incubation (Tableau-VI.12). Pour les autres pesticides
123
étudiés (diazinon, pendiméthalin, simazine, atrazine, carbaryl) les potentiels de minéralisation
sont globalement faibles (< 15 % du 14
C initial).
Ces études révèlent une réelle capacité d’épuration de certains OPs comme les HAP
lors du traitement des déchets organiques par compostage. La biodégradation des OPs
semblent principalement réalisée par co-métabolisme, ce qui signifie que les microorganismes
ne retirent aucun bénéfice (source d’énergie ou de matière) du métabolisme des OPs. Les
réactions de dégradation des OPs sont catalysées par des enzymes synthétisées par les
microorganismes en présence d’un substrat permettant leur croissance, comme la matière
organique subissant le compostage (BARKER et al., 2002 ; KOCAMEMI et ÇEÇEN, 2009).
La composition du substrat organique est donc susceptible d’influencer le développement de
populations microbiennes adaptées à sa dégradation et dont l’équipement enzymatique
influence à son tour les potentialités de dégradation des OPs. Aucune référence mettant en
évidence le développement de communautés microbiennes utilisant les OPs comme seule
source de C et d’énergie (métabolisme spécifique) au cours du compostage n’a été trouvée
dans la littérature. Par ailleurs, aucune donnée ne semble disponible concernant les potentiels
de minéralisation des OPs « émergeants » au cours du compostage. Ces OPs présentent
pourtant de très forts potentiels de dissipation qu’il serait intéressant de caractériser.
Tableau VI-11 : Potentiels de minéralisation des 14
C –OP au cours d’incubation dans des
échantillons de compost prélevés à différents stades de compostage trouvés dans la littérature.
124
Polluant
organique
Type de
compost
Phase du compostage
choisie pour le
prélèvement du
compost incubé
Température
d’incubation
Duré
e
Minéralisatio
n du 14
C-OP
Réf
c jours % 14
c initial
anthracène
Ordures
ménagères
thermophile
maturation
5 semaines à 50 C.1
semaine de transition, 4
semaines à 22 C
22
70
70
12 ± 4 C
50 ± 15
[1]
phénanthène déchets
verts
thermophile
de refroidissement
22
60
22
60
111
111
111
111
17
1.5
8
1.5
[2]
phénanthréne
biodéchets
Boues et
déchets
verts
Ordures
ménagères
thermophile
maturation thermophile
maturation
thermophile
maturation
12 jours à 60 C ,30
jours à 28 C.
28
28
12 jours à 60 C, 30
jours à 28 C.
28
28
12 jours à 60 C, 30
jours à 28 C.
28
28
42
42
32
42
42
32
42
42
32
9
73
64
60
68
71
2
2
50
[3]
fluoranthène déchets
verts non précisé 22 et 60 91 < 4 [2]
HA
P
biodéchets
boues et
dechets
verts
ordures
ménagères
thermophile
maturation thermophile
maturation
thermophile
maturation
12 jours à 60 C ,30
jours à 28 C.
28
28
12 jours à 60 C, 30
jours à 28 C.
28
28
12 jours à 60 C, 30
jours à 28 C.
28
28
42
42
140
42
42
140
42
42
140
0
5
63
0
2
68
0
0
74
[3]
pyrène déchets
verts
mésophile
thermophile
maturation
ambiante
ambiante
55
Ambiante
>90
>90
>90
>90
> 50
> 50
> 0
> 60
[4]
dibenzo(a,n)-
anthracène
thermophile
maturation
5 semaines à 50 C, 1
semaine de transition, 4
semaines à 22 C.
22
70
70
0.4 ± 0.1
13 ± 7
[1]
125
Tableau VI-12. Potentiels de minéralisation, de formation de résidus liés et de volatilisation
des 14
C-OP au cours de compostages selon la littérature.
Polluant
organique
Déchets
organiques
compostés
Gestion de la
température
Durée Minéralisat
ion du 14 C-
OP
Formation
de résidus
liés
Volatilisa
tion
Référ
ences
jours % 14 C initial
HA
P
Phénanthrène
pyrène
boues (+
palettes)
biodéchets (+
déchets verts)
Accompagngnement a
Accompagngnement a
18
370
1
60
16
24
[1]
[2]
Pes
tici
de
2.4-D
Diazinon
Pendiméthalin
simizine
déchets verts
déchets verts
déchets verts
biodéchets (+
déchets verts)
déchets verts
Profil imposé
Stable à 55°C
Profil imposé
50
50
54
48
18
11
20
32
0
0
3
[3]
[4]
Non précise
Accompagngnement a
50
200
13
8
65
64
[5]
[2]
atrazine Stable à 37°C 160 4 [6]
carbaryl boues (+
palettes)
Accompagngnement a 18 4 86 [1]
a les parois extérieures des pilotes sont chauffées en fonction de la température interne du
compost [1] RACKE ET FRINK, 1989 ; [2] HARTLIEB et al., 2003; [3] ; MICHEL et al.,
1995 ; [4] MICHEL et al., 1997 ; [5] MICHEL et al., 1996 ; [6] RAO et al., 1995.
benzo(a)-
anthracène
thermophile
maturation
5 semaines à 50 C, 1
semaine de transition, 4
semaines à 22 C.
22
70
70
4 ± 2
45 ± 17
[1]
benzo(a)-
pyrène
biodéchets
boues et
dechets
verts
ordures
ménagères
thermophile
maturation thermophile
maturation
thermophile
maturation
12 jours à 60 C ,30
jours à 28 C.
28
12 jours à 60 C, 30
jours à 28 C.
28
12 jours à 60 C, 30
jours à 28 C.
28
42
140
42
140
42
140
0
4
0
4
1
29
[3]
benzo(a)-
pyrène
thermophile
maturation
5 semaines à 50 C, 1
semaine de transition, 4
semaines à 22 C.
22
70
70
0.4±0.1
13 ± 7
[1]
126
VI- 8. La formation des résidus liés au cours du compostage
La formation de résidus liés est également très peu étudiée au cours du compostage.
Deux études ont été trouvées concernant les HAP, montrant un faible potentiel de formation
de résidus liés pour ce groupe de OPs (Tableau VI-12). Pour les pesticides, les potentiels de
formation des résidus liés sont très variables, de 20 % du 14C initial pour le 2,4-D à 86 %
pour le carbaryl.
La formation de résidus liés a été beaucoup plus étudiée dans les sols, et certains
mécanismes mettant en jeu la matière organique du sol peuvent être transposés dans le cadre
du compostage. Les résidus liés peuvent tout d’abord être formés par stabilisation physique
des OPs. Il s’agit d’un piégeage des OPs dans la nano-porosité des composés humiques de la
matière organique d’où les molécules peuvent difficilement échapper par diffusion
moléculaire, ce qui réduit ou supprime leur mobilité (CALVET et al., 2005). Les résidus liés
peuvent également se former par stabilisation chimique faisant intervenir des liaisons qui
s’établissent à la suite de réactions de conjugaison avec la matière organique (KÄSTNER et
al., 1999 ; CALVET et al., 2005). (KÄSTNER et al., 1999 ; CALVET et al., 2005). Comme
la stabilisation physique, la stabilisation chimique est précédée par la sorption qui amène les
molécules au contact des surfaces adsorbantes pastel-00546943, version 1-15 Dec 2010 de la
matière organique. Par ailleurs, de nombreux résultats expérimentaux montrent l’existence
d’une relation directe entre l’activité microbienne et le taux de formation des résidus liés.
(BENOIT et BARRIUSO, 1997 ; KÄSTNER et al., 1999 ; VESSIGAUD et al., 2007 ;
BARRIUSO et al., 2008). Bien que les mécanismes ne soient pas totalement compris,
plusieurs hypothèses ont été proposées. Les 14
C-OPs (BARRIUSO et al., 2008) ou le 14
C-CO2
issu de la minéralisation des 14
C-OPs (BARRIUSO et al., 2008) pourraient être incorporés à
la biomasse microbienne en phase de croissance.
La présence d’une activité microbienne importante favorise la diffusion d’enzymes
extracellulaires dans le milieu susceptibles de catalyser les réactions chimiques d’oxydation
entre la matière organique et les 14
C-OPs (KÄSTNER et al., 1999) . De plus, les
microorganismes dégradent les 14
C-OPs en métabolites qui peuvent être plus réactifs que les
molécules mères (notamment pour les HAP), présentant un fort potentiel pour former des
résidus liés (KÄSTNER et al., 1999) et des propriétés moléculaires plus favorable à la
diffusion dans la nano-porosité (VESSIGAUD et al., 2007).
127
Plusieurs facteurs agissent sur les mécanismes impliqués dans la stabilisation des OPs
sous forme de résidus liés. En premier lieu, la nature du OP à une forte influence, certains
groupes chimiques ont été identifiés comme très réactifs (aniline, phénol). La nature de la
matière organique influence également le potentiel de formation des résidus liés. Pour certains
OPs, la matière organique non humifiée montre plus d’affinité pour la formation de résidus
liés que la matière organique humifiée (BARRIUSO et al., 2008). Le potentiel de formation
de résidus liés serait donc plus important en début de compostage qu’en fin de procédé. Enfin,
un dernier facteur agissant sur la formation des résidus liés serait la nature de la microflore
présente. VESSIGAUD et al. (2007) montrent qu’en présence d’une microflore dégradante
non spécifique dans les sols, la formation de résidus liés est beaucoup plus importante qu’en
présence d’une microflore dégradante spécifique. La première aboutirait à des dégradations
partielles et l’accumulation de métabolites formant des résidus liés alors que la seconde serait
plus efficace pour assurer la minéralisation complète des OPs.
VI.9. La sorption des polluants organiques sur la matière organique au cours du
compostage
BENOIT et al. (1996) ont montré que la sorption de certains pesticides sur un compost
mature était plus importante que sur des déchets organiques initiaux. Il a été proposé que la
lignine, présente en plus forte proportion dans le compost mature par rapport aux déchets
organiques initiaux, soit responsable de cette plus forte capacité de sorption. Elle semble en
effet avoir des propriétés de sorption supérieures à la cellulose (XING et al., 1994). Dans une
autre étude, VERGE-LEVIEL (2001) a comparé les propriétés de sorption de trois HAP et
deux pesticides sur des composts prélevés en phase thermophile ou en phase de maturation.
Des variations des propriétés de sorption au cours du compostage ont été mises en évidence
sans relation claire avec les caractéristiques des OPs, le type de compost et le degré de
maturité.
L’évolution des propriétés de sorption des OPs au cours du compostage, et les effets
potentiels de cette sorption sur la disponibilité des OPs vis-à-vis des microflores dégradantes
restent peu étudiés dans la littérature.
128
Conclusion de l’étude bibliographique et objectifs de travail
La synthèse bibliographique que nous avons travaillée a montré qu’un grand nombre
d’études préconisent la valorisation des boues de station d’épuration et des déchets verts par
la technique du co-compostage permettant de produire un amendement organique riche en
matière organique stable et humifiée. Ce procédé aérobie se déroule suivant deux phases
principales. La première est caractérisée par une forte activité biologique en début de
compostage, engendrant une forte minéralisation des matières organiques et une élévation de
la température. La seconde est une phase de maturation pendant laquelle les processus
d’humification engendrent une stabilisation de la matière organique. La voie naturelle de
valorisation par compostage comporte de nombreux avantages notamment la réduction des
volumes de déchets, l’hygiénisation et la stabilisation de la matière organique.
L’incorporation de compost aux sols s’avère efficace pour lutter contre la dégradation de la
surface des sols et améliorer sa porosité et sa structure. Les applications de compost dans les
sols permettent également une diminution de l’apport des engrais minéraux lixiviables.
Elle concerne aussi les aspects biochimiques du compostage. Les composés
organiques potentiellement retrouvés dans les composts de boues de station d’épuration et de
déchets verts sont ainsi distingués en substances non-humiques et substances humiques. Les
substances non-humiques sont décrites à travers la composition chimique des glucides
notamment les polysaccharides (cellulose et hémicelluloses), la lignine, le complexe
lignocellulosique, les lipides, les protéines, les tanins et les polyesters lipidiques (la cutine et
la subérine). Les substances humiques sont des composés organiques stables, impliqués dans
de nombreux processus au sein des composts et dont la structure moléculaire est mal connue.
Le compostage entraîne la minéralisation ou l’humification des matières organiques,
l’humification se faisant à partir de quatre voies théoriques de formation.
La suite de la synthèse bibliographique s’est focalisée sur le concept de qualité des
composts et notamment sur la maturité des matières organiques. Dans ce but, une description
non exhaustive des différentes techniques d’étude de la stabilisation des matières organiques
(RMN, spectroscopie UV, IR) ainsi que des critères d’évaluation de la maturité des composts
a été effectuée.
Cependant, il est primordial de connaître l’état et la qualité des composts utilisés
comme amendement dans le cadre d’une bonne gestion de ces amendements organiques. En
129
effet, des composts immatures peuvent produire des effets néfastes tels que des déficiences en
N pour les plantes ou des effets phytotoxiques lors de leur application aux sols. Il existe donc
de nombreuses méthodes chimiques et biologiques d’évaluation de la stabilité, de la maturité
et du pouvoir amendant des composts.
Le premier objectif de ce travail a été d’entreprendre d’explorer les mécanismes
physico-chimiques et biologiques impliqués dans le compostage de boues de station
d’épuration et de déchets verts. Ainsi, les paramètres physico-chimiques tels que la
température, l’humidité, le pH, le carbone, l’azote, le rapport C/N, les teneurs en matières
organiques, en acides humiques et fulviques, d’autre part les spectres obtenus en
spectroscopie UV - visible et en Résonance Magnétique Nucléaire 13C du solide et, enfin, des
paramètres biologiques tels que l’étude des communautés microbiennes.
Le second objectif a été de proposer et d’expérimenter un nouvel outil d’évaluation de
la qualité des composts synthétisant l’information issue des différents paramètres utilisés.
Nous aborderons en premier.
130
PARTIE II
TECHNIQUES EXPERIMENTALES
131
Chapitre 1
Descriptions des sites d’étude &
Matériels et méthodes analytiques
La réalisation de l’analyse bibliographique a permis d’effectuer une base de données,
facilitant l’accès à l’information et à son exploitation. Des dysfonctionnements dans les
procédés de compostage sont apparus à l’issue de cette analyse permettant de sélectionner
des indicateurs performants pour les évaluer. Ces derniers devront être validés sur des sites
afin de considérer les conditions spécifiques de chacun. La méthodologie d’expertise est un
outil de vérification du fonctionnement de la filière compostage. Elle engendre des mesures
correctives pour perfectionner celle-ci et améliorer la qualité et la quantité du produit : le
compost. Ce chapitre présente l’axe logique de réflexion, qui a fait naître les indicateurs de
performance et mène également à la description des sites d’application de cette méthodologie
élaborée, se base sur le suivi de paramètres pertinents et rationnels de déchets en phase de
traitement. Les déchets entrant dans la chaîne se transforment au cours du procédé, en
compost.
