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THESE

Présentée et soutenue publiquement le 15 décembre 2005

Pour obtenir le grade de

Docteur de l’Université Paris-XII – Val-de-Marne

Ecole doctorale Sciences et Ingénierie : Matériaux-Modélisation-Environnement

Discipline : Sciences et Techniques de l’Environnement

par

Vassilia VIGNERON

Voies de réduction des oxydes d’azote lors de leur injection dans un massif

de déchets ménagers et assimilés

Contribution à l’étude de la recirculation de lixiviat nitrifié dans

une installation de stockage de déchets ménagers et assimilés bioactive

Composition du jury Directeurs de thèse : Nicolas BERNET, Chargé de Recherche – Inra de Narbonne

Théodore BOUCHEZ, IGREF – Cemagref d’Antony

Rapporteurs externes : Jean-Claude GERMON, Directeur de Recherche – Inra de Dijon

Rémy GOURDON, Professeur – Insa de Lyon

Examinateurs : Geneviève FEUILLADE, Maître de Conférences –Université

de Limoges

Daniel THEVENOT, Professeur – Université Paris-XII

Invités : Isabelle HEBE, Ingénieur – Ademe

Jean-Marc AUDIC, Ingénieur – Cirsee – Suez-Environnement

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Remerciements

Ce travail de thèse a été réalisé au Cemagref d’Antony au sein de l’unité de recherche Hydrosystèmes et Bioprocédés, dans le cadre de l’activité « fonctionnement hydrobiologique des installations de stockage des déchets ménagers et assimilés ».

Ma gratitude va tout d’abord à Théodore BOUCHEZ, ingénieur microbiologiste au Cemagref, pour son encadrement tout au long de la thèse. Ta disponibilité sans faille, ton soutien, ta confiance, ta gentillesse, ta rigueur scientifique et ton exigence ont été assurément des facteurs essentiels au bon déroulement de ce travail. Je suis certaine que les méthodes de travail que j’ai acquises à tes côtés me seront précieuses pour l’avenir.

Je remercie ensuite Nicolas BERNET, directeur de la thèse et chargé de recherche à l’Institut

national de la recherche agronomique de Narbonne, pour avoir accepté de diriger ce travail, pour les nombreux articles qu’il m’a conseillé de lire, pour sa disponibilité sans limite malgré la distance, pour la pertinence scientifique de ses remarques et pour l’intérêt constant qu’il a su porter au sujet tout au long de ces trois années.

Mes remerciements vont ensuite à Laurent MAZEAS, chargé de recherche au Cemagref,

sans qui toute la partie isotopique n’aurait pu être menée à bien. Ta disponibilité, ton soutien, ton humour, ta patience et ton tact dans les moments difficiles ont été un atout majeur pour cette thèse. J’en profite pour remercier Madame Hélène BUDZINSKI, directrice de recherche au CNRS de l’Université de Bordeaux-I, pour nous avoir permis d’accéder à l’analyseur élémentaire couplé au spectromètre de masse isotopique. Je tiens également à remercier chaleureusement Madame Karyn LE MENACH, assistante ingénieur au CNRS de l’Université de Bordeaux-I, pour avoir accepté de passer certains de mes échantillons.

Que Messieurs Jean-Claude GERMON, directeur de recherche à l’Institut national de la

recherche agronomique de Dijon, et Rémy GOURDON, professeur à l’Institut national des sciences appliquées de Lyon, trouvent ici mes sincères remerciements pour avoir accepté de juger ce travail de thèse en tant que rapporteurs. Que soient également remerciés Madame Geneviève FEUILLADE, maître de conférences à l’Université de Limoges, et Monsieur Daniel THEVENOT, professeur à l’Université Paris-XII, pour avoir accepté de participer à ce jury de thèse.

Je tiens également à remercier les différentes personnes ayant participé de façon très active

aux comités de pilotage bi-annuels et ainsi aux avancées scientifiques de la thèse : Mesdames Isabelle HEBE et Olga KERGARAVAT, ingénieurs Ademe ; mes interlocuteurs successifs du groupe Suez Environnement, Arnaud BUDKA et Giulia BARINA, et en particulier mon interlocuteur permanent, Jean-Marc AUDIC, qui a toujours su faire preuve d’une très grande pertinence dans ses remarques, Fabrice BELINE, chargé de recherche au Cemagref de Rennes, Jean-Luc VASEL, chargé de cours à l’Université de Liège, qui m’a fourni le lixiviat nitrifié utilisé pendant la thèse, qui a consacré un temps précieux au calage du modèle des écoulements de lixiviat dans la colonne expérimentale et qui a toujours répondu à mes attentes avec une efficacité impressionnante, Alain HEDUIT, directeur de recherche au Cemagref et Christian DUQUENNOI, ingéneur de recherche au Cemagref, qui a su faire preuve d’intêret pour mes résultats et qui a pris le temps de relire mes articles en anglais.

Je tiens à remercier la région Ile-de-France et l’Ademe pour avoir cofinancé ma bourse de

thèse pendant trois ans. Mes remerciements vont également au groupe Suez-Environnement qui, par le financement du travail expérimental, a permis que la thèse se déroule dans de bonnes conditions. Je tiens également à remercier le Cemagref pour avoir accepté de prolonger mon contrat de thèse de trois mois et pour m’avoir accueillie au sein du bâtiment des eaux, où le caractère pluridisciplinaire des équipes m’a beaucoup apporté sur le plan scientifique. Il a contribué à faire de ce travail une

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expérience particulièrement enrichissante. Je tiens à remercier en particulier Philippe DUCHENE, chef du département Milieux aquatiques, qualité et rejet, François LACROIX, chef du département Ressources en eau, usages et risques, Gildas LE BOZEC, chef de l’unité de recherche Hydrosystèmes et Bioprocédés, et Christian DUQUENNOI, chef d’unité au moment du démarrage de la thèse.

Je tiens également à remercier Monsieur Jean-Noël ROCHE, exploitant de l’installation de

stockage de déchets de Vert-le-Grand, pour nous avoir permis tout au long de ces trois années de thèse de venir prélever du lixiviat.

Que soient remerciées ici toutes les personnes qui ont contribué, notamment par leur relecture

attentive, à la version du mémoire soumise au jury : Théodore BOUCHEZ, Nicolas BERNET, Laurent MAZEAS, Nathalie TOUZE-FOLTZ, ton efficacité est un modèle pour moi, je te souhaite beaucoup de courage au sein de l’équipe très masculine, mais je sais que tu sauras faire front, Myriam HALAJKANN (ma maman), j’admire ta gentillesse et ton courage pour avoir accepté de relire deux fois ce mémoire, j’espère que tu seras satisfaite, voire fière de la version finale ; Claude VIGNERON (mon papa), je t’admire pour avoir essayé de comprendre mon travail de thèse et cela malgré ton absence de formation scientifique ; Jean-Denis JULIEN (mon compagnon), ta présence sur tous les fronts, pour la relecture, pour les tâches ménagères quotidiennes et pour me remonter le moral m’ont permis d’avancer et de me consacrer à temps complet sur ce mémoire de thèse, je te le promets, je ne me lancerai pas dans une seconde thèse, même si Tristan RENAULT, ce chercheur si génial me proposait de travailler sur le virus de l’herpès chez le poulpe...

Je tiens également à remercier ceux qui ont contribué à l’amélioration de certaines parties de

ce mémoire : Nancy MAILLY, Jean-Luc VASEL, Jacques MERY (merci notamment pour ta remarque très pertinente « trop de gras tue le gras »), Jean-Michel BOUYE (continue à bien prendre soin des gens du Cemagref), Sylvain MOREAU (ton aide pour l’expression des incertitudes m’a vraiment été préciseuse, merci également pour l’organisation de notre court mais plaisant séjour en Angleterre pour Waste 2004 et pour ta gentillesse au quotidien).

Enfin, je souhaite terminer cette partie en remerciant l’ensemble des personnes qui ont

contribué à ce que cette thèse soit une expérience inoubliable : les stagiaires que j’ai eu l’occasion de coencadrer, même si vos résultats n’ont pas pu être intégré à ce mémoire de thèse, vos nombreuses questions, votre formation au niveau du laboratoire et vos rapports à corriger m’ont beaucoup appris, Francelin BOUILLERE, Lichao FAN, Catherine GUYOMARD et Chrystelle BUREAU (je te remercie pour m’avoir permis de démarrer dans les meilleures conditions ce travail de thèse) ; Nancy MAILLY, ma seconde petite maman, qui a toujours su être là pour m’aider dans mon travail, que ce soit en aménageant la disposition de notre bureau, en m’aidant dans les corvées de dilutions ou en allant me cueillir des fleurs pour me remonter le moral, ta bonne humeur quotidienne va terriblement me manquer ; Evelyne TALES, sans qui la partie sur les statistiques m’aurait pris beaucoup plus de temps, je te remercie pour les deux journées de travail que tu m’as accordées ; Marie PONTHIEU, sans qui je n’aurais pas pu obtenir les résultats d’analyse des métaux, merci pour ton extrême gentillesse ; Antoine CUCINELLA, tu as toujours été auprès de moi pour me donner un coup de main pour les problèmes techniques récurrents que génère une colonne expérimentale de déchets et cela avec un grand sourire ; Daniel STADTMULLER, qui a toujours accepté avec une très grande rapidité de démarrer l’analyseur élémentaire et le COTmètre pour que je puisse passer mes échantillons ; et tous les autres qui, par leur bonne humeur quotidienne, m’ont toujours donné envie de venir au Cemagref, Bénédicte AUGEARD, Claire BILLY, Cécile BOURDON, Rémy BUZIER, François CARTAUD, Didier CROISSANT (un grand merci pour la pompe à vide), Valérie DANSIN, Roland GALLO, Guillaume GORGES, Francis GOETA, Georges GUYOT, Erika LETIN, Bernard LOISEAU, Elisabeth MARCHAL, Sophie MORIN, Yves NEDELLEC, Fabien OLIVIER, Thais PARIS, Julien TOURNEBIZE, Noémie VARADO, Monsieur BIDOLI et les gardiens du Cemagref et en particulier Françoise PEYRIGUER qui a bien pris soin de moi pendant mes week-end de rédactions et d’expérimentation, merci également aux bibliothécaires pour leur rapidité à obtenir les articles.

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Résumé La nitrification du lixiviat avant recirculation dans les installations de stockage de

déchets ménagers et assimilés (ISDMA) bioactives a été proposée comme une stratégie permettant de limiter les risques d’accumulation d’azote ammoniacal. L’objectif de la thèse vise à déterminer le devenir des oxydes d’azote lors de leur injection dans un massif de déchets ménagers en cours de dégradation.

Dans des flacons à plasma (1,1 litre, 40 g de déchets ménagers et assimilés

reconstitués), système discontinu et saturé en lixiviat, des injections de 250 mg N-NOx/l ont été effectuées au cours des différentes phases de biodégradation de déchets à 35 °C. La réduction du nitrate en phase d’acidogenèse et de méthanogenèse active, en présence de carbone facilement biodégradable, a été réalisée majoritairement par dénitrification hétérotrophe. Toutefois, lorsque la concentration en H2S dépassait 0,7 % dans le biogaz (ou 0,5 mmol H2Sdissous/l de lixiviat), le nitrate a été réduit en ammonium (nitrammonification), empêchant l’azote d’être éliminé du système. Cette observation a été confirmée au cours d’une expérimentation de traçage à l’aide de nitrate marqué (15NO3

-). Enfin, en phase de méthanogenèse stable, en absence, dans le lixiviat, de carbone organique facilement utilisable par les micro-organismes, le nitrate a été réduit par dénitrification autotrophe à l’aide de sulfure. Un éventuel relargage de métaux libres n’a pas été décelé. Une accumulation transitoire de N2O a en revanche été détectée au cours de la nitrammonification et de la dénitrification autotrophe.

Dans une colonne expérimentale de déchets (0,2 m3, 80 kg de déchets reconstitués) en

phase de méthanogenèse, les taux de réduction du nitrate en N2 obtenus lors de l’apport en NO3

- sous forme de KNO3 (280 mg N/jour pendant 77 jours) et sous forme de lixiviat nitrifié (61 mg N/jour pendant 54 jours) ont respectivement été de 113 % et de 203 %. Le front de dénitrification a pu être suivi au moyen de sondes d’oxydo-réduction placées à trois niveaux dans le massif de déchets. Bien que le N2O n’ait jamais été détecté, une faible production ne peut être exclue. L’utilisation du massif de déchets comme réacteur anoxique a bien permis d’éliminer l’azote du système, essentiellement sous forme de N2.

Mots clés : Ammonium, dénitrification, installation de stockage de déchets ménagers et assimilés bioactive, H2S, lixiviat nitrifié, recirculation de lixiviat, réduction dissimilatrice du nitrate en ammonium (nitrammonification).

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Summary Nitrified leachate recirculation in bioreactor landfill has been proposed to avoid

ammonium accumulation. We worked on the identification of nitrous oxides reduction pathways induced when nitrified leachate is recirculated during waste degradation.

Batch reactors (1.1 liter, 40 g of reconstituted Municipal Solid Waste, MSW) were

operated at 35 °C and saturated with leachate. Injections of 250 mg N-NOx.l-1 were performed

during different phases of waste biodegradation. Nitrate reduction during acidogenic and active methanogenic phases, with an easily available carbon source in leachate, was mainly attributed to heterotrophic denitrification. However, H2S concentration up to 0.7 % in the biogas (corresponding to 0.5 mmol of free H2S per liter of leachate) led to prevalent DNRA (Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium) over denitrification. This reaction hindered the release of nitrogen outside of the system. This observation was confirmed with experiments performed with 15N enriched nitrate. During late methanogenic phase, without any available carbon source in leachate, nitrate was reduced by autotrophic denitrification with sulfide as an electron donor. No free metal was detected in the leachate. N2O transient accumulation was detected during both DNRA and autotrophic denitrification.

A second set of experiments was conducted in a MSW pilot scale column (0.2 m3,

80 kg of reconstituted waste) in methanogenic phase. 113 % and 203 % of nitrate were converted into N2 when a synthetic KNO3 solution (280 mg N.day-1 during 77 days) or nitrified leachate (61 mg N.day-1 during 54 days) were respectively injected into the system. The downward movement of a denitrification front passing through the waste mass was followed using 3 redox probes inserted at different levels of the pilot. Even if N2O was never detected, a small production of this gas could not be totally excluded. It was established that the MSW column used as an anoxic reactor could lead to nitrogen extraction as N2 from the system.

Key words: Ammonium; bioreactor landfill; denitrification; DNRA (Dissimilatory Nitrate reduction to ammonium); H2S; leachate recirculation; municipal solid waste; nitrified leachate.

Cette étude a fait l’objet de : Communications orales (avec article de colloque) Vigneron, V., T. Bouchez, C. Duquennoi, N. Mailly, L. Mazéas et N. Bernet (2003). Prétraitement

des lixiviats avant recirculation : pertinence ? Centre de stockage pour déchets ménagers et assimilés « Vers une gestion en bioréacteur ? », Journée scientifique Ademe, Ensil, Limoges.

Vigneron, V., T. Bouchez, C. Bureau, N. Mailly, L. Mazéas, C. Duquennoi, J.-M. Audic, I. Hébé

et N. Bernet (2004). Leachate Pre-Treatment Strategies before Recirculation in Landfill

Bioreactors. Anaerobic Digestion 2004, Montréal, Canada, publié dans Water Science and Technology.

Vigneron, V., T. Bouchez, L. Mazéas, S. Moreau, J.-M. Audic, I. Hébé et N. Bernet (2004).

Nitrified Leachate Recirculation in Landfill Bioreactors. Waste 2004, Stratford-Upon-Avon. Vigneron, V., L. Mazéas, G. Barina, J.-M. Audic, J.-L. Vasel, N. Bernet et T. Bouchez (2005).

Anaerobic Digestion of Municipal Solid Waste: a Mass Balance Analysis. Sardinia 2005. Vigneron, V., M. Ponthieu, L. Mazéas, G. Barina, J.-M. Audic, N. Bernet et T. Bouchez (2005).

Nitrate Injections During Municipal Solid Waste Anaerobic Digestion. Sardinia 2005. Communication par poster Vigneron, V., G. Barina, J.-M. Audic, C. Bureau, O. Kergaravat, L. Mazéas, N. Bernet et

T. Bouchez (2004). Impact of Nitrified Leachate Recirculation in Landfill Bioreactors. 3rd ICLRS, Japon.

Articles de revue Vigneron, V., T. Bouchez, C. Bureau, N. Mailly, L. Mazéas, C. Duquennoi, J.-M. Audic, I. Hébé

et N. Bernet (2005). Leachate Pre-Treatment Strategies before Recirculation in Landfill

Bioreactors. Water Science and Technology 52(1-2): 289-297. Bouchez, T., G. Barina, C. Duquennoi, V. Vigneron, A. Budka et J.-M. Audic (2005). Vers une

nouvelle génération de centres de stockage bioactifs. Techniques Sciences et Méthodes 7-8: 66-77.

Vigneron, V., M. Ponthieu, G. Barina, J.-M. Audic, C. Duquennoi, L. Mazéas, N. Bernet et

T. Bouchez (accepté fin décembre 2005). Nitrate and Nitrite Injection during Municipal Solid

Waste Anaerobic Biodegradation. Waste Management.

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Glossaire Les mots identifiés par un astérisque au cours de ce mémoire sont définis dans ce glossaire.

Alvéole : « subdivision d’un casier* » (arrêté du 9 septembre 1997).

Barrière de sécurité active : « normalement constituée, du bas vers le haut, par une géomembrane ou tout

autre dispositif équivalent, surmontée d’une couche de drainage » (arrêté du 9 septembre 1997).

Barrière de sécurité passive : « normalement constituée par le substratum du site qui doit présenter, de haut en

bas, une perméabilité inférieure à 10-9

m.s-1

sur au moins 1 m et inférieure à 10-6

m.s-1

sur au moins 5 m » (arrêté du 9 septembre 1997).

Biogaz : « tous les gaz produits par les déchets mis en décharge » (Directive européenne 99/31/CE).

Capacité au champ : capacité de rétention en eau (d’un déchet).

Casier : « subdivision de la zone à exploiter, délimitée par une digue périmétrique stable et étanche,

hydrauliquement indépendante » (arrêté du 9 septembre 1997).

Couche de drainage : constituée de bas en haut par « un réseau de drains permettant l’évacuation des lixiviats

vers un collecteur principal et par une couche drainante, d’épaisseur supérieure ou égale à 0,5 m, ou tout

autre dispositif équivalent » (arrêté du 9 septembre 1997).

Couna : les courriers non adressés sont les prospectus, les journaux gratuits et les autres imprimés publicitaires.

Déchet : « tout résidu d’un processus de production, de transformation ou d’utilisation, toute substance,

matériau, produit, ou plus généralement tout bien nuisible abandonné, ou que son détenteur destine à

l’abandon » (loi du 15 juillet 1975).

Déchets ménagers et assimilés (DMA) : déchets constitués des ordures ménagères et des déchets provenant des entreprises industrielles, des artisans, commerçants, écoles, services publics, hôpitaux, services tertiaires, qui sont collectés dans les mêmes conditions que les OM (Ademe, 2002a).

Déchets ultimes : « déchets qui ne sont plus susceptibles d’être traités dans les conditions techniques et

économiques du moment » (loi du 13 juillet 1992).

Exergonique : se dit d’une réaction qui produit de l’énergie.

Gaz à effet de serre : gaz dont les propriétés physiques sont telles que leur présence dans l’atmosphère terrestre contribue à un effet de serre à la surface de la Terre. Les principaux gaz à effet de serre sont la vapeur d’eau, le dioxyde de carbone, le méthane, le protoxyde d’azote et l’ozone.

Géomembranes : appartiennent à la famille des géosynthétiques*, « produits adaptés au génie civil, minces,

souples, continus, étanches aux liquides, même sous les sollicitations en service » (ISO 13 428). Les géomembranes sont manufacturées sous forme de nappes d’au moins 1 mm d’épaisseur et de largeur variable.

Géosynthétiques : « matériaux, à base de polymères naturels ou synthétiques, utilisés au contact de sol/roche

ou tout autre matériau géotechnique dans des applications de génie civil » (International Geosynthetics Society).

Géotextiles : « matériaux tissés, non tissés ou tricotés, perméables, à base de polymères, utilisés dans le

domaine de la géotechnique et du génie civil » (ISO 10318).

Installation de Stockage de Déchets Ménagers et Assimilés (ISDMA) : « installation d’élimination de déchets

ménagers et assimilés par dépôt ou enfouissement sur ou dans la terre » (arrêté du 9 septembre 1997).

Lixiviat : « tout liquide filtrant par percolation des déchets mis en décharge et s’écoulant d’une décharge ou

contenu dans celle-ci » (arrêté du 9 septembre 1997).

Ordures ménagères (OM) : déchets issus de l’activité domestique des ménages (Ademe, 2002a).

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Nomenclature

- 0G∆ : Energie libre des réactions, calculée à

partir de Thauer et al. (1977) ; - Ademe : Agence de l’environnement

et de la maîtrise de l’énergie ; - ADN : Acide désoxyribonucléique ; - AFNOR : Association française

de normalisation ; - AGV : Acides gras volatils ; - Al : Aluminium ; - Anammox : Anaerobic ammonium oxidation ; - ARN : Acide ribonucléique ; - ATP : Adénosyne triphosphate ; - BRGM : Bureau de recherches géologiques et

minières ; - BMP : Biochemical Methane Potential ; - C : Carbone ; - C6H12O6 : Glucose ; - CaCO3 : Carbonate de calcium ; - Cd : Cadmium ; - CE : Communauté européenne ; - CH3(CH2)2COOH : Acide butyrique ; - CH3CH2COOH : Acide propionique ; - CH3CHOHCOOH : Acide lactique ; - CH3COOH : Acide acétique ; - CH3NH2 : Méthylamine ; - CH3OH : Méthanol ; - CH4 : Méthane ; - Cl- : Chlorure ; - CnH2nOn : Hydrate de carbone ; - CO2 : Dioxyde de carbone ; - Corganique : Carbone organique ; - COT : Carbone organique total ; - COUNA : Courriers non adressés ; - Cr : Chrome ; - Cu : Cuivre ; - DBO : Demande biologique en oxygène ; - DCO : Demande chimique en oxygène ; - DMA : Déchets ménagers et assimilés ; - DNRA : Dissimilatory nitrate reduction

to ammonium ; - DTS : Distribution des temps de séjour ; - EPER : European pollutant emission register ; - Fe : Fer ; - Fe2+ : Fer II ; - Fe3+ : Fer III ; - FeS : Sulfure de fer ; - FISH: Fluorescente in situ hybridization ; - H+ : Ion oxonium (hydronium) ; - H2 : Dihydrogène ; - H2O : Eau ; - H2S : Hydrogène sulfureux ; - HCO3

- : Bicarbonate ; - HNO2 : Acide nitreux ; - ICPE : Installations classées pour

la protection de l’environnement ; - INVS : Institut national de veille sanitaire ;

- IPPC : Integrated pollution prevention and control ;

- ISD : Installation de stockage de déchets ; - ISDMA : Installation de stockage

de déchets ménagers et assimilés ; - k : Coefficien d’élargissement (pour

l’incertitudes type expérimentale) ; - K : Conductivité hydraulique du sol

à l’état saturé (m.s-1) ; - Li+ : Lithium ; - MM : Matières minérales ; - Mn : Manganèse ; - MO : Matière organique ; - MODECOM : Méthode de caractérisation

des ordures ménagères ; - modèle HELP : hydrologic evaluation

of landfill performance ; - MON : Matière organique naturelle ; - MONS : Matière organique non

synthétique ; - MOS : Matière organique synthétique ; - MS : Matières sèches ; - MV : Matières volatiles ; - N : Azote ; - N2 : Azote moléculaire ; - N2

+ : Azote moléculaire ionisé ; - N2H4 : Hydrazine ; - N2O : Protoxyde d’azote ; - N2OR : Enzyme protoxyde d’azote

réductase ; - Na+ : Sodium ; - NAR : Enzyme nitrate-réductase ; - NH2OH : Hydroxylamine ; - NH3 : Ammoniac ; - NH4

+ : Ion ammonium ; - Ni : Nickel ; - NIR : Enzyme nitrite-réductase ; - NO : Monoxyde d’azote ; - NO2

- : Nitrite ; - NO3

- : Nitrate ; - NOR : Enzyme monoxyde d’azote

réductase ; - Norganique : Azote organique ; - NOx : NO3

- + NO2- ;

- Ø : Diamètre ; - O2 : Dioxygène ; - OM : Ordures ménagères ; - Pb : Plomb ; - PE : Polyéthylène ; - PET : Polyéthylène téréphtalate ; - pKa : Constante d’acidité ; - PO4

2- : Phosphate ; - PVC : Polychlorure de vynile ; - Se : Sélénium ; - Sn : Etain ; - SO4

2- : Sulfate ; - Sr : Strontium ; - Zn : Zinc.

11

Sommaire

Remerciements _____________________________________________________________ 3

Résumé ___________________________________________________________________ 5

Summary__________________________________________________________________ 6

Glossaire __________________________________________________________________ 9

Nomenclature _____________________________________________________________ 10

Sommaire ________________________________________________________________ 11

Introduction générale_______________________________________________________ 23

Chapitre 1 La problématique de l’enfouissement des déchets en France ___________ 29

I Les déchets ménagers et assimilés en France _____________________________ 29 1 Définition des déchets ménagers et assimilés _____________________________ 29 2 Production des déchets ménagers et assimilés _____________________________ 29 3 Filières d’élimination des déchets ménagers et assimilés ____________________ 29 4 Contexte réglementaire de la gestion des déchets __________________________ 30

II Description technique d’une installation de stockage de déchets ménagers et assimilés ___________________________________________________________ 31

1 Définition _________________________________________________________ 31 2 Admission des déchets dans une ISD____________________________________ 31 3 Choix et localisation d’une ISD ________________________________________ 32 4 Barrières de protection pour le sol et les eaux _____________________________ 32 5 Le massif de déchets ménagers et assimilés_______________________________ 32 6 La couverture du massif de déchets ménagers et assimilés ___________________ 33 7 Le suivi et le captage des effluents______________________________________ 33

7.1 Le lixiviat ____________________________________________________ 33 7.2 Le biogaz _____________________________________________________ 34 7.3 Intérêt du suivi des effluents ______________________________________ 34

8 Surveillance et réhabilitation du site ____________________________________ 34

III Le concept d’ISDMA bioactive ________________________________________ 34 1 Définition d’une ISDMA bioactive _____________________________________ 34 2 ISDMA bioactive par recirculation de lixiviat_____________________________ 35

2.1 Origine du concept _____________________________________________ 35 2.2 Conception du système de recirculation _____________________________ 35 2.3 Volume de lixiviat à recirculer ____________________________________ 36 2.4 Suivi de l’infiltration du lixiviat au sein du massif de déchets ____________ 37 2.5 Evaluation de la distribution des temps de séjour ______________________ 37 2.6 Avantages des ISDMA bioactives par recirculation de lixiviat ___________ 38 2.7 Limites des ISDMA bioactives ____________________________________ 39

2.7.a) Risques __________________________________________________ 39 2.7.b) Accumulation de polluants non biodégradables ___________________ 39

2.8 Conclusion pour le sujet de thèse __________________________________ 39

Chapitre 2 Synthèse bibliographique ________________________________________ 43

I La dégradation biologique des déchets ménagers et assimilés (DMA)_________ 43 1 La composition des déchets ménagers et assimilés (DMA)___________________ 43

1.1 Echantillonnage des DMA _______________________________________ 43

Sommaire

12

1.2 Répartition des DMA par catégorie de déchets________________________ 43 1.2.a) Répartition en 1993 _________________________________________ 43 1.2.b) Evolution de cette répartition depuis 1993 _______________________ 44

1.3 Teneur en eau et en matières sèches des DMA________________________ 45 1.4 Caractérisation élémentaire des déchets ménagers et assimilés ___________ 45 1.5 Caractérisation biochimique des déchets ménagers et assimilés __________ 46

2 Les étapes de la dégradation biologique des DMA _________________________ 47 2.1 Schéma général de la dégradation biologique_________________________ 47 2.2 Les différentes phases de la dégradation biologique____________________ 48

2.2.a) La phase de dégradation aérobie _______________________________ 48 2.2.b) Les phases de dégradation anaérobie ___________________________ 49

• Hydrolyse _________________________________________________ 49 • Acidogenèse _______________________________________________ 50 • Acétogenèse _______________________________________________ 50 • Méthanogenèse _____________________________________________ 51 • Sulfato-réduction____________________________________________ 51 • Maturation-stabilisation des déchets _____________________________ 52

3 Les effluents générés par la dégradation des DMA _________________________ 52 3.1 Le biogaz _____________________________________________________ 52

3.1.a) La composition du biogaz ____________________________________ 52 3.1.b) Le potentiel de production du biogaz ___________________________ 53

3.2 Le lixiviat ____________________________________________________ 54 3.2.a) La composition du lixiviat____________________________________ 54 3.2.b) Le bilan hydrique __________________________________________ 55

4 Paramètres clés de la dégradation des DMA ______________________________ 56 4.1 Les paramètres favorisant la dégradation des DMA ____________________ 56

4.1.a) La teneur en eau ___________________________________________ 56 4.1.b) La température_____________________________________________ 56 4.1.c) L’oxygène et le potentiel d’oxydo-réduction _____________________ 57 4.1.d) Le pH____________________________________________________ 57 4.1.e) Le rapport C/N ____________________________________________ 57 4.1.f) Le compactage et le broyage des déchets ________________________ 58

4.2 Les inhibiteurs de la dégradation des DMA __________________________ 58 4.2.a) Les acides gras volatils (AGV) ________________________________ 58 4.2.b) Le dihydrogène ____________________________________________ 59 4.2.c) Les ions __________________________________________________ 59 4.2.d) Les métaux _______________________________________________ 60

4.3 Les réactions entrant en compétition avec la méthanogenèse_____________ 60 • La compétition entre les bactéries sulfato-réductrices et les archaea

méthanogènes _____________________________________________ 60 • La compétition entre les micro-organismes dénitrifiants et les

méthanogènes _____________________________________________ 61

II Le cycle de l’azote appliqué aux ISDMA bioactives _______________________ 62 1 Les différentes réactions du cycle de l’azote ______________________________ 62

1.1 L’ammonification ______________________________________________ 62 1.1.a) Mécanisme de formation de l’azote ammoniacal __________________ 62 1.1.b) L’azote ammoniacal dans les ISDMA___________________________ 63 1.1.c) Inhibition de la dégradation des DMA par le NH4

+ ________________ 64 • Le pH 64

Sommaire

13

• La température______________________________________________ 64 • Les micro-organismes ________________________________________ 64 • Bilan de l’inhibition de la méthanogenèse par l’azote ammoniacal _____ 65

1.2 La nitrification_________________________________________________ 66 1.2.a) Mécanismes biochimiques ___________________________________ 66 1.2.b) Influence des paramètres environnementaux _____________________ 66

• L’oxygène dissous___________________________________________ 66 • La température______________________________________________ 67 • Le pH 67

1.3 La réduction du nitrate (et du nitrite) _______________________________ 67 1.3.a) Voie assimilatrice et dissimilatrice de réduction du nitrate __________ 68 1.3.b) La dénitrification ___________________________________________ 68

• Les micro-organismes dénitrifiants______________________________ 68 • Les voies métaboliques _______________________________________ 69 • Paramètres influençant la dénitrification__________________________ 70

(i) L’oxygène________________________________________________ 70 (ii) Le potentiel d’oxydo-réduction _______________________________ 71 (iii) Le pH ___________________________________________________ 71 (iv) La température ____________________________________________ 71 (v) La concentration en substrats et produits de la réaction_____________ 71 (vi) Les substances toxiques _____________________________________ 72

1.3.c) La nitrammonification_______________________________________ 72 • Les micro-organismes responsables de la nitrammonification _________ 72 • La voie métabolique _________________________________________ 73 • Paramètres influençant la nitrammonification _____________________ 73 1.3.d) Facteurs contrôlant l’orientation de la voie de réduction du nitrate ____ 74 1.3.e) Autres réactions biologiques du cycle de l’azote __________________ 74

1.4 Faisabilité du couplage méthanisation et réduction du nitrate ____________ 75 1.4.a) Influence des réactions de réduction du nitrate sur la méthanogenèse __ 75 1.4.b) Voies de réduction du nitrate observées dans des digesteurs _________ 76

2 La recirculation de lixiviat nitrifié dans une ISDMA bioactive________________ 76 2.1 Voies de conversion des oxydes d’azote_____________________________ 76

2.1.a) Dénitrification _____________________________________________ 76 • Hétérotrophe _______________________________________________ 77 • Autotrophe_________________________________________________ 77 2.1.b) Nitrammonification _________________________________________ 77

2.2 Impact des oxydes d’azote sur la dégradation des DMA ________________ 77 2.3 Synthèse des résultats d’injection d’oxydes d’azote dans des DMA _______ 78

Chapitre 3 Matériel et méthodes ___________________________________________ 83

I Les flacons à plasma ou microcosme ____________________________________ 83 1 Le système expérimental _____________________________________________ 83

1.1 Le dispositif expérimental________________________________________ 83 1.2 Les déchets ___________________________________________________ 83 1.3 Le lixiviat ____________________________________________________ 85 1.4 Le ciel gazeux _________________________________________________ 85

2 Mise en place des incubations en flacons à plasma _________________________ 85 2.1 Protocole de remplissage des flacons à plasma________________________ 85 2.2 Protocole d’élimination de l’air dans les flacons à plasma _______________ 86

Sommaire

14

2.3 Incubation des flacons à plasma ___________________________________ 86 3 Prélèvement et conservation d’échantillons pendant l’incubation______________ 86

3.1 Protocole de prélèvement et de conservation du lixiviat_________________ 86 3.2 Protocole de prélèvement du biogaz ________________________________ 86

4 Destruction des incubations en flacons à plasma ___________________________ 87 4.1 Protocole de séparation de la fraction liquide et solide__________________ 87 4.2 Protocole d’échantillonnage du liquide______________________________ 87 4.3 Séparation des différents déchets __________________________________ 88

5 Description des bio-essais réalisés dans les flacons à plasma _________________ 88 5.1 Incubation du lixiviat ___________________________________________ 88 5.2 Essais de biodégradation de fractions de déchets ______________________ 88 5.3 Essais de biodégradation des mélanges de déchets_____________________ 89

5.3.a) Dans de l’eau distillée _______________________________________ 89 5.3.b) Dans du lixiviat ____________________________________________ 89 5.3.c) En présence de différentes concentrations de NH4

+ ________________ 89 5.3.d) Lors d’injections de NO3

- ____________________________________ 90 5.3.e) Lors d’injections de NO2

- ____________________________________ 91 5.3.f) Lors d’injections de NO3

- et de H2S ____________________________ 91 • Préparation des essais ________________________________________ 91 • Injection de nitrate___________________________________________ 92 • Préparation du H2S et injection _________________________________ 92 5.3.g) En présence de N2 ou de 15N2 _________________________________ 93

• Essais en présence de N2 en phase d’acidogenèse __________________ 93 • Essais en présence de 15N2 en phase de méthanogenèse ______________ 93 • Essai en présence de 15N2 en phase acide _________________________ 94

II La colonne expérimentale ou mésocosme ________________________________ 96 1 Le système expérimental _____________________________________________ 96

1.1 Le dispositif expérimental________________________________________ 96 1.2 Les déchets ___________________________________________________ 96 1.3 Provenance du lixiviat___________________________________________ 96 1.4 Le ciel gazeux _________________________________________________ 98 1.5 La particularité du système expérimental : la double paroi ______________ 99 1.6 L’instrumentation de la colonne ___________________________________ 99

1.6.a) Les sondes et les capteurs ____________________________________ 99 • Les sondes pH ______________________________________________ 99 • Les sondes d’oxydo-réduction _________________________________ 99 • Les capteurs de température ___________________________________ 99 • L’insertion des sondes dans la colonne __________________________ 100 1.6.b) Logiciel d’acquisition des données ____________________________ 100

2 Mise en place de l’incubation dans la colonne expérimentale ________________ 101 2.1 Protocole de remplissage de la colonne ____________________________ 101

2.1.a) La couche drainante _______________________________________ 101 2.1.b) Les déchets : compactage et remplissage _______________________ 101 2.1.c) L’injection du lixiviat ______________________________________ 101

• Système d’injection _________________________________________ 101 • Volume injecté ____________________________________________ 102

2.2 Le protocole de prélèvement et de conservation des effluents ___________ 102 2.2.a) Le lixiviat _______________________________________________ 102

• Système de récupération _____________________________________ 102

Sommaire

15

• Echantillonnage et conservation du lixiviat ______________________ 102 2.2.b) Le biogaz ________________________________________________ 102