132
I. Introduction
Cette étude s’est focalisée sur le compostage des boues de station d’épuration issues
du traitement des eaux usées de la ville de Sidi Bel Abbes. Ce compostage nécessite l’ajout
initial d’un substrat carboné structurant : les déchets verts composés de (Paille de blé, Fumier,
Sciure de bois, Feuilles mortes). Le procédé de compostage étudié dans un composteur en
bois de dimension (1.5 m3) en mélangeant 60 % des boues et 40 % de déchets verts. Au cours
du processus, nous avons suivi les différents paramètres physico-chimiques qui influencent la
qualité et la maturité d’un compost, ainsi que le devenir de certains métaux lourds (Cu, Zn,
Pb, Ni).
II. Matériels et Méthodes
II.1. Procédé de compostage expérimental
Cette étude a été exécutée pendant une période de neuf mois, les boues d’épuration on
été recueillie de la station d’épuration de traitement aérobie de la ville de Sidi Bel Abbes
(Ouest -Algérie). Les boues épaisse à 60 % on été mélange avec des déchets verts à 40%
(Paille de blé 10 %, Fumier 10 %, Sciure de bois10 %, Feuilles mortes10 %), dans un
composteur en bois de (1.5 m3) de volume, Pour aérer le mélange un brassage est effectué
tout les 15 jours.
Une présentation du composteur fabriqué est fournie dans la Figure I-1.
a
b
Figure I-1 : Représentation du composteur; (a) le composteur et (b) les trous dans les parois et
dans le fond
133
II.2. Echantillonnage des composts
L’échantillonnage est réalisé par quartage d’après la norme U44-101 durant tout les
mois de compostage. Des prélèvements élémentaires sont réalisés lors du retournement de
l’andain si celui-ci coïncide avec la date de prélèvement, ou en plusieurs endroits d’une
tranchée transversale à l’andain. Ces prélèvements élémentaires sont réunis en un échantillon
global d’une masse d’environ 01 kg, homogénéisée par mélange. Constituant l’échantillon
pour laboratoire. Une partie de l’échantillon est stockée en chambre froide avant analyses sur
produits frais. Le reste est séché à l’air pour les différentes analyses sur produit sec.
III. Caractérisations physiques et chimiques
Les échantillons de compost utilisés pour les analyses physico-chimiques ont été
tamisés à 20 mm, puis broyés à 1 mm.
III.1. Mesure de la température
Avant le prélèvement d’un compost, la température est mesurée à l’aide d’un
thermomètre électronique équipé d’une sonde de pénétration.
III.2. Mesure du pH
Dans un bécher, 10 g de compost tamisé ont été mélangés à 100 mL d’eau distillée. La
mesure du pH est effectuée après dix minutes d’homogénéisation à température ambiante à
l’aide d’un pH mètre Metrohm.
III.3. Humidité et matière sèche
L’humidité (H%) doit être déterminé le plus rapidement possible, pour limiter les
pertes par évaporation. Immédiatement après l’échantillonnage, une partie aliquote de chacun
des composts tamisés à 20 mm a été séchée dans une étuve à 105 °C. L’ensemble est pesé
avant et après passage à l’étuve. Le séchage est considéré comme complet lorsque la masse
est constante (environ 48 heures). La matière sèche (MS%) est le taux complémentaire du
degré d’humidité.
134
H% = 100 -% MS
Soit
- Mo : masse de l’échantillon brute (g)
- M1 : masse de l’échantillon après passage à l’étuve (g)
- % MS : pourcentage de matière sèche contenu dans l’échantillon
- % H : pourcentage d’humidité contenu dans l’échantillon.
III.4. Carbone organique et matière organique
La matière organique, qui renferme en moyenne 58 % de carbone, est estimée à partir
du carbone organique déterminé par la méthode de WALKLEY ET BLACK décrite par
Nelson et Sommers. Le carbone d’1 g de compost est oxydé en présence de 20 ml d’acide
sulfurique par 10 ml de bichromate de potassium K2Cr2O7 N. Après agitation puis un repos de
30 minutes, la réaction est arrêtée avec 200 ml d’eau distillée, 10 ml de chlorure de baryum
BaCl2 et 5 ml d’acide orthophosphorique H3PO4. On titre l’excès de bichromate de potassium
par le sulfate ferreux FeSO4 0,5 N en présence de quelques gouttes de diphénylamine jusqu’à
l’obtention d’une couleur vert- clair. Le carbone organique est converti en matière organique
en le multipliant par le facteur 1.724.
III.5. Taux de cendre
Le taux de cendres et le taux de décomposition sont calculés après calcination
d’échantillon sec à 550 °C (l6h).
III.6. Azote Total Kjeldahl, NTK, % MS
L’azote NTK, somme de l’azote ammoniacal et de l’azote organique, est mesuré selon
la norme AFNOR ISO 11261, juin 1995 et selon BARRENA et al., (2010). Les échantillons
séchés à 105 °C sont minéralisés dans un « minéralisateur » pendant 1 heure à 180 °C puis
pendant 2 heures à 360 °C en milieu acide et en présence d’un catalyseur (K2SO4 et Se). Les
résidus obtenus après digestion sont distillés après neutralisation de l’excès d’acide par la
lessive de soude 30 %.
Le distillat est récupéré dans un erlenmeyer avec de l’acide chlorhydrique (0.1M). Le
dosage réalisé avec de la soude (0.1M) et du rouge de méthyle permet de déterminer les
teneurs en azote de l’échantillon. Les masses d’échantillons analysées sont faibles de l’ordre
de 0.1g. Les essais ont déterminé la quantité d’échantillon, la mieux adaptée, en fonction du
135
stade de maturation. Cette masse s’échelonne entre 0.1 à 1g. Plus la quantité d’échantillon est
importante, plus la durée de minéralisation devra être longue. Pour une quantité 0.1g, la durée
de minéralisation est d’une heure à 180 °C et de deux heures à 360 °C. La teneur en azote
NTK est exprimée à ± 0,1mg N-NTK/ Kg Ms.
Avec
- Vo : Volume de la solution de soude utilisé pour l’essai à blanc (mL)
- V1 : Volume de la solution de soude utilisé pour le dosage de l’échantillon (mL)
- C : Concentration de la solution de soude utilisée lors du titrage (mol/L)
- M : Masse de la prise d’essai (g).
III.7. Rapport C/N
L’évolution du rapport C/N est souvent considérée comme indicateur d’une bonne
dégradation d’un substrat organique solide au cours de la fermentation. Ce rapport C/N est
calculé à partir des valeurs de Corg mesuré par oxydation et de la quantité d’azote N mesurée
par la méthode NTK.
III.8. Dosage des ions ammonium et nitrate
L’azote minéral (ammoniums et nitrates) a été déterminé par la méthode d’extraction
au chlorure de calcium. Les ions ammoniums de 10 g de compost sont déplacés par agitation
une heure avec 100 ml de solution aqueuse de CaCl2 à 0.01 M, puis 50 ml du filtrat sont
prélevés dans un tube contenant 0.5 g d’oxyde de magnésium MgO pour réduire NH4+
en
NH3. Le mélange est distillé à la vapeur d’eau et l’ammoniac est récupéré dans un Erlenmeyer
contenant 10 ml d’H3BO3 (l’acide borique en excès piège l’ammoniac et ne réagit pas avec lui
car il est faible) et trois gouttes d’un indicateur coloré mixte (rouge de méthyle - bleu de
méthylène), jusqu’à l’obtention d’un volume de 75 ml. Ce volume est titré par une solution
d’acide sulfurique (H2SO4 5.10-3
M) jusqu’au virage de l’indicateur coloré du vert au violet.
Pour le dosage des nitrates, aux 50 ml restants de filtrat, 0.5 g d’alliage de Devarda, alliage
d’aluminium et de manganèse, est ajouté. L’aluminium réduit les ions nitrates en ammoniac :
8 Al + 3 NO3- + 18 H2O —> 8 Al (OH)3 + 3 NH3 + 3 OH
-
Le mélange est distillé puis titré.
136
III.9. Dosage de la conductivité électrique
La conductivité électrique donne une indication sur la teneur en électrolytes
hydrosolubles (salinité) et a été mesurée sur un extrait aqueux de sol (1/5 p/v) moyennant un
conductimètre à électrode. Elle est effectuée après une demi-heure d’agitation et 5 min de
repos.
III.10. Teneur en acides humiques et fulviques
Les acides humiques (AH) et fulviques (AF) sont extraits par agitation à l’aide d’un
agitateur rotatif, durant 2 heures à partir de 10 g de compost additionnés à 100 mL de NaOH
0.1 M dans des flacons Erlenmeyer de 250 mL. Cette fraction soluble en milieu alcalin
(AH+AF) est récupérée par centrifugation à 2500 rpm durant 25 min. La solution est alors
acidifiée à pH 1 par ajout d’acide chlorhydrique HCl 6M. Après une nuit à + 4 °C, la fraction
soluble en milieu acide (AF) d’acides fulviques est séparée de la fraction insoluble d’acides
humiques (AH) par centrifugation à 10000 rpm durant 10 min. Les deux fractions sont
séchées dans une étuve à 105 °C pendant 48 heures.
III.11. Extraction de la lignine
Le fractionnement réalisé est adapté de la méthode de QUOC LAM et al. (2001). La
lignine et les hémicelluloses sont extraites par dissolution dans un mélange acide acétique -
acide formique - eau (50-30-20 v/v). Le rapport solide / liquide est de 1/12 soit 60 mL pour 5
g de compost. La première étape consiste en une imprégnation de 30 minutes à 50°C dans le
milieu réactionnel, puis 1 heure à 107 °C (point azéotropique d’ébullition du mélange acides /
eau). La fraction soluble est alors recueillie après filtration (filtre Whatman en fibre de verre).
Les acides utilisés sont séparés, par distillation, de la lignine et des hémicelluloses constituant
le résidu. L’addition d’eau à ce résidu mène à la précipitation de la lignine tandis que les
hémicelluloses restent en solution. Une centrifugation de 10 minutes à 10 000 rpm permet de
séparer les deux biopolymères. La lignine est ensuite lavée à l’eau bi-distillée jusqu’à un pH
neutre puis séchée à 105 °C pendant 48 heures.
III.12. Extraction des métaux lourds
L’extraction sélective des fractions des métaux lourds a été réalisée selon un protocole
mis en point par Sposito : 1) KN03 (0,05M, 16 h) « fraction échangeable » ; 2) H20 (distillée,
2h, 3fois) « fraction soluble », (1+2) = fraction labile; 3) NaOH (0,5M, 16h) « fraction
137
organique »; 4) EDTA (0,05M, 6h) « formes précipitées inorganiques (carbonates..) », (3 +
4) = fractions moyennement labiles; 5) HN03 (4M, 16h à 80 °C) « fractions plus résistantes »,
forme extractible = 1 +2+ 3+4+5. Les concentrations totales sont dosées selon AFNOR N°
131-51 modifiée.
Forme non extractible = concentration totale - forme extractible.
III.13. Spectroscopie UV - visible
L’analyse par spectroscopie UV- visible a été réalisée dans l’appareil « Perkinelmer
Lambra 800 ». 0.06 g de compost dans le compartiment du solide. Plusieurs absorbances
spécifiques (280, 475 et 665 nm) permettent de calculer trois rapports : Q2/6 (DO280/
DO665), Q4/6 (DO475/DO665) et Q2/4 (DO280/DO475), utilisés dans la littérature pour
décrire les matières organiques (SWIFT, 1996; ZBYTNIEWSKI & BUSZEWSKI, 2005).
III.14. Spectrométrie infrarouge à transformée de Fourier
L’analyse par spectroscopie FTIR a été réalisée sur des pastilles de 2 mg de
l’échantillon sec à chaque stade de compostage avec 400 mg de bromure de potassium (KBr),
en utilisant un spectrophotomètre FTIR Perkin Elmer 1600 à une fréquence allant de 400 cm-1
à 4000 cm-1
et avec une vitesse de 16 nms-1.
III.15. Résonance Magnétique Nucléaire 13
C du solide
Les spectres haute résolution ont été réalisés sur le spectromètre Bruker DSX 400 kHz
du Spectropole (Université Montpellier II). Les spectres 13C CP/MAS sont enregistrés à la
fréquence de 100,7 MHz avec découplage du proton. Environ 100 mg de compost sont placés
dans une sonde de 7 mm inclinée à l’angle magique (angle de 54.7° par rapport au champ
magnétique statique) tournant à 6 kHz. Les paramètres d’acquisition utilisés pour un
enregistrement optimal sont une impulsion de 90° pour le proton de durée 2.8 μs, un délai de
répétition de 3 s, un nombre d’acquisition de 5000, et enfin un temps de contact de 2 ms.
138
III.16. Tests de maturité utilisables sur plate-forme de compostage : Test d’auto
échauffement et Test Solvita
III.16.1. Préparation des échantillons
Les tests de maturité ont été réalisés sur tous les composts échantillonnés à 3, 4, et 6
mois de compostage.
Les deux tests sont réalisés sur des composts frais (non secs) préparés de manière
identique. Les échantillons sont tamisés à 10 mm. Leur humidité est ajustée par le test dit « de
la poignée » (FCQAO, 1994). Ce test consiste à presser l’échantillon de compost dans la
main. Si l’échantillon s’effrite de lui même lorsque le manipulateur ouvre la main, le compost
est trop sec et doit être humidifié. L’échantillon est à la bonne humidité quand il s’effrite sous
une légère pression du pouce. S’il est seulement déformé et ne s’effrite pas lors de la légère
pression, il est trop humide et doit être séché. Une fois l’humidité ajustée, une mise à
l’équilibre de deux jours à température ambiante est préconisée.
III.16.2. Test d’auto-échauffement (Dewar)
Ce test est décrit par une norme allemande (FCQAO, 1994). Un vase DEWAR de 1.5
L (10 cm de diamètre intérieur) est complètement rempli par l’échantillon de compost sans
tassement actif (simple tassement par son propre poids en tapotant la base du vase). Le vase
ouvert à son sommet contenant l’échantillon est placé dans une chambre thermostatée (20 ±1
°C). La température à l’intérieur du vase est mesurée par un thermomètre dont le capteur est
situé à 20 cm sous la surface du compost. La durée du test est de 10 jours. La température
maximale atteinte (Tmax) permet d’attribuer le degré de maturité du compost (Tableau I.1).
Cet indice varie de I (température maximale supérieure à 60 °C) pour un compost assimilé à
de la matière brute, à V (température maximale inférieure à 30 °C) pour un compost considéré
comme mûr et fini. Les indices de II (entre 50 et 60 °C), III (entre 40 et 50 °C) et IV (entre 30
et 40 °C) correspondent aux situations intermédiaires.
139
Tableau I-1: Valeurs de l’indice de maturité du test d’auto-échauffement (DEWAR) en
fonction de la température maximale atteint (Tmax)(FCQAO, 1994)
Compost frais Compost fini
Tmax (°C) 60-70 50-60 40-50 30-40 <30
Rotting degree(Indice Dewar) I II III IV V
III.16.3. Test Solvita®
Le test Solvita® est utilisé en suivant les recommandations du fabricant (Woods End
®
Research Laboratory, USA). L’échantillon est préparé dans les mêmes conditions que pour le
test d’auto-échauffement. L’échantillon de compost est placé dans un récipient
hermétiquement fermé (100 mL d’échantillon dans un récipient de 250 mL) contenant deux
indicateurs colorés. Un indicateur sert à mesurer le carbone minéralisé et vire en fonction de
l’intensité de dégagement de CO2. L’autre sert à mesurer l’ammonium volatilisé et vire en
fonction de l’intensité de dégagement de NH3. Le récipient est placé dans une chambre
thermostatée (20±1 °C) durant 4 heures. Les deux indicateurs colorés sont « lus » après 4
heures et comparés à deux gammes d’intensité de couleur notées de 1 à 8 pour le dioxyde de
carbone et de 1 à 5 pour l’ammonium. La compilation de ces deux nombres donne un indice
de maturité compris entre 1 pour le compost frais à 8 pour le compost mûr (Tableau I.2).