• Système de récupération _____________________________________ 102 • Echantillonnage du biogaz ___________________________________ 103

3 Les apports liquides dans la colonne de déchets __________________________ 103 3.1 Les phases de saturation-désaturation ______________________________ 103 3.2 Lixiviat brut__________________________________________________ 103 3.3 Lixiviat enrichi en nitrate _______________________________________ 103 3.4 Lixiviat nitrifié _______________________________________________ 103 3.5 Le lithium : évaluation du temps de séjour __________________________ 103 3.6 Récapitulatif des différentes injections _____________________________ 104

III Méthodes analytiques _______________________________________________ 104 1 Analyse du lixiviat _________________________________________________ 104

1.1 Les paramètres analysés en fonction des échantillons _________________ 104 1.2 Les paramètres physico-chimiques ________________________________ 105 1.3 Les paramètres chimiques _______________________________________ 106

1.3.a) L’expression des résultats ___________________________________ 106 1.3.b) La demande chimique en oxygène (DCO) ______________________ 107 1.3.c) Le carbone organique et inorganique total (COT et CIT)___________ 107 1.3.d) Les acides gras volatils (AGV) _______________________________ 107 1.3.e) Le fer total _______________________________________________ 108 1.3.f) Les ions _________________________________________________ 108

• Les anions et cations par chromatographie ionique ________________ 108 • Les autres méthodes d’analyse des ions _________________________ 109

(i) Par spectrophotométrie_____________________________________ 109 (ii) Par absorption atomique____________________________________ 109

1.3.g) Les métaux ______________________________________________ 109 1.4 L’analyse isotopique ___________________________________________ 110

1.4.a) Analyse de la biomasse _____________________________________ 110 1.4.b) Analyse du 15NH4

+_________________________________________ 111 1.5 Caractérisation de la matière du lixiviat ____________________________ 112

2 Analyse de la composition du biogaz___________________________________ 112 3 Analyse de solides _________________________________________________ 112

3.1 La mesure de la teneur en eau, matières sèches et des pertes au feu_______ 112 3.2 L’analyse élémentaire __________________________________________ 113 3.3 L’évaluation du potentiel méthanogène ____________________________ 113

4 Calculs __________________________________________________________ 114 4.1 Production de biogaz___________________________________________ 114 4.2 Production de composés dans le lixiviat ____________________________ 115

5 Analyses statistiques : analyses de régressions linéaires ____________________ 116 6 Modélisation en vue de la détermination du temps de séjour ________________ 116

Chapitre 4 Résultats et discussion _________________________________________ 119

I Etude de la digestion anaérobie des déchets ménagers et assimilés en microcosmes_______________________________________________________ 119

1 Caractérisation du système expérimental________________________________ 119 1.1 Phase gazeuse initiale __________________________________________ 119 1.2 Les déchets __________________________________________________ 119 1.3 Phase liquide initiale ___________________________________________ 121

2 Suivi de la digestion anaérobie de deux types de déchets dans du lixiviat ______ 121

Sommaire

16

2.1 Digestion anaérobie d’un déchet putrescible dans du lixiviat____________ 122 2.1.a) Evolution de la composition chimique de la phase gazeuse _________ 122 2.1.b) Evolution de la composition chimique de la phase liquide__________ 122 2.1.c) Interprétation des évolutions observées en termes de réactions

microbiennes mises en œuvre _______________________________ 125 2.2 Digestion anaérobie d’un déchet compost dans du lixiviat______________ 126

2.2.a) Evolution de la composition chimique de la phase gazeuse _________ 126 2.2.b) Evolution de la composition chimique de la phase liquide__________ 126 2.2.c) Interprétation des évolutions observées en termes de réactions

microbiennes mises en œuvre _______________________________ 129 3 Evaluation de l’influence du type de déchet sur le processus de dégradation

biologique________________________________________________________ 130 3.1 Comparaison de la dégradation anaérobie des deux déchets ____________ 130 3.2 Test biométhanogène sur le déchet en fin de digestion anaérobie ________ 131 3.3 Dégradation anaérobie des différentes fractions de déchets _____________ 133

4 Evaluation de l’influence de la phase liquide sur le processus de dégradation ___ 135 4.1 Dégradation dans de l’eau distillée ________________________________ 135 4.2 Dégradation dans du lixiviat dilué ________________________________ 137 4.3 Effet de la concentration en NH4

+ sur la dégradation d’un déchet putrescible_______________________________________________________ 138

5 Synthèse des premiers résultats _______________________________________ 141

II Devenir des oxydes d’azote (NO3- et NO2

-) lors de leur injection dans un massif de déchets ménagers en microcosmes_____________________________________ 143

1 Injections de nitrate ________________________________________________ 144 1.1 Injections lors de la dégradation d’un déchet putrescible _______________ 144

1.1.a) Essais d’injections dans le réacteur Pnitrate(1) ____________________ 144 1.1.b) Essais d’injections dans le réacteur Pnitrate(2) ____________________ 146

1.2 Injections lors de la dégradation d’un déchet compost _________________ 148 1.2.a) Essais d’injections dans le réacteur Cnitrate(1) ____________________ 148 1.2.b) Essais d’injections dans le réacteur Cnitrate(2) ____________________ 150

1.3 Synthèse des observations sur le devenir du nitrate ___________________ 150 2 Injections de nitrite_________________________________________________ 152

2.1 Injections lors de la dégradation d’un déchet putrescible _______________ 152 2.1.a) Essais d’injections dans le réacteur Pnitrite(1)_____________________ 152 2.1.b) Essais d’injections dans le réacteur Pnitrite(2)_____________________ 154

2.2 Injections lors de la dégradation d’un déchet compost _________________ 156 2.2.a) Essais d’injections dans l’essai Cnitrite(1)________________________ 156

2.2.b) Essais d’injections dans le réacteur Cnitrite(2) ____________________ 158 2.2.c) Synthèse des observations sur le devenir du nitrite________________ 158

3 Synthèse des résultats de réduction des oxydes d’azote ____________________ 158 4 Conséquences des injections de NOx sur le processus de digestion ___________ 161

4.1 Lors des essais de dégradation d’un déchet putrescible ________________ 161 4.1.a) Impact sur le démarrage de la méthanogenèse ___________________ 161 4.1.b) Impact sur la production de méthane __________________________ 161

4.2 Lors des essais de dégradation d’un déchet compost __________________ 165 4.2.a) Impact sur le démarrage de la méthanogenèse ___________________ 165 4.2.b) Impact sur la production de méthane __________________________ 165

4.3 Conclusion___________________________________________________ 166

Sommaire

17

III Mise en évidence des voies de réduction des oxydes d’azote ________________ 167 1 Réduction des oxydes d’azote par dénitrification _________________________ 167

1.1 Réduction par des micro-organismes hétérotrophes ___________________ 167 1.1.a) La dénitrification hétérotrophe _______________________________ 167 1.1.b) Le temps de conversion des oxydes d’azote _____________________ 168 1.1.c) Le taux de conversion ______________________________________ 168

1.2 Réduction des oxydes d’azote par dénitrification chimique _____________ 169 1.3 Réduction par des micro-organismes autotrophes ____________________ 170

1.3.a) La dénitrification autotrophe_________________________________ 170 1.3.b) Conséquence de la dénitrification autotrophe sur les métaux ________ 172

2 Réduction de nitrate par nitrammonification _____________________________ 173 2.1 Mise en évidence______________________________________________ 173 2.2 Détermination du paramètre favorisant la voie de réduction du nitrate par

nitrammonification plutôt que par dénitrification _____________________ 175 2.3 Induction de la nitrammonification par injection de H2S _______________ 178

2.3.a) Mise en évidence de la nitrammonification avec 250 mg N-NO3-/l ___ 178

2.3.b) Mise en évidence de la nitrammonification avec 1 000 mg N-NO3-/l__ 181

2.3.c) Mise en évidence de la nitrammonification par marquage isotopique _ 183 • Développement du protocole d’analyse isotopique du 15NH4

+ ________ 183 • Analyse du %15N de la biomasse ______________________________ 184 • Expérience d’injection de H2S avec du 15NO3

- ____________________ 185 2.4 Synthèse de la réduction du nitrate par nitrammonification _____________ 187

3 Consommation de l’azote moléculaire__________________________________ 190 3.1 Mise en évidence______________________________________________ 190 3.2 Reproduction du phénomène de consommation de N2 pendant la phase

d’acidogenèse ________________________________________________ 190 3.3 Reproduction du phénomène de consommation de N2 pendant la phase de

méthanogenèse _______________________________________________ 191 3.4 Reproduction du phénomène de consommation de 15N2 en phase d’acidogenèse

____________________________________________________________ 194 3.5 Bilan des expériences visant à expliquer le phénomène de consommation de N2

____________________________________________________________ 195 4 Conclusion sur les voies de réduction des NOx en microcosme ______________ 196

IV Devenir du nitrate dans un massif de déchets en mésocosme _______________ 198 1 Caractérisation du système expérimental________________________________ 198

1.1 Phase gazeuse initiale __________________________________________ 198 1.2 Les déchets __________________________________________________ 198 1.3 La phase liquide ______________________________________________ 198

1.3.a) La saturation des déchets____________________________________ 198 1.3.b) Bilan hydrique ____________________________________________ 199

• Entrées de lixiviat __________________________________________ 199 • Sorties de lixiviat___________________________________________ 199 1.3.c) Temps de transfert du lixiviat ________________________________ 200

• Objectifs 200 • Suivi du lithium____________________________________________ 200 • Modélisation pour la détermination du temps de transfert ___________ 201

2 Injection de lixiviat brut _____________________________________________ 203 2.1 Suivi des paramètres physico-chimiques ___________________________ 203

2.1.a) Evolution du pH au sein du massif de déchets ___________________ 204

Sommaire

18

2.1.b) Evolution du potentiel d’oxydo-réduction au sein du massif de déchets204 2.1.c) Evolution de la température _________________________________ 204 2.1.d) Bilan du suivi en ligne______________________________________ 206

2.2 Evolutions quantitatives et qualitatives des effluents __________________ 206 2.2.a) Effluents liquides__________________________________________ 206

• Demande chimique en oxygène (DCO) et carbone organique total (COT) _ _________________________________________________ 206

• Les ions 207 • Les matières sèches et calcinées _______________________________ 208 2.2.b) Effluents gazeux __________________________________________ 208

2.3 Synthèse des premiers résultats en colonne expérimentale______________ 210 3 Injection de lixiviat enrichi en nitrate __________________________________ 210

3.1 Première période d’injection de nitrate _____________________________ 210 3.2 Seconde période d’injection de nitrate _____________________________ 210

3.2.a) Evolution du potentiel d’oxydo-réduction ______________________ 211 3.2.b) Evolution de la production de biogaz __________________________ 212 3.2.c) Evolution de la concentration en potassium _____________________ 214 3.2.d) Evolution de la concentration en COT _________________________ 215 3.2.e) Suivi des métaux __________________________________________ 215

3.3 Interprétation des résultats de réduction du nitrate ____________________ 217 4 Injection de lixiviat nitrifié___________________________________________ 217

4.1 Evolution du potentiel d’oxydo-réduction __________________________ 217 4.2 Evolution de la production de biogaz ______________________________ 218 4.3 Evolution de la qualité du lixiviat en sortie de colonne ________________ 219 4.4 Interprétation et discussion des résultats____________________________ 219

5 Conclusions sur la réduction du nitrate en mésocosme _____________________ 221

Conclusion générale et perspectives __________________________________________ 225

Références bibliographiques ________________________________________________ 231

Liste des figures et des tableaux______________________________________________ 247

Annexe 1 : Photo de la colonne expérimentale__________________________________ 253

Annexe 2 : Photos des flacons à plasma _______________________________________ 254

Annexe 3 : Photos de tests BMP (Biochemical Methane Potential) _________________ 257

Annexe 4 : Modélisation en vue de la détermination du temps de séjour hydraulique dans la

colonne expérimentale _____________________________________________________ 258

I. Les modèles du génie des procédés ____________________________________ 258

II. Modélisation des écoulements dans la colonne expérimentale ______________ 260 1 Traitement des données_________________________________________ 260 2 Calcul du nombre de réacteurs en série_____________________________ 261 3 Calcul du nombre de Peclet______________________________________ 262 4 Recherche du temps de séjour moyen ______________________________ 262 5 Calcul des zones mortes et des courts-circuits _______________________ 263 6 Bilan de matière ______________________________________________ 264 7 Courbe théorique ______________________________________________ 264

7.1 Analyse globale du réacteur _________________________________ 264 7.2 Analyse plus détaillée du réacteur_____________________________ 265

Annexe 5 : Calcul de la concentration en NH3__________________________________ 266

Sommaire

19

Article de revue n°1 : Leachate Pre-Treatment Strategies before Recirculation in Landfill

Bioreactors ______________________________________________________________ 269

Article de revue n°2 : Nitrate and Nitrite Injection during Municipal Solid Waste

Anaerobic Biodegradation __________________________________________________ 277

Article de colloque n°1 : Nitrified Leachate Recirculation in Landfill Bioreactors _____ 301

Article de colloque n°2 : Anaerobic Digestion of Municipal Solid Waste: a Mass Balance

Analysis_________________________________________________________________ 313

Article de colloque n°3 : Nitrate Injections During Municipal Solid Waste Anaerobic

Digestion ________________________________________________________________ 325

- 20 -

- 21 -

Introduction générale

- 22 -

1Les expressions en gras servent à mettre en évidence les idées importantes des paragraphes. 2Les abrévations et les formules chimiques sont explicitées dans la nomenclature (page 10). *Les astérisques renvoient au glossaire où une définition des termes est donnée (page 9).

L’utilisation de terme en italique renvoie aux Figures, Tableaux et Equations. - 23 -

Introduction générale La production1 des déchets ménagers et assimilés* (DMA2) en France, croissante jusqu’en 2000, s’est stabilisée pour la première fois entre 2000 et 2002 (Ademe, 2000, 2002a). Toutefois, la quantité de déchets générée par les ménages français représente un flux de déchets très important à gérer : quarante-six millions de tonnes de déchets ménagers et assimilés en 2002 (Ademe, 2002a). Les anciennes décharges, peu respectueuses de l’environnement et non contrôlées, ont été remplacées par des installations de stockage des déchets ménagers et assimilés* (ISDMA), soumises à de fortes contraintes réglementaires. Malgré une volonté des pouvoirs publics d’inciter à une meilleure valorisation des déchets recyclables et de diminuer la quantité de déchets dirigés vers les ISDMA et les incinérateurs (Communication en Conseil des ministres du 21 septembre 2005), les ISDMA sont encore à l’heure actuelle un maillon important de la gestion globale des déchets. En 2002, elles permettaient de traiter 52 % des DMA (Ademe, 2002a). Aussi, la stabilisation contrôlée des massifs de déchets est un enjeu majeur du XXIe siècle, tant du point de vue économique qu’environnemental. Une ISDMA est une installation d’élimination des déchets ménagers et assimilés dans des cavités nommées casiers*, sur ou dans la terre (loi du 15 juillet 1975 n°75-633). Les processus biologiques de dégradation des déchets ménagers et assimilés sont réalisés par des micro-organismes qui convertissent les matières biodégradables en composés gazeux ou dissous dans la phase liquide. L’élimination de ces deux effluents nécessite un drainage, une collecte et un traitement efficaces avant rejet dans le milieu naturel. En effet, l’effluent gazeux ou biogaz* contient des gaz à effet de serre* tels que le méthane (CH4) et le dioxyde de carbone (CO2), tandis que l’effluent liquide ou lixiviat* est fortement chargé en nombreux composés chimiques et microbiologiques. Les recherches menées dans le domaine visent à optimiser la vitesse de dégradation des déchets pour assurer la stabilité finale du massif de déchets.

Le paramètre clé de la dégradation biologique des déchets est la teneur en eau, et plus précisément la répartition de l’eau au sein du massif de déchets. En effet, des études ont mis en évidence que l’augmentation de la teneur en eau permet un meilleur transport des micro-organismes et des nutriments, favorisant ainsi la dégradation des déchets. Afin d’augmenter l’humidité au sein du massif de déchets, différents pays se sont orientés vers un nouveau mode de gestion des ISDMA : les ISDMA bioactives ou bioréacteurs (Barber et Maris, 1984 ; Yuen et al., 1995). La technique la plus courante pour augmenter la teneur en eau est la recirculation dans le massif de déchets du lixiviat récupéré en fond de casier (Mehta et al., 2002). Cette approche permet d’augmenter la vitesse de production du biogaz et notamment du méthane, gaz potentiellement valorisable et reconnu comme une source d’énergie renouvelable (Directive 2001/77/CE du Parlement européen et du Conseil du 27 septembre 2001). De plus, elle a pour avantage de ne solliciter les systèmes d’étanchéité et de drainage que pendant la période où leur efficacité serait optimale. La recirculation de lixiviat est réalisée à titre expérimental en France.


- 24 -

La recirculation de lixiviat a toutefois pour principal inconvénient de favoriser l’accumulation de certains polluants non biodégradables en conditions anaérobies. L’azote ammoniacal, produit par la dégradation des déchets, a été identifié comme le principal élément pouvant poser problème lors de la recirculation de lixiviat dans un massif de déchets ménagers et assimilés du fait de son potentiel inhibiteur sur la méthanogenèse (Burton et Watson-Craik, 1997). En effet, son accumulation pourrait entraîner une inhibition de la dégradation des déchets (Wens et al., 2001). Un traitement biologique du lixiviat en conditions aérobies permet de convertir l’azote ammoniacal en oxydes d’azote (nitrate et nitrite). Ce processus de nitrification réalisé en dehors du massif de déchets pourrait alors permettre de recirculer un lixiviat nitrifié et d’utiliser le massif de déchets comme un réacteur biologique en anoxie pour convertir les oxydes d’azote en azote moléculaire (N2) et éliminer ainsi l’azote du système par une réaction de dénitrification. La Figure 1 représente schématiquement la recirculation de lixiviat nitrifié et la conversion de l’azote ammoniacal en oxyde d’azote puis en azote moléculaire.

Figure 1 : Schématisation de la recirculation de lixiviat nitrifié

Des études ont déjà permis de démontrer la faisabilité de l’utilisation du massif de déchets comme réacteur biologique anoxique (Knox et Gronow, 1995 ; Burton et Watson-Craik, 1998 ; Onay et Pohland, 1998). La dénitrification semble être la voie principale de réduction des oxydes d’azote. Toutefois, dans la plupart des études, la production de N2 n’est pas analysée, ne permettant pas de conclure à la réelle élimination de l’azote hors du système. En effet, d’autres réactions de réduction des oxydes d’azote peuvent avoir lieu en conditions anaérobies. Nous allons donc chercher à déterminer les voies de réduction des oxydes d’azote lors de leur injection dans un massif de déchets. Nous allons également nous intéresser à la production de N2O, gaz pouvant être produit lors de la réduction des oxydes d’azote. Le N2O est un puissant gaz à effet de serre, son pouvoir de réchauffement global intrinsèque est de 310 sur 100 ans. Cela signifie qu’une tonne de N2O équivaut à 310 tonnes de CO2 du point de vue de son pouvoir de réchauffement climatique sur cette durée. Il est donc important d’estimer les risques de production de N2O afin de les maîtriser. Enfin, la plupart des études ont été réalisées pendant la dernière phase de dégradation des déchets, la phase de méthanogenèse, et peu de données sont disponibles concernant une recirculation de lixiviat nitrifié pendant la première phase de dégradation des déchets, l’acidogenèse. Nous allons donc chercher à évaluer l’impact du stade de dégradation des déchets sur les voies de réduction des oxydes d’azote.

N2

Pluie

Puits de pompage des

lixiviats

NOx

Puits de pompage du biogaz

Nitrification

Recirculation de lixiviat nitrifié

NH4+

NO3-

et/ou NO2

-

Dénitrification

N2

Pluie


lixiviats

NOx


Nitrification


NH4+

NO3-

et/ou NO2

-

Dénitrification

Pluie

Pluie


lixiviats

NOx


Nitrification


NH4+

NO3-

et/ou NO2

-

Dénitrification


- 25 -

Le mémoire de thèse est organisé en quatre chapitres. Le premier est un court chapitre introductif à la problématique de l’enfouissement

des déchets ménagers et assimilés en France. Les termes utilisés dans ce rapport y sont explicités. Le contexte législatif réglementant la gestion des DMA est présenté ainsi qu’une description technique d’une installation de stockage de DMA. L’ISDMA bioactive est également décrite dans ce premier chapitre.

Le deuxième, chapitre bibliographique, comporte deux thèmes. Le premier est la

compréhension des mécanismes de dégradation des déchets ménagers et assimilés. La composition et les méthodes de caractérisation des déchets y sont présentées. Cette première partie nous a servi à déterminer la composition du déchet avec lequel nous avons travaillé au cours de la thèse. La compréhension des processus microbiens provoquant la dégradation des DMA en conditions anaérobies permet de délimiter les différentes phases se mettant en place successivement dans un massif de déchets. C’est au cours de celles-ci que nous avons choisi d’injecter les oxydes d’azote. Enfin, la mise en évidence des paramètres ayant une influence sur la dégradation des déchets est indispensable pour l’interprétation des réactions obtenues. Le second thème développé dans ce deuxième chapitre porte sur le cycle de l’azote dans une ISDMA. Cette partie permet de comprendre les mécanismes de formation de l’azote ammoniacal et d’évaluer les conséquences que pourrait avoir son accumulation sur la dégradation biologique dans les massifs de déchets. Nous présentons ensuite les connaissances concernant le traitement de l’azote ammoniacal par nitrification. La partie la plus conséquente, qui traite des voies de conversion des oxydes d’azote, est nécessaire pour la compréhension et l’interprétation des résultats. Enfin, l’état de l’art sur la recirculation de lixiviat nitrifié dans une ISDMA permet de prendre connaissance des acquis du domaine et de déterminer les axes prioritaires du travail de thèse.

Le troisième chapitre « matériel et méthodes » décrit les deux systèmes

expérimentaux qui ont été développés pour répondre à la problématique de la thèse. Le premier système, de type discontinu et saturé en lixiviat, a permis de tester différents paramètres. Nous avons choisi d’étudier les voies de réduction des oxydes d’azote (nitrite et nitrate) lors de leur injection dans deux types de déchets (composition différente en fraction « putrescibles ») à différents stades de dégradation (acidogenèse et méthanogenèse). Ce premier système sera désigné sous le terme de microcosme. Dans le second système, de type colonne expérimentale alimentée en continu, ou mésocosme, du lixiviat enrichi en nitrate et du lixiviat nitrifié ont été injectés. Le devenir du nitrate a alors été suivi dans ce système permettant une circulation des fluides (gaz et liquide). Les méthodes d’analyse utilisées au cours de la thèse sont décrites dans ce troisième chapitre.

Le quatrième chapitre est divisé en quatre parties présentant et discutant les résultats

obtenus. La première est consacrée à l’étude de la digestion anaérobie en microcosme sans injections d’oxydes d’azote. Cette étude a permis de valider notre système expérimental et de mieux comprendre les mécanismes de la dégradation biologique pour les deux types de déchets utilisés. Dans la deuxième partie, les expériences d’injections d’oxydes d’azote (nitrate et/ou nitrite) dans les deux types de déchets sont présentées. Les résultats obtenus sont interprétés dans la troisième partie. Des expériences supplémentaires y sont présentées afin de valider certaines hypothèses concernant les voies de réduction des oxydes d’azote. Enfin, la quatrième partie est dédiée aux injections de nitrate dans la colonne de déchets ménagers et assimilés. Les voies de réduction du nitrate lors de l’injection de KNO3 et de lixiviat nitrifié y sont présentées.

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Chapitre 1 : La problématique de l’enfouissement des déchets en France

Ce premier chapitre permet de positionner le sujet de la thèse dans le contexte de l’enfouissement des déchets ménagers et assimilés en France. Il est composé de trois parties. La première concerne les déchets ménagers et assimilés*. Une définition de la notion de déchets y est donnée afin de spécifier le domaine d’étude de la thèse. Les quantités de déchets, les moyens techniques dont dispose la France pour les éliminer, ainsi que le contexte réglementaire sont présentés. La deuxième partie décrit de façon relativement technique une installation de stockage de déchets ménagers et assimilés*. Enfin, la troisième partie définit le concept de bioréacteur ou d’installation bioactive de stockage de déchets ménagers et assimilés. Les particularités, les avantages et les inconvénients liés au mode de gestion par recirculation de lixiviat y sont décrits.

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Chapitre 1 La problématique de l’enfouissement des déchets en France I Les déchets ménagers et assimilés en France

1 Définition des déchets ménagers et assimilés Dans la loi du 15 juillet 1975, un déchet* est défini comme « tout résidu d’un

processus de production, de transformation ou d’utilisation, toute substance, matériau,

produit, ou plus généralement tout bien nuisible abandonné, ou que son détenteur destine à

l’abandon ». Le terme de déchets ménagers et assimilés* (DMA) désigne les ordures ménagères* (OM) qui sont issues de l’activité domestique des ménages ainsi que les déchets provenant des entreprises industrielles, artisans, commerçants, écoles, services publics, hôpitaux, services tertiaires, qui sont collectés dans les mêmes conditions que les OM (Ademe, 2002a).

2 Production des déchets ménagers et assimilés Un suivi de la production des DMA en France a été mis en place par différents

ministères et agences depuis 1975. En tenant compte de l’évolution des méthodes d’enquêtes au cours de ces trente dernières années, il semble que la production de déchets ménagers n’ait fait que croître jusqu’en 2000. Elle se stabilise pour la première fois entre 2000 et 2002 (Ademe, 2000, 2002a). Cette nouvelle tendance nécessitera d’être confirmée dans les années à venir. La production d’OM et de DMA en 2002 serait respectivement d’environ 24 et 46 millions de tonnes (Ademe, 2002a).

3 Filières d’élimination des déchets ménagers et assimilés

Jusque dans les années 1980, peu d’attention était accordée au devenir des déchets ménagers qui étaient la plupart du temps enfouis dans de très nombreuses décharges non contrôlées, disséminées sur l’ensemble du territoire et dont l’impact sur l’environnement était mal évalué. La prise de conscience de la nécessité de préserver l’environnement a émergé et la réduction des impacts anthropiques sur le milieu naturel est devenue un enjeu de société. Les quatre principales filières d’élimination des DMA qui se sont développées en France sont le tri des matériaux recyclables, l’incinération, le traitement biologique et le stockage (Figure 2). Les centres de tri (Ademe, 2002b) qui sont au cœur du processus devant aboutir à une meilleure valorisation des déchets recyclables ont absorbé 11 % des DMA en 2002. Le traitement biologique a permis d’éliminer 9 % des DMA (Ademe, 2002c). Ce traitement est soit réalisé en présence d’oxygène par compostage, soit en l’absence d’oxygène par méthanisation. L’incinération est le principal traitement thermique (Ademe, 2002d), il est fondé sur la combustion avec excès d’air et a permis de traiter 28 % de DMA en 2002. Le stockage des DMA (Ademe, 2002e) reste le mode d’élimination majoritaire en France puisque 52 % des DMA y sont introduits. L’ancienne décharge, peu respectueuse de l’environnement, a évolué vers le concept d’installation de stockage de déchets (ISD) qui limite les impacts environnementaux. Le bilan général de l’ensemble des filières d’élimination s’améliore nettement, 42 % des déchets entrants en 2002 ont été effectivement valorisés, contre 36 % en 2000 (Ademe, 2002a).


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Figure 2 : Répartition des déchets ménagers et assimilés par filière d’élimination (d’après Ademe, 2002a)

4 Contexte réglementaire de la gestion des déchets

Deux principaux textes législatifs réglementent la gestion des déchets ménagers en

France. Le premier est la loi du 13 juillet 1992 (n° 92-646) relative à l’élimination des déchets ainsi qu’aux installations classées pour la protection de l’environnement (ICPE). C’est la loi la plus récente et la plus importante en ce qui concerne les déchets. Elle modifie la loi du 15 juillet 1975 (n° 75-633), qui définissait la notion de déchets, instaurait la responsabilité des communes pour l’élimination des déchets ménagers et incitait les producteurs de déchets (particuliers, artisans, commerçants…) à diminuer le volume de déchets et à valoriser les matériaux. Cette loi modifie également la loi du 19 juillet 1976 (n° 76-663), qui imposait déjà que toute installation d’élimination des déchets soit soumise au régime des ICPE. La loi du 13 juillet 1992 (n° 92-646) introduit la notion nouvelle de déchets ultimes*, « déchets qui ne sont plus susceptibles d’être traités dans les conditions

techniques et économiques du moment », et donc la suppression à compter du 1er juillet 2002 d’installations de stockage de déchets bruts pour n’autoriser que des installations de stockage de déchets ultimes.

Le second texte important est la directive européenne 1999/31/CE du Conseil du

26 avril 1999 concernant la mise en décharge des déchets, qui précise qu’au plus tard en 2017, avec des objectifs et des échéanciers intermédiaires, la quantité de déchets municipaux biodégradables mis en ISD doit être réduite à 35 % en poids de la totalité des déchets municipaux biodégradables produits en 1995.

Plus de dix ans après l’entrée en vigueur de la loi sur les déchets de 1992, les

installations d’élimination de déchets ménagers continuent à se restructurer pour s’adapter à la rationalisation de la gestion des déchets. Cette restructuration se traduit par un net recul des installations hors normes, essentiellement des installations de stockage et des incinérateurs, ainsi que par un développement de la collecte sélective et des filières de recyclage, compostage et tri. Le contexte réglementaire n’impose pas une filière d’élimination plutôt qu’une autre. Les quatre principales filières sont nécessaires à la gestion globale des flux de déchets : aucune filière ne peut à elle seule accepter la totalité des déchets. Les installations de stockage de déchets ménagers et assimilés* (ISDMA) restent un maillon important de la gestion globale des déchets.

Tri

matériaux

recyclables

11% Traitement

biologique

9%

Installation

de

stockage

52%

Incinération

28%


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II Description technique d’une installation de stockage de déchets ménagers et assimilés 1 Définition

Une Installation de Stockage de Déchets Ménagers et Assimilés* (ISDMA)

(Figure 3) est, selon l’arrêté du 9 septembre 1997 modifié le 31 décembre 2001 et le 3 avril 2002, « une installation d’élimination de déchets ménagers et assimilés par dépôt ou

enfouissement sur ou dans la terre ». Les sites qui sont utilisés pour stocker temporairement des DMA sont considérés comme des ISDMA si le temps de stockage en vue de l’élimination est supérieur à un an, ou si le temps de stockage en vue d’une valorisation ou d’un traitement est supérieur à trois ans.

Figure 3 : Vue d’ensemble d’une installation de stockage des déchets ménagers et assimilés

2 Admission des déchets dans une ISD Une décision du Conseil de l’Union européenne du 19 décembre 2002 (2003/33/CE)

établit des critères et des procédures d’admission des déchets dans les ISD, conformément à l’article 16 et à l’annexe II de la directive 1999/31/CE. Trois catégories d’installations de stockage de déchets existent : pour les déchets dangereux (Classe I), pour les déchets non dangereux (Classe II) et pour les déchets inertes (Classe III). Des critères spécifiques, des méthodes d’essai ainsi que des valeurs limites correspondantes ont été adoptés pour chaque catégorie d’ISD.

Les déchets ménagers et assimilés sont considérés comme des déchets non dangereux

et sont admis dans les ISD de Classe II. Le terme ISDMA est alors employé. D’autres déchets peuvent être admis dans ces mêmes ISDMA à la suite de tests de lixiviation et d’obtention de valeurs de relargage qui doivent être inférieures aux seuils limites autorisés pour les déchets non dangereux. Les critères et les seuils sont amenés à être réévalués comme cela est prévu par la législation. Il est interdit de procéder à une dilution ou à un mélange de déchets afin de satisfaire aux critères d’admission des déchets de classe II (arrêté du 9 septembre 1997).

Drains

Géomembrane

Couche drainante


Terre végétale

Couverture

Puits de pompage des lixiviats

PDéchets ménagers

et assimilés

Argile

5 à 50 m


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3 Choix et localisation d’une ISD

La zone d’exploitation de l’installation doit être distante de plus de 200 mètres de toute zone habitée. Le contexte géologique et hydrogéologique du site doit être favorable à l’installation (arrêté du 9 septembre 1997). En particulier, le sous-sol de la zone à exploiter doit constituer une barrière de sécurité passive* qui ne doit pas être sollicitée pendant l’exploitation. Ce terme en italique sera explicité au paragraphe suivant. Le site doit satisfaire à des contraintes supplémentaires, telles que l’aptitude du sous-sol à garantir la protection des ressources en eau, les risques d’inondations, d’affaissements, de glissements de terrain ou d’avalanches sur le site, la protection du patrimoine naturel ou culturel de la zone (annexe I de la Directive 1999/31/CE).

4 Barrières de protection pour le sol et les eaux

L’arrêté du 9 septembre 1997 décrit le système d’étanchéité composite du fond d’une ISD de classe II et des flancs comme étant formé d’une barrière de sécurité passive* et d’une barrière de sécurité active*. Comme schématisée sur la Figure 4, la barrière active permet de rendre le casier hydrauliquement indépendant en favorisant la collecte et le drainage des liquides pour éviter de solliciter la barrière passive du fond et des flancs. La charge hydraulique doit être maintenue à une valeur inférieure à 30 cm d’épaisseur en fond de casier.

Figure 4 : Schématisation du système d’étanchéité composite du fond et des flancs de casiers d’une ISD de classe II selon la réglementation française (d’après Cartaud, 2004)

5 Le massif de déchets ménagers et assimilés

Une ISDMA est constituée de plusieurs casiers* de déchets, eux-mêmes subdivisés en alvéoles*. La capacité, la géométrie des casiers ainsi que la hauteur des déchets doivent être déterminées de façon à limiter les risques environnementaux. De façon simplifiée, les déchets sont mis dans le casier ou l’alvéole en exploitation par couches successives compactées. Les déchets sont recouverts périodiquement de matériaux inertes pour limiter les infiltrations d’eau non contrôlées dans le déchet ainsi que les nuisances (envols, odeurs). Dans la mesure du possible, les déchets bio-évolutifs et les déchets peu évolutifs sont stockés dans des casiers ou alvéoles distincts (arrêté du 9 septembre 1997).

Déchets

5 m d’argile

1 m d’argile K≤10-9 m.s-1

Géomembrane*

Géotextile* anti-poinçonnant

Couche drainante*

Sécurité Passive*

Sécurité active*

K étant la conductivité hydraulique du sol à

l’état saturé

K≤10-6 m.s-1


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6 La couverture du massif de déchets ménagers et assimilés

Dès qu’un casier est comblé ou bien à la fermeture du site, une couverture finale est mise en place afin d’isoler la masse de déchets de l’environnement extérieur. Cette couverture permet de contrôler les entrées d’eau dans l’installation, de faciliter la gestion post-exploitation et d’optimiser la récupération du biogaz*. Il s’agit d’une barrière de sécurité active qui est soumise à de nombreuses contraintes et agressions telles que le ruissellement des eaux pluviales, le tassement des déchets, l’agressivité chimique du biogaz et l’enracinement des végétaux (Ademe, 1999a). Elle doit résister aux phénomènes d’érosion, d’abrasion, interdire les intrusions animales, conserver son intégrité et rétablir l’esthétique du site (Ademe, 1999a). Il existe deux types de couvertures : les semi-perméables et les imperméables. Les deux principales différences entre ces types de couverture sont le remplacement pour la couverture semi-perméable de la couche d’argile par du sable argileux ou du limon et l’absence de géotextile et de géomembrane entre le sable et l’argile pour la couverture semi-perméable (Figure 5). Les couvertures sont composées de plusieurs couches ayant chacune une fonction bien définie. Un exemple de couverture imperméable est représenté sur la Figure 5.

Figure 5 : Couverture imperméable et exemple d’éléments constitutifs (d’après Ademe et BRGM, 2001)

7 Le suivi et le captage des effluents 7.1 Le lixiviat

La Directive européenne (99/31/CE) du 26 avril 1999 et l’arrêté ministériel du

9 septembre 1997 définissent le terme de lixiviat* comme étant « tout liquide filtrant par

percolation des déchets mis en décharge et s’écoulant d’une décharge ou contenu dans

celle-ci ». La qualité chimique et microbiologique de ce liquide évolue au cours de la dégradation des déchets. Les lixiviats ne peuvent être rejetés dans le milieu naturel sans un traitement visant à réduire la concentration des polluants à des valeurs seuils imposées par la réglementation. Il est interdit de diluer les lixiviats ou de les épandre. Au cours de l’exploitation du site, la fréquence du suivi du volume de lixiviat recueilli est mensuelle et l’analyse de la composition du lixiviat est trimestrielle (arrêté du 9 septembre 1997).