Tableau I-2 : Grille de détermination de l’indice de maturité Solvita®
en fonction des indices
CO2 et NH3 et interprétation (données du fabricant)
140
III.16.4. Appréciation du manipulateur
La variabilité introduite lors de la lecture du test Solvita a été approchée. Sept
composts de stabilité différente (notés de 1 à 7) ont été testés. En fin de test, les indicateurs
colorés ont été soumis à l’appréciation de plusieurs personnes différentes.
141
Chapitre 2
Matériels et méthodes
biologique & agronomique
Il est primordial de connaitre les mécanismes de décomposition, de minéralisation et
d’humification impliqués pendant le compostage se traduit par des changements notables et
mesurables. Les activités microbiennes, à la base des ces transformations, subissent, elles
aussi, de fortes modifications au cours de ces processus. Cette évolution se traduit par des
modifications des communautés microbiennes présentes et actives. En effet il est aussi de
connaître l’état et la qualité des composts utilisés comme amendement dans le cadre d’une
bonne gestion de ces amendements organiques lors de leur application aux sols.
142
I. Introduction
Cependant, il est primordial de connaître l’état et la qualité des composts utilisés
comme amendement dans le cadre d’une bonne gestion de ces amendements organiques. En
effet, des composts immatures peuvent produire des effets néfastes tels que des déficiences en
N pour les plantes ou des effets phytotoxiques lors de leur application aux sols. Il existe donc
de nombreuses méthodes microbiologiques d’évaluation de la stabilité, de la maturité et du
pouvoir amendant des composts.
II. Caractérisations biologiques
L’ensemble des échantillons de compost utilisés pour les analyses biologiques était
tamisé à 20 mm et gardé à 4 °C avant d’être analysé.
II.1. Dénombrements microbiens
L’extraction des micro-organismes est effectuée à partir de 5 g de compost, 45 mL de
tampon phosphate 0.1 M, pH 7. Le mélange est homogénéisé 30 min à 30 °C. Des dilutions
en série sont ensuite réalisées à partir d’eau physiologique stérile (NaCl 0.85 %). Pour le
dénombrement de la flore mésophile aérobie totale, les dilutions 10-4
, 10-5
et 10-6
sont utilisées
pour ensemencer des milieux PCA1
sur boîte de Pétri à partir de 0,1 mL de chaque dilution.
Le dénombrement des actinomycètes est effectué à partir de 0,1 mL des dilutions 10-2
, 10-3
et
10-4
en utilisant le milieu de Pochon et Tardieux2 et de 0,1 mL des dilutions 10
-2, 10
-3 et 10
-4
(10 min à 80 °C) en utilisant un milieu sélectif et après 10 min à 80 °C pour les bactéries
sporulantes aérobies 3
. L’ensemencement pour le dénombrement les levures et les moisissures
est réalisé en milieu PDA4 liquide avec 1 mL de solution d’extraction à partir des dilutions 10
-
1, 10
-2 et 10
-3 et pour le dénombrement de la salmonelle est réalisé en milieu sulfite bismuth
agar , L’ensemble des boîtes est incubé à 30 °C et les lectures sont réalisées à 24 h ou 48 h
pour les levures et moisissures, 3 jours pour les mésophile aérobie totale, bactéries sporulées
aérobie, la salmonelle et 5 jours pour les actinomycètes. Les différentes manipulations sont
réalisées le plus près possible d’une flamme à l’abri des courants d’air pour éviter les
contaminations.
II.2. Mesure de la respiration du compost
La respiration a été mesurée à partir de la consommation de dioxygène par les
microorganismes du compost. Pour cela, 10 g de compost sont humidifiés à 60 % et placés
dans un flacon de 1 L contenant 125 g d’anneaux de Raschig (cylindre de céramique creux) et
143
un bécher contenant 50 mL de soude 0.5 N. Les anneaux de Raschig permettent d’augmenter
la surface d’échanges gazeux. La soude piège le dioxyde de carbone présent initialement dans
le flacon et celui dégagé au cours de la respiration. Le compost est incubé 24 h à 20 °C. Le
système Oxitop® Control mesure en continu la pression dans le flacon et permet de calculer
une consommation d’O2. Les résultats sont exprimés en mg d’O2 consommé par heure et par g
de MS.
III. Indice de germination, IG
La phytotoxicité est une particularité des composts qui permet d’évaluer leur maturité.
Dans ce but l’effet des extraits aqueux des composts sur la germination des graines de pois
chiche (Cicer arietinum) et de l’orge (Hordeum vulgare) a été mesuré par le pourcentage de
germination défini par IG, l’indice de germination est déterminée par le protocole suivant.
L’extrait de compost est préparé selon la méthode, (MATHEUR et al. 1993): une proportion
2/20 (M / V) (compost (g de matière sèche) / eau distillée (ml)). Le mélange compost / eau
distillée est placé dans un agitateur électrique à électrique à 125 tr / min pendant 1 heure. Ce
mélange est ensuite centrifugé à 10000 tpm pendant 15 min. Le surnageant est filtré 2 fois sur
papier filtre de diamètre 0.8 micromètre. Deux millilitres de filtrat avec 1 ml d’eau distillée
est pulvérisé dans les boites de pétri contenant du papier filtre. Dix graines de (Cicer
arietinum) et de (Hordeum vulgare) sont trempées dans l’eau distillée pendant 1 heure et
mises à germer dans les boîtes de pétri contenant du papier filtre. Les boîtes témoins reçoivent
5 ml d’eau distillée. Les graines ont été distribuées dans les boîtes de pétri et incubées à la
température ambiante (28 °C) dans l’obscurité pendant 4 jours.
IV. Détermination de la population de la faune au cours des opérations de compostage
IV.1. Méthode d’extraction
Pour l’extraction des animaux contenus dans les échantillons prélevés, on a utilisé la
méthode de Berlèse -Tullgren qui a pour principe de déclencher la fuite des animaux en les
stimulants par l’élévation de la température et l’éclairement qui provoquent leur desséchement
(Presson, 1971). Cette méthode consiste à placer un échantillon du compost sur un tamis à
larges mailles posé sur un entonnoir qui lui-même est placé sur un erlèn Meyer contenant de
l’alcool à 70 °C. Pour accélérer la fuite des animaux, nous mettons une lampe de 70 watt à
une distance de 20 cm au dessus de l’entonnoir et laisser agir 48 heures pour récolter toute la
faune qui existait dans l’échantillon du compost et qui a migrée vers le bas de l’erlèn Meyer
(GOBAT et al., 2003).
144
IV.2.Tri et détermination des différentes espèces
Les espèces de grande taille (mille pattes, ver de terre, etc.), visible à l’œil nu, ont été
identifiées directement sur les différents substrats de compostage. Cependant la plupart des
animaux n’étant pas facilement reconnaissables à l’œil nu, une loupe binoculaire a été utilisée
pour pouvoir les différencier après extraction de l’alcool. La différenciation des différentes
ordres ou groupes de faune est surtout basée sur des critères clés de détermination, à savoir
les caractères morphologiques, le nombre de pattes, la forme des yeux, etc.
IV.3. Essai agronomique en vases de végétation
Notre essai a pour objectif de comparer la qualité des différents composts obtenus
entre eux et avec le sol cultural de l’INRA. La qualité a été évaluée à travers la production des
biomasses racinaire et aérienne. La réalisation de l’essai a requis l’utilisation des éléments
suivants à savoir :
- Un site expérimental : l’enceinte de la serre de l’INRA.
- Des pots de culture contenant 3 kilogramme de sol.
- Un matériel végétal : deux (2) espèces ont été utilisées, le pois chiche et l’orge.
Le protocole général d’analyses physiques, chimiques et biologiques est schématisé dans la
Figure II-1 ci-jointe :
145
Échantillons de compost
Tamisage 20 mm
Caractérisation biologique Matière sèche Caractérisation physico-chimique
Mesure du pH
Conservation à 4°C Lyophilisation, broyage
-Mesure de la respiration - Teneur en matière organique
-Dénombrements microbiens - Analyses élémentaires C et N
- Dosages des ions ammonium et nitrate
- Analyses du phosphore organique et minéral
- Fractionnement biochimique:
- Teneur en acides humiques et fulviques
- Teneur en lignine
- Spectroscopie UV
- Spectroscopie Proche Infra Rouge
- Résonance Magnétique Nucléaire 13
C.
Figure II-1 : Protocole général d’analyses physico-chimiques et biologiques
146
Conclusion et objectifs de notre travail
Cette synthèse bibliographique a montré qu’un grand nombre d’études préconisent la
valorisation des boues de station d’épuration et des déchets verts par la technique du co-
compostage permettant de produire un amendement organique riche en matière organique
stable et humifiée. Ce procédé aérobie se déroule suivant deux phases principales :
* La première est caractérisée par une forte activité biologique en début de
compostage, engendrant une forte minéralisation des matières organiques et une
élévation de la température.
* La seconde est une phase de maturation pendant laquelle les processus
d’humification engendrent une stabilisation de la matière organique. La voie naturelle
de valorisation par compostage comporte de nombreux avantages notamment la
réduction des volumes de déchets, l’hygiénisation et la stabilisation de la matière
organique. L’incorporation de compost aux sols s’avère efficace pour lutter contre la
dégradation de la surface des sols et améliorer sa porosité et sa structure. Les
applications de compost dans les sols permettent également une diminution de l’apport
des engrais minéraux lixiviables.
Elle concerne aussi les aspects biochimiques du compostage. Les composés
organiques potentiellement retrouvés dans les composts de boues de station d’épuration et de
déchets verts sont ainsi distingués en substances non-humiques et substances humiques. Les
substances non-humiques sont décrites à travers la composition chimique des glucides
notamment les polysaccharides (cellulose et hémicelluloses), la lignine, le complexe
lignocellulosique, les lipides, les protéines, les tanins et les polyesters lipidiques (la cutine et
la subérine). Les substances humiques sont des composés organiques stables, impliqués dans
de nombreux processus au sein des composts et dont la structure moléculaire est mal connue.
Le compostage entraîne la minéralisation ou l’humification des matières organiques,
l’humification se faisant à partir de quatre voies théoriques de formation.
La suite de la synthèse bibliographique s’est basée sur le concept de la qualité des
composts et notamment sur la maturité des matières organiques. Dans ce but, une description
non exhaustive des différentes techniques d’étude de la stabilisation des matières organiques
147
(analyse spectrale telles que la RMN, la spectroscopie UV et IR) ainsi que des critères
d’évaluation de la maturité des composts a été effectuée.
Cependant, il est primordial de connaître l’état et la qualité des composts utilisés
²comme amendement dans le cadre d’une bonne gestion de ces amendements organiques. En
effet, des composts immatures peuvent produire des effets néfastes tels que des déficiences en
azote pour les plantes ou des effets phyto-toxiques lors de leur application aux sols. Il existe
donc de nombreuses méthodes chimiques et biologiques d’évaluation de la stabilité, de la
maturité et du pouvoir amendant des composts.
Le premier objectif de ce travail a été d’entreprendre et d’explorer les mécanismes
physico-chimiques et biologiques impliqués dans le compostage de boues de station
d’épuration et de déchets verts. Ainsi, les paramètres physico-chimiques tels que la
température, l’humidité, le pH, le carbone, l’azote, le rapport C/N, les teneurs en matières
organiques, en acides humiques et fulviques, et d’autre part l’analyse spectrale UV-vis et
RMN 13
C du solide et, enfin, les paramètres biologiques telle que l’étude des communautés
microbiennes.
Le second objectif a été de proposer et d’expérimenter un nouvel outil d’évaluation de
la qualité des composts synthétisant l’information issue des différents paramètres utilisés.
Nous aborderons dans un premier temps.
148
Partie III : Résultats et discussions
149
Chapitre I
Evolution des caractéristiques physico-chimiques
classiques au cours du compostage
Ce chapitre présente l’évolution des paramètres physico-chimiques au cours du compostage
de déchets verts et de boues de station d’épuration. Il fait état des relations établies entre des
paramètres classiques tels que température, humidité, pH, carbone, azote, rapport C/N et la
conductivité électrique.
150
I.1. Décomposition et minéralisation aux différents stades du compostage
Une étude de l’évolution de plusieurs paramètres chimiques conventionnels :
humidité, pH, CE, NTK, COT, C/N, DEC, NH4+, NO3
- et teneur en MO a été effectuée à partir
des composts (180 jours de maturation). Les résultats sont présentés dans le (Tableau I-1).
Tableau I-1 : Evolution des paramètres physico-chimiques au cours du processus de
compostage
Paramètres 0 jour 30 jours 60 jours 90 jours 120 jours 150 jours 180 jours
Humidité 53.8 ± 0.3 42.2 ± 0.2 39.4 ± 0.1 36.7 ± 0.1 35.2 ± 0.05 33.1 ± 0.2 32. 3 ± 0.2
pH 7.4 ± 0.05 7.3 ± 0.1 7.1 ± 0.1 7.6 ± 0.1 7.4 ± 0.2 7.8 ± 0.3 7.7 ± 0.3
E.C (mS cm-1
) 2.2 ± 0.1 1.8 ± 0.1 1.8 ± 0.05 1.8 ± 0.05 1.7 ± 0.1 1.8 ± 0.05 1.8 ± 0.05
TOC % (1) 35.5 ± 0.6 36.6 ± 0.1 41 ± 1.09 42 ± 1 35.2 ± 0.1 29.3 ± 0.1 29.1 ± 0.1
TKN % (1) 1.3 ± 0.1 1.4 ± 0.2 1.7 ± 0.05 1.9 ± 0.1 1.9 ± 0.3 1.9 ± 0.2 1.9 ± 0.2
MO % 52.2± 2.0 52.1± 3.0 50.0± 3.2 50.5± 4.2 48.9± 2.2 46.4± 2.2 42.8± 2.4
Ash (g kg-1
) 32.8 ± 0.2 34.3 ± 1.02 36.3 ± 2.2 42.4 ±0.5 46.2 ± 0.4 50.5 ± 1.1 51.5 ± 1.1
C/N 27.3 26.1 24.5 22.7 18.7 15.4 15.1
Dec % (1) - 6.5 14.3 33.6 43.6 62.1 61.1
N-NH+
4 (mg g-1
) (1) 2.5 ± 0.1 2.3 ± 0.1 2.6 ± 0.1 1.9 ± 0.1 1.3 ± 0.1 1.2 ± 0.1 1.1 ± 0.1
N-NO-3 (mg g
-1) (1) 2.7 ± 0.1 2.5 ± 0.05 1.5 ± 0.1 1.6 ± 0.3 0.9 ± 0.2 0.6 ± 0.2 0.6 ± 0.2
Mg total (g kg-1
) 2.5 ± 0.1 2.6 ± 0.05 2.8 ± 0.1 2.8 ± 0.3 3.1 ± 0.2 3.5 ± 0.2 3.3 ± 0.2
K total (g kg-1
) 13.6 ± 0.1 9.9 ± 0.1 8.7 ± 0.2 8.7 ± 0.2 9.7 ± 0.5 9.6 ± 0.1 9.1 ± 0.01
P total (g kg-1
) 2.3 ± 0.1 2.2 ± 0.05 2.5 ± 0.1 1.9 ±0.05 1.9 ± 0.1 2.1 ± 0.2 2.2 ± 0.2
Mn total (mg kg-1
) 48.6 ± 0.05 50.6 ± 0.5 50.6 ± 0.5 78.8 ±0.6 79.8 ± 2 60.3 ± 0.8 56.1 ± 0.8
Fe total (mg kg-1
) 4875 ± 3.6 4777 ± 2.6 3058 ± 1.5 3703 ±1.5 4057 ± 0.5 4464 ± 1 4304 ± 1
(1) : Résultats exprimés par rapport à la matière sèche.
M. O = Matière organique ; DEC = Taux de décomposition, NTK = Azote total kjeldahl
I.1.1. Humidité et température
L’humidité mesurée dans le mélange initial est comprise entre 53 % et 54 %, la teneur
en eau reste élevée pendant le premier mois. L’humidité optimale pour le compostage, c’est-à-
dire celle permettant l’activité microbienne optimale, est généralement située entre 50 % et 70
%, en fonction des déchets compostés (JERIS & REGAN ,1973a ; RICHARD et al., 2002).
Celle-ci diminue ensuite très fortement pour atteindre 32.3 % après 180 jours (Tableau I-1),
cette diminution relative est voisine de 33 % pour la majorité des composts, et traduit une
modification des caractéristiques physiques du milieu, comme le pouvoir de rétention
intrinsèque des matériaux ou la porosité du milieu. Cette modification de la porosité, traduite
par une augmentation de la densité apparente au cours du compostage, correspond aux
151
résultats d’études antérieures (MICHEL et al., 1996; DAS & KEENER ,1997; RICHARD et
al., 2002).
CANET & POMARES (1995) ont mesuré de semblables chutes de l’humidité de 60 à
21 % en 90 jours de compostage, selon FRANCOU (2003), une partie de l’énergie calorifique
dégagée lors du processus de compostage provoque cette évaporation de l’eau entraînant un
assèchement des matières. En effet, les températures des composts analysés présentent un
maximum de 54 à 69 °C à 8 jours, puis diminuent jusqu’à 180 jours pour atteindre 35 à 28 °C
(Figure I.1). JIMENEZ & GARCIA (1989) ont montré également que la température dans un
compost en andain augmente pendant les premiers jours, jusqu’à 60 ou 70 °C, puis diminue
graduellement pour atteindre une température constante.
L’évolution de la température (Figure I-1), traduit une bonne évolution du processus
de compostage, par succession de deux phases d’activité microbiologique :
- Phase de stabilisation: caractérisée par une élévation de la température jusqu’à une
température maximale de 69 °C, et correspond à la dégradation des composés organiques
simples.
- Phase de maturation: caractérisée par une diminution de la température et correspond à la
dégradation des molécules lignocellulosiques, et au processus d’humification.
Figure I-1: Evolution de la Température au cours du compostage
152
Il est aussi à noter que les températures sont plus élevées à l’intérieur de composteur
qu’en surface avec des différences de 10 à 15 °C (Figure I-2). De même, l’humidité,
initialement identique dans le mélange, diminue plus fortement en surface. Ceci peut
s’expliquer par de plus importants échanges gazeux et thermiques avec l’extérieur à la surface
de composteur.
Figure I-2 : Humidité mesurées à la surface et à 40 cm pendant 180 jours de compostage.
I.1.2. Evolution du pH
Pour l’ensemble des composts, le pH augmente au cours du compostage (Tableau I-2,
Figure I-3). Dès 3 semaines, tous les pH sont supérieurs à 7 et atteignent des valeurs
comprises entre 7 à 7.8 après 12 semaines.
Cette augmentation générale du pH entre l’état initial et un état de compostage avancé est
conforme aux données de la littérature. Plusieurs études ont en effet montré que les composts
soumis à de bonnes conditions d’oxygénation ont des pH qui atteignent rapidement des
valeurs voisines de 8 (MICHEL & REDDY ,1998); (EKLIND & KIRCHMANN , 2000b;
SANCHEZ-MONEDERO et al., 2001).
153
Notons également qu’aucune acidification du milieu en début de procédé n’apparaît, à
l’inverse des résultats trouvés lors de certains travaux précédents (FORSTER et al., 1993). Or
l’acidification du milieu est imputable à une oxydation incomplète de la matière organique
conduisant à la production d’acides gras organiques en conditions anaérobies. Cela confirme
que notre essai s’est déroulé dans des conditions d’aération satisfaisantes. Les boues de
stations d’épuration contiennent une part importante de lipides expliquant leurs faibles pH
initiaux. La disparition des acides gras pourrait ainsi expliquer l’augmentation du pH pendant
le compostage. l’hypothèse fait par (CAYUELA et al., 2006) et TANG et al. (2004) que les
ions ammonium NH4+
libérés pendant le processus contribueraient aussi à l’augmentation du
pH.
Tableau I-2 : Evolution des pH au cours du processus de compostage
Temps
(jours)
0 8 12 18 30 45 50 65 90 100 120 160 180 200 240 280
pH 7.1 6.9 7.1 7.3 7.2 7.1 7.2 7.4 7.6 7.8 7.6 7.8 7.8 7.6 7.5 7.5
Figure I-3: Evolution de pH au cours du compostage
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280
4
6
8
pH
Temps (jours)
154
I.1.3. Matière organique (MO) et carbone organique total (COT)
Les résultats obtenus avec les taux de matières organiques diminuent au cours du
compostage, passant de 52.3 % à 42.8 % de la matière sèche à la fin du processus (Tableau
I.1). Le carbone organique diminue également en passant de 35.5 % à 29.3 % en 180 jours de
compostage. Nous avons remarque que deux périodes distinctes. Une première phase est
comprise entre 0 et 47 jours pendant laquelle MO et COT affichent de fortes diminutions
passant respectivement de 52.3 à 42.8 % et de 35.5 à 29.3 % de la matière sèche. La seconde
phase, entre 47 et 180 jours, présente une stabilisation de MO et COT avec respectivement
42.8 et 29.3 % de la matière sèche.
Ces diminutions de MO et COT sont caractéristiques de la dégradation des matières
organiques. En effet, ces diminutions, pendant le compostage, ont souvent été rapportées et
assimilées à la minéralisation des matières organiques par les micro-organismes (BERNAL et
al., 1998; LAOS et al., 2002; GRIGATTI et al., 2004).
A l’exception de cette perte de COT s’explique principalement par la minéralisation de
la matière organique en CO2, cette diminution de teneurs en COT montre que le carbone
disparait dans des proportions plus importantes que la matière sèche totale. La perte de
carbone sous forme d’acides gras volatiles est possible. Cependant, il a été montré que les
acides gras volatiles représentent moins de 10 % du COT, cette proportion n’étant atteinte que
dans les cas de conditions anaérobies, et s’accompagnant d’une acidification du milieu
(BECK-FRIIS & SMARS, 2003). Or les pH élevés qui ont été mesurés sur les composts
mettent en évidence des conditions aérobies (Tableau I-2).
De telles teneurs en MO et COT sont courants dans la littérature de MENA et al.
(2003), HUANG et al. (2004) et HERNANDEZ et al. (2006) ont attribué la diminution du
taux de matières organiques à une minéralisation microbienne de la matière organique des
boues, étant donné la nature ligno-cellulosique des déchets verts qui sont dégradés beaucoup
plus lentement. HERNANDEZ et al. (2006) ont effectivement montré qu’une augmentation
de la proportion de boues dans le mélange initial boues - déchets verts, intensifie la
minéralisation.
Dans le cas de cette étude, la première phase de diminution des matières organiques
peut être attribuée à une importante dégradation et à une minéralisation des matières
organiques entre 4 et 47 jours alors que la seconde phase, caractérisée par une stabilisation de
155
ces deux paramètres, indique, au contraire, un ralentissement de la minéralisation et le début
de la phase de maturation.
I.1.4. Analyses élémentaires
I.1.4.1. Azote Total Kjeldhal (NTK)
La teneur en azote organique présente une augmentation entre 0 et 180 jours avec
respectivement 1.3 et 1.9 % de la matière sèche (Tableau I-1). Cet effet est dû à sa
concentration, engendrée par la forte dégradation des composés carbonés réduisant la masse
totale de compost (BERNAL et al., 1998). N rapporté à la masse sèche du mélange initial
diminue au cours du compostage comme l’a rapporté FRANCOU (2003). Du fait de cette
concentration de l’azote et de la minéralisation du carbone.
I.1.4.2.Rapport C/N
Les rapports C/N diminuent pour tous les composts au cours du compostage (Tableau I-1)
avec des valeurs comprises entre 27.3 et 15.4. Cette diminution du C/N, principalement au
cours de compostage, figure dans de nombreuses études (KAPETANIOS et al., 1993;
IGLESIAS-JIMENEZ & ALVAREZ ,1993; IANNOTTI et al., 1994; BERNAL et al., 1998b;
BRINTON & EVANS ,2000), cette diminution est classiquement observée et est liée au
degré de maturité. HUANG et al. (2006) ont rapporté que les modifications du rapport C/N
reflètent la décomposition et la stabilisation des matières organiques. Après 3 mois de
compostage, il n’y a plus de différence importante entre les composts. De plus, le C/N
présente la même tendance que COT et MO avec deux phases distinctes. Les 40 premiers
jours sont caractérisés par une diminution du rapport C/N de 27.3 à 26.1 traduisant une
décomposition soutenue de la matière organique. Le reste du processus se distingue par une
phase de stabilisation, traduisant un ralentissement de la minéralisation et indiquant le début
de la phase de maturation.
I.1.4.3.Conductivité électrique
Les composts présentant une diminution de leurs conductivité est marquée en début de
compostage entre 0 et 1 mois (Tableau I-1), ces composts sont ceux qui perdent le plus de
matière durant l’expérimentation, la conductivité du compost est fortement dépendante de son
contenu en nutriments, et il est probable que l’humification de la matière organique du
compost augmente la force des liaisons entre les cations minéraux et les complexes
156
organiques stables, causant ainsi une diminution de la conductivité mesurée dans les extraits
(AVNIMELECH et al., 1996). Cependant, on observe que le compost final ne dépasse pas la
limite de la valeur de la salinité de 3 mS.cm-1
à utiliser dans de bons engrais (SOUMARE et
al. 2003). La conductivité est très variable selon le compost, même si elle a une tendance
naturelle à diminuer avec la progression de la maturité (SAID-PULLICINO et al. (2007).
Conclusion du Chapitre I
Ce premier chapitre avait pour but de présenter les caractéristiques physico-chimiques
classiquement mesurées sur les composts, au cours du compostage. Cette caractérisation
physico- chimique montre une variabilité importante des résultats. On observe des différences
importantes des caractéristiques physico-chimiques des mélanges initiaux et les composts, dus
aux proportions des différents déchets. Ces caractéristiques évoluent rapidement en début
de compostage et se stabilisent vite au cours du compostage. L’influence des
retournements a également été mise en évidence au cours de cette première étape de
caractérisation des composts. Une fréquence de retournements accrue provoque une
minéralisation plus importante de la matière organique.
Les résultats obtenus ont montré que le compostage s’est effectué en conditions aérobies
satisfaisantes (minéralisation importante de la matière organique, pas d’acidification du
milieu). Cette première caractérisation était nécessaire pour réaliser une typologie des
composts. Une caractérisation plus fine des matières organiques des composts s’avère
indispensable, afin de voir notamment comment celles-ci évoluent au cours du compostage en
fonction des déchets compostés et du procédé de compostage. Les deux chapitres suivants
sont consacrés à cette étude de la matière organique.
157
Chapitre II
Caractérisation des substances humiques et de la
matière organique des composts par spectroscopie
FTIR, UV Visible et RMN 13C
Les paramètres chimiques classiques décrits ci-dessus ne pouvant nous éclairer sur
les modifications subies par la matière organique pendant la seconde phase du procédé,
phase de stabilisation et de ralentissement de la minéralisation, d’autres analyses chimiques
et spectroscopiques ont été développées dans ce chapitre telles qu’un fractionnement
chimique de la lignine, des acides humiques et fulviques, Par conséquent, le rapport
d’humification RH (AH/AF) traduit une différence d’extractibilité des composés organiques,
et non un réel degré d’humification de la matière organique.
158
II.1. Fractionnement humique
Le fractionnement chimique des acides humiques et fulviques a permis de suivre
l’évolution de l’humification des matières organiques pendant le compostage. Les résultats de
ces analyses, pour les composts durant le compostage, sont présentés par le (Tableau II-1)
Tableau II-1 : Extraction des acides humiques (AH) et fulviques (AF) au cours du
compostage
Temps (jour) 0 30 60 90 120 150 180
Acide Humique
(g kg-1
MS)
29.5 ± 1.3 30.6 ± 0.5 36.5 ± 0.6 39.3 ± 0.6 40.6 ± 0.4 39.9 ± 0.7 39.9 ± 0.7
Acide Fulvique
(g kg-1
MS)
32.1 ± 1 23.2 ± 1.4 23.8 ± 2.05 17.7± 1.02 11.3 ± 0.4 11.2 ± 0.3 11.2 ± 0.3
Lignine (g kg-1
) 305.8 ± 1 287.4 ± 4.5 298.7 ± 0.3 275.6± 3.7 271.1± 0.5 270 ± 1 270 ± 1
Cellulose
(g kg-1
)
74.5 ± 1.3 68 ± 1 52.4 ± 0.6 54 ± 2 46.1 ± 0.6 45.1 ± 0.3 45.1 ± 0.3
Hémicellulose
(g kg-1
)
132.1± 1.9 131.3 ± 0.3 120.2 ± 1.2 78 ± 1.7 67.3 ± 1.3 66.1 ± 0.6 66.1 ± 0.6
Les substances humiques constituent la fraction principale de la matière organique en
raison de leur effet sur l’écologie des sols, sur la structure, la fertilité, et la croissance de
plantes (HUANG et al., 2006). Une grande partie des matières organiques présentes dans le
mélange initial est minéralisée pendant le compostage, mais les matières organiques
résiduelles sont transformées en nouvelles matières organiques, telles que les substances
humiques produites par les processus d’humification (CAMPITELLI et al., 2006).