Drainage des biogaz

Evapotranspiration Anti-érosion Support de la végétation Stockage d’eau Terre végétale

Réduction de l’infiltration Stabilité mécanique

Graviers

Séparation, filtration Géotextile

Argile

Sable Couche drainante eaux

Graviers Protection anti-intrusion

Séparation, filtration

Géotextile

Végétation

Fonctions

Anti-poinçonnant Etanchéité

Géomembrane

Géotextile

Eléments constitutifs


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7.2 Le biogaz

La Directive européenne (99/31/CE) du 26 avril 1999 définit le terme de biogaz* de décharge comme étant « tous les gaz produits par les déchets mis en décharge ». Tout comme pour le lixiviat, la composition du biogaz évolue au cours de la dégradation des déchets. La réglementation impose la collecte et le traitement du biogaz afin de protéger l’environnement des nuisances olfactives et des gaz à effet de serre*, d’assurer la sécurité du site en évitant l’accumulation de biogaz pouvant provoquer des explosions ou des incendies et éventuellement de réduire les coûts d’exploitation du site par valorisation du biogaz produit. L’arrêté du 9 septembre 1997 impose un suivi mensuel des émissions de gaz, des pressions et de la composition du biogaz.

7.3 Intérêt du suivi des effluents

Le suivi des polluants par analyse chimique du lixiviat ou du biogaz prend de plus en plus d’ampleur. En effet, pour les ISDMA considérées comme des ICPE soumises à autorisation, les exploitants doivent déclarer annuellement les rejets de polluants listés dans l’arrêté du 24 décembre 2002 visant à appliquer la directive 96/61/CE du Conseil de l’Union européenne relative à la prévention et à la réduction intégrées de la pollution (IPPC). L’objectif est de réaliser un registre européen des émissions de polluants (EPER) rejetés par certaines ICPE (décision de la commission du 17 juillet 2000). L’impact du stockage des déchets sur la santé publique est un autre point important de ce suivi, il a commencé à être étudié depuis quelques années (Glandier, 2002 ; INVS, 2004).

8 Surveillance et réhabilitation du site

Le programme de suivi post-exploitation, qui dure au moins 30 ans, comprend la surveillance et l’entretien des installations (couvertures, dispositifs d’étanchéité et de drainage, systèmes de collecte, installations de traitement des lixiviats et du biogaz). Les fréquences d’analyse de lixiviat et de biogaz ainsi que du suivi de leur production deviennent semestrielles lors de cette phase de post-exploitation (arrêté du 9 septembre 1997).

La revégétalisation du site doit permettre sa réintégration paysagère dans l’environnement et la protection du sol contre l’érosion par le développement du système racinaire.

III Le concept d’ISDMA bioactive

1 Définition d’une ISDMA bioactive

Différents pays (Etats-Unis, Angleterre, Australie, Chine…) se sont engagés au cours des vingt dernières années (Barber et Maris, 1984 ; Yuen et al., 1995 ; Reinhart et Townsend, 1998 ; Pacey, 1999) dans une nouvelle approche de la conception et de la gestion d’une installation de stockage : le « bioréacteur » ou stockage bioactif. Le stockage bioactif peut être défini comme une tentative de maîtrise des processus d’évolution (microbiologiques) des déchets biodégradables dans une installation confinée en vue de transformer et de stabiliser la fraction facilement et modérément fermentescible des déchets, dans un temps compatible avec la période de suivi post-exploitation d’une ISDMA conformément au principe de développement durable. Il s’agit également de considérer les déchets comme une ressource énergétique capable de se substituer à des énergies fossiles. En effet, la dégradation naturelle des déchets produit du biogaz*, qui est considéré au titre de la directive européenne comme une source d’énergie renouvelable (Directive 2001/77/CE


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du 27 septembre 2001). Ce concept de gestion des ISDMA a également pour but d’améliorer l’image du stockage et de le faire apparaître comme un véritable procédé industriel permettant d’obtenir un état « éco-compatible » du déchet, c’est-à-dire en équilibre avec son environnement, en fin d’exploitation. En France, la mise en œuvre d’ISDMA bioactive est uniquement autorisée à titre expérimental.

Le concept d’ISDMA bioactive englobe différentes techniques. La première est

l’injection d’air dans le massif de déchets afin de le dégrader en conditions quasi aérobies. La deuxième est l’injection d’air et de lixiviat afin d’augmenter l’humidité au sein du massif de déchets (paramètre clé de la dégradation des déchets). Dans le cadre de cette thèse, nous ne parlerons que de la troisième technique, qui est la plus courante : elle consiste à recirculer des lixiviats en conditions anaérobies.

2 ISDMA bioactive par recirculation de lixiviat 2.1 Origine du concept

Le concept de site confiné a été présenté dans la littérature comme pouvant générer une

« tombe sèche » qui pourrait s’avérer être une véritable « bombe » à retardement pour les générations futures (Delineau et Budka, 2000). En effet, la mise en œuvre d’une étanchéité totale (couverture, fond et flancs) a pour conséquence de rendre quasiment nulle l’infiltration d’eau dans le massif de déchets et conduit rapidement à un dessèchement des déchets. Les temps de stabilisation des déchets sont alors très longs (éventuellement plusieurs siècles) et sont liés à un déficit d’humidité (Pohland et Al-Yousfi, 1994 ; Reinhart et Townsend, 1998 ; Pacey, 1999). Cet état n’est que latent et une réalimentation en eau, par exemple à la suite d’une rupture de la barrière d’étanchéité en couverture, peut très vite relancer le processus de biodégradation dans des conditions non contrôlées (Ademe, 1999a). Une alternative à la « tombe sèche » a été développée : c’est le concept de « bioréacteur anaérobie » ou d’ISDMA bioactive par recirculation de lixiviat (Figure 6, page 36). Cette technique consiste à augmenter l’humidité des déchets afin de créer des conditions favorables à leur biodégradation (Chapitre 2I4.1.a), page 56). L’ISDMA bioactive utilise les infrastructures d’un site confiné auxquelles s’ajoutent un système de recirculation des lixiviats (liquide le plus couramment recirculé), une capacité de stockage des lixiviats suffisante avant recirculation et éventuellement une unité de prétraitement des lixiviats avant recirculation. L’accélération de la biodégradation des déchets nécessite que l’ensemble des précautions techniques décrites pour les ISDMA classiques soient parfaitement respectées (San et Onay, 2001).

2.2 Conception du système de recirculation

La conception du système de recirculation est une étape critique pour l’efficacité

d’une ISDMA bioactive (Mehta et al., 2002). En effet, le but est d’obtenir une teneur en eau la plus homogène possible dans le massif de déchets, ce qui est rarement le cas d’après la littérature (Mehta et al., 2002). Pour être économiquement et pratiquement acceptable, le système de recirculation doit être compatible avec les opérations courantes d’exploitation. Les systèmes de recirculation utilisés sont généralement de deux types : la recirculation par tranchées horizontales et/ou par puits verticaux (Reinhart, 1996). Seuls ces deux systèmes sont utilisés puisque la technique de pré-humification des déchets par aspersion est actuellement interdite par la réglementation et que celle par bassins d’infiltration n’est pas applicable dès lors que la couverture finale est posée.


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Une fois le système de recirculation mis en place, il est recommandé d’alterner les phases de recirculation et les phases sans injection de lixiviats. En effet, cette approche permet d’augmenter la dispersion latérale (Mc Creanor, 1998), d’éviter la saturation et donc les risques de fuites et de faciliter la libre circulation du biogaz accumulé. Pour augmenter les mouvements latéraux, certains conseillent de recirculer moins fréquemment (une fois par semaine pour une tranchée donnée par exemple) mais à des débits supérieurs.

Figure 6 : Schéma de principe d’une ISDMA (extrait de Pohland, 2003)

2.3 Volume de lixiviat à recirculer

Les quantités de lixiviat injectées dans les massifs de déchets varient en fonction des

sites. Cette variabilité s’explique par le fait que les exploitants ne cherchent pas à optimiser les processus de biodégradation mais déterminent plutôt les débits de recirculation en fonction des volumes de lixiviat récupérés et disponibles. Les quantités injectées représentent en moyenne 40 à 70 % des lixiviats générés. Le Tableau 1 présente quelques valeurs de volume de lixiviat recirculé. Elles sont exprimées avec des unités différentes selon les données publiées. Les valeurs sont très variables : 3 à 48 m3 lixiviat/ha/j lorsque ni la hauteur ni la masse de déchets enfouis ne sont pris en compte ; 0,1 à 2,6 m3 lixiviat/an/m3 de déchets lorsque le volume des déchets enfouis est connu ; 0,18 à 0,54 m3 lixiviat/an/tonne de déchets lorsque, en plus du volume, le tonnage des déchets peut être estimé. Cette dernière donnée est la plus précise puisqu’elle tient compte du compactage des déchets qui peut être très variable en fonction des sites.

Tableau 1 : Débits de recirculation de lixiviat sur sites

Auteurs Sites Volume de lixiviat

recirculé

Barina et al., 2001 The Busta Landfill (Italie) 3 à 4 m3 lixiviat/ha/j François, 2004 Site de Lapouyade (France) 48 m3 lixiviat/ha/j

Burton et Watson-Craik, 1999

Auchencarroch (Strathclyde, Ecosse) 0,123 m3lixiviat/an/m3

Delineau et Budka, 2000 Nanticoke (Bringhamton, Etats-Unis) 0,135 m3 lixiviat/an/m3 Yuen et al., 1995 Lyndhurst (Melbourne, Australie) 2,65 m3 lixiviat/an/m3

Delineau et Budka, 2000 Vert-le-Grand (France) 0,138 m3 lixiviat/an/m3 Gachet, 2005 SYDOM du Jura (France) 0,18 m3 lixiviat/an/tonne

Delineau et Budka, 2000 Yolo County Central Landfill (Davis, Californie) 0,54 m3 lixiviat/an/tonne

Collecte de gaz et valorisation en

énergie

Lixiviat

Collecte de biogaz Traitement éventuel du lixiviat avant recirculation


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2.4 Suivi de l’infiltration du lixiviat au sein du massif de déchets

Des techniques indirectes issues des méthodes de mesure géophysique sont employées depuis peu pour appréhender la diffusion du lixiviat au sein du massif de déchets. Une des méthodes les plus utilisées est la méthode du panneau électrique qui permet de cartographier des sections verticales de déchets. L’installation s’effectue de manière non intrusive à la fin du remplissage d’un casier et n’interfère pas sur l’exploitation. Les premiers résultats (Grellier et al., 2003 ; Moreau et al., 2003 ; Moreau et al., 2004) montrent que cette méthode permet de déterminer les zones influencées par la recirculation du lixiviat. Les transferts de liquide dans le massif de déchets sont interprétés à partir des variations de résistivité électrique. L’application de la loi d’Archie (Archie, 1942) et sa transposition des sols et roches aux déchets est une piste intéressante qui fait l’objet de recherches (Escure, 2005 ; Grellier, 2005) et d’expérimentations pour caler les paramètres influents comme la température, la porosité ou la perméabilité.

2.5 Evaluation de la distribution des temps de séjour La détermination de la distribution des temps de séjour (DTS) est une approche

rigoureuse pour caractériser le cheminement et le temps de transfert de l’eau dans un massif de déchets (Bendz et Singh, 1999 ; Bouchez et Bourdon, 2001). La technique la plus adaptée pour déterminer la DTS dans un massif de déchets consiste à introduire un traceur avec le fluide entrant et à suivre son signal dans l’effluent de sortie.

Le lithium est un traceur non réactif (Harris, 1979), il est peu présent dans le lixiviat, il ne s’adsorbe pas ou peu sur les déchets (Reinhart, 1989 ; Öman et Rosqvist, 1998), il est fortement hydrosoluble, les échantillons contenant le lithium sont stables et peuvent être stockés avant analyse. Enfin, l’analyse de la concentration de lithium est relativement précise par adsorption atomique à flamme (Harris et Gale, 1967a, b).

Le Tableau 2 présente des quantités de lithium injectées expérimentalement en fonction du volume de déchets. Les taux de restitution du lithium pour des expériences en colonnes sont de 52 à 72 % et de 34 % sur site (Rosqvist et Destouni, 2000). Des cas de non-restitution du lithium ont été rapportés dans la littérature. En effet, un essai sur un site recouvert par du sol n’a pas permis une restitution de lithium supérieure à 2 % (Rosqvist et

al., 2002 ; Zacharof et al., 2002). Ce taux est passé à 52 % de restitution en l’absence de recouvrement. L’explication avancée serait la réaction du lithium avec le sol servant de couverture (Zacharof et al., 2002). Toutefois, dans la plupart des cas, le lithium apparaît comme un traceur bien adapté pour la détermination du temps de séjour dans un massif de déchets.

Tableau 2 : Quantité de lithium injectée en fonction des expériences

Références Type d’expériences Volume de déchets

(m3) Concentration de lithium

(g Li+/m3 de déchets) Rosqvist et Bendz, 1999 3,5 0,148 à 1,16

Bendz et Singh, 1999 3,5 1,18 Rosqvist et Destouni, 2000 3,5 35,42 Bouchez et Bourdon, 2001

Colonnes expérimentales

0,127 41,18 Anderson et al., 1991 Réacteurs Boues 20 à 50

Rosqvist et Destouni, 2000 545 0,37 Öman et Rosqvist, 1998

Site 540 0,48


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2.6 Avantages des ISDMA bioactives par recirculation de lixiviat

Pacey (1999) avance que la durée de stabilisation des déchets dans une ISDMA bioactive serait de l’ordre de 10 à 15 ans, contre probablement 30 à 150 ans minimum pour des déchets enfouis dans un site confiné. Il est toutefois difficile d’être sûr de ces chiffres. L’accélération de la dégradation des déchets par la recirculation de lixiviat est néanmoins admise par de nombreux auteurs. Les conséquences de cette accélération sont les suivantes :

- Réduction de la charge polluante biodégradable des lixiviats : la recirculation de lixiviats accélère de façon significative la diminution des matières organiques dans le lixiviat en sortie de massif (Chian et De Walle, 1976 ; Suflita et al., 1992 ; Reinhart et Al-Yousfi, 1996), ce qui se traduit par une diminution de la demande chimique en oxygène, DCO, (Pohland, 1975 ; Titllebaum, 1982 ; Pohland et Al-Yousfi, 1994 ; Ozkaya et al., 2004). Puisque le lixiviat contient moins de matières organiques après recirculation, il devient moins difficile à traiter (Pohland et Al-Yousfi, 1994 ; Warith et al., 1999 ; Kim et Pohland, 2003). Toutefois, le lixiviat se charge d’éléments organiques et inorganiques récalcitrants tels que la DCO dure, l’azote ammoniacal, les chlorures, le fer et le manganèse ;

- Augmentation de la production de biogaz pendant la phase d’exploitation : la vitesse de production du biogaz est accélérée (Reinhart et Al-Yousfi, 1996 ; El-Fadel, 1999), en particulier, la vitesse de production du méthane (Attal et al., 1992 ; Gurijala et Suflita, 1993 ; Jokela et al., 1999 ; Barina et al., 2001 ; Chan et al., 2002 ; Mehta et al., 2002 ; Demir et al., 2004a ; Demir et al., 2004b). Le démarrage précoce de la méthanogenèse est en partie dû au fort pouvoir tampon du lixiviat qui permet d’obtenir plus rapidement un pH optimal (Chapitre 2I4.1.d), page 57) à la croissance des micro-organismes méthanogènes (San et Onay, 2001 ; Ozkaya et al., 2004). Cette augmentation de la production de méthane pendant la phase d’exploitation offre la possibilité d’une valorisation accrue du biogaz ;

- Augmentation de la vitesse de tassement des déchets (Leckie et al., 1979 ; Buivid et al., 1981 ; El-Fadel, 1999 ; Chan et al., 2002 ; Mehta et al., 2002 ; Ozkaya et al., 2004). L’avantage est l’obtention d’un vide de fouille utilisable pendant la phase d’exploitation de l’ISDMA. Le tassement serait de l’ordre de 16 à 20 % selon Warith et al. (1999), notamment lorsque la recirculation est faite avec un lixiviat préalablement tamponné et dans lequel des nutriments ont été ajoutés. L’obtention d’un vide de fouille supplémentaire est particulièrement intéressant en France, où l’obtention des autorisations d’ouverture de nouveaux sites devient très difficile.

D’une façon générale, la recirculation de lixiviat dans une ISDMA permettrait de solliciter les systèmes d’étanchéité et de drainage pendant la période où leur efficacité serait optimale. De plus, en cherchant à réduire le temps nécessaire à la stabilisation du massif de déchets, les risques environnementaux futurs devraient être diminués.


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2.7 Limites des ISDMA bioactives

2.7.a) Risques

Les aspects risque, hygiène et sécurité sont de même nature pour une ISDMA bioactive que pour une ISDMA classique. Toutefois, ils seront amplifiés durant la phase d’exploitation et réduits durant celle de post-exploitation.

La recirculation des lixiviats peut être à l’origine d’instabilité du massif de déchets si

elle est mal conduite ou mal contrôlée (fracturation hydraulique par augmentation de la pression interstitielle, fuites sur les pentes ou les talus, nappes perchées). Pour éviter ces risques, il convient de suivre rigoureusement les volumes injectés, d’éloigner suffisamment les points de réinjection des pentes, de ne pas pratiquer la recirculation des lixiviats sous pression et de diminuer les pentes des sites en remblai. Une surveillance accrue de la qualité des eaux souterraines est également recommandée compte tenu des sollicitations du système d’étanchéité et de drainage.

2.7.b) Accumulation de polluants non biodégradables

La recirculation d’un lixiviat contenant des polluants non dégradables en conditions anaérobies alors qu’ils sont encore produits par la dégradation des déchets va conduire à leur accumulation. Ainsi, en cherchant à augmenter la teneur en eau dans le massif de déchets, il faut aussi se demander s’il est acceptable d’injecter du lixiviat dans lequel un certain nombre de polluants vont se concentrer. N’y a-t-il pas finalement un paradoxe dans cette stratégie de gestion ?

2.8 Conclusion pour le sujet de thèse

Le principal polluant non biodégradable en conditions anaérobies est l’azote

ammoniacal (Burton et Watson-Craik, 1997). Son accumulation peut être la cause d’une inhibition de la dégradation des déchets ménagers et assimilés (Wens et al., 2001). La synthèse bibliographique qui suit dans le Chapitre 2 va nous permettre de comprendre les mécanismes de formation de l’azote ammoniacal et en quoi l’accumulation de cet élément peut être un frein à la biodégradation des déchets ménagers et assimilés enfouis en ISDMA. La solution que nous avons envisagée pour remédier à cette accumulation consiste en un prétraitement du lixiviat avant recirculation. Il vise à convertir l’azote ammoniacal sous une forme biodégradable en conditions anaérobies : les oxydes d’azote (nitrate, nitrite). L’objet de mon travail de thèse consiste à évaluer la faisabilité d’utiliser le massif de déchets comme réacteur biologique en anoxie pour convertir les oxydes d’azote en azote moléculaire (N2) de façon à éliminer l’azote de l’ISDMA.

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Chapitre 2 : Synthèse bibliographique

Biodégradation des DMA et réduction des NOx : couplage entre les deux mécanismes biologiques

dans une ISDMA ?

Ce deuxième chapitre se décompose en deux grandes parties. La première concerne la dégradation biologique des déchets ménagers et assimilés dans les installations de stockage. La composition des déchets y est tout d’abord détaillée afin de comprendre par la suite les mécanismes de dégradation des déchets. Les différentes phases de cette dégradation biologique sont décrites. Une attention particulière est portée aux effluents générés lors de la dégradation, notamment le lixiviat et sa composition. Les paramètres influençant la dégradation sont répertoriés en séparant ceux qui auraient tendance à la favoriser ou à l’inhiber. Enfin, un court paragraphe s’intéresse aux réactions pouvant entrer en compétition avec la méthanogenèse. La seconde partie de ce deuxième chapitre aborde le cycle de l’azote en s’orientant vers les réactions pouvant avoir lieu au sein d’une installation de stockage de déchets ménagers et assimilés classique. La formation de l’azote ammoniacal y est décrite, en s’intéressant plus particulièrement au risque d’inhibition de la dégradation des déchets ménagers et assimilés en présence de fortes concentrations en azote ammoniacal. La nitrification, réaction permettant la conversion de cette forme azotée en oxydes d’azote, est présentée. Les voies de réduction des oxydes d’azote, constituant l’objet de mon sujet de thèse, sont détaillées en insistant sur les deux voies de réduction dissimilatrice : l’une conduisant à la formation de N2 (la dénitrification) et l’autre à la production d’azote ammoniacal (nitrammonification ou DNRA pour Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium). Les facteurs contrôlant l’orientation de la voie de réduction des oxydes d’azote, ainsi que les résultats des travaux antérieurs à ma thèse concernant la faisabilité du couplage entre la méthanisation et la réduction des oxydes d’azote, sont présentés. Pour terminer cette partie, les expériences d’injection de lixiviat nitrifié sont répertoriées. Elles ont permis de définir les grands axes du travail de thèse.

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Chapitre 2 Synthèse bibliographique I La dégradation biologique des déchets ménagers et assimilés (DMA)

1 La composition des déchets ménagers et assimilés (DMA)

La compréhension des processus de dégradation des déchets ménagers et assimilés (DMA) requiert la connaissance de leur composition lors de leur enfouissement dans les installations de stockage de DMA (ISDMA). Chaque type de caractérisation permet d’obtenir différents niveaux d’information concernant le déchet global.

1.1 Echantillonnage des DMA

La caractérisation des DMA passe par un échantillonnage qui se doit d’être

représentatif de l’ensemble des déchets (norme AFNOR XP X30-411). Il doit permettre la prise en compte de l’hétérogénéité et de la variabilité de la composition des déchets ainsi que de leur caractère évolutif. La procédure la plus couramment utilisée est la procédure MODECOMTM (méthode de caractérisation des ordures ménagères), qui a été développée par l’Ademe en 1993 (Ademe, 1993). Elle propose une procédure d’échantillonnage aléatoire des déchets et recommande une prise d’échantillon d’au moins 500 kilogrammes.

1.2 Répartition des DMA par catégorie de déchets

1.2.a) Répartition en 1993 L’Ademe a réalisé une campagne nationale de caractérisation des déchets ménagers

et assimilés en 1993 utilisant la procédure MODECOMTM (Ademe, 1999b). Cette campagne avait notamment pour but de préciser la composition du gisement de déchets en différenciant des catégories et des sous-catégories. La composition moyenne des DMA au niveau national est donnée dans le Tableau 3. La composition des DMA est variable selon le pays, le site, la période de l’année, le type d’habitat, voire même d’un jour à l’autre pour un même site. Cette variabilité peut être mise en évidence par la comparaison de la répartition des DMA en fonction de la zone de collecte des déchets : zone urbaine, semi-urbaine ou rurale. A titre d’exemple, le papier est plus abondant dans les poubelles des zones urbaines que dans les deux autres zones (Ademe, 1999b). De grandes quantités de Couna* (Courriers non adressés) sont en effet distribuées en ville. La comparaison de la répartition des déchets entre différents pays est rendue difficile par le manque d’homogénéité dans la définition des catégories d’un pays à l’autre.

Tableau 3 : Composition moyenne des déchets ménagers et assimilés en France en 1993 (extrait de Ademe (1999a), les fractions biodégradables sont représentées en bleu)

Répartition (%) Catégories

Poids humide Poids sec

Déchets putrescibles (déchets de cuisine, déchets verts…) 28,6 15,8 Papiers (emballages, journaux, magazines…) 16,1 17,7

Cartons (cartons plats, ondulés, autres…) 9,3 9,2 Complexes (emballages complexes type Tétra brick) 1,4 1,6

Textiles (emballages textiles, autres…) 2,6 3,0 Textiles sanitaires (couches, coton hygiénique) 3,1 1,9

Plastiques (PE*, PVC*, PET*, polystyrène) 11,1 12,7 Combustibles non classés (bois, caoutchouc…) 3,3 3,9

Verres 13,1 19,1 Métaux (aluminium, métaux ferreux, cuivre…) 4,1 5,6 Incombustibles non classés (pierres, gravats…) 6,8 8,9

Déchets spéciaux (chiffons souillés, piles…) 0,5 0,7


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1.2.b) Evolution de cette répartition depuis 1993

La composition des DMA présentée dans le Tableau 3 constitue une moyenne nationale. Ces données sont aujourd’hui anciennes puisqu’elles datent de 1993. Il est donc légitime de s’interroger sur l’évolution de cette composition depuis. L’élévation du niveau de vie en France, l’évolution des produits de consommation, l’augmentation du nombre d’emballages et l’accroissement du tri à la source ont notamment pu modifier cette composition. L’Ademe a d’ailleurs prévu de lancer une nouvelle campagne de caractérisation des DMA en 2006.

Des études plus récentes mais plus ponctuelles peuvent être trouvées dans la littérature. Une étude de la caractérisation de la « poubelle globale » de la Somme a notamment été réalisée par Awiplan à la demande du Conseil général de la Somme en février 2004 (AWIPLAN, 2004). La répartition du nombre d’échantillons a été faite de façon à prendre en compte la répartition de la population entre les zones urbaines, semi-urbaines et rurales. Les catégories choisies sont celles de l’Ademe (Tableau 4). Une comparaison de la composition moyenne en poids humide au niveau national en 1993 et au niveau du département de la Somme en 2004 permet alors d’estimer l’évolution de la composition des DMA (Tableaux 3 et 4). Il ressort de cette comparaison que les papiers et cartons représenteraient une part moins grande en 2004 (-3 % pour chaque catégorie) à l’inverse des textiles sanitaires (+3 %). Ce résultat reste vrai, que la comparaison soit faite sur les données moyennes ou sur celles obtenues pour chaque type d’habitat en 1993 et 2004. La présence en grande quantité de produits de type « lingettes jetables » semble expliquer l’augmentation des textiles sanitaires. La somme des fractions biodégradables des DMA (en

bleu, Tableaux 3 et 4) semble toutefois avoir une faible évolution (-4 % en 2004). La comparaison de la composition des DMA établie sur ces deux études ne révèle pas une nette évolution. Il faut toutefois prendre avec précaution cette comparaison ponctuelle et confirmer cette tendance avec les nouvelles données Ademe de 2006 de caractérisation des DMA au niveau national.

Tableau 4 : Composition des déchets ménagers et assimilés de la Somme en février 2004 (extrait de AWIPLAN (2004), les fractions biodégradables sont représentées en bleu)

Catégories Répartition en % du poids humide

Déchets putrescibles 26 Déchets des jardins 3

Papiers 13 Cartons 6

Complexes 1 Textiles 2

Textiles sanitaires 6 Plastiques 10

Combustibles non classés 4 Verres 15 Métaux 4

Incombustibles non classés 8 Déchets spéciaux 2


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1.3 Teneur en eau et en matières sèches des DMA

Le séchage d’un déchet permet de connaître sa teneur en eau et en matières sèches (MS). Le protocole de séchage sera détaillé dans le Chapitre 3 (Chapitre 3III3.1, page 112). Au sein de la matière sèche, une distinction est faite entre la matière minérale (MM) et la matière volatile (MV), sous-entendu volatile à 550 °C. Le Tableau 5 présente la teneur en eau et en matières volatiles de chaque catégorie de déchets recensée par l’Ademe en 1993 (Ademe, 1999b). Des différences apparaissent entre les catégories. La teneur en eau du déchet global est dépendante de celle de chaque catégorie de déchets et de leur proportion dans le déchet global. De ce fait, des teneurs en eau de DMA très différentes peuvent être trouvées dans la littérature : 40,2 % (Zhao et al., 2002), 59 % (Chan et al., 2002), 63,8 % (Iglesias et al., 2000), 85 % (Sponza et Agdag, 2005).

La teneur en matières volatiles dépend également de la proportion des différentes catégories composant le déchet global. Les plages de valeurs trouvées dans la littérature sont donc très larges : 34 % (Iglesias et al., 2000), 65 % (Attal et al., 1992), 70 % (Kylefors et al., 2003), 91 % (Sponza et Agdag, 2005).

La MV est parfois associée à la matière organique (MO). Cette méthode d’estimation de la MO est néanmoins jugée, par certains auteurs, comme étant très approximative (Degrémont, 1989). Une distinction est faite au sein de la MO entre la matière organique synthétique (MOS) (les plastiques, par exemple) et la matière organique non synthétique (MONS).

Tableau 5 : Teneur en eau et en matières volatiles des déchets ménagers et assimilés en France en 1993

(extrait de Ademe (1999a))

Catégories Teneur en eau

(% masse humide) Teneur en MV

(% masse sèche)





Verres 0,6 0,9 Métaux (aluminium, métaux ferreux, cuivre…) 8,7 0,9 Incombustibles non classés (pierres, gravats…) 9,9 8,3

Déchets spéciaux (chiffons souillés, piles…) --- 15,6

Déchet global 35 59,2

1.4 Caractérisation élémentaire des déchets ménagers et assimilés

Dans le cadre de ce travail, seules les valeurs de carbone et d’azote sont présentées (Tableau 6). La teneur en carbone et en azote du déchet global varie en fonction de la proportion de chaque catégorie de déchets. La composition élémentaire des déchets utilisés dans la littérature est rarement analysée. La teneur en carbone obtenue par l’Ademe est inférieure aux deux valeurs obtenues dans la littérature : 33,4 % (Tableau 6) à comparer avec 40,5 % (Kylefors et al., 2003) et 50,5 % (Sponza et Agdag, 2005). La teneur en azote du déchet global caractérisé par l’Ademe est proche de celle de la littérature : 0,73 % (Tableau 6)

à comparer avec 0,5 % et 0,8 % (Senior et Balba, 1987 ; Tchobanoglous et al., 1993 ; Sponza et Agdag, 2005).


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L’azote est principalement retrouvé dans les textiles et les déchets de cuisine (Tableau 6). Ce résultat est en accord avec une étude réalisée aux Etats-Unis (El-Fadel et al., 1996) où la caractérisation de déchets ménagers et assimilés a permis d’obtenir la teneur en azote de textiles (2,2 à 4,6 % de MS) et de déchets alimentaires (0,4 à 1,2 % de MS). Le carbone est présent dans l’ensemble des catégories de déchets, exception faite des métaux et des déchets spéciaux (El-Fadel et al., 1996, Tableau 6).

Tableau 6 : Teneur en carbone et en azote des déchets ménagers et assimilés en France en 1993 (extrait de Ademe (1999a))

Catégories Teneur en carbone

(% masse sèche)

Teneur en azote organique

(% masse sèche)





Verres 0,4 0,02 Métaux (aluminium, métaux ferreux, cuivre…) --- 0,38 Incombustibles non classés (pierres, gravats…) 1,9 0,18

Déchets spéciaux (chiffons souillés, piles…) --- 0,49

Déchet global 33,4 0,73

1.5 Caractérisation biochimique des déchets ménagers et assimilés

D’un point de vue biochimique, la matière organique peut être classée en trois grandes familles de substances : les glucides, les lipides et les protéines. Parmi les polymères glucidiques les plus courants, nous pouvons citer la cellulose, qui est la substance principalement responsable de la structure des parois cellulaires des végétaux (Weil, 1989) ; l’hémi-cellulose est un polymère beaucoup moins résistant à la biodégradation que la cellulose ; la lignine, est un polymère très présent sous la forme de lignocellulose.

La cellulose, l’hémi-cellulose, les protéines et les lipides constituent les principales sources de matière organique non synthétique des déchets ménagers et assimilés. La variabilité de leur proportion dans un DMA est fonction de sa composition par catégorie de déchets (Tableau 7).

Certaines catégories de déchets, comme le papier de bureau, contiennent une forte proportion de cellulose (Tableau 7), tandis que d’autres catégories, comme les feuilles, végétales contiennent une plus grande quantité de lignine (Tableau 7). Ces proportions varient également en fonction de l’état de dégradation du déchet. En effet, en se dégradant, la proportion de cellulose d’un papier de bureau ou d’un journal diminue (Tableau 7).

La composition moyenne de déchets ménagers et assimilés serait comprise entre 30 % et 50 % de cellulose, 5 et 12 % d’hémi-cellulose, 4 et 10 % de protéine et entre 10 et 15 % de lignine (Barlaz et al., 1990 ; Peres et al., 1992). Cette composition varie également en fonction de l’état de dégradation du déchet (déchets excavés, Tableau 8).


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Tableau 7 : Composition biochimique de fractions de déchets (en % de poids sec)

Type de déchets Cellulose

(%) Hémi-

cellulose (%) Protéine

(%) Lignine

(%) Matières

volatiles (%) Auteurs

26,5 10,2 --- 28,4 85 Herbe

25,6 14,8 --- 21,6 87,8 Eleazer et

al., 1997

Feuilles 15,3 10,5 --- 43,8 90,2 Branches 35,4 18,4 --- 32,6 96,6 Aliments 55,4 7,2 --- 11,4 93,8

Papier 42,3 9,4 --- 15 74,3

Papier de bureau 87,4 8,4 --- 2,3 98,6 Vieux journaux 48,5 9 --- 23,9 98,5

Eleazer et

al., 1997

Papier de bureau dégradé 36,2 6,9 4,99 4,8 --- Journaux 48,3 18,1 0,44 22,1 ---

Journaux dégradés 35,1 16,0 3,74 32,3 ---

Chen et

al., 2004

Tableau 8 : Composition biochimique de mélanges de déchets (en % de poids sec)

Type de déchets Cellulose

(%)

Hémi-cellulose

(%)

Protéine (%)

Lignine (%)

Matières volatiles

(%) Auteurs

Déchets frais de poubelles ménagères

55,4 7,2 18,8 11,4 93,7 Wang et al., 1997

18,3 3,7 3,8 22,1 42,2 Wang et al., 1997 23,4 4,7 --- 22,5 48,2 Eleazer et al., 1997 Déchets excavés

39-42 11 5 --- --- Barlaz et al., 1989

34,7 7,7 --- 17,0 70,0 Kylefors et al., 2003 Déchets municipaux 28,8 9,0 --- 23,1 75,2 Eleazer et al., 1997

Cette étude bibliographique concernant la composition des DMA met en évidence l’influence directe de la composition en chaque catégorie de déchets sur la composition du déchet global. La caractérisation des déchets est essentielle pour la compréhension des processus de dégradation anaérobie ayant lieu au sein d’une ISDMA.

2 Les étapes de la dégradation biologique des DMA 2.1 Schéma général de la dégradation biologique

Une fois enfouis dans une installation de stockage de déchets ménagers et assimilés

(ISDMA), les composés organiques (glucides, protéines et lipides) se dégradent lentement sous l’action de micro-organismes, en produits organiques simples (Figure 7). Une ISDMA est assimilable à un réacteur biologique complexe qui évolue spontanément. Lorsque la biodégradation du substrat organique est totale, elle peut aboutir à la formation de produits inorganiques (CO2, NH4

+), le terme de minéralisation de la matière est alors employé (Gourdon, 2002).

Au cours de la dégradation des déchets, deux phases majeures sont à distinguer : une première phase courte qui a lieu en aérobiose (Figure 7, en vert) et une seconde beaucoup plus longue en anaérobiose (Figure 7, en rouge).


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Figure 7 : Les différentes étapes de la dégradation biologique des déchets dans une ISDMA (d’après Christensen et Kjeldsen, 1989)

2.2 Les différentes phases de la dégradation biologique

2.2.a) La phase de dégradation aérobie Lorsque les déchets arrivent dans une ISDMA, ils sont déposés et compactés dans une alvéole en couches horizontales successives. Les déchets sont par conséquent en contact avec l’air ambiant et donc avec l’oxygène pendant la période où ils ne sont ni recouverts par d’autres couches de déchets, ni par une couverture imperméable lors de la fermeture de l’alvéole. L’étude des gradients verticaux de concentration en oxygène montre que la diffusion de l’oxygène de l’atmosphère vers les déchets est significative et dépend de la compaction des déchets et de leur temps d’exposition à l’air (Lanini et al., 1997 ; Aguilar-Juarez et al., 1999). Cette présence d’oxygène permet une première phase de dégradation aérobie des déchets (Figure 7, en vert) qui dure pendant les premières semaines d’exploitation de l’alvéole. Ce sont alors les glucides contenus dans les déchets alimentaires qui sont principalement dégradés (Barlaz et al., 1992). Cette phase aérobie provoque une montée de température immédiatement après la mise en décharge des déchets qui peut atteindre un pic de 80 °C. Cette élévation de température est imputée aux réactions exothermiques de biodégradation des déchets réalisées par les micro-organismes aérobies. Elle s’accompagne d’une production de dioxyde de carbone (CO2) et de vapeur d’eau (H2O). La température va ensuite diminuer et se stabiliser aux environs de 30 °C à 40 °C (Lanini et al., 1997).

Cette première phase de décomposition aérobie des déchets permet, du fait de l’augmentation de température, de favoriser la croissance ultérieure des populations microbiennes anaérobies. Cette phase a donc probablement une influence très positive sur le démarrage de la biodégradation du massif de déchets et sur l’établissement d’un régime

ANAEROBIOSE

ACIDOGENESE

RESPIRATIO

N

Déchets : matière organique complexe(polysaccharides, protéines, lipides) CO2, H2O

HYDROLYSE

Matière organique solubilisée(sucres simples, acides gras, acides aminés)

Alcools, acides grasvolatils, NH4+

CH3COOH H2 CO2

CH4 et CO2

RESPIRATION

AEROBIE

CH4

ACETOGENESE

METHANOGENESESO4

2-

H2S et CO2

Sulfato-réduction

AEROBIOSE

Bactéries fermentatives

Bactéries acétogènes

Archaea méthanogènes acétophiles

Archaea méthanogènes hydrogénophiles

Bactéries acidogènes CO2, H2

ANAEROBIOSE

ACIDOGENESE

RESPIRATIO

N

Déchets : matière organique complexe(polysaccharides, protéines, lipides) CO2, H2O

HYDROLYSE

Matière organique solubilisée(sucres simples, acides gras, acides aminés)

Alcools, acides grasvolatils, NH4+

CH3COOH H2 CO2

CH4 et CO2

RESPIRATION

AEROBIE

CH4

ACETOGENESE

METHANOGENESESO4

2-

H2S et CO2

Sulfato-réduction

AEROBIOSE


Bactéries acétogènes

Archaea méthanogènes acétophiles

Archaea méthanogènes hydrogénophiles

Bactéries acidogènes CO2, H2


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méthanogène stable (Aguilar-Juarez et al., 1999). Il a été estimé que 5 à 15 % de la matière biodégradable était consommée lors de cette première phase de dégradation (INSA-IMFT, 1999), bien que celle-ci ne dure que quelques semaines (pour une couche de déchets donnée). Cette dégradation aérobie de la matière organique rapidement biodégradable pourrait toutefois entraîner un relargage important d’acides gras volatils (AGV) et par conséquent bloquer les phases ultérieures de biodégradation des déchets (Yuen, 1999).

2.2.b) Les phases de dégradation anaérobie

La dégradation anaérobie conduit à la production de méthane et de dioxyde de carbone (Figure 7, en rouge). Les processus de dégradation mis en jeu sont complexes. Différentes populations de micro-organismes travaillent en série (Farquhar et Rovers, 1973 ; Barlaz et al., 1990). Ainsi les produits de biodégradation d’une réaction donnée serviront de substrat pour les réactions suivantes. Les trois grands types de populations microbiennes (fermentatives, acétogènes, méthanogènes) apparaissent successivement tout en pouvant coexister un certain temps. La dégradation anaérobie peut être divisée en différentes étapes :

- hydrolyse ; - acidogenèse (fermentation acide) ; - acétogenèse ; - méthanogenèse ; - sulfato-réduction ; - maturation-stabilisation.

Ces différentes étapes de biodégradation des déchets peuvent coexister verticalement

sur une même colonne de déchets en fonction de l’âge de ceux-ci. Les déchets les plus anciens se trouvent au fond du site.

•••• Hydrolyse

Durant cette première étape de dégradation des déchets, les micro-organismes anaérobies et aérobies facultatifs produisent des enzymes extracellulaires qui hydrolysent les biopolymères (polysaccharides, lipides, protéines) en oligomères et monomères, hydrosolubles. Ainsi, les polysaccharides sont transformés en sucres simples, les matières grasses sous l’action d’exoenzymes particulières (les lipases) donnent des acides gras et du glycérol, produits de faible poids moléculaire assimilable par les micro-organismes. Enfin, les protéines sont transformées grâce à l’intervention d’enzymes (protéinases) qui vont catalyser la coupure des liaisons peptidiques et détruire ainsi l’arrangement moléculaire. Les protéines dégradées sont ensuite assimilées sous forme d’acides aminés ou sous la forme d’oligopeptides. De l’ammonium peut également être libéré. Cette phase permet aux micro-organismes de type fermentatif d’incorporer les nutriments (Christensen et Kjeldsen, 1989).

La phase d’hydrolyse peut se dérouler en aérobiose partielle. Le passage en anaérobiose se caractérise par une diminution du potentiel d’oxydo-réduction (Figure 8,

page 53) et par une forte augmentation de la charge organique des lixiviats (DCO). Cette phase se fait lentement par rapport à l’acidogenèse, elle est donc l’étape limitante du processus de dégradation des déchets.


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•••• Acidogenèse

L’hydrolyse des polymères organiques conduit à la formation de monomères ou de produits de faible poids moléculaire. Ainsi, au cours de cette seconde phase de la biodégradation des déchets, les sucres, les acides aminés et les acides gras obtenus à l’étape précédente sont transformés en alcools, en azote ammoniacal et en acides gras volatils (AGV) tels que l’acide acétique, propionique, butyrique ou valérique par des micro-organismes acidogènes. Les réactions de dégradation du glucose sont données à titre d’exemple (les 0G∆ représentent les énergies libres des réactions, calculées à partir des

données de Thauer et al., 1977) :

( ) 222236126 22 COHCOOHCHCHOHC ++→ ( 10 .264 −−=∆ molkJG de glucose) [1]

OHCOOHCHCHHOHC 22326126 222 +→+ ( 10 .359 −−=∆ molkJG de glucose) [2]

22326126 2422 COHCOOHCHOHOHC ++→+ ( 10 .215 −−=∆ molkJG de glucose) [3]

CHOHCOOHCHOHC 36126 2→ ( 10 .197 −−=∆ molkJG de glucose) [4]

Les produits de l’hydrolyse peuvent aussi être transformés directement en acide

acétique (CH3COOH) avec formation de dioxyde de carbone et d’hydrogène (acétogenèse). La teneur en acides gras volatils devient prépondérante dans la fraction organique des lixiviats (Coulomb et al., 1998). Cette production d’acides entraîne une diminution du pH des lixiviats provoquant ainsi la dissolution des matières inorganiques. La flore acidogène est constituée pour une partie de bactéries anaérobies facultatives (genres Streptocoques,

Bacillus, Micrococcus…) mais également de bactéries anaérobies strictes (genre Clostridium). Pendant cette phase, la demande chimique en oxygène (DCO) augmente (Figure 8, page 53) et le potentiel d’oxydo-réduction avoisine 0 mV en référence à l’électrode normale à hydrogène (Quasim et Burchinal, 1970).

•••• Acétogenèse

Lors de la troisième phase de dégradation anaérobie des déchets, des micro-organismes acétogènes utilisent les AGV et les alcools produits précédemment pour former de l’acide acétique, de l’hydrogène et du dioxyde de carbone, selon les réactions suivantes :

223223 32 COHCOOHCHOHCOOHCHCH ++→+ ( acétatedmolkJG '.72 10

−+=∆ ) [5]

( ) 232223 222 HCOOHCHOHCOOHCHCH +→+ ( acétatedmolkJG '.24 10

−+=∆ ) [6]

OHCOOHCHCOH 2322 224 +→+ ( acétatedmolkJG '.92 10

−−=∆ ) [7]

Trois types de bactéries acétogènes sont connus (Pelmont, 1993) : - les homo-acétogènes qui produisent essentiellement de l’acétate à partir du CO2 et du

H2 (Equation 7) ; - les hétéro-acétogènes qui, à partir de substrats organiques, libèrent dans le milieu du

butyrate et du caproate en plus de l’acétate ; - les formes mixotrophes qui utilisent à la fois le CO2, le H2 et les substrats organiques.

La croissance des bactéries acétogènes nécessite une très basse pression partielle en

H2 (< 10-4 atm) pour rendre la production d’acétate thermodynamiquement possible (Barlaz et


- 51 -

al., 1990). Il faut donc une syntrophie très étroite entre les bactéries acétogènes, qui produisent de l’hydrogène, et les autres micro-organismes capables de consommer l’hydrogène produit (méthanogènes, sulfato-réducteurs). Cette phase est une étape clé de la digestion anaérobie. Tout dysfonctionnement à ce niveau risque de se traduire par une accumulation d’hydrogène et d’AGV associée à une baisse importante du pH, le tout entraînant une inhibition de l’étape suivante de méthanogenèse.

•••• Méthanogenèse

Cette phase se déroule en anaérobiose stricte. En effet, le potentiel d’oxydo-réduction du milieu doit être inférieur à -300 mV, par rapport à l’électrode normale à hydrogène, pour que la population des micro-organismes méthanogènes, appartenant au groupe phylogénétique des archae, puisse se développer. Il existe trois types de micro-organismes méthanogènes :

- les hydrogénophiles qui transforment l’hydrogène et le dioxyde de carbone en méthane (Methanosarcina, Methanobacterium, Methanococcus) selon la réaction :

OHCHCOH 2422 24 +→+ ( méthanedemolkJG1

0 .129 −−=∆ , Thauer et al., 1977) [8]

- les acétoclastes qui transforment l’acide acétique en méthane et en dioxyde de carbone (Methanosarcina, Methanosaeta (anciennement Methanothrix)) selon la réaction :

243 COCHCOOHCH +→ ( méthanedemolkJG1

0 .37 −−=∆ , Thauer et al., 1977) [9]

- les méthylotrophes qui transforment le méthanol ou le méthylamine en méthane et en dioxyde de carbone (Methanosarcina) selon la réaction :

OHCOCHOHCH 2243 234 ++→ ( méthanedemolkJG1

0 .107 −−=∆ ) [10]

324223 4324 NHCOCHOHNHCH ++→+ ( méthanedemolkJG1

0 .7 −−=∆ ) [11]

En général, 70 % du méthane est issu de la conversion de l’acétate (El-Fadel et al.,

1996). Tous les processus microbiens aboutissant à la production de méthane ne permettent pas de libérer la même quantité d’énergie, ce qui rend certaines réactions plus favorables que d’autres dans certaines conditions environnementales (Schink, 1997). Toutefois, dans le cadre de ce travail, nous ne détaillerons pas les rendements énergétiques des différentes réactions.

La consommation des AGV entraîne une augmentation du pH vers une plage de valeurs qui stimule la méthanogenèse (Barlaz et al., 1990). Cette remontée du pH peut entraîner la précipitation d’éléments inorganiques. La concentration en matière organique présente dans les lixiviats diminue, ce qui se traduit par une baisse de la DBO (Demande Biologique en Oxygène) et de la DCO (Figure 8, page 53).

•••• Sulfato-réduction

Parallèlement à la méthanogenèse, des réactions de sulfato-réduction (Figure 7, en

bleu) peuvent se produire sous l’action de bactéries sulfato-réductrices (Zhou et Fang, 1998), en présence de sulfate et dans un milieu très réducteur. Les bactéries sulfato-réductrices ont aussi la capacité de transformer l’hydrogène, l’acide acétique et les AGV en dioxyde de carbone et hydrogène sulfureux (H2S). Ainsi, ces bactéries entrent en compétition avec les micro-organismes méthanogènes (Chapitre 2I4.3, page 60) pour la transformation de l’hydrogène et de l’acide acétique (Percheron, 1997). Les principaux micro-organismes sulfato-réducteurs sont les espèces Desulfovibrio et Desulfobacter.


- 52 -

•••• Maturation-stabilisation des déchets

Cette phase se caractérise par une activité biologique réduite. La composition des lixiviats se stabilise et la production de biogaz s’atténue. Une élévation des potentiels pH et d’oxydo-réduction est observée. La matière organique difficilement biodégradable est lentement métabolisée, entraînant la formation de molécules complexes du type acides humiques et fulviques (Lagier, 2000 ; Labanowski, 2004).

Cette phase de stabilisation est longue à se mettre en place. De plus, la minéralisation est rarement complète, soit en raison de la nature des molécules constituantes (lignine), soit pour des raisons de non-accessibilité (cellulose emprisonnée dans la lignine). Aucun paramètre à lui seul ne semble permettre de vérifier la stabilité d’un massif de déchets (François, 2004). La dégradation d’un déchet est en général associée à l’obtention de paramètres stables (DCO, production de méthane). La dégradation peut être suivie par des tests de production de méthane (Townsend et Miller, 1996), par l’évaluation de la matière volatile (Attal et al., 1992), par l’évaluation des tassements (Warith et al., 1999), ainsi que par des analyses de cellulose, hémi-cellulose et lignine (Mehta et al., 2002). L’évolution du rapport cellulose + hémi-cellulose sur lignine est en effet un bon indicateur du degré de décomposition d’un déchet et du potentiel méthanogène résiduel (Bookter et Ham, 1982 ; Wang et al., 1994). L’excavation de déchets est nécessaire pour la plupart de ces analyses. Toutefois, les excavations de déchets sur site sont rarement faites car cela pose de nombreux problèmes (perforation de la couverture, entrée d’air…).

3 Les effluents générés par la dégradation des DMA

Pour connaître le stade de dégradation d’un massif de déchets, les effluents liquides (lixiviat) et gazeux (biogaz) sont analysés. Toutefois, ces analyses ne renvoient qu’une image globale des réactions ayant lieu au sein d’un massif de déchets. En effet, la qualité des effluents en sortie de massif de déchets correspond à un mélange d’effluents produits par des déchets jeunes (déchets situés sur le haut de l’alvéole) et des déchets plus vieux (situés vers le bas de l’alvéole). La Figure 8 représente de façon simplifiée l’évolution des concentrations des éléments constitutifs des effluents au cours des différentes phases décrites précédemment.

3.1 Le biogaz

3.1.a) La composition du biogaz

Les gaz majoritairement présents dans le biogaz d’ISDMA sont le dioxyde de carbone (CO2), le méthane (CH4), l’hydrogène sulfureux (H2S) et l’hydrogène (H2). Les phases de production de ces différents gaz sont représentées sur la Figure 8. Le H2 est principalement détecté pendant la phase d’acidogenèse contrairement au CH4, qui, lui, est produit pendant la phase de méthanogenèse. Le CO2 est issu à la fois de l’acidogenèse et de la méthanogenèse. Le H2S résultant de la sulfato-réduction serait produit vers la fin de la phase d’acidogenèse et au début de la phase de méthanogenèse (Figure 8). Dans un système complexe comme un massif de déchets, l’ensemble de ces gaz peut être produit par de nombreuses voies métaboliques.


- 53 -

Figure 8 : Etapes de dégradation anaérobie des déchets (Pohland et Al-Yousfi, 1994)

3.1.b) Le potentiel de production du biogaz Deux approches ont été utilisées dans la littérature pour prédire la production de

méthane à partir de la composition des déchets : une approche stœchiométrique et une approche fondée sur la biodégradabilité des déchets.

L’approche stœchiométrique consiste à considérer la composition élémentaire des différents constituants des déchets (Tableau 6, page 46), les produits finaux de la réaction globale étant principalement le méthane et le dioxyde de carbone. La quantité théorique de méthane produite par la dégradation supposée complète de chaque constituant est résumée par l’équation générale suivante (d’après El-Fadel et al., 1996) :

SHeNHdCOedcba

CHedcba

OHedcb

aSNOHC edcba

2324

2

48

3

48248

3

482

24

3

24

++

+

×++−+

−

×−−+

→

+

×+−−+

[12]

En réalité, une partie seulement du carbone est convertie en biomasse. Cette fraction

ne dépasserait pas 4 % (Delineau et Budka, 2000) et peut donc être négligée dans l’équation précédente. Lorsque la composition élémentaire des déchets est connue, cette équation permet de déterminer à la fois la composition du biogaz et sa production totale. Selon la proportion des différents constituants des déchets, les productions de gaz seront théoriquement différentes. Ainsi, la production théorique d’un kilogramme sec d’hydrate de carbone ( nnn OHC 2 ) serait de 373 litres de méthane. Les productions théoriques fondées sur cette

approche seraient au maximum comprises entre 200 et 270 m3 de biogaz par tonne de déchets secs selon les proportions chimiques utilisées et les proportions habituelles des différents constituants dans les déchets ménagers (El-Fadel et al., 1996).

Stabilisation Temps (jours)

Production de gaz

pH

NH4+

Potentiel d’oxydo-réduction

Pot

enti

el d

’oxy

do-

rédu

ctio

n, m

V

NH

4+(m

g/L

)

pHC

ompo

siti

on

du

gaz

(% v

olu

miq

ue)

Pro

duct

ion

de g

az (

m3 )

Phase

I

Initial

Phase II

Transition

Phase III

Formation

acides

Phase IV

Fermentation Méthane

Phase V

Maturation

finale

H2S

(m

g/L

)DC

O, A

GV

(m

g /L

)

DCO

O2

CH4

CO2


Production de gaz

pH

NH4+


Pot

enti

el d

’oxy

do-

rédu

ctio

n, m

V

NH

4+(m

g/L

)

pHC

ompo

siti

on

du

gaz

(% v

olu

miq

ue)

Pro

duct

ion

de g

az (

m3 )

Phase

I

Initial

Phase II

Transition

Phase III

Formation

acides

Phase IV


Phase V

Maturation

finale

H2S

(m

g/L

)DC

O, A

GV

(m

g /L

)

DCO

O2

CH4

CO2


Production de gaz

pH

NH4+


Pot

enti

el d

’oxy

do-

rédu

ctio

n, m

V

NH

4+(m

g/L

)

pHC

ompo

siti

on

du

gaz

(% v

olu

miq

ue)

Pro

duct

ion

de g

az (

m3 )

Phase

I

Initial

Phase II

Transition

Phase III

Formation

acides

Phase IV


Phase V

Maturation

finale

H2S

(m

g/L

)DC

O, A

GV

(m

g /L

)

DCO

O2

CH4

CO2

AGV

N2

DC

O, A

GV

(m

g/l)

H2S

(m

g/l)

NH

4+ (

mg/

l)

Maturation finale


- 54 -

L’approche purement stœchiométrique suppose que la minéralisation des constituants est totale, elle donne donc un potentiel maximum. En réalité, la minéralisation est rarement complète (Chapitre 2I2.2.b), Maturation-stabilisation des déchets). C’est pourquoi une autre approche existe, prenant en compte la biodégradabilité des déchets. Certains composants sont en effet plus facilement biodégradables. Par exemple, l’hémi-cellulose est plus rapidement dégradée par les micro-organismes que la cellulose (Palmisano et Barlaz, 1996). Ainsi, l’approche « biodégradabilité » consiste à considérer différentes valeurs de biodégradabilité pour les différents composants des déchets et à utiliser un taux moyen de production de méthane. Le taux de conversion de la cellulose pourrait être de 74 à 78 % (Peres et al., 1992). 91 % de la production de méthane lors de la dégradation anaérobie proviendrait de la décomposition de la cellulose et de l’hémi-cellulose (Barlaz et al., 1989). Les valeurs reportées dans la littérature pour le potentiel de production de méthane selon cette méthode sont comprises entre 60 et 170 m3 par tonne de déchets secs (El-Fadel et al., 1996). Le potentiel de production est inférieur à celui obtenu par l’approche stœchiométrique puisque la biodégradabilité est prise en compte.

3.2 Le lixiviat

3.2.a) La composition du lixiviat

Le lixiviat contient de nombreux composés chimiques. Leur concentration varie pour certains en fonction de la phase de dégradation des déchets, acidogenèse ou méthanogenèse. Le fer est un bon exemple de composé dont la concentration évolue avec la phase de dégradation : le fer est retrouvé en concentration supérieure pendant la phase d’acidogenèse (Tableau 9). La concentration d’autres composés évolue peu au cours de la dégradation : les ions chlorure ou sodium, par exemple (Tableau 9). La variabilité de la composition du lixiviat est inter-site et intra-site (Tableau 9).

L’analyse de certains paramètres renseigne sur l’état de dégradation des déchets (Tableau 10). Le pH et la concentration en acides gras volatils sont des bons indicateurs pour différencier la phase d’acidogenèse (pH < 7) de la phase de méthanogenèse (pH > 7).

Tableau 9 : Composition moyenne du lixiviat en phase d’acidogenèse et de méthanogenèse (extrait de Kjeldsen et al., 2002)

Paramètres Acidogenèse Méthanogenèse pH 4,5-7,8 6,4-9

Alcalinité en CaCO3 (mg/l) 160-15870 100-11500 Conductivité (mS/m) 47-5200 160-1930

COT (mg/l) 350-29000 14-2270 DCO (mg O2/l) 400-15200 <1-8000 DBO (mg O2/l) 500-68000 <0,5-1770 N-NH4

+ (mg/l) 8,5-3610 <1-2040

N-NO3- (mg/l) <0,2-18 <0,1-64

N-NO2- (mg/l) <0,01-1,4 <0,01-7,2

P-PO42- (mg/l) <0,05-22,6 <0,01-18,4

SO42- (mg/l) 4-2800 <1-1190

Na (mg/l) 29-3000 4-3650

Cl (mg/l) 8,5-5000 <1-5000

Fe (mg/l) 0,1-2300 0,2-330 Cr (mg/l) <0,01-1,5 <0,00001-0,7

Ni (mg/l) <0,01-1,8 0,0036-0,6 Cu (mg/l) 0,003-1,1 <0,0007-0,6 Zn (mg/l) 0,02-200 <0,005-9 Cd (mg/l) <0,0002-0,1 <0,00001-0,9 Pb (mg/l) <0,001-0,9 <0,0001-1,9


- 55 -

Tableau 10 : Evolution temporelle de certains paramètres dans le lixiviat (Millot, 1986)

Stade d’évolution des déchets Jeune Intermédiaire Stabilisé pH 6,5 7 >7,5

Charge oxydable DCO>20 g/l 3<DCO<15 g/l DCO<2 g/l Biodégradabilité DBO5/DCO>0,3 DBO5/DCO = 0,3 DBO5/DCO<0,1

Concentration en AGV 80 % du COT 20-30 % du COT --- Concentration en métaux <2000 mg/l --- <50 mg/l

3.2.b) Le bilan hydrique Le bilan hydrique d’un site est réalisé pour prévoir la production de lixiviat. Pour cela,

il faut connaître les principales entrées et sorties d’eau dans le massif de déchets. Parmi les principales entrées d’eau (Figure 9), on peut citer la pluie brute sur la couverture (P) ; le ruissellement vers le casier de stockage (R1) ; l’eau apportée par les déchets (ED). Parmi les principales sorties d’eau, on peut noter le ruissellement sur la couverture vers l’extérieur du casier (R2) ; l’évapotranspiration réelle (ETR) et les pertes par infiltration à travers le fond du casier (I). L’interprétation des valeurs mesurées est effectuée en comparant les valeurs mesurées aux valeurs calculées à l’aide d’un modèle de bilan hydrique. Le bilan hydrique sur un certain pas de temps est fréquemment représenté de manière schématique par une équation du type (Guyonnet et al., 1996 ; Ademe et BRGM, 2001) :

SIETRREDRPE ±−−−++= 21 [13]

E représente le volume de lixiviat collecté sur le pas de temps considéré et S est la

variation du stock d’eau dans les déchets sur ce pas de temps. Des modèles utilisent ce type d’équation, comme le modèle HELP (Hydrologic Evaluation of Landfill Performance). Certains auteurs prennent en compte une période sans couverture puis avec couverture (Uguccioni et Zeiss, 1997 ; Yuen et al., 2001).

Figure 9 : Composantes du bilan hydrique dans une ISDMA (d’après Ozanne, 1990)

L’estimation de la production de biogaz dépend uniquement de la composition des

déchets. La production de lixiviat dépend, elle, de la gestion du site, notamment de la nature de la couverture utilisée : semi-perméable ou imperméable. Pour un massif de déchets, la


- 56 -

vitesse de percolation de l’eau est un paramètre plus important à déterminer que le volume de lixiviat produit. Les connaissances actuelles de la distribution spatio-temporelle de l’humidité au sein des déchets sont incomplètes. La grande hétérogénéité physique de la structure facilite les écoulements préférentiels et la formation de zones d’accumulation de liquide. Il existe encore une grande différence entre les résultats expérimentaux et ceux des modèles prédictifs (Rosqvist et Destouni, 2000). La valeur de la capacité au champ du déchet* est une donnée importante. En effet, tant que la capacité au champ n’est pas atteinte, le lixiviat n’est pas produit. Les valeurs trouvées dans la littérature varient entre 14 et 44 volume d’eau/volume de déchets. La capacité au champ volumique du déchet serait atteinte pour une teneur en eau de 63 % en se rapportant à un déchet sec (Yuen et al., 2001).

4 Paramètres clés de la dégradation des DMA 4.1 Les paramètres favorisant la dégradation des DMA

4.1.a) La teneur en eau

La teneur en eau est le paramètre clé de la dégradation des déchets. Une teneur en eau supérieure à 60 % en masse de déchets secs (Rees, 1980) serait essentielle à la dégradation des déchets, quelle que soit la phase de dégradation. Selon Reinhart et Townsend, (1998), une teneur en eau de 20 à 30 % ne permettrait pas aux déchets de se dégrader, il faudrait qu’elle soit plutôt dans la plage de 50 à 80 %.

Mais bien plus que la teneur moyenne en eau, c’est sa répartition au sein du massif de déchets qui est souvent le paramètre limitant de la dégradation des déchets (Houi et al., 1997). La circulation de l’eau au sein du massif de déchets véhicule les nutriments et les micro-organismes, permettant ainsi la colonisation des zones asséchées et la dilution des zones fortement concentrées en inhibiteurs.

4.1.b) La température

Des micro-organismes sont capables de se développer quelles que soient les conditions environnementales. Toutefois, la croissance des méthanogènes est optimale pour une température supérieure à 30 °C. Pour atteindre cette température dans un massif de déchets, la phase courte en aérobiose est très importante. Elle permet une montée en température du massif de déchets (Chapitre 2I2.2.a), page 48). Un bilan de chaleur a permis de montrer que 80 % de la production de chaleur a lieu pendant cette première phase courte de dégradation des déchets (Lanini, 1998). En effet, les processus de dégradation anaérobie sont peu exothermiques. La chaleur produite lors de la méthanisation varie en fonction de la nature du substrat, les valeurs pouvant aller de 40 kJ à 255 kJ par mole de méthane formée (Lanini, 1998). Une valeur moyenne de 63 kJ par mole de méthane est couramment admise (Augenstein et al., 1999).

La température moyenne mesurée au sein d’un massif de déchets est de 30 °C à 40 °C (Rees, 1980 ; Yuen et al., 1995). C’est une plage de température qui convient parfaitement aux micro-organismes mésophiles (30-35 °C). Des températures supérieures ont toutefois pu être mesurées dans un massif de déchets aux alentours de 40 °C à 55 °C (Augenstein et al., 1999). Les micro-organismes adaptés à ces températures sont appelés « thermophiles ».

L’augmentation de la température a en général pour effet d’accroître la vitesse de dégradation sans toutefois modifier la production cumulée de méthane (Gachet, 2005). Il ne faut toutefois pas que les températures varient trop rapidement afin de permettre à la flore microbienne de s’adapter aux conditions du milieu. Il est classiquement admis que la vitesse


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de production de biogaz double à chaque augmentation de 10 °C jusqu’à un palier critique de 60 °C (Harmon et al., 1993).

4.1.c) L’oxygène et le potentiel d’oxydo-réduction

L’oxygène est toxique pour les micro-organismes anaérobies stricts tels que les homo-acétogènes et les archaea méthanogènes. Le potentiel d’oxydo-réduction sera toujours exprimé par rapport à l’électrode normale à hydrogène au cours de ce rapport. Il doit être en théorie inférieur à -300 mV afin de permettre aux archaea méthanogènes de se développer (Demeyer et al., 1981 ; Jee et al., 1988 ; Oremland, 1988 ; Christensen et Kjeldsen, 1989). Toutefois, la méthanogenèse arrive à s’établir pour des potentiels d’oxydo-réduction supérieurs : -100 mV (Pohland et Al-Yousfi, 1994), -200 mV (Farquhar et Rovers, 1973), de -200 à -300 mV (François, 2004), de -250 à -350 mV (Bouchez et Bourdon, 2001). Les valeurs d’oxygène et de potentiel d’oxydo-réduction sont rarement indiquées dans les publications. En effet, il est difficile sur site de faire une analyse sans qu’elle ne soit contaminée par l’air. Les conditions anaérobies sont pourtant essentielles à la mise en place de la méthanogenèse et donc à la dégradation des déchets.

4.1.d) Le pH

Le pH optimum pour la méthanogenèse est compris entre 6 et 8 (Ehrig, 1983), et plus précisément entre 6,8 et 7,4 (Barlaz et al., 1990). Au-dessous de pH 6, les archaea méthanogènes sont fortement inhibées. Une chute de pH est, en général, le signe de l’accumulation des AGV et donc vraisemblablement d’un dysfonctionnement du système. L’alcalinité, exprimée en carbonate de calcium, joue le rôle de tampon pH du milieu. Elle peut être mesurée au moyen d’analyse des carbonates ou par mesure directe de l’alcalinité.

Pour des déchets ménagers se dégradant en colonnes expérimentales, le pH serait compris entre 4 et 7 pour la phase d’acidogenèse et entre 6,9 et 8,5 pour la phase de méthanogenèse (Bouchez et Bourdon, 2001 ; François, 2004). Toutefois, sur des colonnes de déchets et plus encore sur site, le lixiviat qui est analysé en sortie du massif de déchets est un mélange du lixiviat produit par des déchets en phase de méthanogenèse (situés plutôt dans le bas du casier ou de la colonne) et du lixiviat généré par des déchets encore en phase d’acidogenèse. L’idéal serait d’avoir des sondes pH (et d’oxydo-réduction) réparties au sein du massif de déchets afin de ne plus avoir une vue globale de l’état de dégradation mais une vue détaillée zone par zone.

4.1.e) Le rapport C/N

Certains auteurs ont autrefois pensé que la dégradation des déchets pouvait être limitée par l’azote (Pfeffer, 1974). Toutefois, aujourd’hui, les micro-organismes se développant dans un massif de déchets ne sont généralement pas considérés comme limités par l’azote (Christensen et Kjeldsen, 1989). Un rapport optimum pour la digestion anaérobie entre la DCO, l’azote et le phosphore de 100 / 0,44 / 0,08 a été donné (Mc Carty, 1964). Or Robinson et Gronow (1993) ont obtenu pour du lixiviat en acétogenèse et en méthanogenèse des rapports respectivement de 100 / 2,51 / 0,013 et 100 / 37,5 / 0,181, en tenant compte de l’azote inorganique du lixiviat. Cela suggère que la quantité de nutriments n’est pas limitante pour l’activité des flores microbiennes dans les ISDMA.

L’accumulation d’azote ammoniacal dans le lixiviat renforce l’hypothèse que la matrice de déchets n’est pas limitée en azote. Toutefois, cette tendance générale n’exclut pas


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qu’il y ait localement des zones où l’azote est limitant à un instant du processus de dégradation.

En fonction des données Ademe (Ademe, 1999b), le rapport C/N des déchets ménagers en France serait de 46. Le rapport Corganique/N semble diminuer au cours du temps : 72 pour des déchets frais, 46 pour des déchets en cours de dégradation anaérobie depuis 3 ans, 21 pour des déchets de 8 ans, 16 pour des déchets de 20 ans et 29 pour des déchets de 30 ans (François, 2004). Toutefois, les déchets ainsi analysés ne provenaient pas tous de la même ISDMA, et leur composition initiale n’était pas connue. Il est donc difficile de les comparer du fait des variations de composition des déchets entre différents sites. Cette diminution semble néanmoins logique puisque le carbone est transformé en biogaz tandis que l’azote n’est que très peu utilisé pour le métabolisme des micro-organismes.

4.1.f) Le compactage et le broyage des déchets

D’autres paramètres peuvent influer sur la dégradation des déchets ménagers et assimilés en conditions anaérobies comme le compactage des déchets et leur broyage. Le compactage des déchets permet la distribution des nutriments et un meilleur contact entre les substrats et les micro-organismes (Yuen et al., 1995). Toutefois, une augmentation de la densité pour un déchet déjà humide peut ralentir la production de méthane. En effet, la présence d’humidité stimule la phase acide pouvant ainsi provoquer une production massive d’AGV (Yuen et al., 1995). Un compactage modéré est préférable pour obtenir des perméabilités suffisamment élevées pour la circulation des liquides.

L’effet du broyage des déchets sur la biodégradation reste controversé. Il permettrait d’augmenter la surface spécifique des déchets pour la biodégradation et la surface d’adsorption des lixiviats, d’homogénéiser la fraction biodégradable et les propriétés hydrauliques des déchets, de supprimer les barrières à l’humidité constituées de matériaux imperméables et d’améliorer la distribution de l’eau dans les déchets. Certains auteurs ont ainsi montré un effet positif du broyage des déchets en comparant les résultats d’une expérience avec et sans broyage : une diminution de la fraction organique du déchet solide et du temps de biodégradation (Sponza et Agdag, 2005). Toutefois, cette étude est un cas très particulier puisque le déchet est constitué de 90 % de matières organiques. D’autres études suggèrent que le broyage peut induire un effet négatif sur la dégradation des déchets en favorisant une hydrolyse initiale excessive et la formation d’acides qui empêchent la méthanogenèse (Christensen et Kjeldsen, 1989). De plus, un broyage trop fin (inférieur à 5 cm) peut entraîner des difficultés de circulation des fluides gazeux et liquides.

4.2 Les inhibiteurs de la dégradation des DMA

4.2.a) Les acides gras volatils (AGV)

L’effet toxique des fortes concentrations en AGV sur le processus de digestion anaérobie a été étudié par de nombreux auteurs (Gourdon et Vermande, 1987 ; Ahring et Westermann, 1988 ; Gorris et al., 1989). La chute de pH associée à l’accumulation des AGV est généralement considérée comme la cause principale d’inhibition de la dégradation des DMA. Certaines études ont montré que de fortes concentrations en AGV n’avaient pas d’effet sur la production de biogaz (Gourdon et Vermande, 1987), tandis que d’autres ont prouvé que la dégradation du propionate et du butyrate était inhibée par l’acétate (Kaspar et Wuhrmann, 1978a ; Ahring et Westermann, 1988). Le rôle spécifique de chaque AGV sur le processus global de dégradation anaérobie fait encore débat et n’est pas complètement compris (Barredo et Evison, 1991 ; Pullammanappallil et al., 2001). Selon certains auteurs, il faudrait 10 g/l de chaque acide pour avoir une inhibition significative


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(Aguilar et al., 1995). Pour d’autres auteurs, une concentration totale d’AGV supérieure à 3 g/l pourrait suffire à inhiber la méthanogenèse (Yuen et al., 1995). L’acide propionique et le n-butyrique seraient toutefois plus inhibiteurs que le n-valérique (Aguilar et al., 1995).

Le suivi des AGV lors de la dégradation anaérobie est essentiel pour la détection d’un problème de stabilité du processus (Bolzonella et al., 2003). En effet, de nombreux auteurs ont montré que lors d’une inhibition du système, les AGV s’accumulaient (Ahring et

al., 1995 ; Wens et al., 2001).

4.2.b) Le dihydrogène La pression partielle en hydrogène doit être maintenue à un niveau très faible afin de

permettre la production exergonique* du H2 à partir de la dégradation des alcools et des AGV, tout en restant suffisamment élevée, pour permettre la consommation exergonique du H2 (Kramer et Conrad, 1993). Cet équilibre entre la production d’hydrogène et sa consommation est un indicateur du bon déroulement du procédé de dégradation. Si le H2 s’accumule, il peut provoquer l’inhibition de la dégradation, c’est pourquoi il est considéré comme un intermédiaire critique dans la dégradation ayant lieu dans les ISDMA (Mormile et

al., 1996).

4.2.c) Les ions La dégradation des déchets ménagers et assimilés conduit au relargage d’ions

(Tableau 9, page 54). Parmi eux, certains sont susceptibles d’inhiber le processus de dégradation. L’azote ammoniacal est souvent cité du fait de son potentiel inhibiteur sur la méthanogenèse et de sa concentration souvent élevée dans les lixiviats (Burton et Watson-Craik, 1998). L’inhibition de la méthanogenèse par le NH4

+ est un élément clé dans le cadre de ce travail. Une étude détaillée sera présentée dans le Chapitre 2 (Chapitre

2II1.1.c), page 64). La méthanogenèse peut également être inhibée par le phosphate, le sodium, le

potassium, le calcium et le magnésium. Une étude sur des racines de riz a permis de mettre en évidence l’inhibition de la méthanogenèse par le phosphate pour des concentrations supérieures à 20 mmol/l (Conrad et al., 2000). Au cours de cette étude, les auteurs ont mis en évidence que l’inhibition était spécifique aux populations microbiennes acétoclastes, c’est-à-dire produisant du méthane à partir d’acétate.