On observe une tendance à la diminution les teneurs en acides fulviques, avec des
valeurs de 32.1 à 11.2 g/kg-1
de MS à respectivement 0 et 180 jours de compostage. A
l’inverse, les teneurs en acides humiques augmentent avec des valeurs de 29.5 à 39.9 g/kg-1
de MS (Tableau II.1). Plusieurs études ont montré que l’augmentation de AH est un indicateur
du degré d’humification des matières organiques et donc du degré de maturité des composts
(VEEKEN et al., 2000; HUANG et al., 2006). (HUANG et al., 2006) ont aussi expliqué que
l’humification des matières organiques se produit principalement à travers la fraction AH et
peu à travers la fraction AF. Ainsi, le rapport AH/AF a souvent été proposé comme indicateur
des processus d’humification et comme indice de maturité (SANCHEZ-MONEDERO et al.,
1999, TOMATI et al., 2000). Pour JOURAIPHY et al. (2005), Dans notre travail, l’évolution
de la fraction AH est le bilan d’une part de la synthèse de réelles substances humiques et
d’autre part de la transformation de biomolécules, l’augmentation du rapport AH/AF provient
159
de la formation d’AH par la polymérisation d’AF ou par la dégradation de substances non
humiques de la fraction AF, suivie par la formation de structures humiques polycondensées
AH.
II.2. Fractionnement chimique de la lignine
Le fractionnement chimique des composts que nous avons réalisée est issue de la
méthode de QUOC LAM et al., (2001) permettant d’isoler la lignine des autres polymères
organiques contenue dans les déchets verts (cellulose et hémicelluloses). Les résultats sont
présentés dans le (Tableau II-1, Figure II-1). La teneur en lignine présente une diminution
significative (WILCOXON-MANN-WHITNEY : p < 0,001) pendant le temps de compostage
avec des valeurs de 305.8 à 270.1 g.kg-1
MS. Cette diminution a été corrélée à l’augmentation
des acides humiques. Ces résultats semblent signifier que les processus d’humification, au
cœur de la stabilisation des matières organiques lors du compostage, correspondent en partie à
une transformation de la lignine en acides humiques.
Figure II-1 : Evolution des teneurs en lignine au cours du compostage.
On peut donc supposer que la fraction lignine correspond effectivement à des
composés ligniques (plus quelques cutines, (DJAKOVITCH, 1988). Bien que considérée
comme réfractaire à la biodégradation, il semble donc que les microorganismes du compost
sont capables de dégrader des quantités importantes de lignine. Il apparaît donc que la
résistance de la lignine face à la biodégradation ne soit pas aussi grande que celle qu’on lui
attribue habituellement. La dégradation de la lignine se fait dès le début du compostage. Elle
160
est due à l’activité des champignons et actimomycètes thermophiles, qui sont les seuls à
pouvoir dégrader la lignine (REID ,1995; TUOMELA et al., 2000). Des conditions aérobies
étant nécessaires à de tels micro-organismes, ces résultats confirment à nouveau que le
compostage au laboratoire s’est fait dans de bonnes conditions d’oxygénation. La fraction
soluble diminue nettement durant les quatre semaines de compostage, du fait de la
minéralisation de composés facilement utilisables par les microorganismes, comme des
sucres, des lipides, et des protéines (PICHLER & KÖGEL-KNABNER, 2000).
Cette dégradation de composés plus complexes peut conduire à des composés
organiques intermédiaires qui contribuent au maintien de la fraction soluble. La lignine par
exemple n’est que partiellement oxydée et dépolymérisée par les champignons bruns
(KÖGEL-KNABER, 2002). La constance de la fraction soluble traduirait donc des transferts
des composés des compartiments organiques plus complexes vers le compartiment soluble
selon des flux similaires au flux de dégradation du compartiment soluble. Une autre
explication, qui du reste peut renforcer la précédente, réside dans le caractère moins
facilement biodégradable des composés solubles d’origine microbienne par rapport à ceux
d’origine végétale, utilisés préférentiellement comme source d’énergie par les micro-
organismes (LICHTFOUSE et al., 1998; PASCUAL et al., 1999). (BONNEAU &
SOUCHEIR,1979) font état de travaux montrant que la biodégradation de glucose,
d’hémicellulose et de la cellulose conduit à la formation de résidus stables directement
associés à l’activité microbienne.
La diminution de l’hémicellulose est plus marquée en début de compostage comme le
montre les résultats (Tableau II-1) sur les composts qui ont été suivis dès le début du
compostage, ne représente que 305.8 à 270. g.kg-1
. Ces données sont concordantes avec les
références trouvées. Les déchets verts sont un mélange de produits végétaux ayant des
compositions biochimiques variables. La lignine est prédominante dans les écorces, pouvant
atteindre 60 % de la MOT alors que dans les feuilles et le bois on trouve en général des
teneurs en lignine comprises entre 5 et 40 % et des teneurs en cellulose de 10 à 50 %.
L’apport de déchets verts a pour conséquence une forte stimulation de l’activité microbienne.
La proportion en cellulose diminue pour l’ensemble des composts. En fin
d’expérimentation les proportions de cellulose sont comprises entre 74.5 et 45.1 g.kg-1
. Ceci
va dans le même sens que le travail d’ (EKLIND & KIRCHMANN , 2000a) qui mesurent des
dégradations de cellulose dans des proportions variables suivant que les ordures ménagères
161
sont mélangées avec des pailles. Les différences de vitesses de dégradation de la cellulose
peuvent s’expliquer par la du fait de la minéralisation de composés facilement utilisables par
les microorganismes, comme des sucres, des lipides, et des protéines (PICHLER & KÖGEL-
KNABNER, 2000), puis reste à un niveau à peu près constant. (INBAR et al., 1989) et
(MÜLLER W. et al., ) observent une évolution similaire lors d’études portant respectivement
sur le compostage d’un fumier de bovins et sur le compostage d’ordures ménagères plus
boues. La dégradation de composés plus complexes peut conduire à des composés organiques
intermédiaires qui contribuent au maintien de la fraction soluble. La lignine par exemple n’est
que partiellement oxydée et dépolymérisée par les champignons bruns (KÖGEL-KNABER,
2002) disponibilité de l’azote dans les mélanges (ABDELHAFID et al., 2000).
Cette dégradation, mise en évidence par la diminution de la proportion de cellulose,
cause la libération de composés moins complexes donc plus solubles. Cependant la forte
présence de composés solubles montre que le processus de fermentation n’a pas été conduit à
son terme. Ceci s’explique par le caractère strictement anaérobie des bactéries méthanogènes,
que des traces d’oxygène suffisent à tuer (PELMONT, 1993). Du fait de la présence
importante de composés solubles, et bien que très pauvre en cellulose, ce compost reste
fortement biodégradable lorsqu’il est incorporé au sol en conditions optimales de l’activité de
la microflore du sol.
II.3. Spectrométrie infrarouge
Le dépouillement et l’interprétation de spectres infrarouges d’échantillons constitués
d’une grande variété de composés doivent être faits avec une grande prudence. En effet, le
nombre de composés et donc de liaisons atomiques susceptibles de vibrer dans la gamme de
longueur d’onde du moyen infrarouge est très important dans le cas de tels matériaux. La
disparition d’un pic peut être due à une disparition effective d’un composé, au recouvrement
du pic attendu par une bande voisine, ou encore à la présence d’autres composés gênant la
vibration de la liaison à la fréquence attendue. L’interprétation des différents spectres obtenus
repose sur des hypothèses basées à la fois sur des données bibliographiques et sur les données
acquises lors des fractionnements cités précédemment.
L’évolution de l’absorbance FTIR de structures humiques a été suivie par
l’établissement des rapports entre les principaux pics d’absorption à différents stades de
compostage (04, 30, 60 et 90 jours).
162
Au cours du compostage, les spectres ont montré une diminution de l’absorbance 3423
cm-1
et 2922 cm-1
(OH phénols) est vraisemblablement du à l’absorption importante de
composés aliphatiques (O-H, N-H) à 3400 cm-1
. L’intensité de la bande à 1640 cm-1
(C=C
aromatiques) peut être attribuée à la présence importante de composées aromatique (lignines,
tanins) ainsi qu’a à la présence de composé azoté (amines primaire et amides), étant donnée
les résultats du fractionnement biochimique.
L’analyse des différents composts met en évidence la part d’absorption imputable à la
faction minérale. Les carbonates sont responsables de la moitié environ de l’absorption à 1418
cm-1
, et de la totalité de l’absorption à 872 cm-1
. A 1050 cm-1
, la fraction minérale (silice) est
responsable de l’absorption. Ceci met en évidence la présence non négligeable de silice dans
les déchets verts collectés.
Entre 1 et 3 mois de compostage, Les bandes d’absorption située entre 1418 cm-1
et
1013 cm-1
qui étaient bien visibles. Cela traduit la dégradation des nombreux composés
aliphatiques, mais aussi phénoliques susceptibles de vibrer dans cette région. Plus
spécifiquement, l’importante diminution de la bande située à 1050 cm-1
(C-C, C-O) reste
assez importante à 12 semaines correspond à la dégradation des polysaccharides. Cela
correspond à la dégradation de la cellulose observée lors du fractionnement biochimique.
Ceci montre l’évolution d’une matière organique riche en composés aliphatiques vers
une matière organique plus riche en composés aromatiques et est cohérent avec les différences
de stabilisation de la matière organique observées sur ces composts (Figure II-5, 6, 7).
Cependant il est impossible de dire s’il s’agit d’une création de composés aromatiques, d’une
résistance plus importante des composés aromatiques entraînant leur concentration dans la
matière organique, ou d’une combinaison de ces deux processus.
L’intensité de l’ensemble des pics diminue (dans des proportions variables) entre 1 et
3 mois de compostage malgré la quantité de matière sèche analysée supérieure dans le cas des
composts à 3 mois. Cela traduit soit une dégradation de l’ensemble des composés, des sucres
simples à la lignine, soit la création de composés plus complexes ayant pour effet d’empêcher
la vibration de certaines liaisons.
Les matériaux aliphatiques et les glucides ont diminué alors que les groupes
aromatiques et azotés reflétant une biosynthèse des substances humiques (acides humiques et
fulviques), Ces changements, indiquant les micros organismes en utilisée les structures
163
peptidiques et les hydrates de carbone tels que les polysaccharides, cellulose et
l’hémicellulose dans leurs besoins énergétique, à la suite de la disparition des éléments les
plus facilement dégradés.
Le spectre IR présente deux pics distincts à 528 et 466 cm-1
en raison de di-para-
substitué cycle aromatique.
Au bout de 12 semaines de compostage (Figure II-5). On observe une atténuation des
différences liées aux proportions initiales des déchets verts. Ces résultats vont dans le sens des
expérimentations de (SUGAHARA & IONOKO, 1981) sur les substances humiques des
composts, qui constatent que les différences entre composts s’estompent lorsqu’ils se
stabilisent. Cette vision est également partagée par (OUATMANE et al., 2000) qui montrent
que lorsqu’un compost atteint un certain niveau de stabilité, il devient un mélange homogène
dont les caractéristiques sont indépendantes de la nature des déchets compostés.
Par conséquent, tous ces changements physico-chimiques et caractéristiques
spectroscopiques (Figure II-2, 3, 4 et 5) sont similaires aux résultats d’autres études et
pourrait s’expliquer par la stabilité et la maturité du produit final (ECHAB et al, 1998; HSU
et Lo, 1999; OUATMANE et al, 2000).
Les analyses en infrarouge montrent que des composés aliphatiques sont toujours bien
présents, même après 3 mois de compostage pour l’ensemble des composts (Figure II-5). Ceci
confirme les résultats obtenus lors des fractionnements montrant le maintien de composés
solubles, conjointement à une stabilisation biologique des composts, pendant toute la durée de
compostage. Ces composés aliphatiques pourraient être d’origine microbienne, ce qui pourrait
expliquer leur relative résistance face la biodégradation (PELMONT ,1993; LICHTFOUSE et
al., 1998) et expliquer la stabilisation des composts au cours du compostage.
164
C:\Program Files\OPUS_65\MEAS\Ech N°1'.1 Ech N°1' Instrument type and / or accessory 26/05/2011
3296
.43
2922
.53
2853
.71
1640
.40
1418
.90
1242
.05
1013
.39
871.
23
794.
16
707.
9768
7.34
528.
54
466.
0542
3.26
500100015002000250030003500
Wavenumber cm-1
7580
8590
9510
0
Tran
smitt
ance
[%]
Seite 1 von 1
Figure II-2 : Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues au début de compostage.
165
C:\Program Files\OPUS_65\MEAS\Ech N°2'.0 Ech N°2' Instrument type and / or accessory 26/05/2011
3295
.15
2922
.46
2855
.80
1640
.08
1418
.08
1240
.84
1013
.51
872.
00
793.
80
708.
5567
5.29
526.
61
463.
92
500100015002000250030003500
Wavenumber cm-1
7580
8590
9510
0
Tran
smitt
ance
[%]
Seite 1 von 1
Figure II-3 : Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues à 30 jours de compostage.
166
C:\Program Files\OPUS_65\MEAS\Ech N°3'.0 Ech N°3' Instrument type and / or accessory 26/05/2011
3386
.83
1640
.18
1421
.33
996.
18
873.
48
788.
76
687.
19
597.
86
525.
46
462.
3141
7.75
500100015002000250030003500
Wavenumber cm-1
7580
8590
9510
0
Tran
smitt
ance
[%]
Seite 1 von 1
Figure II-4 : Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues à 60 jours de compostage.
167
C:\Program Files\OPUS_65\MEAS\Ech N°4'.0 Ech N°4' Instrument type and / or accessory 26/05/2011
3370
.41
1638
.00
1419
.98
994.
43
869.
93
776.
65
687.
78
521.
31
458.
2842
0.30
500100015002000250030003500
Wavenumber cm-1
6070
8090
100
Tran
smitt
ance
[%]
Seite 1 von 1
Figure II-5 : Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues à 90 jours de compostage.
168
Figure II-6 : Spectres IRTF de Co-compost de déchets verts et des boues à différents stades de compostage.
T06 d
T30 d
T90 d
T60 d
C:\Program Files\OPUS_65\MEAS\Ech N°1'.1 Ech N°1' Instrument type and / or accessory
C:\Program Files\OPUS_65\MEAS\Ech N°2'.0 Ech N°2' Instrument type and / or accessory
C:\Program Files\OPUS_65\MEAS\Ech N°3'.0 Ech N°3' Instrument type and / or accessory
C:\Program Files\OPUS_65\MEAS\Ech N°4'.0 Ech N°4' Instrument type and / or accessory
26/05/2011
26/05/2011
26/05/2011
26/05/2011
338
6.83
337
0.41
329
6.43
329
5.15
292
2.53
292
2.46
285
5.80
285
3.71
164
0.40
164
0.18
164
0.08
163
8.00
142
1.33
141
9.98
141
8.90
141
8.08
124
2.05
124
0.84
101
3.51
101
3.39
996
.18
994
.43
873
.48
872
.00
871
.23
869
.93
794
.16
793
.80
788
.76
776
.65
708
.55
707
.97
687
.78
687
.34
687
.19
675
.29
597
.86
528
.54
526
.61
525
.46
521
.31
466
.05
463
.92
462
.31
458
.28
423
.26
420
.30
417
.75
500100015002000250030003500
Wavenumber cm-1
60
70
80
90
10
0
Tra
nsm
itta
nce
[%
]
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169
II.4. Spectroscopie UV – visible
La spectroscopie UV - visible est une technique utilisée pour caractériser les
substances humiques. L’absorption des radiations électromagnétiques dans les régions UV
(200 - 400 nm) et visible (400 - 800 nm) est associée à des transitions électroniques dues à
l’excitation d’un électron d’une orbitale stable vers une orbitale instable.
Dans les composés organiques, ces transitions électroniques correspondent à des
changements d’orbitales moléculaires de groupes fonctionnels spécifiques (chromophores).
Ainsi, les spectres d’absorption d’un composé peuvent être utilisés pour son identification.
Pour ROBERTS & CASERIO (1968), la transition d’un électron d’un état fondamental à un
état électronique excité est accompagnée de variations vibrationnelles et rotationnelles au sein
de la molécule, rendant ainsi les absorptions dues aux excitations électroniques, relativement
larges et donnant des spectres de bandes et non des spectres de raies. Les substances
humiques présentent ainsi des pics d’absorption relativement larges, ce qui empêche
l’identification d’un composé particulier au sein d’un mélange complexe.
Les spectres d’absorption des substances humiques consistant en une augmentation de
l’absorption corrélée à la diminution des longueurs d’onde. Les spectres présentés sur la
(Figure II-7), et effectués à partir des différents composts, correspondent entièrement à la
description de SWIFT (1996). L’allure de ces spectres est expliquée par le fait que ceux-ci
correspondent à la somme de nombreux chromophores.
170
200 300 400 500 600 7000,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4 j
18 j
30 j
54 j
76 j
86 j
91 j
160j
210j
Densité o
ptiq
ue
Longueur d'onde (nm)
Figure II-7 : Spectre UV-visible de 09 composts de maturité différente.
Des légères variations d’absorption correspondant à des fractions de substances
humiques, peuvent être mesurées. SWIFT (1996) et STEVENSON (1994) ont utilisé Q4/Q6,
comme indice d’humification, dans le cadre de l’étude d’un échantillon de substances
humiques, avec un rapport inférieur à 5 assigné aux acides humiques et supérieur à 5 pour les
acides fulviques. Suivant le même principe, ZBYTNIEWSKI & BUSZEWSKI (2005) ont
relevé trois régions principales à l’intérieur des spectres d’extraits alcalins de composts. La
région 260 - 280 nm correspond à la lignine et aux quinones. Les matières en début de
transformation.
Les absorbances entre 460 et 480 nm répondent aux matières organiques en début
d’humification et la région 600 - 670 nm correspond à des matières fortement humifiées et
condensées avec d’abondants groupes aromatiques. Ces rapports ont été calculés pour des
171
différents composts et les résultats sont exprimés dans le (Tableau II-2). Les diminutions des
rapports Q2/Q6 et Q4/Q6 entre 4 et 210 jours montrent une augmentation des matières
organiques fortement humifiées au sein du compost et révèlent donc clairement l’humification
des matières organiques.
Tableau II-2 : Absorbances UV - visible de 09 composts de maturités différentes
Temps
(jours)
Abs 280nm Abs 285nm Abs 475nm Abs 665nm Q2/Q6 Q4/Q6 Q2/Q4
4 j 0.844 0.831 0.045 0.001 844 45 18.75
18 j 1.045 1.024 0.088 0.015 69.96 5.86 11.87
30 j 1.249 1.245 0.115 0.022 56.77 8.40 8.69
54 j 1.462 1.406 0.185 0.028 52.21 6.60 7.90
76 j 1.661 1.623 0.221 0.035 47.43 6.31 7.51
86 j 1.893 1.848 0.295 0.049 38.63 6.02 6.41
91 j 2.152 2.063 0.345 0.058 37.10 5.94 6.23
160 j 2.310 2.294 0.412 0.062 37.25 6.64 5.60
210 j 2.541 2.523 0.456 0.085 29.89 5.36 5.57
Selon CHIN et al. (1994), l’absorbance à 285 nm est une mesure approximative du
degré d’aromaticité des matières organiques dissoutes et, selon SENESI et al. (1989),
l’humification est décrite par le degré de polycondensation des structures aromatiques. Dans
cette optique, KALBITZ (2001) a utilisé l’absorption à 285 nm des matières organiques
dissoutes pour estimer le degré d’humification d’un sol en fonction de sa profondeur. Cet
auteur a assimilé une augmentation de l’absorbance à une plus importante humification. Ceci
se vérifie pour les matières organiques dissoutes de compost avec une augmentation de
l’absorbance à 285 nm de 0.831 à 2.523 entre 4 à 210 jours de compostage et donc suivant la
progression de la maturité.
II.5. Caractérisation par Résonance Magnétique Nucléaire
II.5.1. Caractérisations des mécanismes du compostage
La Résonance Magnétique Nucléaire (RMN) 13
C du solide est une technique
spectroscopique puissante permettant d’étudier l’état de la matière organique plus
profondément (KOGEL KNABNER, 1997). Cette technique a connu son essor avec la mise
au point des techniques de polarisation croisée (CPMAS) et de rotation à l’angle magique
(angle de 54,7° par rapport au champ magnétique statique) permettant de résoudre les spectres
RMN beaucoup plus précisément. La caractérisation de la structure carbonée des composts à
différents stade de compostage a été effectuée par RMN 13
C dans le but d’approfondir la
172
connaissance des mécanismes impliqués dans le processus de compostage. Un exemple de
l’évolution de ces spectres à travers le temps de compostage est représenté par la (Figure II.8).
La déconvolution des spectres à généré plusieurs pics correspondant à des
conformations différentes du carbone. Les résonances exprimées en déplacement chimiques
(ppm) ont été assignées à des structures chimiques grâce à plusieurs études sur les matières
organiques des composts et des sols (INBAR et al., 1991 ; VINCESLAS-AKPA & LOPUET,
1997 ; ALMENDROS et al., 2000). Ainsi, les déplacements chimiques de RMN sont attribués
chimiques : Calkyle (0-45 ppm), CO-alkyle (45-110 ppm), Caromatique (110-145 ppm), C phénolique
(145-165 ppm) et Ccarbonyle & carboxyle (165-200 ppm).
Les acides humiques présentent généralement une résonance similaire dans les
spectres RMN 13
C, mais les intensités des résonances ont changé de manière significative au
cours de compostage (Figure II-9). La distribution du carbone change de manière significative
au cours du compostage (légende II-1).
Légende II-1 : Classifications des signaux d’un acides fulviques et attribution des groupes
chimiques.
Signal (ppm) Attribution des groupes chimiques
22.9 ; 29.8 ; 32 ; 36.4 Paraffinic (alkyl-C)
55 Methoxyl, N-alkyl-C
61- 63 Amino acids
72 alcoholic
102.5 Anomeric carbons of polysaccharide or
tannin structures, acetal and ketal
carbons
110-130 Unsubstituted aromatic C
130-145 Carbon-substituted aromatic carbons
145-160 Oxyen or nitrogen substituted aromatic
carbons
160-200 Carboxylate, ester or amide
173
N-
Aromatic(phenolic) Aromatic
Paraffinic(alkyl-C)
OH OR R
AlcoholicRC-OHRC-OR
Methoxyl, N-alkyl-C
OCH3
R-C-C-RAmideR-C
O
N-
CarboxylR-C
O
OH Paraffinic(alkyl-C)
R-C-R-C
R-C
O
R
Ketone
CarboxylR-C
O
OH
AmideR-C
O
N-
Aromatic(phenolic)
OH OR
R
Aromatic
AlcoholicRC-OHRC-OR
Methoxyl, N-alkyl-C
OCH3
Paraffinic(alkyl-C)R-C-R-C
(a) (b)
Figure II-8 : Spectres (a et b) RMN solide du 13
C de co-compost de déchets verts et des boues durant le début et le 1er
mois de compostage
174
AlcoholicRC-OHRC-OR
Methoxyl, N-alkyl-C
OCH3
Paraffinic(alkyl-C)R-C-R-C
R-C
O
R
Ketone
CarboxylR-C
O
OH
AmideR-C
O
N-
Aromatic
Methoxyl, N-alkyl-C
OCH3
Paraffinic(alkyl-C)R-C-R-C
Aromatic(phenolic) Aromatic
OH OR R
AmideR-C
O
N-
CarboxylR-C
O
OH
R
AlcoholicRC-OHRC-OR
(C) (d)
Figure II-9 : Spectres (c et d) RMN solide du 13
C de co-compost de déchets verts et des boues pendant le 2ème
et 3ème
mois de compostage
Le signal principal à 30 ppm est de caractéristiques (CH2) n d’acides gras (16, 20). Les
carbones aliphatiques substitués par un oxygène et d’azote sont habituellement observées
dans la région de 50 ppm. Le signal important autour de 57 ppm est principalement produit
par des groupes méthoxyles d’éthers aromatiques (22). On observe des amino acides autour
d’un signal de 63 ppm. Des glucides apparaissent à 74 ppm. Dans la région autour de 102.5,
105 ppm qui correspond à des carbones polysaccharides et les tannins.
Des signaux des carbones aromatiques non substitué à 118 et à 130 ppm, des carbones
aromatiques de carbone substitués apparaissent autour de 134 et 144 ppm. Le signal à 150
ppm est principalement produite par l’éther aromatique et/ ou N-substitué atomes de carbone
aromatique. Les résonances élevées à 174 et 184 ppm peuvent survenir à partir des groupes
carboxyliques et de l’amide.
Au cours de compostage, le groupe aliphatique montre une diminution significative de
la résonance dans l’intervalle de 15- 40 ppm qui correspond à longues chaines aliphatiques.
Ces carbones aliphatiques substitués présentent une résonance élevée, et qui sont
principalement attribuable à des groupes méthoxyles d’éthers aromatiques environ à 50 ppm.
En parallèle les dernières structures sont très résistantes à la dégradation microbienne par
rapport à d’autre groupe alkyle. Le carbone carboxylique montre une diminution au cours de
la phase de stabilisation (1 mois) et a augmente ensuite au cours de la phase de maturation.
La diminution de la résonance dans le carboxyle la zone au cours de la phase de stabilisation
peut provenir de l’intense dégradation des lipides. L’augmentation ultérieure durant la phase
de maturation est probablement liée à l’augmentation de la proportion de sous-unités
benzoïque.
Ces résultats sont en accord avec ceux de Garcia et al. Traiter l’ensemble de ces
résultats montre la composition hétérogène des acides humiques extrait de la boue
d’épuration. Il ya une forte contribution des lipides à longue chaîne et structures récalcitrants
aromatiques éthérifiés, à côté de structures peptidiques et des glucides. En fait, les boues
d’épuration proviennent de différents déchets liquides, qui ont subi la dégradation
microbienne au cours du traitement dans l’installation de traitement des eaux usées. Donc, ils
sont composés principalement de résidus d’algues mortes, des champignons et des bactéries
entraînant des peptides et la présence de la chaîne lipidique, Outre matériau récalcitrantes à la
dégradation microbienne comme les structures éthérifiés résistantes.
176
Pendant le compostage, la multiplication des populations microbiennes utilisent
facilement les composés aliphatiques dégradables, des molécules essentiellement lipidiques et
peptidiques, comme une source d’énergie. Dans les structures parallèles, aromatiques,
principalement ceux qui sont substitués par phénolique, et méthoxylique des groupes
fonctionnels carboxyliques ont montré une augmentation pendant le compostage. Les
résultats obtenus indiquer que la durée de compostage, la matière de départ et surtout
facilement composés dégradables tels que des chaînes latérales aliphatiques liés à des
polymères peuvent être oxydés, conduisant à la production de structures aromatiques plus
fortement fonctionnalisées qui contiennent une grande proportion de carboxyle et carbonyle
méthoxyles hydroxyles. Ces structures résistantes sont donc conservés à faire partie des
acides humiques nouvellement formés. La survenue d’éthers aliphatiques Ainsi, ces résultats
sont cohérents avec l’augmentation du degré de polymérisation et aromaticité pendant le
compostage résultant du processus d’humification.
Conclusion chapitre II
Les modifications structurelles des acides humiques extraites d’un mélange de boues
d’épuration et des déchets verts pendant le compostage ont été suivis en utilisant diverses
techniques analytiques (Spectroscopie infrarouge à transformée de Fourier, Spectre UV-
visible et 13
C-RMN). Les résultats obtenus indiquent que la matière de départ est un mélange
hétérogène de structures aromatiques éthérifiés portant lipidique à longue chaîne périphérique,
des structures peptidiques et des glucides. Au cours du compostage, par le développement de
l’activité microbienne intense, la dégradation oxydative principalement de composés
facilement accessibles survient comme celui de chaînes latérales aliphatiques lipidique et des
structures peptidiques. Cela conduit à la production de très oxydé et polycondensée
macromolécules aromatiques. Ces derniers composés, comme les biopolymères résistants a la
décomposition microbienne, sont conservés pour faire formés une partie des acides humiques
formés. Ces résultats montrent que l’humification se produit au cours du compostage, par
conséquent, la stabilité et la maturation du produit final.
177
Chapitre III
Extraction séquentielle des métaux lourds au
cours du compostage des boues d’épuration et de
déchets verts
L’utilisation agricole du compost des boues n’implique pas seulement la
détermination de son degré de stabilité et de maturité, il est nécessaire de déterminer son
contenu en éléments traces métalliques (ETM) puisque se sont des éléments non
biodégradables et qui ont tendance à s’accumuler le long des chaînes alimentaires. De plus,
les teneurs totales ne donnent pas des informations suffisantes sur leur mobilité et leur
comportement dans l’environnement, ce sont les formes chimiques qui déterminent leur
biodisponibilité dans le système sol-plante. Ce chapitre a pour objectif le suivi de l’évolution
des teneurs totales et formes chimiques des ETM au cours du compostage du mélange boues-
déchets verts.
178
III .1. Spéciation des métaux lourds au cours du compostage
Le compostage peut se concentrer ou diluer les métaux lourds présents dans les boues
d’épuration (LAZZARI et al, 2000; ZORPAS et al., 2003). L’analyse des ETM dans le
mélange boues- déchets verts à différents stades de compostage a montré des teneurs totales
faibles en Zn, Cr, Cu, Pb et Ni. Ces teneurs présentent une diminution au cours du
compostage (Figure III-1) attribuée à un lessivage de ces métaux suite à leur libération par
décomposition de structure organiques durant la phase thermophile. Les teneurs totales se
stabilisent en phase de maturation et à fin de compostage, ce qui indique que le compostage a
contribué à une élimination des formes les plus labiles des métaux et leur passage vers des
formes plus stable. Bien que certains auteurs suggèrent que lorsque les concentrations de
métaux toxiques potentiels d’un compost sont élevés, la lixiviation des métaux associés avec
du compost est préoccupante (HSU ET LO, 2001).
Figure III-1 : Quantité totale des métaux lourds durant le Co-compostage
des boues et des déchets verts.
179
Une comparaison entre la somme des teneurs de cinq formes chimiques des ETM et
les teneurs totales AFNOR indique que 70 à 80 % sont sous formes non extractibles liés
principalement aux silicates et nommée fraction résiduelle.
La teneur totale en métal du compost final était inférieure à celui des valeurs des
boues qui n’ont pas de restrictions d’utilisation et qui sont considérés comme fertilisants des
sols de bonne qualité selon la normalisation du Conseil canadien des ministres de
l’Environnement (Tableau III-1) [CCME., 1993; en tant que recommandation disponible
pour] compost de boues, ainsi que des valeurs obtenues pour d’autres composts de boues
(ZORPAS et al., 2003).