Quelques articles ont montré l’effet de fortes concentrations de sodium dans l’inhibition de la dégradation anaérobie. Une inhibition de la méthanogenèse pourrait avoir lieu à partir de 3500 à 5500 mg Na+/l (Yuen et al., 1995). A un pH neutre, des concentrations en sodium de 5, 10 et 14 g Na+/l provoqueraient une inhibition de la méthanogenèse acétoclaste de 10, 50 et 100 % respectivement (Rinzema et al., 1988). Dans ce cas, les micro-organismes présents dans les boues (Methanosaeta (anciennement Methanothrix sp.)) n’ont pas réussi à s’adapter à ces fortes concentrations, même après 12 semaines. D’autres auteurs ont obtenu une inhibition de 50 % de la digestion anaérobie dans des boues pour des concentrations de sodium comprises entre 3 et 16 g/l (Feijoo et al., 1995). Ils ont de plus montré qu’une acclimatation préalable des boues permettait d’augmenter la tolérance aux fortes concentrations de sodium. Ce sont les micro-organismes qui utilisent le propionate qui auraient la plus faible tolérance au sodium par comparaison avec ceux utilisant l’acétate et le butyrate (Feijoo et al., 1995).

Le potassium et le calcium pourraient inhiber la méthanogenèse à partir de 2500 à 4500 mg/l et le magnésium à partir de 1000 à 1500 mg/l (Yuen et al., 1995). Toutefois,


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comme pour le sodium, il doit être possible d’acclimater les micro-organismes à des concentrations plus élevées.

4.2.d) Les métaux

Lors de la dégradation des déchets ménagers et assimilés, des métaux sont relargués dans le lixiviat. En fonction des conditions pH et d’oxydo-réduction du système, les concentrations en métaux lourds libres peuvent évoluer. Ces métaux sont essentiels à la croissance des micro-organismes sous forme d’éléments traces. Toutefois, si ces concentrations augmentent, elles peuvent conduire à une inhibition de la dégradation. Une inhibition de 50 % de la production de méthane a été observée pour des concentrations, d’environ 5 mg/l de cuivre, 20 mg/l de zinc, 27 mg/l de nickel (Zayed et Winter, 2000) et 12 mg/l de chrome (Soubes et al., 1994). Une inhibition totale de la méthanogenèse a été constatée pour des concentrations supérieures à 70 mg/l de cobalt libre (Bhattacharya et al., 1995b), 60 mg/l de cuivre (Speece et Parkin, 1983), 100 mg/l de zinc (Harries et al., 1990), et il ne faudrait pas dépasser 0,1 mg/l de cadmium (Bhattacharya et al., 1995a). Ces chiffres sont purement indicatifs puisqu’ils dépendent de paramètres opératoires tels que la nature des boues, des déchets ou du substrat. De nombreux auteurs (Lin, 1992 ; Mueller et Steiner, 1992 ; Lin, 1993 ; Codina et al., 1998 ; Lin et Chen, 1999) ont cherché à classer les métaux vis-à-vis de leur toxicité sur les processus de conversion des AGV. Cet ordre varie en fonction des études et des souches microbiennes présentes dans le milieu. Toutefois, il est possible de regrouper les métaux en trois catégories en fonction de leur pouvoir d’inhibition sur la conversion des AGV en méthane : le cuivre et le cadmium sont les métaux les plus inhibiteurs, le zinc et le chrome inhibent moyennement la méthanogenèse, le plomb et le nickel sont les métaux les moins inhibiteurs.

4.3 Les réactions entrant en compétition avec la méthanogenèse

•••• La compétition entre les bactéries sulfato-réductrices et les archaea méthanogènes

Les bactéries sulfato-réductrices ont un avantage thermodynamique et cinétique

sur les micro-organismes méthanogènes. En effet, la réaction de conversion d’acétate en méthane par les méthanogènes (Equation 14) a un 0G∆ de -37 kJ par mole d’acétate alors que

la réaction de conversion de l’acétate en présence de sulfate donnant du H2S (Equation 15) a un 0G∆ de -56 kJ par mole d’acétate (Thauer et al., 1977).

243 COCHCOOHCH +→ [14] −−

+→+ 322

43 2 HCOSHSOCOOHCH [15]

Cette seconde réaction est thermodynamiquement plus favorable. De plus, les

constantes d’affinité, pour le dihydrogène et pour l’acétate, sont globalement plus faibles pour les bactéries sulfato-réductrices. La constante d’affinité représente la concentration en substrat pour laquelle la vitesse de réaction atteint la moitié de sa valeur maximale. De plus, le taux de croissance des sulfato-réducteurs est du même ordre de grandeur que pour les méthanogènes. De ce fait, en conditions limitantes en substrat, les bactéries sulfato-réductrices vont se développer au détriment de la production de méthane car leur vitesse de croissance est inversement proportionnelle à la constante d’affinité (Equation de Mickaelis-Menten, Weil, 1989).


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Toutefois, la littérature est très controversée en matière de compétition entre ces deux groupes trophiques. Il est très délicat de prévoir l’évolution d’un processus de digestion anaérobie en présence de sulfate. Les bactéries sulfato-réductrices ont un net avantage écologique par rapport aux populations méthanogènes. Cependant, il semblerait qu’elles soient moins tolérantes que les méthanogènes vis-à-vis des métaux lourds (Clancy et al., 1992) et du H2S (Uberoi et Bhattacharya, 1995 ; Maillacheruvu et Parkin, 1996).

La diversité et la complexité des milieux et des organismes impliqués au cours de la digestion anaérobie d’effluents riches en sulfate rendent très difficile la quantification des seuils de tolérance vis-à-vis du H2S. La méthanogenèse semble être inhibée à 50 % pour des concentrations en H2S supérieures à 100 mg/l (Percheron, 1997).

•••• La compétition entre les micro-organismes dénitrifiants et les méthanogènes

En présence de nitrate dans le système, la méthanogenèse est remplacée par la réaction

de dénitrification. Toutefois, comme il a été décrit au paragraphe sur la composition du lixiviat, le nitrate est quasiment absent du lixiviat dans une ISDMA. En effet, la dégradation des déchets conduit essentiellement à la production de NH4

+. Nous verrons par la suite que les ions ammonium ne peuvent pas être transformés en nitrate en conditions anaérobies. La réaction de dénitrification dans une ISDMA classique ne peut donc pas être une réaction majoritaire.

Nous venons de voir que la teneur en eau est le paramètre clé de la dégradation

biologique des déchets ménagers et assimilés en conditions anaérobies. Ainsi, les ISDMA classiques (Chapitre 1II, page 31) ont progressivement évolué vers des ISDMA bioactives (Chapitre 1III, page 34) dans lesquelles du lixiviat est recirculé. Une présentation technique des ISDMA bioactives a été faite dans le Chapitre 1. Les limites du concept d’ISDMA bioactives ont été présentées (Chapitre 1III2.7, page 39). La recirculation de lixiviat permet l’augmentation de la teneur en eau dans le massif de déchets tout en entraînant l’accumulation de certains polluants non biodégradables en conditions anaérobies, comme l’azote ammoniacal. Nous proposons donc de convertir l’azote ammoniacal par nitrification afin de recirculer un lixiviat contenant des oxydes d’azote. L’étude du devenir de l’azote lors de la recirculation de lixiviat nitrifié nécessite une connaissance approfondie du cycle de l’azote.


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II Le cycle de l’azote appliqué aux ISDMA bioactives

Les principales formes de l’azote dans l’environnement, classées du degré d’oxydo-réduction le plus réduit au plus oxydé, sont : NH4

+ (ammonium), N2 (azote moléculaire), NO2

- (nitrite) et NO3- (nitrate). L’action des micro-organismes, dépendante

des conditions environnementales, induit le passage d’une forme azotée à une autre. Les principales réactions du cycle biogéochimique de l’azote sont présentées sur la Figure 10 : la fixation du N2 (en rose), l’assimilation du NH4

+ (en marron), l’ammonification de la matière organique en NH4

+ (en noir), la nitrification (en bleu) et la réduction du nitrate (en vert). Dans le cadre de ce travail, nous allons nous intéresser de façon détaillée aux voies de réduction du nitrate.

Figure 10 : Ensemble des conversions microbiennes de l’azote (extrait de Jetten, 2001)

1 Les différentes réactions du cycle de l’azote 1.1 L’ammonification

1.1.a) Mécanisme de formation de l’azote ammoniacal

L’azote organique (Norganique) est l’azote lié au carbone pour former des molécules complexes. Dans les êtres vivants, l’azote organique se trouve principalement dans les protéines, les acides nucléiques (ADN, ARN), dans certains polysaccharides comme la chitine (carapace des arthropodes) ou encore le peptidoglycane (paroi des micro-organismes).

La minéralisation est le processus de transformation des composés organiques en composés minéraux. Ce processus résulte des réactions cataboliques des micro-organismes hétérotrophes et permet de fournir l’énergie nécessaire à la croissance microbienne. Ce

Réduction dissimilatrice du

nitrate en ammonium ou

nitrammonification

N2 Azote

moléculaire

N2O Protoxyde d’azote

NO Monoxyde d’azote

NO2-

Nitrite

NO3-

Nitrate

N2H4

Hydrazine

Dénitrification Fixation

Nitrification

NH4+

Ammonium

NH2OH Hydroxylamine

NO2-

Nitrite

NO3-

Nitrate

Nitritation

Nitratation

NH2OH Hydroxylamine

NH4+

Ammonium Ammonification

du nitrite

AérobioseAnoxie

Anammox

Norganique

Ammonification

Assimilation


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processus transforme une partie de l’azote organique en ammonium : c’est l’ammonification. Au cours de ce processus, l’hydrolyse enzymatique des protéines se traduit par le relargage d’acides aminés qui sont assimilés ou catabolisés pour la croissance (Seeley

et al., 1991). Les acides aminés sont alors transformés, par fermentation, par des micro-organismes anaérobies en dioxyde de carbone, en azote ammoniacal et en acides gras volatils (Weil, 1989). L’excès de composés azotés, non nécessaires à la croissance bactérienne, est excrété par les processus de déamination ou d’ammonification en un mélange d’ammoniac (NH3) et d’ion ammonium (NH4

+) dont l’équilibre est fonction du pH. L’azote ammoniacal provient également de la mort puis de la lyse cellulaire des

micro-organismes. Les micro-organismes capables de minéraliser les composés organiques sont particulièrement nombreux et peu spécifiques. L’ingestion de micro-organismes et de protéines par les protozoaires peut également provoquer la formation d’azote ammoniacal, ces derniers assimilent les protéines de la même façon que les micro-organismes (De Ruiter et al., 1994). Toutefois, la contribution des protozoaires à la minéralisation (relargage) d’azote ammoniacal à partir des déchets ou par leur prédation des micro-organismes n’est pas encore connue (Finlay et Fenchel, 1991).

Contrairement à l’urée, les protéines sont des molécules très complexes, qui doivent subir plusieurs transformations avant d’aboutir au stade d’acides aminés puis d’ammonium. L’ammonification est dans ce cas relativement lente. Ces activités cataboliques sont favorisées à des températures élevées.

A l’heure actuelle, peu d’information est disponible sur la concentration ou la distribution de l’azote ammoniacal et des formes de l’azote dans les déchets pendant leur décomposition.

1.1.b) L’azote ammoniacal dans les ISDMA

La principale voie de conversion de l’azote contenu dans les déchets est l’ammonification, puis la solubilisation dans le lixiviat. L’azote ammoniacal en conditions anaérobies ne peut théoriquement pas être transformé par les voies classiques de dégradation de l’azote. A l’heure actuelle, la seule réaction permettant de convertir l’azote ammoniacal en conditions anaérobies serait la réaction Anammox (oxydation anaérobie de l’ammonium, Figure 10). Elle nécessite la présence de nitrite dans le milieu et ne peut donc pas avoir lieu dans une ISDMA classique.

Une enquête sur les lixiviats d’ISDMA en Angleterre a révélé qu’en phase d’acétogenèse, la concentration en azote ammoniacal pouvait varier de 194 à 3 610 mg N/l, contre 283 et 2 040 mg N-NH3/4

+/l en phase de méthanogenèse (Robinson et Gronow, 1993). Dans une autre étude, la qualité du lixiviat a été suivie pendant cinq ans (Ehrig, 1983). Après une longue période, il a été observé que la concentration en azote ammoniacal ainsi que la charge en azote diminuaient avec le temps (Andreottola et al., 1990).

Des modèles prédictifs développés par Ehrig en 1983 suggèrent que la concentration en azote ammoniacal dans le lixiviat augmenterait d’un facteur 2 tous les cinq ans. Toutefois, ces prédictions ne sont pas confirmées en laboratoire. En extrapolant les résultats expérimentaux, ces auteurs ont noté que le transfert prédictif de l’azote total du déchet vers le lixiviat, après 500 ans, ne serait toujours pas égal à l’azote total présent dans les déchets frais. En comparant le relargage du chlore et de l’azote total dans des systèmes identiques, la quantité de chlore obtenue est en accord avec celle calculée par le modèle prédictif, alors que la quantité d’azote lixiviée est inférieure de moitié à la quantité espérée. Cela suggère qu’il existe un mécanisme de rétention de l’azote dans le massif de déchets. Ce mécanisme pourrait être une rétention de l’azote ammoniacal sous une forme liée, ou bien comme biomasse microbienne ou encore sous la forme d’un composé récalcitrant comme les acides


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humiques. Des essais en laboratoire sur du long terme sont nécessaires pour analyser le cycle de l’azote dans les ISDMA.

La recirculation de lixiviat, en accélérant l’ammonification dans les premiers temps de vie d’une ISDMA, pourrait entraîner une accumulation importante d’azote ammoniacal. Après une certaine période, la recirculation peut provoquer l’augmentation de la concentration en cations dans le lixiviat et notamment celle en NH4

+ (Burton et Watson-Craik, 1998). Cependant, la recirculation de lixiviat dans les massifs de déchets est une pratique trop récente pour pouvoir confirmer une augmentation significative de la concentration en NH4

+.

1.1.c) Inhibition de la dégradation des DMA par le NH4+

L’inhibition de la dégradation des DMA par le NH4

+ dépend de nombreux paramètres, dont les principaux sont le pH, la température, les espèces de micro-organismes présentes et leur acclimatation.

•••• Le pH

A un pH de 9,245, 50 % de l’azote ammoniacal est sous forme de NH3 (pKa = 9,245 à 25 °C). Pour chaque diminution d’une unité pH, il y a une diminution d’un facteur dix de la concentration en NH3. Or, pour de nombreux auteurs, ce serait la forme libre (NH3) qui serait la forme toxique de l’azote ammoniacal. Elle serait capable de dénaturer les protéines membranaires et de se diffuser passivement dans les cellules des micro-organismes. Toute augmentation de pH devrait donc augmenter la toxicité (Koster et Koomen, 1988 ; Lay et

al., 1998). Toutefois, une autre étude (Lay et al., 1997) accorderait plus d’importance à la

concentration en ion ammonium (NH4+). La concentration en NH3 aurait un effet sur le

temps de latence de l’inhibition et non pas sur l’inhibition en elle-même. De plus, dans le cas d’une acclimatation préalable des micro-organismes à de fortes concentrations en azote ammoniacal, la forme toxique serait le NH4

+, alors que pour des micro-organismes non adaptés à l’azote ammoniacal, ce serait la forme NH3. Cette étude est toutefois la seule à aller à l’encontre de la première théorie définissant le NH3 comme la forme toxique de l’azote ammoniacal.

•••• La température

La constante de dissociation du NH4+/NH3 dépend de la température. Par exemple, à

15 et 35 °C, le pKa est respectivement de 9,564 et 8,947. Une élévation de la température provoque donc une augmentation de la concentration en NH3. D’une façon générale, les auteurs s’accordent pour dire que la flore thermophile supporte mieux les fortes concentrations en NH3 que la flore mésophile : 50 % d’inhibition de la méthanogenèse en présence de 88 mg N-NH3/l à 37 °C et de 297 mg N-NH3/l à 55 °C (Gallert et al., 1998).

•••• Les micro-organismes

Des études en cultures pures de Methanosarcina barkeri, Methanobacterium

thermoautotrophicum et Methanospirillum hungatei, réalisées à un pH de 6,5, ont permis d’obtenir des seuils d’inhibition de 50 % de la méthanogenèse pour des concentrations en NH4

+ respectivement de 11,9 g N/l, 19,8 g N/l et 4,2 g N/l (Jarrell et Saulnier, 1987).


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Toutefois, au sein d’une même espèce, comme Methanobacterium, des différences de tolérance ont également été observées : une inhibition totale pour une exposition à 4 g N-NH4

+/l (Hobson et Shaw, 1976), une inhibition de 50 % de la méthanogenèse pour une concentration de 10,5 g N/l (Jarrell et Saulnier, 1987) et une absence d’inhibition pour une concentration de 5,6 g N/l (Sprott et Patel, 1986).

Selon certaines études, les méthanogènes acétoclastes seraient plus sensibles aux fortes concentrations en ammonium que les méthanogènes hydrogénotrophes (Koster et Lettinga, 1984 ; Borja et al., 1996) alors que d’autres soulignent le contraire (Wiegant et Zeeman, 1986).

De nombreux auteurs ont prouvé qu’une adaptation de la biomasse permettait une plus grande tolérance des populations microbiennes aux fortes concentrations en azote ammoniacal. Cette adaptation peut se faire soit par une introduction graduelle d’azote ammoniacal (Borja et al., 1996), soit en acclimatant la biomasse aux fortes concentrations en azote ammoniacal (Debaere et al., 1984 ; Omil et al., 1995 ; Lay et al., 1997). Cette dépendance entre la tolérance et l’adaptation de la biomasse permet d’expliquer les différences observées dans la littérature : 50 % d’inhibition de la méthanogenèse observée pour une concentration de 365 mg N-NH3/l pour un biofilm méthanogène à 37 °C dans un effluent de poissonnerie à pH=7,5 (Sossa et al., 2004), ou pour une concentration de 9,2 g Ntotal/l lors d’une digestion anaérobie réalisée dans un milieu standard entre 30 et 35 °C (Debaere et al., 1984). Un exemple classique de l’adaptation des micro-organismes est la dégradation anaérobie du lisier de porc qui a classiquement lieu en présence de fortes concentrations en azote ammoniacal (>5 g N-NH3/NH4

+/l, Vanvelsen, 1979).

•••• Bilan de l’inhibition de la méthanogenèse par l’azote ammoniacal

Il ne semble donc pas possible de prévoir à partir de quel seuil de concentration en azote ammoniacal l’inhibition de la méthanogenèse dans un massif de déchets pourrait avoir lieu. La recirculation de lixiviat pourrait être assimilée à une acclimatation progressive des micro-organismes à une charge croissante en azote ammoniacal. Nous pourrions ainsi penser que l’inhibition est peu probable. Toutefois, l’interdépendance des méthanogènes et des acidogènes provoque la proximité de ces deux types de micro-organismes. Puisque l’ammonification est réalisée par les acidogènes et qu’elle conduit à la production locale de fortes concentrations en azote ammoniacal, certaines zones très localisées peuvent contenir des concentrations très importantes en azote ammoniacal, supérieures à celles trouvées dans les lixiviats en sortie de massif de déchets. L’absence d’homogénéisation du massif de déchets peut entraîner une persistance de ces différences pendant de longues périodes.

Ainsi, un cas de blocage de la dégradation des déchets par l’accumulation de NH4

+ a été observé dans une ISDMA classique. Les auteurs (Wens et al., 2001) ont recherché les causes de l’inhibition de la méthanogenèse dans un site déjà ancien. Après avoir éliminé tous les autres paramètres, seuls les AGV et le NH4

+ sont trouvés en concentrations anormalement élevées : 3421 mg NH3+NH4

+/l et 3140 mg AGV/l. L’accumulation des AGV serait due à l’inhibition de la méthanogenèse par l’azote ammoniacal. La concentration en azote est relativement élevée sans l’être toutefois de façon exceptionnelle mais elle suffirait à inhiber le passage en phase de méthanogenèse.

En partant du constat que l’azote ammoniacal est continuellement produit pendant des dizaines d’années dans un massif de déchets et que la recirculation du lixiviat va provoquer son accumulation, une inhibition de la dégradation biologique des DMA ne peut être écartée. Afin d’inscrire le mode de gestion d’une ISDMA bioactive


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dans un concept de développement durable, il semble intéressant de traiter l’azote ammoniacal du lixiviat par nitrification biologique avant de le recirculer.

1.2 La nitrification

1.2.a) Mécanismes biochimiques

La nitrification est une oxydation biologique de l’azote ammoniacal en nitrite et nitrate (Figure 10 et Equation 16). Elle est principalement réalisée par des groupes de micro-organismes chimioautotrophes aérobies, des bactéries nitrifiantes qui utilisent l’azote ammoniacal comme seule source d’énergie (donneur d’électrons). Les bactéries nitrifiantes sont classées en deux groupes : le groupe des bactéries qui oxydent l’azote ammoniacal en nitrite (les nitritantes, Equation 17) et le groupe de celles qui oxydent le nitrite en nitrate (les nitratantes, Equation 18). L’oxydation de l’ammonium est généralement attribuée au genre Nitrosomonas et l’oxydation du nitrite au genre Nitrobacter (Van Loosdrecht et Jetten, 1998) et au phylum Nitrospira (Juretschko et al., 1998) dans les eaux usées. L’oxydation du nitrite dépend de la quantité de nitrite, provenant de l’oxydation de l’azote ammoniacal et, par conséquent, les deux types de bactéries nitritantes et nitratantes sont présentes en même temps. L’oxydation de l’azote ammoniacal est moins rapide que l’oxydation du nitrite, c’est l’étape limitante de la nitrification. Cette première étape fait intervenir plusieurs intermédiaires, dont le principal est l’hydroxylamine (Scharma et Ahlert, 1977).

+−+

++→+ HOHNOONH 22 2324 +−−=∆ 4

10 .350 NHdemolkJG (Thauer et al., 1977) [16]

+−+++→+ HOHNOONH 2

2

32224

+−−=∆ 41

0 .275 NHdemolkJG (Thauer et al., 1977) [17]

−−→+ 322 2

1NOONO

−−−=∆ 21

0 .75 NOdemolkJG (Thauer et al., 1977) [18]

Le nitrite et le nitrate ont longtemps été considérés comme étant les seuls produits de

la nitrification. Cependant, il a été montré que le NO et le N2O étaient également des produits de la nitrification (Goreau et al., 1980 ; Benckiser et al., 1996 ; Stuven et Bock, 2001 ; Béline et Martinez, 2002).

1.2.b) Influence des paramètres environnementaux

•••• L’oxygène dissous

L’oxygène dissous est le paramètre clé de la nitrification. Une concentration en oxygène d’au moins 0,3 mg/l est nécessaire pour permettre la nitrification (Strenstrom et Poduska, 1980). La nitratation est plus sensible à des limitations en oxygène que la nitritation, puisqu’en condition de limitation en O2, il y a d’abord accumulation de NO2

-. Selon les études, au-delà de 2 à 3 mg/l, la concentration en oxygène dissous est considérée comme limitante pour la réaction globale de nitrification. Le manque d’oxygène peut donc entraîner une accumulation de nitrite (Yang et Alleman, 1992) et favoriser la production de N2O (Zheng et al., 1994).


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•••• La température La température influe sur le taux de croissance des bactéries nitrifiantes. La

température optimale de croissance de Nitrosomonas se situe entre 30 et 35 °C et celle de Nitrobacter entre 28 et 36 °C. Ces micro-organismes se développent très lentement en dessous de 15 °C. Toutefois, la croissance de la plupart des bactéries nitrifiantes est théoriquement possible entre 5 et 49 °C (Bouchez, 2000).

•••• Le pH

Le pH optimal de la nitrification varie entre 7 et 9. La vitesse d’oxydation de l’azote ammoniacal diminue avec le pH et est nulle au-dessus de 9,5 (Duchène, 1990). A pH élevé, l’équilibre NH3/NH4

+ se déplace vers le NH3. Inversement, à pH acide, la teneur en HNO2 devient importante du fait d’une modification de l’équilibre NO2

-/HNO2. Le NH3 et le HNO2 sont des formes toxiques pour les micro-organismes.

La nitrification consomme de l’alcalinité à raison d’environ 7,13 mg CaCO3 par mg N-NH4

+ (Haug et Mc Carty, 1972). Le pH va donc avoir tendance à diminuer au cours du processus.

La nitrification ne peut quasiment pas avoir lieu dans les ISDMA à cause du

manque d’oxygène. Cela explique la quasi-absence de nitrate et de nitrite dans le lixiviat. L’unique endroit où cette réaction pourrait avoir lieu serait en surface, au niveau de la couverture du massif de déchets, où des racines de plantes peuvent favoriser l’entrée de l’oxygène, créant ainsi des poches localisées partiellement aérobies qui peuvent permettre une activité microbienne aérobie, incluant la nitrification. Toutefois, les effets de ces processus peuvent être négligés.

Pour arriver à convertir l’azote ammoniacal du lixiviat, il faut donc le traiter en conditions aérobies en dehors du massif de déchets. La littérature est riche d’exemples de nitrification de lixiviat (Welander et al., 1997 ; Pelkonen et al., 1999 ; Etchebehere et al., 2002 ; Jokela et al., 2002 ; Jupsin et al., 2002 ; Bertanza, 2003) par différentes techniques en fonction notamment des conditions environnementales (pH du lixiviat, température du bassin…). Ces techniques dérivent de celles employées en stations d’eaux usées pour traiter les effluents urbains. Certains auteurs utilisent le massif de déchets pour la nitrification (Onay et Pohland, 1998 ; Berge et Reinhart, 2003). Les premiers résultats semblent montrer que la réaction peut avoir lieu en insufflant de l’air dans certaines zones de l’ISDMA. Toutefois, cette technique ne permet pas un contrôle précis du processus de nitrification.

1.3 La réduction du nitrate (et du nitrite)

L’ensemble des réactions du traitement des lixiviats doit permettre la conversion des

ions ammonium en azote moléculaire afin d’éliminer l’azote du système. La nitrification permet de convertir les ions ammonium en nitrite et en nitrate en conditions aérobies. La dénitrification est la réaction anoxique qui est généralement induite à la suite de la nitrification pour réduire les oxydes d’azote en azote moléculaire. Toutefois, d’autres réactions existent en conditions anaérobies. Dans le cadre de ce travail, le massif de déchets sera utilisé comme un réacteur anoxique pour la conversion du nitrate (et du nitrite).


- 68 -

1.3.a) Voie assimilatrice et dissimilatrice de réduction du nitrate

Il existe trois mécanismes distincts de réduction du nitrate (Figure 11). Le premier est une réduction en ion ammonium, suivie d’une incorporation dans la biomasse. Cette voie est dite assimilatrice. Elle a lieu en absence d’ammonium dans le milieu (Tiedje, 1988). Cette réaction est donc défavorisée dans un massif de déchets qui produit en permanence du NH4

+. Les deux autres mécanismes de réduction du nitrate correspondent à une voie dissimilatrice. Le nitrate n’est alors plus considéré comme une source d’azote mais il intervient comme accepteur final d’électrons en anoxie. Le nitrate va être réduit en différents produits sans que ceux-ci ne soient assimilés. Cette voie de réduction produit de l’énergie, elle est couplée à l’établissement d’un potentiel de membrane, il s’agit donc bien d’une respiration. Dans la suite de cette partie, nous allons nous intéresser plus particulièrement à la voie dissimilatrice de réduction du nitrate, qui ne peut avoir lieu qu’en absence d’oxygène, c’est-à-dire en anoxie. Deux réactions sont connues : la dénitrification et la réduction dissimilatrice du nitrate en ammonium (DNRA pour Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium) ou nitrammonification.

Figure 11 : Les voies de réduction du nitrate (d’après Pelmont (1993))

1.3.b) La dénitrification La dénitrification désigne communément le processus de réduction du nitrate (ou

nitrite), en azote moléculaire (N2) et/ou en oxyde d’azote gazeux (NO et N2O). Toutefois, la dénitrification stricto sensu est uniquement la respiration de nitrite ou de monoxyde d’azote (NO) conduisant à la formation de protoxyde d’azote N2O (Zumft, 1997).

•••• Les micro-organismes dénitrifiants

Les micro-organismes dénitrifiants sont présents dans tous les environnements biologiques (Tiedje et al., 1982). Ce sont généralement des bactéries aérobies qui ont la capacité de réduire le nitrate quand l’oxygène fait défaut. Cette capacité à dénitrifier est très largement répandue chez les procaryotes et elle est retrouvée chez certaines archae. Les bactéries dénitrifiantes sont particulièrement abondantes chez les Protéobactéries appartenant aux sous-classes alpha et beta. Cependant, contrairement aux méthanogènes, la distribution de cette fonction ne répond à aucune logique d’organisation phylogénétique (Zumft, 1997).

Nitrate NO3

- Nitrite NO2

- Azote moléculaire

N2 Ammonium

NH4+

Nitrite NO2

-

Ammonium NH4

+

Voie assimilatrice Voie dissimilatrice

DNRA ou

nitrammonification

Dénitrification

Biomasse


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•••• Les voies métaboliques La dénitrification peut se faire avec des donneurs d’électrons inorganiques ou

organiques : la dénitrification autotrophe et hétérotrophe. La dénitrification autotrophe est réalisée par des micro-organismes capables

d’assurer leurs besoins énergétiques par une réaction entre le nitrate et des composés minéraux (soufre, hydrogène ou fer). Elle est principalement observée en absence de source de carbone. Les micro-organismes autotrophes dénitrifiants sont limités à quelques espèces particulières. L’Equation 19 présente une dénitrification autotrophe avec l’utilisation du sulfure de fer (FeS) comme élément minéral. Cette réaction, qui produit du sulfate, peut également être appelée sulfo-oxydation (Chang et al., 2000), c’est-à-dire oxydation des sulfures de métaux. Elle peut provoquer la libération de métaux dans le milieu.

222

42

3 5,05,0625,0625,0625,0 NOHSOFeHNOFeS +++→++−++−

[19]

nitratedemolkJG1

0 .221 −−=∆ (Thauer et al., 1977)

La plupart des micro-organismes dénitrifiants sont toutefois des hétérotrophes.

La dénitrification hétérotrophe est la réaction majoritairement observée quand une source de carbone organique est disponible. De très nombreux composés carbonés peuvent être utilisés. L’Equation 20 présente la dénitrification avec l’utilisation d’acétate.

222333 5,075,025,0625,0 NOHCOHCONOCOOHCH +++→+−− [20]

nitratedemolkJG1

0 .518 −−=∆ (Thauer et al., 1977)

Les différentes formes oxydées de l’azote sont utilisées comme des accepteurs finaux

d’électrons alternatifs à la molécule d’oxygène. La dénitrification est donc un processus de respiration, qui est couplé à la formation d’un potentiel électrochimique de membrane, générateur d’énergie pour la cellule sous forme d’ATP. Le bénéfice énergétique pour la cellule n’est pas très inférieur à celui de la respiration aérobie. Il est en revanche très supérieur à celui obtenu en méthanogenèse (Tableau 11).

Tableau 11 : Energie libérée lors de la conversion du glucose en fonction des voies métaboliques empruntées (Thauer et al., 1977)

Réaction Energie libérée ( 0G∆ ) pour la conversion d’une mole de glucose (kJ)

Aérobie OHCOOOHC 2226126 666 +→+ kJG 28690 −=∆

Dénitrification 22236126 2664 NOHCONOOHC ++→+ kJG 24240 −=∆

Méthanogenèse 426126 33 CHCOOHC +→ kJG 4180 −=∆

Le nitrate est réduit en plusieurs étapes (Figure 12). Le NO a récemment été

découvert comme étant un intermédiaire obligatoire de la dénitrification (Ye et al., 1994 ; Zumft, 1997). Chacun des intermédiaires est réduit par une enzyme spécifique (Zumft, 1997). La première étape est catalysée par la nitrate réductase (NAR). Il s’agit d’une enzyme membranaire dont le site est situé du côté du cytoplasme. Toutes les autres enzymes sont des enzymes dont le site est situé dans le périplasme. La réalisation du processus complet de dénitrification nécessite donc l’entrée du nitrate dans la cellule et la sortie du nitrite vers le


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périplasme. Certains micro-organismes dénitrifiants possèdent les quatre enzymes réductases et sont donc capables de réduire le nitrate en azote moléculaire. Toutefois, d’autres micro-organismes ne possèdent que quelques-unes de ces enzymes et ne peuvent donc pas réaliser la totalité de la réaction. Les micro-organismes possédant la nitrate réductase sont plus nombreuses que celles possédant la nitrite réductase, ce qui peut conduire à l’accumulation de nitrite (Betlach et Tiedje, 1981).

Figure 12 : Principaux intermédiaires et enzymes réductases (en rouge) de la dénitrification

(NAR : Nitrate Réductase ; NIR : Nitrite Réductase ; NOR : Monoxyde d’azote Réductase ; N2OR : Protoxyde d’azote Réductase)

La dénitrification peut également se faire par une voie chimique. En milieu acide, il

peut y avoir une réaction de conversion du nitrite qui devient significative pour un pH inférieur à 5. Tous les intermédiaires de la dénitrification biologique précédemment cités peuvent également être produits par des voies chimiques. Toutefois, le produit dominant est le NO (Tiedje, 1988). Puisque le NO est faiblement produit par les voies biologiques, il semblerait que sa détection dans le système puisse être mise en relation avec une réaction chimique plutôt que microbiologique.

•••• Paramètres influençant la dénitrification

Les facteurs influençant la dénitrification sont notamment la concentration en oxygène dissous, le potentiel d’oxydo-réduction, le pH, la température, les concentrations en substrats et produits de la réaction, et quelques substances toxiques.

(i) L’oxygène

La concentration en oxygène dissous est le principal facteur de contrôle de la

dénitrification dans l’environnement. En effet, des concentrations élevées en oxygène entraînent l’inhibition de la dénitrification. Le seuil d’oxygène dissous inhibant la dénitrification varie en fonction des écosystèmes. Ce seuil peut être estimé autour de 0,1 à 0,67 mg O2/l (Tiedje, 1988). Toutefois, certaines bactéries hétérotrophes sont capables de réduire le nitrate en présence de concentrations en oxygène élevées (Patureau, 1995 ; Bouchez, 2000).

L’effet inhibiteur de l’oxygène sur la dénitrification est plus important sur le système de dénitritation (NIR) que sur celui de dénitratation (NAR) (Béline, 1998). La réduction du protoxyde d’azote est plus sensible que les autres à l’effet inhibiteur de l’oxygène (Hochstein

et al., 1984). La présence d’oxygène peut donc provoquer l’accumulation de N2O. Toutefois, comme nous l’avons vu auparavant, lorsque le massif de déchets est en

phase de méthanogenèse, la concentration en oxygène est très faible. L’absence d’oxygène dans le massif de déchets constitue donc un élément favorable à la mise en place d’une dénitrification.

Nitrate NO3

- Nitrite NO2

- Monoxyde

d’azote NO

Protoyde d’azote

N2O

Azote moléculaire

N2

NAR NIR NOR N2OR


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(ii) Le potentiel d’oxydo-réduction La dénitrification commencerait en dessous de -200 mV (Hense Christensen et

Harremöes, 1977). Toutefois, pour d’autres auteurs, ce sont des potentiels compris entre -150 mV et +100 qui seraient caractéristiques du processus (Tomaszek, 1995). Certains ont observé une chute du potentiel jusqu’à -350 mV après l’introduction d’une source carbonée dans une flore dénitrifiante (Carley et Mavinic, 1991). Nous voyons à quel point la littérature est contradictoire sur ce paramètre environnemental. D’une façon générale, le potentiel d’oxydo-réduction est étroitement lié à la concentration en oxygène dans le milieu. Il va influer sur la cinétique de dénitrification. En effet, la vitesse de dénitrification augmente lorsque le potentiel d’oxydo-réduction diminue (Lie et Welander, 1994). Cependant, dans certains milieux, un potentiel d’oxydo-réduction très bas favoriserait la réduction biologique du sulfate en sulfure, inhibant la réduction de N2O (Sorensen et al., 1980) et favorisant la réduction du nitrate en ammonium par nitrammonification.

Des potentiels d’oxydo-réduction inférieurs à -150 mV sont rapidement atteints dans un massif de déchets ménagers et assimilés en cours de dégradation. Les conditions d’oxydo-réduction ne devraient pas empêcher la dénitrification de se mettre en place.