Tableau III-1: Teneurs en métaux lourds dans les valeurs limites pour la classe A de
composts « qui ne comportent aucune restriction d’usage » et de classe B de compost « qui
peut être utilisé sur les terres forestières et les côtés de la route et à d’autres fins
d'aménagement paysager », selon CCME de normalisation du Canada (1995).
Métal
Compost finale
(mg kg-1
)
Les valeurs limites
Class A (mg kg-1
)
Les valeurs limites
Class B (mg kg-1
)
Zn 202
500
1850
Cr
98.4 210 1060
Cu
54.2 100 757
Ni 23.2
62 180
Pb
108 150 500
Cd
nd* 3 20
* nd : non- dectectable.
- Classe A : compost (qui ne comporte aucune restriction à l’utilisation).
- Classe B : compost (qui peut être utilisé sur les terres forestières et des routes et à d'autres
fins d'aménagement paysager).
En outre, la plus grande proportion de métal a été trouvé associée à la fraction résiduelle (70-
80 %) et les fractions les plus résistantes à l’extraction X-NaOH, X-EDTA, X-HNO3 (12-29
%). Cela indique que les métaux étaient sous des formes plus stables et peuvent par
180
conséquent être considérée comme disponible pour absorption par les plantes. A moins de 2
% de métaux ont été liés à des fractions bio disponibles X-(KNO3+H2O).
Un bon coefficient de corrélation (R= 0.99**) a été trouvé, à chaque étape de
compostage entre la quantité totale de métal et de montants totaux extraits par extraction
séquentielle, malgré ce dernier est environ 4 fois plus faible que la précédente où le métal et
l’étape de compostage. Pour assurer le suivi de la distribution des métaux au cours du
compostage, chaque fraction métallique a été signalée à % du total des montants extractibles.
% De métal extractible totale = (X-fraction /total métallique extractible) x100
(X-fraction = quantité de métal sous forme KNO3 ou X-H2O, ou X-NaOH ou X-EDTA ou X-
HNO3).
(Total en métal extractible = X-KNO3+ X-H2O+ X-NaOH+ X-EDTA + X-HNO3).
Au cours de compostage nous observons, les formes mobiles X-KNO3 et X-H2O des
métaux Zn, Cu et Cr ont une tendance à diminuer (Figure III-2).
Figure III-2 : Changement du pourcentage de fromes métalliques extractibles (X-KNO3
(Exchangeable) et X-H2O (Soluble) au cours du compostage
181
Pour les fractions mobilisables (Figure II- a, b) , de Cu et Zn au cours de compostage il y a
une diminution de la fraction X-NaOH avec une augmentation de X-EDTA, et les formes X-
HNO3. Les changements ont été plus importants dans le cas de Cu.
(a)
(b)
Figure III- a, b : Changement du pourcentage des fractions métalliques extractibles (X-
NaOH, X-EDTA et XHNO3) au cours de compostage (a: Zn; b: Cu).
182
Pour le Pb présenté une augmentation de X-HNO3 avec une diminution de X-NaOH et X-
EDTA formes solubles. Le Cr présente une diminution significative de la fraction de X-HNO3
et une augmentation sous la forme d’EDTA et NaOH (Figure III- c, d).
(c)
(d)
Figure III- c, d : Changement du pourcentage des fractions métalliques extractibles (X-
NaOH, X-EDTA et XHNO3) au cours de compostage (c: Pb; d: Cr)
183
Ni montre une diminution de deux forme organique X-HNO3 et NaOH avec une
augmentation de la forme carbonate EDTA. En fait, au cours de la phase thermophile du
compostage, la décomposition de structures organiques conduit à une libération des métaux
Pb et Ni de leur formes organiques. Ces métaux présentent plus d’affinité aux structures
sulfures et carbonates, alors que le Zn et plus particulièrement, le Cu présentent plus d’affinité
aux fractions organique et carbonates.
(e)
Figure III- e : Changement du pourcentage des fractions métalliques extractibles (X-NaOH,
X-EDTA et XHNO3) au cours de compostage (e: Ni).
Conclusion chapitre III
L’analyse des ETM dans le mélange boues-déchets verts à différents stades de
compostage a montré des teneurs totales faibles en Zn, Cu, Cr, Pb et Ni. Ces teneurs
présentent une diminution au cours du compostage attribuée à un lessivage de ces métaux
suite à leur libération par décomposition de structures organiques durant la phase thermophile.
Les teneurs totales se stabilisent en phase de maturation et à fin de compostage, ce qui indique
que le compostage a contribué à une élimination des formes les plus labiles des métaux et leur
passage vers des formes plus stables. Les teneurs totales en ETM dans le compost sont
inférieures aux normes internationales dans le compost des boues acceptable pour un usage
agricole.
184
Chapitre IV
Activité de dégradation microbiologique au
cours du processus de maturation du compost
Les mécanismes de décomposition, de minéralisation et d’humification impliqués pendant le
compostage se traduisent par des changements notables et mesurables d’éléments chimiques.
Les activités microbiennes, à la base des ces transformations, subissent, elles aussi, de fortes
modifications au cours de ces processus. Cette évolution se traduit par des modifications des
communautés microbiennes présentes et actives à travers les processus successifs et/ou
simultanés de minéralisation et d’humification. C’est l’objective de ce chapitre qui s’attache
à déterminer l’évolution les communautés microbiennes au cours du processus de
compostage.
185
IV.1. Evolution des communautés microbiennes au cours du processus du compostage
IV.1.1. Aspect bactériologique des composts
Dans le processus de compostage, les micro-organismes jouent un rôle clef. La
présence de certaines espèces reflète les qualités d’un compost mature (RYCKEBOER et al.,
2003). Le suivi des successions microbiennes au cours de l’évolution du compost apparaît
donc essentiel à la compréhension des phénomènes liés à l’intervention des micro-organismes
dans la transformation de la matière organique.
Dans ce but, un dénombrement du micro-organisme a été effectué au cours du
compostage de boues de stations d’épuration mélangées à des déchets verts, les résultats sont
représentés dans le (Tableau IV-1).
Tableau IV-1 : Evolution des concentrations en micro-organismes au cours du compostage
Echantillon Levures et
moisissures
CFU. g-1
/MS
Mésophile
Aérobie Totale
CFU. g-1
/MS
Bacilles
aérobies
sporulées
CFU. g-1
/MS
Actinomycètes
CFU. g-1
/MS
Salmonella sp
CFU. g-1
/MS
0 jour 2.7 x 106 5.8 x 10
6 4.4 x 10
6 3.2 x 10
4 Presence
30 jours 5.6 x 106 4.6 x 10
6 5.6 x 10
4 5.7 x 10
4 Presence
60 jours 5.2 x 105 9.9 x 10
5 5.5 x 10
5 1.8 x 10
6 Absent
90 jours 4.1 x 105 2.1 x 10
4 2.9 x 10
3 4.4 x 10
5 Absent
120 jours < 10 < 10 5.2 x 102 69 x 10
3 Absent
150 jours < 10 < 10 3.5 x 102 1.1 x 10
2 Absent
180 jours < 10 < 10 3.5 x 102 1.1 x 10
2 Absent
CFU : Colony Formed Unit.
Au cours du processus de compostage, les levures et moisissures diminue
considérablement, les résultats sont représenté dans le (Tableau IV-1), puisqu’elle passe de
2.7 106 à <10 UFC.g
-1.MS. En revanche, les populations de bactéries sporulées varient de 4.4
x 106 à 3.5x 10
2. Une importante population : 5.8.10
6 UFC.g
-1. MS est observé à 0 jours
pendant la phase bio-oxydante exothermique où la température engendrée par les activités
métaboliques est la plus élevée. Les conditions défavorables à de nombreux types de bactéries
sporulantes provoquent, alors, leur passage sous forme résistante sous forme de spores, le
nombre de bactéries sporulées diminue jusqu’à le nombre <10.
186
Les communautés actinomycétales n’apparaissent en importante quantité que lorsque
les conditions de leur développement sont réunies, après la phase thermophile et lorsque le pH
atteint des valeurs légèrement basiques. Au vu des résultats, on remarquer une augmentation
de cette populations bactérienne filamenteuse d’actinomycètes similaires du 3.2 x 104 à 1.8 x
106 entre 0 et 60 jours, est mesurée lorsque l’humidité diminue après 31 jours, suivie d’une
diminution jusqu’au terme du processus, comme l’ont rapporté FINSTEIN & MORRIS
(1975) et RYCKEBOER et al. (2003). Ces auteurs ont expliqué que ces micro-organismes,
pendant cette phase dégradent activement la cellulose et les hémicelluloses présentes. Les
mêmes tendances ont été observées par DE BERTOLDI et al. (1983) pour les actinomycètes
et les champignons ligninolytiques dans le compost. Ces auteurs ont expliqué ces aspects
biologiques par des conditions plus adéquates à l’égard de ces deux groupes de micro-
organismes pendant la phase de maturation du compost (température, humidité et pH), mais
aussi par la présence prédominante de substrats tels que la cellulose et la lignine.
Les Salmonelles sont de bons indicateurs d’une pollution fécale, Leur nombre s’avère
important au début du cycle de compostage puis ils disparaissent à la fin du cycle.
IV.2. Respiration
L’étude des successions microbiennes explique une partie des mécanismes impliqués
dans le compostage. L’étude des activités microbiennes peuvent également permettre
d’appréhender la dynamique des différentes modifications biochimiques.
Pour DE BERTOLDI et al. (1983), le compostage est un processus biologique de
transformation des matières organiques, en présence de quantités appropriées d’air et d’eau,
en un produit humifié et pendant lequel les activités microbiennes sont essentielles à la
minéralisation des composés organiques. La mesure d’activité microbienne la plus étudiée
dans les composts est la respiration. Cette mesure reflète l’activité globale des micro-
organismes au sein d’un compost. La respiration exprimée par la quantité de O2 consommée
est souvent utilisée comme indice de stabilité des composts (ADANI et al., 2006; BOULTER-
BITZER et al., 2006). Des mesures de respiration ont été effectuées sur les composts de
différents prélèvements. Les résultats sont présentés dans le Tableau IV-2.
187
Tableau IV-2 : Mesure de la respiration des composts
Temps jour Compost
mg O2.h-1
.g-1
MS
7 36.5 ± 0.85
15 23.4 ± 0.55
30 21.7 ± 0.51
45 18.2 ± 0.67
60 12.7 ± 0.48
90 04.2 ± 0.64
120 3.30 ± 0.72
150 1.50 ± 0.44
160 0.50 ± 0.65
Les teneurs en O2 présentent des valeurs très variables pendant le compostage.une
diminution de la respiration pendant le compostage. En effet, on observe deux phases
distinctes se succèdent avec une consommation d’O2 élevée entre 7 et 30 jours (36.5 à 23.4
mg O2.h-1
.g-1
MS) suivie d’une respiration inférieure à 20 mg O2.h-1
.g-1
MS jusqu’à
maturation. En accord avec Adani et al. (2006), cette diminution de la respiration est
caractéristique de l’avancement du processus de compostage et de l’augmentation du degré de
maturité.
Conclusion chapitre IV
L’étude microbiologique du compostage apporte de nombreuses informations sur les
populations microbiennes présentes et leurs profils métaboliques. Les différentes populations
se succèdent en fonction des conditions du milieu et des ressources disponibles. Ces
changements sont notamment marqués par les modifications des profils métaboliques
distinguant les composts de moins de deux mois de ceux qui sont plus avancés dans le
processus de maturation. L’étude de l’utilisation des substrats, permettant de mieux distinguer
les stades de compostage, nécessite encore de profondes caractérisations et de nombreux
essais.
Il serait ainsi possible de déterminer précisément quels types de micro-organismes
singularisent les groupes de composts « jeunes » avant 50 jours, des composts les plus
188
matures. Une étude plus précise sur un nombre plus grand de stades de compostage
permettrait d’affiner nos conclusions. Ainsi par exemple, le dosage du CO2, en plus de la
mesure de la consommation d’O2, donnerait des indications sur la quantité de carbone
minéralisé par rapport à l’oxygène consommé. Ceci montrerait peut être que certains
métabolites secondaires s’accumulent dans les composts en phase de maturation, provoquant
ainsi la diminution de la consommation d’O2.
189
Chapitre V
Effet de l’ajout du compost sur le développement
de deux plantes
Le compost susceptible d’augmenter considérablement la croissance des plantes. Nous avons
voulu chiffrer dans ce chapitre le taux d’amélioration de croissance en utilisant deux plantes,
courantes en région méditerranéennes de familles différentes et dont les besoins en eau et en
nutriments ne sont pas les mêmes.
190
V. Introduction
Dans le but d’estimer la valeur fertilisante du compost et d’évaluer son impact sur le
sol et le produit végétal, il a été procédé à des expérimentations sous serre. Ces dernières ont
été réalisées sur un sol de type sableux et sur deux cultures.
Le compost susceptible d’augmenter considérablement la croissance des plantes. Nous
avons voulu, dans un premier temps, chiffrer le taux d’amélioration de croissance en utilisant
deux plantes, courantes en région de Sidi bel Abbes, de familles différentes et dont les besoins
en eau et en nutriments ne sont pas les mêmes.
D’une part une variété de L’orge commune (Hordeum vulgare) est une céréale à
paille, plante herbacée annuelle de la famille des poacées. Elle est la plus ancienne céréale
cultivée bien adaptée au climat méditerranéen du fait de sa rusticité, d’autre part, une plante
annuelle commune le pois chiche (Cicer arietinum) est une plante de la famille des fabacées
(ou légumineuses), voisine du petit pois mais d’un genre botanique différent. Il est cultivé
aussi dans les régions méditerranéennes dont il est originaire et produit une graine comestible.
Le sol utilisé est un sol de la région qui présente les caractéristiques suivantes
(Tableau V-1).
Tableau V-1 : Propriétés physicochimiques du sol utilisé
Granulométrie % Matière
organique
% Bases échangeable (meq/100g)
Terre fine 0 Matière organique 0.7 Calcium 6.3
Argile 4.8 Carbone organique 0.41 Mg 0.2
Limon fin 2.7 Azote total 0.05 Na 0.3
Limon grossier 0.8 Phosphore total 2.39 k 0.15
Sable fin 66.6 Phosphore
assimilable
0.04 Capacité
d’échange
7
Sable grossier 24.5 pH 7.53
Calcaire total 0.8 Salinité 0.1
V.1. Effet de l’ajout du compost sur la croissance végétale de poids chiche et d’une
variété de l’orge
Les photos V-2 et V-3 montrent clairement l’effet positif du compost sur la croissance
de la hauteur de deux plantes (Cicer arietinum) et (Hordeum vulgare), autre que la couleur
vive des plantes en présence du compost qui traduit une meilleur disponibilité de l’azote
(Photo V-1), la biomasse aérienne comme la biomasse racinaire sont significativement plus
191
élevées dans les pots contenant du compost avec un pourcentage plus élevé que dans les pots
qui en sont dépourvus.
Photo V-1 : Vue de l’ensemble des pots
Photo V- 2 : Vue générale de la partie racinaire et aériennes de la plante (Hordeu vulgare ) à
différents pourcentage de compost.