(iii) Le pH

Le pH optimal de la dénitrification se situe entre 7 et 8 mais il varie en fonction des

micro-organismes. Néanmoins, bien que la vitesse soit moins importante, la dénitrification peut avoir lieu à des pH extrêmes tels que 3,5 et 11,2 (Prakasam et Loehr, 1972 ; Müller et al., 1980). Le pH semble avoir une influence importante sur la nature des produits de la dénitrification. En effet, lorsque le pH est proche de 7, la dénitrification tend à être totale, tandis qu’en milieu acide, la proportion de NO et de N2O augmente (Simek et Cooper, 2002). Pendant la dénitrification, la consommation de protons provoque une augmentation du pH.

(iv) La température

D’après la littérature, la température optimale pour la dénitrification se situe autour de

30 °C (Hense Christensen et Harremöes, 1977). La température pourrait avoir un effet sur la nature des composés formés pendant la dénitrification. La température a également un effet indirect sur la dénitrification puisqu’elle agit sur la solubilisation et la diffusion des gaz.

La température mesurée au sein des massifs de déchets des ISDMA correspond aux températures nécessaires au bon développement des micro-organismes dénitrifiants.

(v) La concentration en substrats et produits de la réaction

Les produits et substrats des différentes réductions, notamment le nitrite, peuvent

parfois inhiber une ou plusieurs étapes de la dénitrification. Une accumulation de nitrite entraînerait une inhibition de la réduction du N2O, d’où l’accumulation de ce produit (Hanaki et al., 1992). Le nitrite serait nocif pour la dénitrification à des concentrations supérieures à 30 mg N-NO2

-/l (Hense Christensen et Harremöes, 1977). Cette inhibition serait liée à l’acide nitreux (HNO2) et donc dépendante du pH (Beccari et al., 1983).

Le carbone organique est un élément essentiel à la dénitrification hétérotrophe. De

nombreuses études ont été réalisées pour tester l’effet de la quantité de carbone apportée, ainsi que de la nature du carbone. Ces études ont permis de démontrer que la source de carbone influence la vitesse de dénitrification (Lee et Welander, 1996) et que la quantité optimale


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de carbone nécessaire pour la dénitrification varie suivant la nature du composé carboné utilisé (Narkis et al., 1979 ; Her et Huang, 1995). La quantité de carbone nécessaire pour réduire le nitrite est plus faible que pour le nitrate (Akunna et al., 1992 ; Her et Huang, 1995). Il est donc difficile de définir une quantité précise de carbone nécessaire à la dénitrification. Il est connu que la dénitrification consomme 2,86 mg DCO par mg N-NO3

-. En considérant la synthèse de biomasse, ce rendement serait au minimum de 3 mg DCO par mg N-NO3

-. Toutefois, dans notre cas, il n’est pas question d’enrichir le système en carbone. Le but, bien au contraire, est d’utiliser le carbone présent dans le système sous forme de déchets. Ainsi, la dénitrification, en plus d’éliminer l’azote, pourrait permettre de convertir du carbone sous une forme stable.

Des études indiquent que des quantités de carbone insuffisantes augmenteraient les émissions de N2O (Bernet et al., 1996), tandis que pour un rapport Corganique/N-NO3

- supérieur à 3,4, la production de N2O serait faible.

(vi) Les substances toxiques

Les principaux composés toxiques pour la dénitrification sont les ions sulfures, qui

inhibent la réduction du NO et du N2O (Zumft, 1997), et l’acétylène, qui inhibe la réduction du N2O. Ce composé est d’ailleurs régulièrement utilisé pour mettre en évidence la réaction de dénitrification par accumulation de protoxyde d’azote (Müller et al., 1980 ; Schmidt et al., 2001 ; Schurmann et al., 2003). Cette méthode a notamment été utilisée sur des déchets mis en stockage depuis un mois, une production de protoxyde d’azote (N2O) a été détectée. L’ajout de nitrate a provoqué l’augmentation de la production de N2O, démontrant ainsi la présence de micro-organismes dénitrifiants (Sinclair, 1994).

En résumé, les paramètres influençant la dénitrification ont essentiellement un effet sur l’enzyme réductase N2OR permettant la réduction du N2O en N2. La conséquence est une accumulation du N2O dans le système.

1.3.c) La nitrammonification

Dans la littérature, pour désigner la réduction du nitrate en ammonium, le terme ammonification dissimilatrice du nitrate en ammonium est employé bien que l’ammonification désigne la libération d’ammonium par décomposition des matières organiques. Il s’agit d’une réaction très différente de l’ammonification, même si le produit final est le même. Elle consiste en une conversion du nitrate en nitrite puis en ammonium : la nitrammonification ou DNRA pour Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium.

•••• Les micro-organismes responsables de la nitrammonification

Contrairement aux bactéries dénitrifiantes, les micro-organismes responsables de la nitrammonification ont un métabolisme fermentatif ou oxydatif. Certains ne possèdent pas de nitrate réductase et n’utilisent que le nitrite, d’autres ne réduisent que le nitrate en nitrite. La nitrammonification a notamment été observée chez les genres Clostridium, Bacillus, Escherichia coli, Desulfovibrio, Pseudomonas (Tiedje, 1988 ; Pelmont, 1993).


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•••• La voie métabolique Cette voie de réduction du nitrate est moins bien connue que la dénitrification. A cause

de la diversité des enzymes et des micro-organismes pouvant réaliser cette réaction, les niveaux biochimiques n’ont pas encore été très bien caractérisés. Toutefois, c’est une réaction connue pour avoir une grande importance dans les habitats anaérobies comme dans le rumen (Lewis, 1951 ; Kaspar et Wuhrmann, 1978a), dans les digesteurs anaérobies (Kaspar et Tiedje, 1981b) et dans les sédiments anoxiques (Sorensen, 1978). L’étape critique est la conversion du nitrite en ion ammonium. Un dégagement de N2O peut être associé à la nitrammonification (Welsh et al., 2001). Néanmoins, le dégagement observé serait inférieur à celui obtenu par la dénitrification (Smith, 1983).

Une des enzymes de la nitrammonification permettrait également de réduire les sulfures. Dans les sédiments marins contenant de fortes concentrations en sulfate, la réduction du nitrite en ammonium peut être amplifiée par l’utilisation du nitrite comme substrat alternatif pour la réduction des sulfures (Tiedje, 1988).

Dans un environnement anaérobie dans lequel les accepteurs d’électrons sont en quantités limitées, le métabolisme des micro-organismes est réduit. La réaction de nitrammonification permettant d’utiliser huit électrons par mole de nitrate convertie en ammonium, contre cinq pour la dénitrification (Thauer et al., 1977) devient alors une des réactions les plus favorables du fait qu’elle consomme un grand nombre d’électrons (Equation 21).

OHNHHHNO 2423 324 +→++++− [21]

nitratedemolkJG1

0 .677 −−=∆ (Thauer et al., 1977)

Il est difficile de mettre en évidence la réaction de nitrammonification. En effet, en présence de N2O, il est impossible de déterminer si cette production provient d’une réaction de nitrammonification ou de dénitrification. De plus, lors de la production de NH4

+, la distinction entre une nitrammonification et une lyse cellulaire n’est pas possible.

•••• Paramètres influençant la nitrammonification Les micro-organismes réalisant la nitrammonification devraient se développer lorsque

le milieu est très réducteur, c’est-à-dire dans des milieux riches en carbone organique, pauvres en oxygène et en azote.

Ce processus conduit à la forme la plus réduite de l’azote. La présence d’H2S stimulerait la réduction dissimilatrice en azote ammoniacal au détriment de la dénitrification (Myers, 1972 ; Brunet et Garcia-Gil, 1996). La réaction de nitrammonification est complètement inhibée par la présence d’oxygène. En cela, elle diffère de la réduction assimilatrice de nitrate. La régulation est différente : l’assimilation est régulée par la concentration en NH4

+ alors que la nitrammonification l’est par la concentration en oxygène (Tiedje, 1988). La nitrammonification n’est donc pas inhibée par la présence de NH4

+. La nitrammonification nécessite l’utilisation de 4,57 mg de DCO par mg N-NO3

- et d’environ 4,9 mg de DCO par mg N-NO3

-en considérant la croissance cellulaire.


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1.3.d) Facteurs contrôlant l’orientation de la voie de réduction du nitrate

La dénitrification et la nitrammonification vont entrer en compétition lors de la

réduction du nitrate dans un milieu anoxique. Nous allons à présent résumer les paramètres qui peuvent favoriser une des deux voies de réduction du nitrate. D’une façon générale, les micro-organismes réalisant l’ammonification du nitrate ont un avantage sur les bactéries dénitrifiantes. En effet, nous avons vu que les micro-organismes réalisant la nitrammonification peuvent se développer en mettant en place un métabolisme fermentatif tandis que les bactéries dénitrifiantes subsisteraient grâce à quelques voies fermentatives assurant uniquement leur maintenance (Kaspar et Tiedje, 1981b). De ce fait, les micro-organismes nitrammonifiants seraient plus abondants que les dénitrifiants dans les digesteurs. Cette différence de population initiale pourrait expliquer que la nitrammonification soit souvent une voie de réduction privilégiée dans les digesteurs anaérobies (Kaspar et Tiedje, 1981b), les panses et les sédiments (Sorensen, 1978).

Un rapport DCO/N fort favoriserait la nitrammonification. Akunna et al. (1993) ont montré le rôle de la nature de la source de carbone (acides, alcool ou sucres) sur la voie de réduction du nitrate. Dans le cas d’une source de carbone de type alcool ou AGV, la dénitrification est privilégiée. Dans le cas d’une source de carbone de type sucre, les deux réactions se produisent à un ratio qui dépend du rapport DCO/N-NO3

- (Akunna et al., 1992). Plus le rapport est élevé, plus la nitrammonification sera prépondérante.

1.3.e) Autres réactions biologiques du cycle de l’azote Puisque les transformations de l’azote dans une ISDMA sont peu connues, aucune réaction du cycle de l’azote ne peut être exclue. Une ISDMA est un environnement anaérobie très particulier, l’azote ammoniacal y persiste en même temps qu’une charge organique très forte. Récemment, un nouveau processus a été mis en évidence permettant l’oxydation anaérobie de l’azote ammoniacal en azote moléculaire. Ce processus a été appelé processus Anammox pour « anaerobic ammonium oxidation » (Mulder et al., 1995 ; vandeGraaf et al., 1997). Les micro-organismes Anammox sont capables de croître avec de l’azote ammoniacal comme source d’énergie et du nitrite, comme accepteur final d’électrons. Cette réaction produit de l’azote moléculaire (Equation 22). Le taux de croissance de ces micro-organismes est très faible et il est probable que, même si ces micro-organismes sont présents dans une ISDMA, ils ne puissent pas être compétitifs vis-à-vis des micro-organismes dénitrifiants. Ces micro-organismes ont toutefois été détectés, dans des réacteurs traitant des effluents d’ISDMA (Egli et al., 2001 ; Fux et al., 2002 ; Khin et Annachhatre, 2004).

OHNNONH 2224 2+→+−+ [22]

ammoniacalazotedmolkJG '.357 10

−−=∆ (Thauer et al., 1977)

La réduction de l’azote moléculaire par les micro-organismes en azote ammoniacal

pour l’assimilation pendant la croissance est appelée « fixation d’azote » (Raymond et al., 2004). La fixation d’azote est la voie majoritaire d’assimilation de l’azote moléculaire par la biomasse. Elle est inhibée par la présence d’azote ammoniacal, il est donc peu probable que les micro-organismes puissent fixer l’azote moléculaire dans une ISDMA. Toutefois, cela n’a pas été démontré expérimentalement. L’examen génétique de certains méthanogènes a révélé des transferts latéraux de gènes qui codent pour la fixation d’azote (Reeve, 1992).


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1.4 Faisabilité du couplage méthanisation et réduction du nitrate

1.4.a) Influence des réactions de réduction du nitrate sur la méthanogenèse

De nombreuses études ont été réalisées en vue de déterminer l’effet des oxydes d’azote

sur la méthanogenèse. Une inhibition de la méthanisation a été observée jusqu’à la réduction totale des oxydes d’azote. L’inhibition est réversible (Akunna et al., 1994). Pour expliquer ce phénomène, trois hypothèses ont été avancées. La première est que la présence de nitrate provoquerait une augmentation du potentiel d’oxydo-réduction, empêchant la méthanogenèse d’avoir lieu. Il a toutefois été démontré depuis peu que des potentiels d’oxydo-réduction élevés (+420 mV) n’empêchent pas la mise en place de la méthanogenèse par Methanosarcina barkeri puisque le micro-organisme est capable de réduire le milieu jusqu’à +50 mV (Fetzer et Conrad, 1993) et que, même en maintenant un potentiel d’oxydo-réduction bas (-290 mV), la méthanogenèse est inhibée en présence de nitrate (Akunna et al., 1994 ; Akunna et al., 1998 ; Percheron et al., 1999). Toutefois, lors de cette dernière expérience, le potentiel d’oxydo-réduction n’a pas été suivi, il n’est donc pas exclu que les micro-organismes aient fait remonter le potentiel d’oxydo-réduction.

La deuxième hypothèse est qu’il y a une compétition pour les substrats (acétate, H2) entre les micro-organismes dénitrifiants et les méthanogènes. Cette hypothèse est celle qui explique l’inhibition de la méthanogenèse par la sulfato-réduction. Toutefois, une expérience a été réalisée en ajoutant du nitrate et des substrats en excès (acétate, propionate, H2). Cela n’a pas permis d’empêcher un arrêt de la méthanogenèse (Klüber et Conrad, 1998a ; Roy et Conrad, 1999). Un arrêt de la méthanogenèse a également été mis en évidence chez une souche de Methanosarcina mazei (Clarens et al., 1998) en conditions non limitantes en substrat (acétate).

La troisième et dernière hypothèse est une inhibition de la production de méthane par les intermédiaires de la dénitrification. Des études ont montré que cette hypothèse semblait être la plus plausible (Clarens et al., 1998 ; Scheid et al., 2003). Il a été démontré que pour les Methanosarcina barkeri et les Methanobacterium bryantii, la forme azotée la plus toxique serait le NO et la moins toxique le nitrate (Klüber et Conrad, 1998b). D’une façon générale, le nitrate est moins toxique que le nitrite pour les micro-organismes et le N2O l’est moins que le NO. Le caractère plus ou moins inhibiteur du nitrite par rapport au N2O dépendrait des souches microbiennes (Klüber et Conrad, 1998b).

L’inhibition de la méthanogenèse pourrait être due à l’association de plusieurs facteurs. En effet, dans l’article de Percheron et al. (1999), la dénitrification du nitrate en nitrite s’accompagne d’une hausse de potentiel d’oxydo-réduction qui redescend ensuite lorsque le nitrite est réduit. Les deux facteurs, présence de nitrite et augmentation du potentiel d’oxydo-réduction, peuvent donc jouer un rôle dans l’inhibition de la méthanogenèse.

La nitrammonification ne semble pas inhiber la méthanogenèse (Akunna et al., 1992). Cela peut sembler étrange puisque le nitrite et le N2O sont des intermédiaires communs aux deux voies de réduction du nitrate. Toutefois, nous avons vu que le N2O était produit en moins grande quantité pendant la nitrammonification que durant la dénitrification (Smith, 1983). De plus, puisque la nitrammonification serait réalisée par des micro-organismes fermentatifs déjà présents et actifs dans le milieu, le temps de conversion des produits pourrait être moins long que lors d’une dénitrification. Enfin, nous avons vu que la forme azotée la plus toxique est le NO, or cette forme azotée ne semble pas être un intermédiaire de la nitrammonification.


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1.4.b) Voies de réduction du nitrate observées dans des digesteurs Il semblerait que le rapport DCO/N-NO3

- ait une influence sur la voie de réduction se mettant en place dans le système. Pour un rapport DCO/N-NO3

- > 53, la méthanogenèse et la nitrammonification seraient les réactions majoritaires, alors que pour un rapport DCO/N-NO3

- < 8,86 seule la dénitrification se mettrait en place. Pour un rapport intermédiaire, les réactions de dénitrification et de méthanogenèse auraient lieu (Akunna et al., 1992, 1994). Les valeurs présentées varient en fonction des systèmes d’étude et des substrats (Fang et Zhou, 1999). La conclusion serait qu’en présence de très faible quantité de nitrate, la population dénitrifiante n’aurait pas le temps de se développer contrairement aux micro-organismes fermentatifs déjà présents qui pourraient alors réaliser la nitrammonification.

Nous avons également vu auparavant que la nature de la source de carbone (alcool, acide, sucre) pouvait avoir une influence sur la voie de réduction (Chapitre 2II1.3.d),

page 74). Ainsi, dans le cas d’une source de carbone de type alcool ou AGV, la dénitrification serait privilégiée (Akunna et al., 1993), tandis que dans le cas d’une source de carbone de type sucre, les deux réactions se produisent de façon plus ou moins importante en fonction du rapport DCO/N-NO3

- (Akunna et al., 1992). Plus le rapport est élevé, plus la nitrammonification sera prépondérante.

La nitrammonification pourrait être la voie de réduction du nitrate privilégiée en

présence de H2S (Brunet et Garcia-Gil, 1996). Toutefois, ce phénomène n’a été démontré que pour des sédiments marins.

2 La recirculation de lixiviat nitrifié dans une ISDMA bioactive

La première étude concernant la faisabilité de l’utilisation du massif de déchets en tant que réacteur de dénitrification date de 1995 (Knox et Gronow, 1995). Un groupe de chercheurs s’est ensuite intéressé en détail au devenir de l’azote dans les ISDMA et a suggéré que la recirculation de lixiviat pouvait provoquer une accumulation de NH4

+ pouvant inhiber la dégradation des déchets (Burton et Watson-Craik, 1997, 1998, 1999, 2001). Ces études ont été suivies par deux autres (Onay et Pohland, 1998 ; Bae et al., 2002). Ce sont les données dont nous disposions au début de cette thèse. Trois articles de revues sont parus au cours de la thèse (Jokela et al., 2002 ; Price et al., 2003 ; El-Mahrouki et Watson-Craik, 2004). Les études ont porté sur la recirculation de lixiviat nitrifié, le plus souvent simulée par injections d’oxydes d’azote. L’étude bibliographique qui suit reprend l’ensemble des résultats trouvés dans la littérature jusqu’à ce jour.

2.1 Voies de conversion des oxydes d’azote

2.1.a) Dénitrification La conversion du nitrate par dénitrification semble être la voie de réduction la

plus fréquemment observée. Toutefois, les méthodes utilisées pour démontrer la présence de cette réaction ne sont pas toujours convaincantes. En effet, lors de certaines études, une simple disparition du nitrate de la phase liquide a suffi pour conclure à la dénitrification, sans dosage de la production de N2 (Knox et Gronow, 1995 ; Bae et al., 2002 ; Jokela et al., 2002 ; El-Mahrouki et Watson-Craik, 2004).


- 77 -

•••• Hétérotrophe

La dénitrification hétérotrophe semble toutefois être la réaction majoritaire dans une ISDMA lors de la recirculation de lixiviat nitrifié ou de l’injection de nitrate (Burton et Watson-Craik, 1999 ; Price et al., 2003). Le critère permettant de conclure à cette réaction est la présence de carbone biodisponible dans le lixiviat.

•••• Autotrophe

La dénitrification autotrophe a été observée lors de deux études (Onay et Pohland, 2001 ; Price et al., 2003) dans lesquelles des élévations de la concentration en sulfate ont été mesurées. Ces deux études ont été réalisées avec des déchets dégradés : l’une des études a été faite avec du compost, c’est-à-dire une matrice assimilable à un déchet dégradé (Onay et Pohland, 2001) ; l’autre avec un déchet en phase stable de méthanogenèse (Price et al., 2003). Dans la première étude citée, le soufre ne reste pas sous la forme de sulfate : il y a une remobilisation en sulfure par une réaction de sulfato-réduction (Onay et Pohland, 2001). Dans la seconde étude, en revanche, le sulfate n’est pas transformé et le soufre reste sous cette forme (Price et al., 2003). Les auteurs ont étudié le relargage éventuel de métaux à la suite de cette réaction autotrophe, mais il semblerait que d’autres réactions physico-chimiques aient piégé les métaux étudiés, Cd, Cr, Fe, Mn, Ni, Pb et Cu (Price, 2001 ; Price et al., 2003).

2.1.b) Nitrammonification

Une seule étude a mis en évidence la présence de nitrammonification lors de la réduction du nitrate. Toutefois, cette réaction n’était pas majoritaire : seulement 4 à 7 % du nitrate a été converti par nitrammonification (Burton et Watson-Craik, 1999). Les auteurs affirment avoir utilisé du nitrate enrichi en 15N (15NO3

-). Toutefois, la démarche expérimentale suivie ainsi que les résultats obtenus ne sont pas présentés dans cet article publié à l’occasion d’un colloque, où les auteurs se contentent de mentionner succintement les valeurs obtenues. Dans l’étude de Knox et Gronow en 1995, la concentration en NH4

+ augmente, ce que les auteurs expliquent comme le résultat de la dégradation des déchets. Toutefois, le rendement de dénitrification n’a pas pu être calculé par absence de dosage de l’azote gazeux, il n’est donc pas possible de conclure à l’absence de la nitrammonification. Dans une autre étude où du nitrite a été injecté, une augmentation de la concentration en NH4

+ n’est pas expliquée (Bae et al., 2002). Cette production est d’autant plus étrange qu’elle apparaît après les injections de nitrite mais pas après celles de nitrate.

2.2 Impact des oxydes d’azote sur la dégradation des DMA

Une inhibition de la méthanogenèse est observée dans l’ensemble des études. Elle

est réversible et la méthanisation reprend dès que les réactions de conversion des oxydes d’azote sont terminées. Seuls trois cas sont à distinguer :

- Dans le premier, la méthanisation n’est pas inhibée puisque les réacteurs de dénitrification et de méthanisation sont séparés (Knox et Gronow, 1995). Cette étude se justifie car, selon les auteurs, dans un massif de déchets, une nitrification pourrait être induite dans le fond du casier (dans la partie contenant le lixiviat) par insufflation d’air. Le lixiviat serait ensuite recirculé et dénitrifié sur la partie haute de l’ISDMA. Enfin, le centre du massif de déchets se dégraderait en méthanogenèse ;


- 78 -

- Dans le deuxième cas, un blocage des réactions est observé pour des concentrations de 750 et 1000 mg NO3

-/l (El-Mahrouki et Watson-Craik, 2004). Le système d’étude est particulier puisqu’il n’y a pas de circulation des fluides, ce sont des incubations en bouteille de type discontinu. Ainsi, si des intermédiaires de la dénitrification sont produits, ils s’accumulent dans le système. Il n’y a pas eu de dosage des formes azotées gazeuses et liquides permettant de déterminer la raison de l’inhibition ;

- Dans le troisième cas, les concentrations de nitrate injectées sont trop faibles pour provoquer une quelconque inhibition : de l’ordre d’une dizaine de milligrammes (Jokela et al., 2002).

2.3 Synthèse des résultats d’injection d’oxydes d’azote dans des DMA

Le Tableau 12 reprend l’ensemble des résultats de la littérature sur l’effet de l’injection d’oxyde d’azote sur la dégradation des déchets ménagers et assimilés. La plupart des résultats ont été présentés dans les paragraphes précédents. Le tableau ci-après permet de constater la variabilité des systèmes d’étude, des moyens utilisés pour tester l’impact des oxydes d’azote sur la dégradation des déchets, et permet de déterminer les voies de réduction des oxydes d’azote.

Au regard des résultats de la littérature, nous constatons que l’accumulation de NH4

+ peut provoquer un phénomène d’inhibition de la dégradation des déchets. La solution envisagée par de nombreux auteurs est donc de nitrifier le lixiviat avant de le recirculer. Ainsi, en utilisant le massif de déchets comme réacteur anoxie, cela permettrait de réduire les oxydes d’azote en azote moléculaire. L’azote serait alors éliminé du système. Toutefois, les résultats dans la littérature ne permettent pas d’être absolument certain que la dénitrification est la seule réaction qui se mette en place. En effet, la disparition du nitrate de la phase liquide ne suffit pas à prouver que la dénitrification a lieu. La nitrammonification est une autre réaction qui a parfois été observée sans, pour le moment, être expliquée. L’objectif de ce travail est donc de suivre précisément les voies de réduction des oxydes d’azote en mesurant l’ensemble des intermédiaires de réaction (NH4

+, NO3-, NO2

-, N2O, N2). L’impact de la dénitrification autotrophe sur les métaux nécessite également d’être suivi. L’identification des facteurs responsables de la mise en place d’une voie de réduction plutôt qu’une autre permettrait d’évaluer les risques sur site d’absence de dénitrification et donc de non-élimination de l’azote du système.


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Tableau 12 : Synthèse des résultats d’injection d’oxydes d’azote dans des expériences de dégradation des déchets ménagers et assimilés

Auteurs Knox et Gronow,

1995

Burton et Watson-Craik,

1997, 1998, 1999

Burton et Watson-Craik,

2001

Onay et Pohland, 1998,

2001 Bae et al., 2002

Jokela et al., 2002

Price et al., 2003 El-Mahrouki et Watson-Craik,

2004 Réacteur Colonne Bouteille Alvéole 3 colonnes Colonne 2 colonnes 9 réacteurs 33 bouteilles

Dimension Volume déchets

3 m3

2,15 m3 déchets 500 ml

7,6 g déchets secs 4200 m3

3800 t de déchets 0,113 et 0,057 m3

400 ml 253 g de déchets

8,8 l 10 l

1,35 kg déchets secs 500 ml

20 g déchets

Température 40 °C 30 °C --- 37 °C 30 °C ± 5 °C 25 °C 37 °C 30 °C

Déchets Déchets jeunes Déchets âgés

Déchets jeunes --- Compost Déchets de 5 à 10 ans Déchets âgés Déchets frais puis déchets âgés Déchets jeunes

Source d’azote Lixiviat nitrifié (288 mgNOx/l)

KNO3

(0,5 à 1 gN/l) 15NO3

- (50 mgN/l)

Lixiviat nitrifié (433 mgNH3/4/l)

Lixiviat nitrifié (0,75 à 2 gNO3/l)

Nitrite ou nitrate (50 et 100 mg N/l)

Lixiviat nitrifié (5 à 10 mg N/l)

Nitrate (400 mg N/l)

KNO3 (0 à 1000 mg NO3

-/l)

Phase de dégradation

Toutes Méthanogenèse Méthanogenèse Méthanogenèse --- Méthanogenèse Méthanogenèse active et stable Méthanogenèse active

Voie de réduction des oxydes

d’azote

Dénitrification (disparition NO3

- et pourtant augmentation

NH4)

Dénitrification. Nitrammonification

de 4 à 7 % Dénitrification

Dénitrification autotrophe

(production de N2 et de sulfate)

Dénitrification (disparition des oxydes d’azote)

Dénitrification (non prouvée)

Dénitrification hétérotrophe ou autotrophe selon phase

méthanogenèse

Dénitrification (car détection de nitrite)

sauf pour 0,75 et 1g NO3

-/l où blocage

Effet sur la production

de biogaz ---

Retard de la méthanogenèse en présence de nitrate

Augmentation production de gaz

mais non attribuable au

nitrate

--- --- Aucun Inhibition tant que nitrate présent Inhibition tant que

nitrate présent

Effet sur les paramètres chimiques

--- Augmentation de pH et de potentiel d’oxydo-réduction

-- --- Augmentation DCO avec injections de

nitrite ---

Légère augmentation du pH. Production de sulfate sans

relargage de métaux Augmentation du pH

Particularités de l’étude

Utilisation du potassium comme

traceur hydraulique du réacteur

Utilisation de nitrate enrichi en

15N Essai sur alvéole

Séparation physique

nitrification, dénitrification et méthanogenèse

Injection de nitrite

Faible concentration en

nitrate. Colonne témoin

sans recirculation de lixiviat

Essai sur méthanogenèse active et stable.

Impact source de carbone sur conversion du nitrate.

Dosage des métaux dissous. Enumération micro-organismes

Evaluation effet de la concentration

de nitrate sur méthanogenèse.

Enumération micro-organismes

Remarques sur l’étude

Biogaz non récupéré et non analysé

N2 et N2O non analysés.

Aucune explication du pourquoi de la

présence de la nitrammonification

Pas de cellule témoin pour

comparer

Impossibilité de voir l’effet de la

dénitrification sur la méthanogenèse

Pas d’analyse du gaz. Pas d’explication pour accumulation du NH4

+ avec le nitrite

Pas de dosage de l’azote dans

les gaz. Faible dose de nitrate

Les auteurs ne travaillent qu’en phase de méthanogenèse

Pas de dosage précis des nitrate et nitrite juste indication de

présence

- 80 -

- 81 -

Chapitre 3 : Matériel et méthodes

Ce troisième chapitre est divisé en trois parties. Les deux premières sont consacrées à la description des deux systèmes expérimentaux d’incubation de déchets ménagers et assimilés utilisés lors de la thèse : les flacons à plasma ou microcosmes et la colonne expérimentale ou mésocosme. La dernière partie décrit les méthodes analytiques utilisées pour analyser le lixiviat, le biogaz et la fraction solide. Les méthodes de calcul, d’analyse statistique et de modélisation des écoulements y sont également détaillées.

- 82 -

- 83 -

Chapitre 3 Matériel et méthodes I Les flacons à plasma ou microcosme

1 Le système expérimental 1.1 Le dispositif expérimental

Les bouteilles utilisées comme bioréacteurs anaérobies sont des flacons à plasma

gradués de 1,1 l utile (Fisher Scientific Labosi), en verre borosilicaté (Figure 13). Les bouteilles sont fermées hermétiquement par un septum en caoutchouc (épaisseur de 5,5 mm) et une bague à vis en aluminium de 40 mm de diamètre (Fisher Scientific Labosi). Le bouchon en caoutchouc permet de faire une centaine de prélèvements (gaz et liquide), tout en conservant une étanchéité parfaite (Bureau, 2003).

Figure 13 : Représentation d’un flacon à plasma

1.2 Les déchets

Chaque catégorie de déchets ménagers et assimilés (DMA) définie par l’Ademe

(Ademe, 1999b, Tableau 3) a été collectée au Cemagref d’Antony sous une forme propre et « sèche » (à température ambiante). Chaque catégorie de déchets a ensuite été broyée séparément au Cemagref de Rennes (Ø < 1 cm). Cette étape de collecte et de broyage a été réalisée avant le début de la thèse (Pesenti, 2002), exception faite des déchets de cuisine.

Au cours de ce travail de thèse, six fractions de déchets ont été constituées :

- La fraction dite « putrescibles » (Tableau 13, en vert) ; - La fraction dite « papier-carton-composite » (Tableau 13, en bleu) ; - La fraction dite « commune » (Tableau 13, en mauve) ; - La fraction dite « textile-reste » = fraction « commune » moins la fraction

« papier-carton-composite » (Tableau 13, en rose) ; - La fraction dite « compost » (Tableau 13, en jaune) : compost mâture (3 mois)

issu d’une usine de compostage de déchets verts ; - La fraction dite « fumier » (Tableau 13, en gris) : fumier de vache fraîchement

prélevé.

Les proportions de chaque catégorie de déchets utilisés pour former les différentes fractions sont celles données par l’Ademe en pourcentage humide (Tableau 13).

Septum + bague à vis

Ciel gazeux

Lixiviat

Déchets


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Tableau 13 : Composition des différentes fractions et des mélanges de déchets utilisés (remarque : pour différenciation, fraction « putrescibles » sera écrite avec un « s » mais pas déchet putrescible)

Catégorie de déchet

Masse théorique

introduite par bouteille (en g)

Nom de la fraction Nom des mélanges

Fraction « compost » 11,40 FRACTION « COMPOST » ---

Magazines-journaux 3,84 Papiers

Autres papiers 2,49 Fraction « papiers » 6,33

Carton plat 1,18 Carton ondulé 1,98 Cartons

Autres cartons 0,51 Fraction « cartons » 3,68

Fraction « composite » 0,55 Fraction « papier-carton-composite » 6,33

FRACTION « PAPIER-CARTON-

COMPOSITE »

Textiles 1,03 Textiles sanitaires 1,23

Films PE* 2,65 Bouteilles PET* 0,20 Bouteilles PE* 0,36 PVC* 0,59

Plastiques

Emballage polystyrène 0,59 Fraction « plastiques » 4,39

Combustibles non classés 1,27 Verre 5,18

Aluminium 0,28 Métaux

Fer, cuivre 1,34 Incombustibles non classés 2,69

Déchets spéciaux 0,20

Fraction « commune » 28,17

FRACTION « COMMUNE »

---

Fraction « fumier » 1,98 FRACTION « FUMIER » D

EC

HE

T C

OM

PO

ST

Pain sec 1,15 Epluchures de pommes de terre

5,70

Viande de porc cuite 1,70 Pommes de terre cuites 0,91 Marc de café 0,79

Putrescibles

Feuilles mortes de ficus 1,15

Fraction « putrescibles » 11,40

FRACTION « PUTRESCIBLES » ---

DE

CH

ET

PU

TR

ES

CIB

LE

Les fractions ont ensuite été utilisées séparément ou en mélange. Les mélanges

suivants ont été réalisés : - Le déchet type MODECOM (1993), dit « déchet putrescible » (Tableau 13, en

vert) : fraction « putrescibles » + fraction « commune » + fraction « fumier ». - Le déchet type MODECOM (1993) modifié, dit « déchet compost »

(Tableau 13, en jaune) : fraction « compost » + fraction « commune » + fraction « fumier ».

La seule différence entre ces deux mélanges de déchets est le remplacement de la fraction « putrescibles » par la fraction « compost ». La fraction « commune » a été préparée au début de la thèse afin de pouvoir réaliser 90 essais. Les autres fractions ont été réalisées au cours de la thèse en fonction des besoins.


- 85 -

1.3 Le lixiviat

Le lixiviat utilisé provient d’un casier d’une installation de stockage de déchets ménagers et assimilés en phase de méthanogenèse stable (Vert-le-Grand, 91). Après prélèvement, le lixiviat a été placé à 4 °C. Avant son utilisation pour les bio-essais, le lixiviat a été mis à 35 °C ± 2 °C, pendant trois semaines environ, pour permettre à une éventuelle source de carbone facilement biodégradable d’être dégradée. Ce lixiviat dit « prédigéré » a été utilisé pour les différentes expériences en flacons à plasma. Plusieurs prélèvements ont été nécessaires au cours de la thèse. Ils ont tous été faits dans la même alvéole. Dans un souci de clarté, au lieu de définir les lixiviats par date de prélèvement ou date de prédigestion, seul un numéro de référence pour chacun des lixiviats sera utilisé. Le tableau suivant récapitule les différents renseignements concernant les lixiviats utilisés (Tableau 14). Les analyses effectuées sur le lixiviat ont été faites en fonction des besoins de l’expérience : dans un bio-essai où l’on ne s’intéresse qu’à la phase gazeuse, peu d’analyses de la phase liquide ont été réalisées.

Tableau 14 : Liste des lixiviats utilisés pour les expériences en flacons à plasma

(lorsque les analyses n’ont pas été faites, le symbole « --- » a été utilisé)

Numéro de référence Unité L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 pH 8,5 8,3 8,5 8,7 8,0 8,3 9,0

Acides gras volatils (AGV) totaux mg C/l 109 109 15 --- --- --- --- Carbone Organique Total (COT) g C/l 1,6 1,6 3,1 2,3 --- --- 2,0 Carbone Inorganique Total (CIT) g C/l 2,2 2,2 1,5 2,0 --- --- 2,8

Matières Sèches (MS) g/l 15,35 15,31 17,62 16,8 --- --- 16,72 Matières Minérales (MM) g/l 11,43 12,01 12,55 12,09 --- --- 11,32 Matières Volatiles (MV) g/l 3,92 3,29 5,07 4,71 --- --- 5,4

Chlorure g/l 5,0 5,0 5,4 5,0 5,0 6,0 6,2 Sulfate mg/l 120 120 240 73 60 0 0 Nitrate mg/l 0 0 0 0 0 0 0 Nitrite mg/l 0 0 0 0 0 0 0 Sodium g/l 3,0 3,0 4,6 3,3 2,9 3,5 3,5

Ammonium g/l 1,9 1,9 1,9 2,5 2,5 3,2 2,5 Magnésium mg/l 44 44 58 24 64 84 0 Potassium g/l 1,6 1,7 2,9 1,7 2,0 2,1 1,3 Calcium mg/l 155 140 0 22 100 100 9

1.4 Le ciel gazeux

Le gaz utilisé pour remplir le ciel gazeux des flacons à plasma est de l’hélium

(pureté >99,9996 %, Linde gas SA).

2 Mise en place des incubations en flacons à plasma 2.1 Protocole de remplissage des flacons à plasma

Le protocole qui est décrit ici est celui du remplissage d’une bouteille soit avec un

déchet dit « putrescible » soit avec un déchet dit « compost ». Pour un essai qui ne serait réalisé qu’avec une seule fraction de déchet, il suffit de restreindre le protocole à cette seule fraction.

La bouteille est remplie en plusieurs étapes : - Peser la bouteille vide avec et sans le septum et la bague à vis ; - Remplir la bouteille avec 28,17 ± 0,01 g de la fraction « commune » (balance

Sartorius, BP31000s) ;


- 86 -

- Mélanger dans un bécher 1,98 ± 0,01 g de la fraction « fumier » et 11,40 ± 0,01 g de la fraction « putrescibles » ou « compost » selon le déchet à reconstituer ;

- Mesurer 680 ml ± 4 ml de liquide (lixiviat prédigéré, lixiviat dilué ou eau distillée en fonction des essais) ;

- Utiliser une partie du lixiviat pour récupérer le contenu du bécher et le verser dans la bouteille ;

- Verser le lixiviat restant dans la bouteille, s’assurer qu’il ne reste rien dans le bécher ; - Peser la bouteille pleine avec et sans le septum et la bague à vis ; - Fermer la bouteille avec le septum en caoutchouc et la bague à vis ; - Secouer la bouteille afin d’homogénéiser la répartition des déchets.

2.2 Protocole d’élimination de l’air dans les flacons à plasma

Une fois la bouteille fermée, le vide est fait avec une pompe à vide (Bioblock,

vacuubrand) pendant plus de deux minutes. Le ciel gazeux est ensuite saturé en hélium (pureté >99,9996). Cette opération vide/saturation est répétée 4 fois par bouteille. Une analyse de la composition du ciel gazeux permet de vérifier que le pourcentage d’oxygène est inférieur à 0,3 % le premier jour de l’incubation (Chapitre 3III2, page 112).

2.3 Incubation des flacons à plasma

Les bouteilles sont placées à 35 °C ± 2 °C. Au bout de quelques heures, elles sont

équilibrées avec une seringue à gaz (Chapitre 3I3.2) afin que la pression dans la bouteille soit égale à la pression atmosphérique. Les bouteilles restent à 35 °C le temps de l’incubation, sauf lors des prélèvements de lixiviat et de l’analyse des gaz. Le temps d’incubation varie selon les essais.

3 Prélèvement et conservation d’échantillons pendant l’incubation 3.1 Protocole de prélèvement et de conservation du lixiviat

Les prélèvements de lixiviat sont faits, après agitation du flacon, avec une seringue

(TERUMO, stérile) et une aiguille de 0,45 ou 0,7 mm de diamètre (Neolus 26G ½ ou 22G TERUMO stérile). La bouteille est retournée et le prélèvement est fait par un mouvement de va-et-vient avec le piston de la seringue afin que l’aiguille ne se bouche pas à cause de la matrice complexe et hétérogène. 6 ml sont prélevés et mis dans quatre tubes Eppendorf. Deux échantillons sont conservés bruts à -20 °C et deux autres sont centrifugés (Beckman Coulter AllegraTM X-22R, rotor Beckman Coulter F301.5) afin de ne conserver que le surnageant comme décrit sur la Figure 14. Les jours d’échantillonnage dépendent des essais.

3.2 Protocole de prélèvement du biogaz

Afin d’être à pression atmosphérique, le gaz est équilibré à 35 °C à l’aide d’une seringue en verre de 30 ml ± 1 ml ou de 100 ml ± 4 ml, en fonction du volume produit (Fortuna®Optima®Glaspritze). Le volume dégazé est noté ainsi que la date et l’heure d’équilibrage. Après chaque équilibrage, le gaz est analysé directement, sans échantillonnage, par piquage de la bouteille sur le système d’aspiration de l’analyseur de gaz (Chapitre 3III2), ce qui permet d’éviter les contaminations par l’air, notamment en N2. Aucun échantillon de biogaz n’est conservé.


- 87 -

Figure 14 : Protocole d’échantillonnage du lixiviat lors des prélèvements au cours des incubations en flacons à plasma

4 Destruction des incubations en flacons à plasma 4.1 Protocole de séparation de la fraction liquide et solide

Avant d’ouvrir la bouteille, le biogaz est analysé. Le protocole suivant a été appliqué

pour l’autopsie de chaque bouteille de biodégradation de déchets : - Peser la bouteille pleine avec et sans le septum et la bague à vis ; - Mettre immédiatement une sonde d’oxydo-réduction au sein du lixiviat et des

déchets ; - Prendre ensuite le pH de la même façon ; - Peser le cristallisoir en verre Duran vide (ø = 17 cm, H = 8,5 cm) ; - Peser le tamis (Saulas & C. de 2 mm, ø = 21 cm, H = 9 cm) ; - Peser une feuille de papier absorbant propre ; - Mettre le cristallisoir sur la feuille de papier absorbant, puis le tamis, et vider la

bouteille sur le tamis ; - Peser le tamis avec les déchets après égouttage (appuyer avec une tige en verre

pour laisser passer le plus de lixiviat possible) ; - Peser le cristallisoir avec le lixiviat ; - Peser le papier absorbant « sali » (évaluation des pertes de lixiviat) ; - Peser la bouteille « vide » ; - Mesurer la densité (Chapitre 3III1.2) du lixiviat en agitant bien celui-ci avant

prélèvement.

4.2 Protocole d’échantillonnage du liquide

Le protocole d’échantillonnage utilisé pendant les incubations est réalisé avec 6 ml du lixiviat récupéré dans le cristallisoir (Figure 14). Le même protocole est ensuite utilisé sur quatre échantillons de 50 ml en tube Falcon. Seuls la vitesse et le temps de centrifugation varient : 9500 rpm pendant 20 minutes à 4 °C (Beckman Coulter AllegraTM X-22R, rotor Conical Beckman CO650). Un échantillon brut de 50 ml est conservé à –20 °C, l’autre à 4 °C. Il est fait de même pour les surnageants de centrifugation.

Seringue contenant les

6 ml de lixiviat

1,5 ml par tube Eppendorf

Centrifugation 10 minutes à 13 000 rpm

-20°C -20°C

Récupération du surnageant -20°C -20°C


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4.3 Séparation des différents déchets Les déchets sont triés à la pince à épiler en deux catégories :

- 1re catégorie : les éléments non biodégradés ou « intacts » (verre, métaux, combustible non classé, polystyrène, plastiques (PET*, PVC*, PE*…)) ;

- 2e catégorie : la fraction biodégradée « non reconnaissable » (ayant l’aspect d’une pâte marron grise).

Ces deux catégories sont mises respectivement dans deux boîtes de Pétri stériles (Corning, 100*20 mm, polystyrène), pesées avec et sans les déchets. Un séchage à 35 °C pendant plusieurs jours est effectué avant de procéder à un nouveau tri visant à retirer essentiellement les films PE restant dans la catégorie n° 2. Ensuite, cette catégorie est broyée (broyeur Braun, 1750L) jusqu’à l’obtention d’une poudre.

5 Description des bio-essais réalisés dans les flacons à plasma 5.1 Incubation du lixiviat

Trois incubations de lixiviat sans déchet ont été réalisées avec trois lixiviats

différents, comme décrit dans le Tableau 15.

Tableau 15 : Description des essais d’incubation du lixiviat Référence de la bouteille Lixiviat utilisé Temps d’incubation (jours)

Lix(1) L4 362 Lix(2) L7 217 Lix(3) L7 217

5.2 Essais de biodégradation de fractions de déchets

Les six fractions de déchets décrites auparavant (Chapitre 3I1.2, page 83) ont été

incubées séparément : la fraction « fumier », « putrescibles », « compost », « papier-carton-composite », « commune » et la fraction « textile-reste » où « reste » correspond aux fractions verre, métaux, combustibles non classés, incombustibles, déchets spéciaux et plastiques. Les détails des incubations sont répertoriés dans le tableau suivant (Tableau 16).

Tableau 16 : Description des essais de biodégradation des fractions de déchets

(remarque : 1 signifie que les essais sont encore en cours) Référence de la bouteille Fraction utilisée Lixiviat utilisé Temps d’incubation (jours)

FFu(1) L4 362 FFu(2) L7 217 FFu(3)

Fraction « Fumier » L7 217

FPu(1) (sans le pain ni les feuilles mortes) L4 362 FPu(2) L7 >2701 FPu(3)

Fraction « Putrescibles »

L7 260 FComp(1) L4 362 FComp(2) L7 217 FComp(3)

Fraction « Compost »

L7 217 FPa(1) L7 260 FPa(2) L7 260 FPa(3)

Fraction « Papier-carton-composite »

L7 260

FComm(1) Fraction

« Commune » L4 362

FText(1) L7 >2701 FText(2)

Fraction « Textile- reste » L7 >2701


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5.3 Essais de biodégradation des mélanges de déchets

5.3.a) Dans de l’eau distillée

Le « déchet putrescible » et le « déchet compost » ont été incubés dans de l’eau distillée. Le détail des incubations est décrit dans le Tableau 17.

Tableau 17 : Description des essais de biodégradation des mélanges de déchets dans de l’eau

(remarque : 1 signifie que les essais sont encore en cours)

Référence de la bouteille

Déchet utilisé Liquide utilisé Temps d’incubation

(jours) Peau(1) >6001 Peau(2)

Déchet putrescible Eau distillée >6001

Ceau(1) >6001 Ceau(2)

Déchet compost Eau distillée >6001

10 ml et 5 ml de NaOH (2,5 mol/l) ont été ajoutés respectivement dans les réacteurs

Peau(1) et Peau(2) afin de tamponner le milieu aux jours 469 et 508. Le septum et la bague à vis de ces deux bouteilles de déchets putrescibles ont été changés au jour 468. Le milieu a été rendu anaérobie comme décrit précédemment (Chapitre 3I2.2, page 86).

5.3.b) Dans du lixiviat Des essais de digestion anaérobie de « déchet putrescible » et de « déchet compost »

ont été réalisés dans du lixiviat prédigéré, comme décrit dans le Tableau 18.

Tableau 18 : Description des essais de biodégradation de déchets dans du lixiviat

Référence de la bouteille Déchet utilisé Lixiviat utilisé Temps d’incubation (jours) P(1) L1 579 P(2) L2 580 P(3)

Déchet putrescible L3 506

C(1) L1 581 C(2) L1 583 C(3)

Déchet compost L3 506

5.3.c) En présence de différentes concentrations de NH4+

Une solution diluée de lixiviat a été préparée avec ¼ de lixiviat (L7) et ¾ d’eau

distillée. Après agitation, ce mélange a été réparti équitablement dans cinq bidons à raison de 2151 g ± 1 g de la solution de lixiviat dilué par bidon.

Les cinq bidons ont servi à préparer cinq solutions (N°1 à N°5) contenant des concentrations différentes en ion ammonium. La quantité de NH4Cl ajoutée dans chaque bidon est répertoriée dans le Tableau 19.

Pour chaque solution de concentration différente de NH4

+ (N°1 à N°5), trois essais d’incubation ont été réalisés (a, b et c) avec des déchets de type « déchet putrescible ». Ces essais sont décrits dans le Tableau 20.


- 90 -

Tableau 19 : Quantité de NH4Cl ajoutée dans les solutions pour l’essai de biodégradation en présence de différentes concentrations d’ion ammonium

Numéro de la solution

Quantité de NH4Cl ajoutée (g) dans 2,15 kg de solution

Quantité de NH4+ mesurée

(g N-NH4+ /l)

N°1 --- 0,66 N°2 3,9 1,2 N°3 11,7 2,1 N°4 27,3 4,0 N°5 58,6 7,9

Tableau 20 : Description des essais d’incubation de déchets en présence de différentes concentrations de NH4

+ (le nom des réacteurs reflète la quantité approximative de N-NH4+/l ; 1 signifie que les essais sont

encore en cours)

Référence de la bouteille Déchet utilisé Solution diluée de lixiviat

avec ajout de NH4Cl Temps d’incubation (jours)

Pammonium(0,5a) 217 Pammonium(0,5b) 217 Pammonium(0,5c)

N°1 217

Pammonium(1a) 222 Pammonium(1b) 222 Pammonium(1c)

N°2 222

Pammonium(2a) >2601 Pammonium(2b) 252 Pammonium(2c)

N°3 252

Pammonium(4a) >2601 Pammonium(4b) 252 Pammonium(4c)

N°4 >2601

Pammonium(8a) >2601 Pammonium(8b) >2601 Pammonium(8c)

Déchet putrescible

N°5 >2601

5.3.d) Lors d’injections de NO3-

Les essais de biodégradation de déchets avec injections de nitrate ont été réalisés

avec du lixiviat prédigéré. Cinq injections de KNO3 ont été faites à différents stades de la biodégradation des déchets (Tableau 21). La concentration de nitrate dans le lixiviat des flacons à plasma a été fixée à 250 mg N-NO3

-/l. Les injections ont été faites avec une solution de KNO3 à 43 g N-NO3

-/l (Prolabo, pureté 99 %), suffisamment concentrée pour ne pas avoir à injecter un volume trop grand. Chaque solution concentrée a été préparée le jour même de l’injection.

Le volume à injecter dans les flacons à plasma a été recalculé le jour de chaque injection en fonction du volume de lixiviat restant dans le flacon au moment de l’injection. Ce volume était compris entre 2,8 et 4 ml. Les injections ont été faites avec une seringue (TERUMO stérile) et une aiguille de 0,45 µm (Neolus 26G ½ TERUMO stérile).


- 91 -

Tableau 21 : Description des essais de biodégradation de déchets avec injections de nitrate


Pnitrate(1) Pnitrate(2) Cnitrate(1) Cnitrate(2)

Déchet utilisé Déchet putrescible Déchet compost Lixiviat utilisé L1 L3 L1 L3

Temps d’incubation (jours)

590 515 587 511

J3 : 250 mg N/l J3 : 213 mg N/l J3 : 250 mg N/l J3 : 213 mg N/l




Jours d’injection du nitrate

et concentration mesurée à la suite

de l’injection J271 : 252 mg N/l J271 : 253 mg N/l J271 : 252 mg N/l J271 : 253 mg N/l

5.3.e) Lors d’injections de NO2-

Les essais de biodégradation de déchets avec injections de nitrite (Tableau 22) ont

été réalisés de la même façon que les injections de nitrate. La concentration de nitrite ciblée au final dans le lixiviat a été fixée à 250 mg N-NO2

-/l. Les injections ont été faites avec une solution de KNO2 (Aldrich, pureté 97 %) concentrée contenant 47 g N-NO2

-/l. Le volume à injecter dans les flacons à plasma était compris entre 3 et 3,7 ml.

Tableau 22 : Description des essais de biodégradation de déchets avec injections de nitrite


Pnitrite(1) Pnitrite(2) Cnitrite(1) Cnitrite(2)

Déchet utilisé Déchet putrescible Déchet compost Lixiviat utilisé L1 L3 L1 L3

Temps d’incubation (jours)

590 513 588 512




--- J145 : 266 mg N/l --- J145 : 266 mg N/l

Jours d’injection du nitrite

et concentration mesurée à la suite

de l’injection --- J271 : 251 mg N/l --- J271 : 251 mg N/l

Le ciel gazeux des bouteilles Pnitrite(1) et Cnitrite(1) a été vidé puis renouvelé par de l’hélium au jour 193 afin d’éliminer les composés gazeux présents.

5.3.f) Lors d’injections de NO3- et de H2S

•••• Préparation des essais Trois essais d’injection de H2S ont été réalisés pendant la réduction du nitrate : huit

flacons à plasma contenant du nitrate ayant une composition isotopique naturelle et quatre avec du nitrate enrichi en 15N. Les essais d’injection de H2S ont été faits avec des « déchets compost ». Les bouteilles ont été préparées selon le protocole décrit précédemment (Chapitre

3I2.1, page 85).


- 92 -

•••• Injection de nitrate Après cinq jours de biodégradation, le lixiviat des flacons a été acidifié avec 3 ml

d’acide chlorhydrique (Prolabo, 37 %) afin d’avoir un pH proche de 7. Cette acidification provoque une production spontanée de CO2 gazeux d’environ 400 à 500 ml. Au jour 10 de biodégradation, une solution concentrée de KNO3 a été injectée de manière identique aux essais de biodégradation lors d’injections de nitrate (Chapitre 3I5.3.d), page 90). Les injections de nitrate ont été faites de façon à avoir 250 mg N-NO3

-/l dans quatre flacons, (Tableau 23) et 1 000 mg N-NO3

-/l dans quatre autres flacons (Tableau 23). Une solution de nitrate enrichi en 15N a été préparée à partir de 5 g K15NO3 (EURISO-

TOP, enrichissement > 98 %) et de 2,69 g KNO3 (Prolabo). La solution initiale contenait donc 65,2 % de 15N, tandis qu’une solution naturelle ne contient que 0,368 % de 15N. Les injections de nitrate ont été faites dans quatre bouteilles afin d’avoir 250 mg N-NO3

-/l (Tableau 23).

Tableau 23 : Description des essais d’injection de H2S pendant la réduction du nitrate


Déchet utilisé

Lixiviat utilisé

Injection de nitrate au jour 10

Quantité approximative de H2S injecté (ml)

Temps d’incubation

(jours) Cnitrate(a) L5 --- Cnitrate(b) L5 30 Cnitrate(c) L5 60 Cnitrate(d)

Déchet compost

L5

250 mg N-NO3-/l

100

29 jours

Cnitrate(a1000) L6 --- Cnitrate(b1000) L6 30

35 jours

Cnitrate(c1000) L6 50 Cnitrate(d1000)

Déchet compost

L6

1000 mg N-NO3-/l

100 105 jours

Cnitrate15(a) L6 --- Cnitrate15(b) L6 30 Cnitrate15(c) L6 50 Cnitrate15(d)

Déchet compost

L6

250 mg N-15NO3-/l

100

25 jours

•••• Préparation du H2S et injection A partir du jour d’injection du nitrate et pendant une quinzaine de jours (en fonction

des bouteilles), du H2S gazeux est injecté tous les jours à l’aide d’une seringue à gaz. Le protocole utilisé pour former du H2S gazeux a été le suivant (sous la hotte) :

- Mélanger par agitation 7 g Na2S, 9H2O (pureté > 98 %, Sigma), dans 150 ml d’eau distillée dans une bouteille Duran de 250 ml ;

- Fermer la bouteille par un septum et une bague à vis ; - Eliminer l’air par le protocole précédemment décrit (page 86) ; - Injecter 4 à 6 ml d’acide chlorhydrique (seringue et aiguille) ; - Bien agiter, on constate que le septum gonfle ; - Se servir d’une seringue à gaz de 100 ml ± 4 ml pour récupérer le H2S et

l’injecter immédiatement dans l’essai de biodégradation de déchets.

Le H2S est reconnaissable grâce à son odeur « d’œuf pourri ». Il faut être très vigilant avec ce gaz car, en fonction de sa concentration, il peut provoquer un malaise pouvant entraîner la mort lors d’une exposition prolongée à plus de 300 ppm. Le H2S ne reste pas sous forme gazeuse très longtemps (à peine une heure), c’est pourquoi il doit être préparé avant


- 93 -

chaque injection. A partir du protocole décrit précédemment, il est possible de récupérer environ 300 ml de gaz contenant du H2S et de l’hélium.

Le gaz a été injecté dans les flacons à plasma sans être analysé pour trois raisons : - Le temps d’analyse d’environ 25 minutes est trop long pour que l’on puisse se

servir ensuite du H2S formé dans la bouteille Duran ; - Comme le H2S se dissout très rapidement dans le liquide, la concentration en H2S

donnée par l’analyseur de gaz diminue à chaque analyse ; - La concentration en H2S est très élevée et endommagerait très rapidement les

colonnes de l’analyseur de gaz. Les quantités de H2S injectées varient en fonction des essais. Pour les trois essais,

une bouteille sert de témoin, c’est-à-dire que le H2S n’y est pas injecté, elle est indicée « a » (Tableau 23). Les trois autres bouteilles de chaque essai reçoivent des concentrations en H2S croissantes et sont indicées en conséquence, comme décrit dans le Tableau 23.

5.3.g) En présence de N2 ou de 15N2

•••• Essais en présence de N2 en phase d’acidogenèse

Deux réacteurs (Tableau 24), un de « déchet putrescible » et un de « déchet compost », ont été incubés en mélangeant de l’hélium et de l’azote moléculaire (pureté >99,995 %, Linde gas SA) au jour de démarrage de l’incubation. Le pourcentage d’azote est d’environ 40 %. Au jour 32, le vide a été fait pendant 15 secondes et du N2 a été injecté à une pression de 0,3 bar.

Tableau 24 : Description des essais de dégradation de déchets en présence de N2

Référence de la bouteille Déchet utilisé Lixiviat utilisé Temps d’incubation

(jour) P(14N2) Déchet putrescible L4 62 C(14N2) Déchet compost L4 80

•••• Essais en présence de 15N2 en phase de méthanogenèse Un autre essai a été réalisé à partir de la bouteille précédemment décrite P(14N2)

(Tableau 24). La bouteille P(14N2) a été ouverte au jour 62 de dégradation. Les déchets ont été séparés en quatre fractions (Tableau 25) de même masse et ont été mis dans des flacons à plasma de 330 ml de volume utile (Fisher Scientific Labosi). Il a été fait de même avec le lixiviat. Les quatre bouteilles ont été fermées et le ciel gazeux a été saturé en hélium (page 86). Lorsque la phase stable de la méthanogenèse a été atteinte (après 103 jours), le vide a été fait pendant 30 secondes et de l’azote moléculaire enrichi en 15N (EURISO-TOP, enrichissement de 99,1 %) a été injecté à 0,3 bar. Une solution concentrée de KNO3 a été injectée dans deux bouteilles 25 jours après l’injection de 15N2 afin d’avoir 250 mg N-NO3

-/l

(Tableau 25).


- 94 -

Tableau 25 : Description des essais de dégradation de déchets en présence de 15N2 en phase de méthanogenèse


Déchet utilisé Lixiviat utilisé

Injection de nitrate

Temps d’incubation (jour)

Pnitrate(15N2a)

Pnitrate (15N2b)

250 mg N-NO3-/l

P(15N2c) --- P(15N2d)

Déchets dégradés de P(14N2)

Lixiviat de P(14N2)

---

217 jours à partir de l’injection de 15N2

•••• Essai en présence de 15N2 en phase acide

Un réacteur de « déchet compost » a été mis en place pour le troisième essai (Tableau 26). Au jour 3 de biodégradation, du nitrate sous la forme de KNO3 a été injecté dans la bouteille. La concentration en oxyde d’azote est de 250 mg N-NO3

-/l de lixiviat. Au jour 4, du 15N2 a été injecté dans le ciel gazeux.

Tableau 26 : Description de l’essai de dégradation d’un déchet compost en présence de 15N2 en phase d’acidogenèse à la suite d’une dénitrification

Référence de la bouteille Déchet utilisé Lixiviat utilisé Temps d’incubation

(jour) Cnitrate(

15N2) Déchet compost L7 28 Le Tableau 27 récapitule l’ensemble des bio-essais réalisés au cours de la thèse.


- 95 -

Tableau 27 : Récapitulatif de l’ensemble des réacteurs


Type de déchet Particularité

de l’essai Description

complète Lix(1) Lix(2) Lix(3)

--- Incubation de lixiviat seul

Tableau 15

FFu(1) FFu(2) FFu(3)

Fraction « fumier » Incubation de

fumier Tableau 16

FPu(1) Fpu(2) FPu(3)

Fraction « putrescibles » Incubation de putrescibles

Tableau 16

FComp(1) FComp(2) FComp(3)

Fraction « compost » Incubation de

compost Tableau 16

FPa(1) FPa(2) FPa(3)

Fraction « papier-carton-composite » Incubation de papier-carton-

composite Tableau 16

FComm(1) FText(1) FText(2)

Sans « papier-carton-composite »

Fraction « commune »

Incubation de la fraction commune

Tableau 16

Peau (1) Peau(2)

Déchet putrescible

Ceau (1) Ceau(2)

Déchet compost

Avec de l’eau distillée

Tableau 17

P(1) P(2) P(3)

Déchet putrescible Témoin de déchet

putrescible

C(1) C(2) C(3)

Déchet compost Témoin de déchet

compost

Tableau 18

Pammonium(0,5a) Pammonium(0,5b) Pammonium(0,5c)

Déchet putrescible Dégradation en

présence de 0,5 g N-NH4

+/l Tableau 20

Pammonium(1a) Pammonium(1b) Pammonium(1c)


présence de 1 g N-NH4

+/l Tableau 20

Pammonium(2a) Pammonium(2b) Pammonium(2c)


présence de 2 g N-NH4

+/l Tableau 20


Type de déchet Particularité de l’essai Description

complète Pammonium(4a) Pammonium(4b) Pammonium(4c)

Déchet putrescible Dégradation en présence de

4 g N-NH4+/l

Tableau 20

Pammonium(8a) Pammonium(8b) Pammonium(8b)

Déchet putrescible Dégradation en présence de

8 g N-NH4+/l

Tableau 20

Pnitrate(1) Pnitrate(2)

Déchet putrescible

Cnitrate(1) Cnitrate(2)

Déchet compost

5 injections de nitrate à 250 mg N-NO3

-/l Tableau 21

Pnitrite(1) Pnitrite(2)

Déchet putrescible

Cnitrite(1) Cnitrite(2)

Déchet compost

5 injections de nitrate à 250 mg N-NO2

-/l Tableau 22

Cnitrate(a) -- Cnitrate(b) Cnitrate(c) Cnitrate(d)

Déchet compost Injection de nitrate à

250 mg N-NO3-/l Injections de

H2S Tableau 23

Cnitrate(a1000) -- Cnitrate(b1000) Cnitrate(c1000) Cnitrate(d1000)

Déchet compost Injection de nitrate à 1000 mg N-NO3

-/l Injections de H2S

Tableau 23

Cnitrate15(a) -- Cnitrate15(b) Cnitrate15(c) Cnitrate15(d)

Déchet compost Injection de nitrate à 250 mg 15N-NO3

-/l Injections de H2S

Tableau 23

P(14N2) Déchet putrescible C(14N2) Déchet compost

Dégradation en présence de 14N2 Tableau 24

Pnitrate(15N2a)

Pnitrate (15N2b)

P(15N2c) P(15N2d)

Déchets dégradés de P(14N2)

Dégradation en présence de 15N2

en phase de méthanogenèse stable avec ou sans injection de nitrate

Tableau 25

Cnitrate(15N2) Déchet compost

Injection de nitrate à 250 mg N-NO3-/l

puis injection de 15N2 Tableau 26


- 96 -

II La colonne expérimentale ou mésocosme 1 Le système expérimental

1.1 Le dispositif expérimental L’élaboration de la colonne expérimentale a été réalisée au cours d’un stage de DEA

qui a précédé le début de la thèse (Pesenti, 2002). Les dimensions de la colonne sont données dans le Tableau 28.

Tableau 28 : Dimensions de la colonne

Colonne Hauteur 1,30 m

Diamètre intérieur 0,45 m Section intérieure 0,159 m² Volume intérieur 0,207 m3

Diamètre extérieur 0,522 m Section extérieure 0,214 m² Volume extérieur 0,278 m3

Volume de la double paroi 0,071 m3

La colonne en PVC, transparent et étanche, est équipée (Figure 15) : - d’un raccordement en haut de la colonne pour l’injection de lixiviat (numéro 2) ; - d’un raccordement en bas de la colonne pour la vidange du lixiviat (numéro 3) ; - d’un raccordement en haut de la colonne pour la récupération du biogaz (numéro 4) ; - d’une soupape de sécurité permettant le dégazage du biogaz en cas de surpression

accidentelle (numéro 5) ; - d’une double paroi permettant une circulation d’eau thermostatée (numéro 6) ; - de branchements étanches à 3 niveaux différents (numéro 1), comprenant chacun : un

compartiment pour insérer une électrode pH, un autre compartiment pour une électrode d’oxydo-réduction, et deux ouvertures supplémentaires.

1.2 Les déchets

Le déchet utilisé pour cet essai en colonne expérimentale a la même composition que le déchet de type MODECOM (1993) appelé « déchet putrescible » lors des essais en flacons à plasma. Le tableau suivant reprend les quantités de déchets utilisés pour la colonne expérimentale (Tableau 29).

1.3 Provenance du lixiviat

Le lixiviat brut qui est injecté dans la colonne de déchets provient d’un casier de

l’installation de stockage de déchets ménagers et assimilés de Vert-le-Grand (déchets en phase de méthanogenèse). Différents prélèvements ont été nécessaires. Chaque échantillon est stocké à 4 °C immédiatement après son prélèvement. Une analyse est réalisée sur chaque prélèvement (Tableau 30).

Un échantillon de lixiviat nitrifié a également été utilisé. Il provient d’un pilote de nitrification (bioréacteur membranaire à membranes immergées (Zeenon) avec un âge de boues très grand) de l’unité Assainissement et Environnement de l’Université de Liège. Il a également été analysé et conservé à 4 °C.


- 97 -

Figure 15 : Schéma de la colonne expérimentale

Niveau 1

Niveau 2

Niveau 3

Couche drainante (30 cm)

Sac de prélèvement de

biogaz (4)

Biogaz (25 cm)

Circulation d’eau thermostatée (6)

Pompe péristaltique

Réservoir de lixiviat (2)

Soupape de sécurité (5)

Déchets (75 cm)

Vidange du lixiviat (3)

Electrodes pH, Eh et

température (1)

Compartiments supplémentaires

(1)


- 98 -

Tableau 29 : Composition du déchet reconstitué introduit dans la colonne expérimentale

Classe de déchet Proportion

dans la colonne en % massique humide (données Ademe)

Masse introduite dans la colonne

(en kg)

Déchets putrescibles 28,8 11,52 Papier-carton 25,3 10,12

Composites 1,4 0,56 Textiles 2,6 1,04

Textiles sanitaires 3,1 1,24 Films plastiques 6,6 2,64

Autres plastiques 4,1 1,64 Combustibles non classés 3,2 1,28

Verre 13,1 5,24 Métaux 4,1 1,64

Incombustibles non classés 6,8 2,72 Déchets spéciaux 0,5 0,2

Fumier --- 2 Eau du robinet --- 36

Total --- 77,84

Tableau 30 : Caractéristiques du lixiviat en entrée de colonne

Période de recirculation

Jours 1 à 176

Jours 177 à 314

Jours 315 à 408

Jours 409 à 527

Jours 528 à 736

Jours 737 à 884

Jours 885 à 1033 et

1087 à 1260

Jours 1034 à 1086

A partir

du jour 1261

pH 7,42 7,68 8,01 7,5 8,2 8,14 8,07 9,07 8,12 Conductivité µS/cm 23 300 21 100 25 300 26 200 25 400 31 400 29 700 --- ---

Masse volumique 1,01 1,012 1,013 1,014 1,016 1,018 1,014 --- 1,014 Résidu sec g/l 10,68 12,34 14,75 14,94 15,73 16,31 15,74 7,43 11,02

Résidu calciné g/l 8,54 9,84 11,48 10,68 11,09 11,19 11,68 5,21 7,95 DCO mgO2/l 3 480 6 000 7 600 6 300 7 500 10 160 7 440 1500 5840

Fe2+ mg/l 6,6 10,5 1,5 8 2,5 4 1,5 1 6,5 Fe3+ mg/l 9,4 2 3,5 1,5 2,5 3 0 2 0,5

Fetotal mg/l --- 20 7,3 16 22 13 2 12 10 Cl- mg/l 4286 5041 5134 5 220 5230 4500 5370 1965 4870

SO42- mg/l 0 43 59 37 27 0 0 363 182

NO3- mg/l 0 0 0 0 0 0 0 2018 0

NO2- mg/l 0 0 0 0 0 0 0 0 0

Na+ mg/l 2275 2600 2960 2855 2910 2975 2500 1505 2600 NH4

+ mg/l 2746 3320 3532 3270 3450 4124 4250 0 4455 Mg2+ mg/l 38 41 0 0 0 2 0 60 60

K+ mg/l 1200 1320 1700 1860 1670 1850 1 650 690 1530 Ca2+ mg/l 13 12 0 0 0 14 0 130 15 Li+ mg/l 0,4 0,4 0,4 0,4 0,4 0,4 0,4 --- ---

1.4 Le ciel gazeux

Contrairement aux flacons à plasma, la colonne expérimentale n’est pas mise en

conditions anaérobies lors de son remplissage. Le système évolue de lui-même vers des conditions anaérobies.


- 99 -

1.5 La particularité du système expérimental : la double paroi

La colonne expérimentale possède une double paroi de 0,071 m3. A l’intérieur de cette cavité, de l’eau distillée circule à l’aide d’une pompe Sercom (SPC 17/4). Cette eau distillée est au préalable chauffée au moyen d’un bain thermostaté (Julabo 13), à une température d’environ 35 °C. Il faut noter que ce bain ne permet pas de refroidir l’eau. L’eau est acheminée vers le bas de la double paroi puis ressort par le haut de la colonne et retourne vers le bain thermostaté. Le circuit n’est pas fermé car le bain thermostaté est équipé d’une chasse d’eau permettant d’avoir l’alimentation en eau distillée ouverte en continu pour compléter les pertes d’eau par évaporation.

1.6 L’instrumentation de la colonne

1.6.a) Les sondes et les capteurs

•••• Les sondes pH

Il s’agit d’électrodes combinées Mettler Inlab 427 dont la gamme de mesure de pH est de 2 à 11 et la gamme de température de 0 à 80 °C. Ces sondes sont spécifiques pour la mesure du pH dans des semi-solides et des produits alimentaires. Elles sont certifiées au point zéro à 7 ± 0,25. L’étalonnage a été fait régulièrement en trois points (pH 7, puis pH 4 et pH 10) et permet de corriger l’erreur du constructeur en forçant le point zéro. Les valeurs de pH sont données avec un chiffre significatif de ± 0,1 unité.

•••• Les sondes d’oxydo-réduction

Comme pour le pH, la colonne est équipée d’une sonde d’oxydo-réduction par niveau (3 niveaux). Ce sont des sondes combinées Mettler Inlab 501, de gamme de température comprise entre 0 et 80 °C, dont la mesure se rapporte au système de référence Ag/AgCl. Le potentiel d’oxydo-réduction est exprimé par rapport à l’électrode normale à hydrogène en ajoutant au résultat affiché la tension standard de l’électrode de référence (EH = Emesuré + 207 mV à 25 °C). Les sondes sont certifiées au point zéro à 0 mV ± 10 mV.

Aucune calibration n’est prévue pour ces sondes, une comparaison avec une solution étalon permet de constater une dérive éventuelle. De ce fait, elles nécessitent un entretien régulier afin d’éviter la détérioration de la précision du système et l’encrassement. Elles sont changées dès qu’une dérive est détectée, soit environ un changement tous les ans. Les valeurs de potentiels d’oxydo-réduction sont exprimées avec un chiffre significatif de ± 10 mV.

•••• Les capteurs de température

A côté de chaque sonde pH, l’installation d’un capteur de température permet de corriger les mesures. La colonne est donc équipée de capteurs de température (sondes PT100, classe A, National Instrument) insérés dans le massif de déchets lors du remplissage. Le câble des capteurs, enveloppé à intervalles réguliers de chatterton, est torsadé dans le massif de déchets pour éviter les écoulements préférentiels de lixiviat le long du câble. Aucune calibration des capteurs de température n’est prévue par le constructeur. Etant donné l’emplacement des sondes, il n’est toutefois pas possible de les calibrer, ni de les contrôler. Les mesures de température sont exprimées avec un chiffre significatif de ± 0,1 °C.


- 100 -

La position des sondes de température est indiquée sur la Figure 16. La température ambiante de la pièce est maintenue à 35 °C ± 2 °C à partir du jour 232 de dégradation comme expliqué au Chapitre 4 (Chapitre 4IV2.1.c), page 204).

•••• L’insertion des sondes dans la colonne Un système de presse-étoupe a été conçu pour que, lors de l’entretien régulier des

sondes pH et d’oxydo-réduction, une quantité minimale d’air pénètre dans la colonne (afin de maintenir les conditions anaérobies).

Figure 16 : Schéma d’emplacement des capteurs

1.6.b) Logiciel d’acquisition des données

Un logiciel d’acquisition des données a été conçu par le Cemagref (Daggag, 2002 ; Pesenti, 2002). Le logiciel ICLN (Instrumentation de la Colonne de Lixiviat Nitrifié) est une application dédiée à l’obtention des données via des cartes d’acquisition, à la restitution visuelle des données ainsi qu’à leur sauvegarde au format Excel. Ce logiciel permet de visualiser dans la fenêtre principale la totalité des mesures de la colonne (10 valeurs de température, 3 mesures de pH et 3 de Eh). Pour cela, une conversion des données en volts provenant du logiciel d’acquisition est faite vers les unités respectives de chaque capteur.