192
Photo V-3 : Vue générale de la partie racinaire et aérienne de la plante (Cicer arietinum) à
différents pourcentage de compost.
Sans compost Avec compost
Hordeu vulgare
193
Photo V-4 : Effet du compost sur la croissance de la (Hordeum vulgare) et du
(Cicer arietinum)
Le Tableau V-2 représente l’effet du compost sur la longueur et le poids sec total de deux
plantes en fonction de la dose appliquée. On constate que les rendements augmentent de
façon croissante avec l’apport du compost.
La hauteur des plantes qui ont poussée en présence du compost à 75% est en moyenne 35.12
cm dans la plante (Hordeum vulgare), alors qu’il ne dépasse pas les 26.52 cm pour les
témoins sol (0 % du compost). Comme on observer plus on rajoute du compost au sol plus la
croissance est plus marquée pour les deux parties aériennes et racinaires les résultats sont
représentés dans le (Tableau V-2, Photo V-2). Par contre pour la plante (Cicer arietinum) la
poussée en présence du compost à 75% est en moyenne de 28.30 cm et pour les témoins qu’il
ne dépasse pas les 24.10 cm (Tableau V-2, Photo V-3).
Cicer arietinum
194
Tableau V-2 : Effet de l’ajout du compost sur le développement de deux plantes
Composition du
mélange (Compost/sol)
Longueur (cm) Poids sec
total (g)
__________________________________________
Partie aérienne Racinaire Partie aérienne
Racines
(Hordeum vulgare)
75% compost+ 25% sol 35.12 26.35 2.20 3.52
50% compost+ 50% sol 31.50 26.10 1.90 2.40
25% compost+ 75% sol 30.10 22.80 1.02 1.10
100% sol (témoin) 26.52 20.70 0.80 0.72
(Cicer arietinum)
75% compost+ 25% sol 28.30 25.40 2.66 2.74
50% compost+ 50% sol 26.55 24.10 1.69 0.99
25% compost+ 75% sol 24.75 21.50 1.09 1.20
100% sol (témoin) 24.10 22.45 0.97 0.77
Le poids sec total des plantes de la partie racinaire qui ont poussée en présence du compost à
75% est en moyenne 3.52g, alors qu’il ne dépasse pas les 0.72g pour les témoins pour la
plante (Hordeum vulgare).
Figure V-1: Effet de l’ajout du compost sur la croissance de la Hordeum vulgare
195
On remarque également que pour la plante (Cicer arietinum) le poids sec total en présence du
compost à 75% est de 2.74g et de 0.77g pour les témoins sol sans compost. Le compost a
donc favorisé considérablement la croissance des deux plantes. Cette augmentation est plus
marquée pour les parties racinaires que pour les parties aériennes.
Figure V-2: Effet de l’ajout du compost sur la croissance de la Cicer arietinum
Les résultats illustrés dans la Figure V-2 permettent de préciser l’effet du compost sur la
croissance de la Cicer arietinums sur le sol amendé en compost (25, 50 et 75 %). De même
nous avons remarqué que les rendements les plus importants sont obtenus avec le traitement
(75 % du compost), ce qui laisse penser que cette dose demeure satisfaisante pour améliorer la
productivité du sol.
L’efficacité de l’ajout du compost à des cultures à été ici clairement démontrée. Cet impact
sur la croissance a été également observé avec d’autre types de compost (ALVAREZ et al.,
1995 ; WONG et al., 1999). EL HANAFI SEBTI (2006) a montré que l’ajout d’un compost
fabriqué à partir de déchets de thé a eu des effets positifs sur le rendement de la tomate : la
biomasse végétale, le nombre de fruits et le poids des racines ont été augmentés par rapport
aux témoins. Par ailleurs, LEE et al. (2003) ont étudié la croissance de la laitue (Lactura
satira) en présence d’un compost à différentes concentrations, dans le meilleur cas ils ont
obtenu une croissance de la plante 2 à 3 fois plus importante en présence du compost par
rapport aux témoins au bout de 6 semaines d’expérience.
196
Conclusion de chapitre V
Les résultats obtenus à travers les essais agronomiques ont montré que le compost
peut être considéré comme un amendement organique qui permet d’améliorer les propriétés
physiques et chimiques des sols et par conséquent les rendements des cultures. Du rythme de
diffusion des nutriments et la capacité de rétention d’eau. De même nous avons remarqué que
l’amélioration des rendements des deux cultures. Cette évolution conduit à une stabilisation
du produit fini que l’on peut valoriser en agriculture. Par ailleurs: Hordeum vulgare et Cicer
arietinum est proportionnellement liée à la dose du compost. En effet, l’incorporation d’une
dose de 75 % s’avère être la meilleure alternative pour atteindre les meilleurs rendements.
197
Conclusion Générale
L’objectif de ce travail est de faire sortir les boues de station d’épuration de leur
réputation de déchets pour en faire un produit utilisable en agriculture par sa valorisation en
un compost, sain, sans danger pour la santé et l’environnement et contenant une matière
organique régénérée. Notre étude s’est focalisée sur un procédé de compostage particulier, le
co-compostage des boues de station d’épuration et des déchets verts. En effet, ces deux types
de déchets représentent une lourde charge pour l’ensemble des collectivités territoriales. En
plus du coût engendré par la purification des eaux usées, le stockage des boues qui en
résultent et la collecte des déchets verts constituent, ainsi que la valorisation de ces déchets,
un fardeau financier pour les collectivités, mais aussi un problème environnemental majeur.
Le compostage est une filière de recyclage prometteuse qui, à partir de ces boues, peut
fournir un produit de qualité et d’aspect acceptable par le marché tant du point de vue
économique que psychologique du fait de l’hygienisation et de la stabilisation (CCME, 1996;
BRINTON, 2000). Le compostage est le résultat de l’action de nombreux mécanismes
chimiques et biologiques conduisant à des modifications de la composition et des structures
chimiques qui permettent l’obtention d’une matière organique mature et stable. La valeur
fertilisante du produit est un des premiers critères pour l’agriculteur. Ainsi, la qualité
agronomique du compost des boues étudiées en tant qu’engrais a été recherchée.
Le concept de maturité des composts et les méthodes de son évaluation ont été ainsi
définis et discutés au cours de ce travail. Cette étude a notamment été focalisée sur les
processus de minéralisation et d’humification des matières organiques. Ces processus
biochimiques successifs et parfois simultanés transforment un mélange initial de déchets
constitués de matière organique instable et très active en un produit final contenant une
matière organique homogène, stable et mature. Ils ont été examinés à l’aide d’un ensemble de
méthodes chimiques et biologiques en utilisant des composts en andains d’âges et d’états
d’avancement différents. Les méthodes ont tout d’abord confirmé l’existence des deux phases
au sein du compostage : une première phase bio-oxydante suivie d’une phase de maturation.
Les résultats des analyses physico-chimiques préliminaires ont démontré que leurs
teneurs en Azote, Phosphore, Potassium, Calcium, Magnésium sont de l’ordre des valeurs
observées dans différentes études pour d’autres composts des boues utilisés comme engrais.
198
Un autre avantage des produits issus des boues est leur comportement d’engrais organique
phosphaté et azoté à action retardée ou progressive et dont la minéralisation dans le sol serait
en équilibre avec le besoin des plantes, ce qui permet de réduire le risque de pollution par ces
éléments (BOUSELHAJ, 1996). Dans le cas de l’azote, ce critère est renforcé au cours du
compostage grâce à une forte immobilisation de l’azote N-inorganique surtout nitrique
potentiellement lessivable (POWLSON, 1993) par une forme organique associée aux
constituants microbiens ou aux structures humiques formées principalement dans la phase de
maturation. Pour le phosphore, la quantité potentiellement disponible représente toujours
environ 25 % du phosphore total.
Les diminutions des paramètres MO et C/N en début de compostage ont montré une
forte minéralisation des matières organiques pendant les deux premiers mois de compostage.
Durant les périodes, ces maxima correspondant à une élévation de la température au sein des
andains mesurés après 8 jours de compostage. La RMN 13C du solide a aussi indiqué que,
pendant les deux premiers mois de compostage intervenait une intense minéralisation
caractérisée par une diminution drastique de l’intensité des pics à 35 et 40 ppm. Ces pics
assignés aux CH2 des protéines et des lipides, constituants majeurs des boues de stations
d’épuration, semblent indiquer que les micro-organismes utilisent alors préférentiellement les
constituants les plus facilement métabolisables. A l’inverse, les pics caractéristiques des
matières plus récalcitrantes telles que les composés aromatiques et phénoliques ont eu
tendance proportionnellement à augmenter pendant la même période. Les dénombrements
microbiens ont montré que la première période du compostage est dominée par une
microflore bactérienne et que l’apparition massive de la microflore fongique et des
actinomycètes ne se produit qu’après un mois.
La RMN a aussi montré que même si les teneurs en CO-alkyle augmentent légèrement
pendant le compostage, les polysaccharides caractéristiques de ce type de carbone tels que la
cellulose et les hémicelluloses subissent de fortes modifications. Les deux pics spécifiques de
la cellulose cristalline et amorphe ont présenté une diminution, traduisant une dégradation de
ce polymère. De plus, la proportion de cellulose présentant le degré d’organisation le plus
élevé a augmenté entre 4 et 146 jours de compostage, la forme amorphe (plus facile à
dégrader) diminuant plus vite que la forme cristalline. Par ailleurs, les hémicelluloses
subissent également des modifications. Celles-ci sont symbolisées par la diminution des
signaux à 21 ppm et à 173 ppm correspondant aux méthyles et aux carboxyles des
199
groupements acétyl des hémicelluloses. Les mesures par RMN témoignent des modifications
et des dégradations subies par les polysaccharides pendant le compostage. Ces modifications
coïncident avec les augmentations de populations de la microflore fongique et des
actinomycètes se produisant après un mois de compostage.
Les intenses minéralisations en début de compostage diminuent le volume des déchets
initiaux, mais un deuxième processus est responsable des qualités du compost final :
l’humification. Cette transformation des matières organiques s’intensifie lorsque les
phénomènes de minéralisation se réduisent après 1 à 2 mois de compostage, comme l’a
montré la stabilisation des valeurs de MO et du rapport C/N après 57 jours. L’augmentation
des teneurs en AH a également montré que ces composés ont tendance à se former
massivement à partir de deux mois de compostage après la phase de minéralisation intense.
De même, la diminution des AF et l’augmentation conséquente du rapport AH/AF ont semblé
indiquer une condensation des substances humiques.
Les spectres obtenus à différents stades de compostage ont montré une même allure
générale. Les principales variations observées sont une diminution de l’absorbance des
composés aliphatiques liés aux lipides, polysaccharides et amides et une augmentation de
l’absorbance des structures aromatiques éthérifiées dans le compost mature. La diminution du
caractère aliphatique et l’augmentation de l’aromaticité ont été démontrés aussi par de
nombreux auteurs sur d’autres systèmes de compostage. La qualité d’amendement d’un
compost est liée en principe à cette aromaticité des structures organiques qui influe sur la
structure et texture du sol (RIVEROA et al., 2004; SPACCINI et al., 2002). RMN 13C du
solide a montré un accroissement de l’aromaticité à travers l’augmentation des Caromatique et
des Cphénolique et la diminution des Calkyl. Cet indice d’aromaticité procurant une vision globale
de l’évolution des composés aromatiques a permis de caractériser l’humification à partir de
leur accumulation. De même, bien que la teneur en lignine estimée par RMN évolue très peu
pendant le compostage.
Parmi les critères environnementaux, la teneur en éléments traces métalliques d’un
produit destiné à l’agriculture est soumise à législation du fait du risque toxique qu’ils
peuvent représenter. Ainsi, pour obtenir un compost de qualité, il est donc indispensable de
contrôler en amont la concentration en éléments traces dans les boues à composter. Pour les
boues étudiées, les teneurs en éléments traces Zn, Cr, Cu, Pb et Ni du compost sont
inférieures quelque soit le stade de compostage aux teneurs données pour des composts
200
qualifiés. Cependant, si les teneurs totales ne donnent aucune indication sur la mobilité ou la
biodisponibilité de ces éléments traces, l’utilisation d’une méthode d’extraction séquentielle
fournit des informations sur cette mobilité potentielle en fonction des formes chimiques des
éléments traces. Les résultats d’une extraction séquentielle appliquée sur le compost des
boues à différents stades de traitement et l’application des modèles de régression linéaire sur
ceux-ci montrent en fait que les concentrations totales des éléments traces observées ne
peuvent pas préjuger des quantités biodisponibles à partir de ce compost. En général, moins
de 2 % des teneurs des métaux lourds étudiés (% /teneur totale en élément) peuvent être
potentiellement bio-disponibles (fraction « échangeable + soluble »).
Le changement de la distribution métallique entre les différentes fractions peut être
considéré comme très faible par rapport à ce qui serait attendu dans un système
biologiquement et chimiquement très actif comme le compostage. Ceci est principalement dû
au fait qu’une grande proportion des teneurs totales est en majorité liée à des formes
chimiques inertes ou très stables et qu’en plus ces teneurs totales sont très faibles. Les teneurs
potentiellement mobiles étant très négligeables, on peut écarter toute possibilité de
contamination métallique suite à l’application du compost au sol, même à long terme. Ainsi,
dans le cas du compost des boues étudiées, les teneurs en éléments traces et leurs formes
chimiques ne restreignent pas son usage agricole.
En conclusion, pour fournir un produit utile pour le sol et minimiser ou supprimer tout
risque de contamination probable, il faut gérer d’une part la phase de dégradations ou de
stabilisation des composantes organiques, et s’assurer d’une bonne maturation du produit
d’autre part. Un test agronomique en utilisant le ray grass a été réalisé en vases de végétation
dans le but de confirmer l’absence d’une éventuelle toxicité du compost et la maturité du
produit final (PASCUAL et al., 1997). Les résultats obtenus n’ont montré aucun effet
dépressif. A l’opposé en augmentant la dose du compost appliquée au sol, on constate une
augmentation significative de la production végétale soit dans la partie aérienne ou soit dans
la partie racinaire.
A la lumière de l’ensemble des résultats, la maturation d’un compost semble
clairement dirigée vers l’élaboration d’une matière organique humifiée. Cependant,
l’obtention d’un produit utilisable en agriculture, sans danger pour la santé ou pour
l’environnement, requiert de posséder des méthodes permettant sa caractérisation. En résumé,
pour l’obtention d’un compost mature, à haute valeur agronomique, il faut chercher à
201
influencer l’aromatisation du produit au cours du compostage en contrôlant les conditions de
déroulement du processus de compostage, et le choix des mélanges de matières premières
destinées à composter (MADEJON et al. 2001 ; SPACCINI et al. 2002 ; RIVERO et al.
2004).
Finalement, les donnés acquises dans ce travail ne doivent pas rester limitées à un
cadre de recherche universitaire. La résolution des problèmes liés aux boues et les projets de
valorisation de celles-ci ne pourraient réussir sans un transfert d’information à l’extérieur pour
sensibiliser le public qui devra distinguer clairement entre les boues brutes issues des stations
qui sont des déchets et les produits issus des mêmes boues hygiénisées et/ou compostées qui
respectent des normes de qualité et qui sont une véritable matière première fertilisante et
amendant.
202
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