De plus, les mesures de pH sont corrigées par rapport à la température du milieu. Un rafraîchissement des données est réalisé à hauteur d’une mesure par seconde avec une sauvegarde automatique des données avec un pas de temps d’une minute. Les données ont ensuite été traitées afin d’avoir une mesure moyenne toutes les deux heures pendant 1250 jours.

BIOGAZ

DECHETS

Couche drainante Tentrée = Tbain termostaté

Tsortie

TBiogaz

T1

T2 T2’

T3

Tlixi sortie

Tlixi entrée Dans la poche à vin

Tambiante


- 101 -

2 Mise en place de l’incubation dans la colonne expérimentale 2.1 Protocole de remplissage de la colonne

2.1.a) La couche drainante

Une couche drainante de granulats (graviers siliceux de granulométrie comprise entre 25 et 50 mm), d’une épaisseur de 30 cm, a été disposée au fond de la colonne sur un géotextile tissé. Un autre géotextile tissé a été placé au-dessus de la couche drainante afin d’y empêcher la pénétration des déchets. Les géotextiles ont une ouverture de filtration de 1 000 µm.

2.1.b) Les déchets : compactage et remplissage

Les déchets ont été compactés dans un moule (diamètre 45 cm, hauteur 15 cm). Ils forment des « galettes » insérées les unes après les autres dans la colonne. 21 kg de déchets ont été homogénéisés dans un bac, puis 16 litres d’eau du robinet ont été ajoutés. L’ensemble a reposé pendant une heure et demie pour que les déchets aient le temps de s’humidifier. Deux litres d’eau ont alors été ajoutés, les déchets humides s’agglutinant mieux les uns aux autres. Des couches de déchets de 3 à 4 cm ont été déposées dans un moule et compactées à l’aide d’un poids (diamètre 30 cm, poids 60 kg) qui a été déplacé sur la surface du moule. Lorsque les premiers centimètres de déchets ont été compactés, un nouveau tassement de 3 à 4 cm a été effectué. L’opération a ainsi été renouvelée jusqu’à obtention de la hauteur de déchets désirée (Pesenti, 2002).

Une fois la galette compactée, elle a été déposée sur un film plastique, puis dans la colonne. Le film plastique a ensuite été retiré par glissement. Pour éviter les écoulements préférentiels, trois cerceaux en plastique ont été positionnés le long des parois. La densité finale obtenue est de l’ordre de 0,65 (Tableau 31).

Tableau 31 : Densité apparente des déchets

Colonne

Masse de déchets humides (kg) 77,44

Masse de déchets secs à température ambiante (kg) 41,7

Masse d’eau (kg) 35,7

Hauteur des déchets (m) 0,74

Volume occupé par les déchets (m3) 0,1177

Densité apparente 0,658

2.1.c) L’injection du lixiviat

•••• Système d’injection

Avant d’être injecté dans le massif de déchets, le lixiviat brut ou nitrifié est conservé sous vide dans des poches à vin afin que le lixiviat ne soit pas en contact avec l’air pour que sa composition évolue moins. Le lixiviat est alors envoyé vers la colonne grâce à une pompe péristaltique à débit variable (20-333 µl/min).

Pour l’injection du KNO3, une vanne trois voies a été mise en place sur le haut de la colonne. Ainsi, le KNO3 est injecté dans le circuit de lixiviat au moyen d’une seringue et d’une aiguille juste avant l’injection dans la colonne.


- 102 -

Le système de distribution du lixiviat est en forme d’étoile pour une répartition la plus homogène possible dans le massif de déchets. Le lixiviat s’écoule le long de huit buses : quatre libèrent le lixiviat au centre et les quatre autres vers la périphérie.

•••• Volume injecté

La quantité de lixiviat injectée dans la colonne expérimentale est fixée à 150 ml/j. Le volume réellement injecté est vérifié tous les jours par pesée de la poche à vin. Une mesure de masse et de densité permet d’obtenir le volume de lixiviat réellement injecté. Des modifications ponctuelles sont effectuées manuellement lorsqu’une différence est observée entre le volume injecté et le volume de consigne.

Pour le lixiviat enrichi en nitrate, le volume total est maintenu à 150 ml/j. Ainsi, le volume injecté par la pompe a été diminué de celui injecté manuellement par la vanne trois voies.

2.2 Le protocole de prélèvement et de conservation des effluents

2.2.a) Le lixiviat

•••• Système de récupération

Le lixiviat est récupéré en bas de la colonne au moyen d’un tuyau (pente 1 %) raccordé à un orifice positionné au centre de la colonne. Le lixiviat stagnant dans la couche drainante est prélevé au moyen d’un robinet. Le lixiviat peut être prélevé avec une seringue ou avec un tuyau par gravité.

•••• Echantillonnage et conservation du lixiviat

Le lixiviat en fond de colonne est vidangé en totalité une fois par semaine. Un tuyau est raccordé à la sortie de la colonne et la vidange se fait par écoulement gravitaire. Afin d’éviter l’entrée d’air, le tuyau est immergé dans le lixiviat. Toutefois, après constat de pertes de biogaz au moment de la vidange, il a été décidé, à partir du jour 420, de faire le prélèvement à la seringue.

Le lixiviat est recueilli dans un récipient préalablement taré. La masse de lixiviat vidangé est déterminée par pesée. Une mesure de densité permet l’obtention du volume de lixiviat vidangé.

La plupart des analyses chimiques sont réalisées le jour du prélèvement. Pour les paramètres ne pouvant être analysés dans la journée, du lixiviat est conservé à 4 °C à l’état brut ou acidifié avec de l’acide orthophosphorique (pH<1), ou à -20 °C après centrifugation selon le protocole décrit précédemment (10 minutes, 13 000 rpm, Figure 14).

2.2.b) Le biogaz

•••• Système de récupération

Le système de récupération du biogaz consiste en une électrovanne et un sac de stockage du biogaz en Tedlar (fluorure de polyvinyle) qui est relié au port de dégazage (Figure 15). Le biogaz sort de la colonne en continu et le système est maintenu à pression atmosphérique. Il suffit de fermer l’électrovanne pour récupérer le sac de biogaz et de la rouvrir dès que la poche de prélèvement est à nouveau en place. Une soupape de pression tarée (0-3 bars) se déclenche et laisse s’échapper le biogaz dans l’air ambiant si la pression dans la colonne dépasse 2 bars.


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•••• Echantillonnage du biogaz

La quantification du volume présent dans la poche Tedlar se fait par poussée d’Archimède : tout corps immergé partiellement ou totalement dans un fluide (liquide ou gaz) subit de la part de celui-ci une poussée verticale, dirigée vers le haut, appelée poussée d'Archimède, dont l’intensité est égale au poids de fluide déplacé. Afin de connaître ce poids, nous exerçons une poussée sur la poche de biogaz dans une bassine d’eau placée sur une balance. Le poids d’eau déplacé correspond au volume de gaz. Nous soustrayons à ce poids celui de la poche vide.

3 Les apports liquides dans la colonne de déchets 3.1 Les phases de saturation-désaturation

Trois phases de saturation du massif de déchets par du lixiviat ont été réalisées

entre les jours 1 et 138. Ces saturations ont été suivies par des phases de désaturation (vidange complète du lixiviat par gravité). Ces phases de saturation-désaturation sont antérieures à la thèse (De Junet, 2002 ; Pesenti, 2002).

3.2 Lixiviat brut

Le lixiviat brut de Vert-le-Grand est injecté dans le massif de déchets au débit imposé

de 150 ml/j pendant plusieurs périodes, comme illustré par le Tableau 32. Les périodes d’injection de lixiviat brut sont représentées en gris.

3.3 Lixiviat enrichi en nitrate

Pendant les deux périodes d’injection de nitrate (en bleu dans le Tableau 32), la

quantité journalière de lixiviat injectée est restée de 150 ml. Les concentrations en nitrate sont différentes lors des deux périodes :

- Du jour 415 au jour 456 : injection tous les jours de 1 ml d’une solution de KNO3 à 2,5 g N/l. Ce qui représente une injection de 2,5 mg N-NO3

-/jour, soit au total 105 mg N-NO3

- en 42 jours. - Du jour 498 au jour 574 : injection tous les jours de 2,038 g de KNO3 mélangés à

20 ml de lixiviat prélevé dans la poche à vin. Ce qui représente une injection de 280 mg N-NO3

-/jour, soit au total 21,56 g N-NO3- en 77 jours.

3.4 Lixiviat nitrifié

Le lixiviat nitrifié a été injecté du jour 1033 au jour 1086 (en vert dans le

Tableau 32). La concentration en nitrate était de 1,8 g NO3-/l. Ce qui représente une injection

de 61 mg N-NO3-/jour, soit au total 3,3 g N-NO3

- en 54 jours.

3.5 Le lithium : évaluation du temps de séjour Une solution de chlorure de lithium a été préparée à 67,7 g Li/l. La dissolution des cristaux se fait sous une hotte car la réaction est exothermique. Du NaOH (1M) a été ajouté afin d’avoir une solution à un pH proche de 7. Le système d’alimentation en lixiviat a été arrêté et 50 ml de solution de chlorure de lithium ont été injectés au jour 379 (en rouge dans le Tableau 32) par le haut de la colonne


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au moyen d’une seringue en un pulse, suivi dans la minute par un pulse de 25 ml d’eau distillée, afin de pousser la solution de traceur. Le système d’alimentation en lixiviat a ensuite été remis en fonctionnement. Il a donc été injecté 3,385 g de lithium, ce qui représente 26,65 g de lithium par m3 de déchets.

3.6 Récapitulatif des différentes injections

Le Tableau 32 récapitule les différentes qualités de lixiviats injectées dans la colonne en fonction du temps de biodégradation.

Tableau 32 : Calendrier des apports dans la colonne expérimentale

Temps de biodégradation Remarques Volume ou débit en entrée

Du jour 1 au jour 36 1re saturation 73,7 l de lixiviat Du jour 37 au jour 122 Recirculation au débit de consigne 150 ml/jour Du jour 123 au jour 127 2e saturation 69 l lixiviat Du jour 128 au jour 138 3e saturation 30,6 l lixiviat Du jour 139 au jour 379 Recirculation au débit de consigne 150 ml/jour

Le jour 379 Injection du chlorure de lithium 3,385 g de Li+ Du jour 380 au jour 414 Recirculation au débit de consigne 150 ml/jour

Du jour 415 au jour 456 Première période d’injection

de nitrate 2,5 mg N/jour

Du jour 457 au jour 497 Recirculation au débit de consigne 150 ml/jour

Du jour 498 au jour 574 Seconde période d’injection

de nitrate 280 mg N/jour

Du jour 575 au jour 1032 Recirculation au débit de consigne 150 ml/jour

Du jour 1033 au jour 1086 Injection de lixiviat nitrifié 61 mg N/jour A partir du jour 1087 Recirculation au débit de consigne 150 ml/jour

III Méthodes analytiques 1 Analyse du lixiviat

1.1 Les paramètres analysés en fonction des échantillons

En fonction des expériences, une sélection d’analyses du lixiviat a été faite. Le tableau suivant (Tableau 33) récapitule le type d’analyse réalisé en fonction de la provenance du lixiviat (colonne expérimentale, flacons à plasma), du mode de conservation, de préparation et de la dilution utilisée pour l’analyse.


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Tableau 33 : Mode d’échantillonnage, de conservation et de dilution en fonction des analyses

Echantillons provenant

des flacons à plasma Echantillons provenant de la colonne

expérimentale Type d’analyse

Conservation de l’échantillon

Dilution Conservation de

l’échantillon Dilution

pH Brut frais 1 Brut frais 1 Potentiel

d’oxydo-réduction --- Brut frais 1

Température --- Brut frais 1 Conductivité --- Brut frais 1

Densité --- Brut frais 1 DCO

(demande chimique en oxygène)

--- Brut frais ou à 4 °C 5

COT (carbone organique total)

Brut à -20 °C 500 Acidifié à 4 °C 1000, 500, 100, 50

CIT (carbone inorganique total)

Brut à -20 °C 500 ---

AGV (acides gras volatils)

Brut à -20 °C 5 Acidifié à 4 °C 10 ou 1

Nt (azote total) --- Brut frais ou à 4 °C 1000, 250, 200 Fet (fer total) --- Brut frais ou à 4 °C 200, 100, 50, 10

Anions NO3

-, NO2-, Cl-, SO4

2-, PO42-

Surnageant à –20 °C 100 Surnageant à –20 °C 100 ou 1

Cations NH4

+, K+, Ca2+, Mg2+, Na+ Surnageant à –20 °C 100 Surnageant à –20 °C 100

Fe2+ et Fe3+ --- Surnageant frais ou à 4 °C 10 ou 5 Cl- (dosage colorimétrique) --- Surnageant frais ou à 4 °C 50 K+ (dosage colorimétrique) --- Surnageant frais ou à 4 °C 100

Li+ --- Brut à 4 °C 10 ou 1

HS- Brut frais 100, 10

ou 1 Brut frais 10

MS (matières sèches) Brut à -20 °C 1 Brut frais ou à 4 °C 1 MC (matières calcinées) Brut à -20 °C 1 Brut frais ou à 4 °C 1

1.2 Les paramètres physico-chimiques

Le pH est analysé avec une sonde identique à celles insérées dans la colonne

expérimentale (Mettler Inlab 427, Chapitre 3II1.6.a), page 99). La norme de mesure associée est la norme NFT 90-008.

Le potentiel d’oxydo-réduction est également analysé avec une sonde identique à celles de la colonne (Mettler Inlab 501, Chapitre 3II1.6.a), page 99).

La température est prise avec une sonde PT100 (Classe A, National Instrument). La conductivité est mesurée avec un conductimètre WALCHEM (Model Number

WEC 310). La mesure est exprimée en mS.cm-1 et une correction par rapport à la température est directement faite par l’appareil.

La densité est mesurée en mettant 250 ml de lixiviat dans une éprouvette en verre avec un densimètre allant de 1 à 1,1 g/ml (densimètre M100, ISO 649).


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1.3 Les paramètres chimiques

1.3.a) L’expression des résultats Etant donné le nombre d’analyses à réaliser au cours de la thèse, il n’était pas

envisageable de faire des triplicats pour chaque analyse. C’est pourquoi il a été décidé d’utiliser toujours la même dilution et le même protocole par type d’analyse afin de minimiser les erreurs. Une analyse en triplicat (dilution et analyse) a été faite régulièrement au cours de la thèse afin d’évaluer les incertitudes analytiques. La méthode employée est la méthode d’évaluation de l’incertitude par l’analyse statistique de séries d’observations (NF ENV 13005). Pour cela, la variance est calculée selon la formule suivante :

∑∑==

=−−

==n

i

i

n

i

ii zn

zoùzznn

zsn

zs11

222 1)(

1

11)(

1)( [23]

les zi représentent n observations indépendantes d’un mesurande M. A ces n mesures, on peut associer une incertitude type (Equation 24) représentative

de la dispersion de ces valeurs autour de leur moyenne ( z ).

∑=

−−

=n

i

ii zzn

zs1

22 )(1

1)( [24]

on pourra donc écrire )(2ii zskzM ±= (unité) [25] où k représente le coefficient

d’élargissement.

De même, l’incertitude type expérimentale de la moyenne peut être calculée pour

quantifier la manière dont cette valeur (la moyenne) estime au mieux l’espérance mathématique des mesures.

n

zszs i )()(

22 = on pourra donc écrire )(2

zskzM ±= (unité) [26]

Le résultat sera exprimé avec son incertitude élargie avec un coefficient d’élargissement toujours égal à 2, ce qui permet d’avoir un niveau de confiance de 95 % (Tableau 34). Ce coefficient est couramment utilisé lors de la conduite d’essais normalisés en métrologie.

Tableau 34 : Relation entre le niveau de confiance et le coefficient d'élargissement k

Niveau de confiance (%) 68,27 90 95 95,45 99 99,73 99,99

Coefficient d’élargissement k 1 1,645 1,96 2 2,576 3 4

Pour être parfaitement rigoureux, il aurait également fallu tenir compte des erreurs

faites lors des étalonnages. Toutefois, pour minimiser ces erreurs, les étalonnages ont été faits régulièrement, avec des gammes de calibration adaptées aux plages de mesure des échantillons dosés et les écarts résiduels observés étaient négligeables. De plus, au cours et à la fin des séries d’analyses, des mesures comparatives avec les étalons ont été faites afin de vérifier qu’aucune dérive n’avait eu lieu.


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1.3.b) La demande chimique en oxygène (DCO)

La mesure de la DCO est réalisée par la micro-méthode en tube Merck C2/25 qui utilise la norme NF T90-101. L’échantillon de lixiviat brut est oxydé avec une solution chaude de dichromate de potassium, d’acide sulfurique, en présence de sulfate d’argent. Du sulfate de mercure est utilisé pour s’affranchir de l’effet des chlorures. La concentration en ions Cr3+ verts est dosée par spectrophotométrie à 593 nm (spectrophotomètre WTW PhotoLab 512).

Les échantillons sont analysés à la dilution 5 (Tableau 33), et l’incertitude type analytique pour des triplicats de dilution et d’analyse est de 1,95 %. Le résultat sera donc

exprimé ainsi : )100

9,3( ×±= YYY mg DCO/l (k=2).

1.3.c) Le carbone organique et inorganique total (COT et CIT)

Le lixiviat est acidifié à un pH inférieur à 1 pour les échantillons de la colonne. Ce traitement élimine le carbone inorganique sous forme de CO2 (seul le COT peut donc être analysé). Pour les échantillons des expériences en flacons à plasma, le CIT et le COT sont analysés sur les échantillons bruts (Tableau 33). La norme utilisée est NF EN 1484.

Une acidification de l’échantillon permet de transformer le carbone inorganique en CO2 qui est détecté par un analyseur infrarouge à double faisceau. Une oxydation est alors faite au persulfate de potassium à 100 °C de façon à transformer le carbone organique en CO2. L’appareil utilisé est un analyseur BIORITECH model 700. La calibration est faite sur un unique étalon à 50 mg COT/l. L’incertitude type analytique pour des triplicats de dilution et d’analyse est de 1,85 % pour le COT et de 0,55 % pour le CIT.

1.3.d) Les acides gras volatils (AGV)

La concentration en AGV (acide acétique, propionique, butyrique et valérique) a été mesurée par chromatographie en phase gazeuse (Thermoquest TRACE GC2000). Le chromatographe est équipé d’une détection à ionisation de flamme et d’une colonne J&W Scientific de 30 m (DB-WAXETR, Ø : 0,83 mm, épaisseur du film 1 µm). Les conditions analytiques appliquées sont les suivantes :

- Injecteur : 230 °C - Détecteur : 300 °C - Débit du gaz vecteur (Hélium) : 4 ml/min - Débit d’hydrogène : 35 ml/min

Les échantillons de lixiviat sont acidifiés avec de l’acide phosphorique et centrifugés (13 000 rpm, 10 minutes) avant d’être analysés. Cette centrifugation a pour but d’éliminer les particules formées par l’acidification, pouvant boucher la seringue d’injection dans la chromatographie. La quantification est effectuée par étalonnage externe.

Pour des échantillons ayant des concentrations inférieures à 50 mg/l, les incertitudes types analytiques pour l’acétate, le propionate, le butyrate et le valérate sont respectivement de 4,5 %, 5 %, 6,5 % et 14 %. Lorsque les échantillons ont des concentrations comprises entre 50 et 500 mg/l, l’incertitude type analytique est de 2,8 %, quel que soit l’acide dosé.


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1.3.e) Le fer total

Pour doser le fer total, une minéralisation de l’échantillon brut est nécessaire. Cela permet aux complexes des métaux lourds et aux composés contenant du phosphore d’être détruits par minéralisation avec de l’acide sulfurique et du peroxodisulfate. Le Cr (III) est oxydé en Cr (IV), les composés phosphorés sont réduits en orthophosphates. La minéralisation est faite avec le kit Crack Set 10.

La teneur en fer total Fet est mesurée par la méthode 14761 en tube Merck. L’addition après minéralisation de thioglycolate d’ammonium permet de minéraliser les complexes faibles de fer et réduit le fer (III). Ce réactif sert en même temps de tampon pH. Le fer (II) réagit avec le Ferrospectral (acide(pyridyl-2)-3-bis(phényl-4-sulfonique)-5,6-triazine-1,2,4 sel disodique) avec formation d’un complexe coloré violet mesuré à 565 nm. L’incertitude type analytique pour des triplicats de dilution et d’analyse est de 5 %.

1.3.f) Les ions

•••• Les anions et cations par chromatographie ionique

Les concentrations en anions (NO3-, NO2

-, Cl-, SO42-, PO4

2-) sont déterminées par chromatographie ionique (Dionex DX-120) sur les surnageants conservés à –20 °C. Ils sont centrifugés après décongélation pour éviter tout colmatage de la colonne. La norme NFT 90-046 a été utilisée. Le chromatographe est équipé d’une précolonne NG-1 (piège à matières organiques), d’une précolonne Dionex IONPAC® AG9-HC (4*50 mm) et d’une colonne échangeuse d’anions IONPAC® AS9-HC (4*250 mm). L’éluant utilisé est le carbonate à 9 mmol/l. Au début de la thèse, pour une colonne neuve et pour des analyses réalisées à la dilution 100, l’incertitude type analytique pour des triplicats de dilution et d’analyse était de 1,5 %. Toutefois, vers la fin de vie de la colonne, l’incertitude type analytique maximale était de 4,5 % en prenant en compte la dilution. La colonne a alors été régénérée. Les conditions analytiques appliquées sont les suivantes :

- Boucle d’injection : 25 µl ; - Volume injecté : 25 µl ; - Débit de l’éluant : 1 ml/min.

Pour les cations (NH4+, K+, Ca2+, Mg2+, Na+), la méthode d’analyse est la même que

pour les anions. La norme NFT 90-048 a été utilisée. La précolonne NG1 est commune aux analyses des anions et des cations. La précolonne et la colonne échangeuse de cations utilisées sont respectivement IONPAC® CG16 (5*50 mm) et IONPAC® CS16 (5*250 mm). L’éluant employé est l’acide méthane sulfonique à 30 mmol/l. L’incertitude type analytique pour des triplicats de dilution et d’analyse est de 1,5 % pour des analyses réalisées à la dilution 100. Lorsque la colonne vieillit, une incertitude type analytique maximale de 6 % a pu être détectée. La colonne a alors été régénérée.

Les calibrations sont faites entre 0 et 50 mg/l d’anion et entre 0 et 25 mg/l de cation à l’aide de solutions commerciales (Flucka).


- 109 -

•••• Les autres méthodes d’analyse des ions (i) Par spectrophotométrie

L’appareil utilisé est un spectrophotomètre WTW PhotoLab 512. Des études

préliminaires (Prunier, 2001) ont permis de sélectionner certains dosages compatibles avec la couleur du lixiviat, décrits ci-après. Tous les dosages colorimétriques en tubes Merck ne sont en effet pas compatibles avec le lixiviat. Les dosages suivants ont été réalisés sur le lixiviat centrifugé.

La teneur en fer ferreux Fe2+ et Fe3+ est mesurée par la méthode 14896. Les ions fer (II) réagissent dans un milieu tamponné avec de la bipyridine-2,2’ en donnant un complexe rouge qui est dosé par photométrie à 522 nm (spectrophotomètre WTW Photolab 512). Le fer (III) est ensuite réduit en ions Fe2+ qui sont de nouveau mesurés. L’incertitude type analytique pour des triplicats de dilution et d’analyse est de 7 % pour le Fe2+ et 6,75 % pour le Fe3+ pour des analyses réalisées à la dilution 5.

La teneur en sulfure d’hydrogène est mesurée par la méthode 14779 sur

l’échantillon brut. La méthode utilise la réaction de Caro Fisher. De l’acide amidosulfonique est tout d’abord utilisé pour inhiber l’action gênante du nitrite, puis du N-N’-diméthyl-p-phénylènediamine est utilisé pour qu’en présence de sulfure d’hydrogène le leucodérivé (incolore) du bleu de méthylène soit formé. Enfin, du sulfate de fer (II) est ajouté. L’oxydation en bleu de méthylène est mesurée par photométrie à 665 nm. L’incertitude type analytique pour des triplicats de dilution et d’analyse est de 2 %. La mesure est précise à condition d’être à la bonne dilution. Deux dilutions ont souvent dû être faites afin de s’assurer de la validé de la valeur.

(ii) Par absorption atomique

La concentration en lithium est déterminée par absorption atomique à flamme

(Varian, SpectrAA 220FS). Les conditions sont les suivantes : lampe à 5 mA, gaz air-acétylène, débit air = 13,5 l/min, débit acétylène 2,0 l/min. La gamme étalon a été réalisée de 0 à 10 mg/l à une longueur d’onde de 670,8 nm. Un ajout de potassium est réalisé afin d’éviter les problèmes d’ionisation avec une concentration finale de 2 g K+/l. Ces recommandations proviennent du manuel d’utilisation de Varian. Les analyses sont faites en triplicat. L’incertitude type analytique est calculée ici pour chaque analyse réalisée en triplicat, elle est comprise entre 0,25 et 2,25 %.

1.3.g) Les métaux

Les concentrations en métaux sont mesurées sur du lixiviat préalablement centrifugé. Le protocole d’analyse utilisé a été validé sur un échantillon de référence (LGC 6177 Promochem) et sur du lixiviat brut de Vert-le-Grand (Ponthieu, 2005), en collaboration avec le LCABIE (Laboratoire de Chimie Analytique Bio-Inorganique et Environnement) de l’Université de Pau et des Pays de l’Adour. Un échantillon de référence a été mis en place avec des concentrations connues pour les différents métaux étudiés par un travail d’intercomparaison entre les deux laboratoires, le Cemagref et le LCABIE (Pinel et al., 2005) :

- Au Cemagref, la minéralisation de l’échantillon est faite dans un micro-onde en système fermé avec le même volume d’acide nitrique et d’échantillon. L’analyse est faite en


- 110 -

SAA (Spectrométrie d’Absorption Atomique four ou flamme en fonction des concentrations) par étalonnage externe.

- Au LCABIE, la minéralisation est réalisée avec deux volumes d’échantillons pour un volume d’acide nitrique dans un micro-ondes en système ouvert. L’analyse est ensuite faite en ICP-AES (Inductively Coupled Plasma - Atomic Emission Spectrometry) ou en ICP-MS (Inductively Coupled Plasma - Mass Spectrometry) par étalonnage externe.

Les résultats sont comparables sauf pour le cadmium et le plomb pour lesquels il faut

utiliser l’ICP-MS qui est plus sensible. Pour la plupart des échantillons, les analyses sont réalisées en duplicat. Les

incertitudes analytiques varient en fonction des échantillons et des métaux.

1.4 L’analyse isotopique

Lors de l’utilisation de produits marqués (nitrate), nous avons pris des précautions afin de ne pas contaminer notre espace de travail (Eppendorf avec fermeture à joint, pince dédiée, cônes à filtres pour ne pas contaminer les micro-pipettes de précision, seringue à gaz dédiée…).

Le protocole a été développé au cours de la thèse afin de l’adapter à l’appareil auquel nous avions accès au laboratoire de physico-toxico-chimie des systèmes naturels de l’Université de Bordeaux-I, un analyseur élémentaire couplé à un spectromètre de masse isotopique (Figure 17).

L’analyseur élémentaire permet la combustion du solide en gaz en présence d’oxygène dans une atmosphère d’hélium (120 ml/min). Afin d’obtenir une oxydation quantitative, les gaz de combustion passent à travers un four d’oxydation porté à 1 020 °C rempli de catalyseurs (Cr2O3 et Co3O4+Ag). Les oxydes d’azote générés sont réduits en N2 par passage à travers un four porté à 650 °C rempli de grains de cuivre. L’eau est ensuite éliminée à l’aide d’un piège contenant de l’anhydrone. Les gaz résultants (CO2 et N2), préalablement séparés à l’aide d’une colonne chromatographique (Porapack PQS), sont introduits dans la source à impact électronique du spectromètre de masse isotopique. Le N2 ainsi ionisé est chargé positivement. Les ions N2

+ sont accélérés et projetés sous forme d’un faisceau très fin dans un champ magnétique où ils sont déviés sur différentes trajectoires circulaires en fonction de leur masse. Les différents isotopes de l’azote moléculaire (14N14N, 14N15N, 15N15N) sont ensuite détectés par trois collecteurs placés sur la trajectoire des ions de masse m/z 28 (14N14N), 29 (14N15N ) et 30 (15N15N). Un amplificateur relié aux collecteurs permet d’amplifier les signaux électriques qui dépendent de la quantité d’ions collectés. Ces signaux sont ensuite transmis à un ordinateur où ces données sont analysées et les rapports isotopiques 29/28 et 30/28 sont déterminés et comparés à ceux du gaz de référence, étalonné par rapport au standard international.

1.4.a) Analyse de la biomasse

Pour analyser la biomasse, le culot de centrifugation (13000 rpm, 20 minutes, 4 °C) est repris dans 1,5 ml d’eau distillée puis de nouveau centrifugé afin d’éliminer les restes de liquide. Ce rinçage est réalisé six fois. Le culot est ensuite séché à 35 °C puis mis dans une nacelle en étain (ThermoQuest, CE Instrument) pour être passé dans l’analyseur élémentaire couplé au spectromètre de masse isotopique.


- 111 -

Figure 17 : Représentation schématique du couplage analyseur élémentaire-spectrométrie de masse isotopique (d’après Mazéas, 2000)

1.4.b) Analyse du 15NH4+

Afin d’analyser spécifiquement la composition isotopique du NH4

+, nous avons développé un protocole reposant sur l’utilisation de résines échangeuses de cations. Il a fait l’objet d’une mise au point et d’une validation qui seront détaillées dans le Chapitre 4 (Chapitre 4III2.3.c), page 183). Le protocole d’analyse des ions ammonium est le suivant :

- Rinçage et activation de la résine échangeuse de cations (Cartouche Maxi Clean IC-H, 0,5 ml, Alltech) par passage de 2 ml d’eau distillée ;

- Passage de 1 ml de surnageant de lixiviat conservé à –20 °C à travers la cartouche remplie de poudre échangeuse de cations ;

- Rinçage de la résine avec 2 ml d’eau distillée ; - Passage de quelques millilitres d’air afin d’enlever le reste de liquide de la cartouche ; - Ouverture de la cartouche ; - Récupération de la résine dans un Eppendorf ; - Séchage à 35 °C ; - Rinçage avec 1,5 ml d’eau, agitation, centrifugation, analyse du liquide en sortie par

chromatographie ionique pour vérifier que les cations ne sont pas relargués (étape de rinçage réalisée six fois) ;

- Séchage à 35 °C ; - Introduction de 5 à 10 mg de résine sèche dans une nacelle en étain (ThermoQuest, CE

Instrument) ; - Analyse en analyseur élémentaire couplé au spectromètre de masse isotopique.

Passeur

Echantillons encapsulés

Injection d’oxygène

Catalyseurs

Four d’oxydation

Four de réduction (cuivre)

Piège à eau

Colonne

Analyseur élémentaire

Source

m/z 28 29 30

Spectromètre de masse isotopique

détecteurs

Analyseur magnétique

Echantillon


- 112 -

Pour des raisons de temps et de coût d’analyses, seuls certains points de l’expérience avec injection de 15NO3

- (Chapitre 3I5.3.f), page 91) ont été sélectionnés pour être passés sur la résine échangeuse de cations puis analysées par AE-SMI. Pour les quatre réacteurs, le lixiviat du jour d’injection de nitrate (jour 10) et celui de fin d’expérience (jour 25) ont été analysés. Un point intermédiaire a été choisi pour les réacteurs où la dénitrification a été détectée : le jour 13 pour Cnitrate15(a) et le jour 17 pour Cnitrate15(b). Deux points ont été sélectionnés pour les réacteurs où la dénitrification n’a pas été observée : les jours 16 et 21 pour Cnitrate15(c) et les jours 17 et 20 pour Cnitrate15(d).

1.5 Caractérisation de la matière du lixiviat

Les matières sèches (MS) du lixiviat sont analysées en suivant la norme NF EN 12880

pour les boues. Les analyses sont faites en triplicat sur 10 ml de lixiviat. La teneur en MS (matières sèches) exprimée en g/l est obtenue par différence entre les masses avant et après séchage à 105 °C pendant trois jours. L’incertitude type analytique est calculée ici pour chaque analyse réalisée en triplicat. La balance utilisée pour les pesées est une Sartorius analytic (A200S, précision 0,1 mg).

Les matières calcinées (norme NF EN 12879) correspondent à la masse de matières perdues par calcination à 550 °C pendant quatre-vingt-dix minutes. Ce qui reste dans la coupelle est appelé résidu de calcination et correspond aux matières minérales (MM).

2 Analyse de la composition du biogaz

L’analyse des gaz se fait par chromatographie en phase gazeuse, soit par connexion de la poche Tedlar pour l’expérience en colonne, soit par connexion directe du flacon à plasma au moyen d’une aiguille. L’appareil utilisé est un µGC (CP2003P, Varian). Il est équipé de deux colonnes : la première est une Poraplot U qui permet d’obtenir un pic composite de O2/N2 et un pic de CH4, CO2, N2O et H2S. Toutefois, en se plaçant dans nos conditions d’utilisation (température de la colonne 30 °C, température de l’injecteur 50 °C, sensibilité moyenne du détecteur, pas de backflush), le pic du méthane est saturé. Sur ce canal, nous mesurons donc correctement le CO2, N2O et H2S. La seconde colonne est un tamis moléculaire qui permet de séparer le O2, N2 et le CH4 (température de la colonne 55 °C, température de l’injecteur 55 °C, sensibilité moyenne du détecteur, backflush de 5,5 secondes). Le gaz vecteur est l’hélium (pureté >99,9996 %). La détection se fait par un détecteur à conductivité thermique (TCD).

Un mélange étalon commercial est utilisé pour faire la calibration (Air Products, mélange fait à la demande du Cemagref avec 0,5 % H2S, 3 % N2O, 40 % CO2, 50 % CH4 et 6,5 % N2). La calibration est faite régulièrement de façon à éviter toute dérive de l’appareil, notamment celle due aux conditionnements des colonnes afin de brûler les résidus. Chaque mesure de gaz est réalisée jusqu’à obtention de la stabilité de la mesure. Il faut en moyenne 4 à 5 prélèvements de gaz pour obtenir une valeur stable (incertitude type analytique < 1 %).

3 Analyse de solides 3.1 La mesure de la teneur en eau, matières sèches et des pertes au feu

Chaque catégorie de déchets utilisée lors des expériences précédemment décrites a

été séchée à 105 °C dans des coupelles en porcelaine afin de déterminer la teneur en eau (masse d’eau sur masse de déchets humides) et en matières sèches (masse de déchets secs sur


- 113 -

masse de déchets humides). Ces essais ont été réalisés en triplicat. Le protocole est identique à celui du lixiviat.

Cette mesure de teneur en eau et en matières sèches a également été faite sur les déchets provenant de la destruction des incubations en flacons à plasma. Les deux catégories de déchets obtenues après le tri à la pince à épiler (Chapitre 3I4.1, page 87) sont préalablement séchées à 35 °C pendant plusieurs jours jusqu’à obtention d’une masse constante. La totalité de la fraction n°1 est ensuite séchée à 105 °C (catégorie n°1, page 88). La quantité de poudre séchée à partir de la fraction « biodégradée » est d’environ 10 mg par essai. Seule cette dernière analyse a été réalisée en triplicat. Le temps de séchage à 105 °C n’a pas été modifié par rapport au protocole appliqué au lixiviat grâce au pré-séchage à 35 °C. Le calcul de la teneur en eau et en matières sèches tient compte des pertes en eau lors du séchage à 35 °C.

Après séchage à 105 °C, chaque résidu est passé à 550 °C. La coupelle est mise dans un dessiccateur. Lorsque l’échantillon est à température ambiante, la masse est mesurée. L’échantillon est alors remis à 550 °C. L’opération est renouvelée jusqu’à obtention d’une masse constante.

3.2 L’analyse élémentaire

La quantité de carbone et d’azote contenue dans chaque catégorie de déchets utilisée

a été analysée sur un déchet broyé (Braun, 1750 ml) et séché à 105 °C. Il n’a pas été possible de le faire sur les deux types de déchets entiers car le broyeur ne permettait pas d’obtenir une poudre suffisamment homogène. La quantité de déchets mise dans les nacelles en aluminium pour l’analyse en analyseur élémentaire (Elementar, VARIO EL III, Bioritech) est d’environ une dizaine de milligrammes. Chaque analyse a été faite au moins en triplicat.

Pour les déchets obtenus lors de la destruction des incubations en flacons à plasma, seule la poudre de déchets biodégradés a été analysée. Pour les autres fractions non biodégradées, il a été considéré que la composition en azote et en carbone était la même que celle qui avait été mesurée sur les mêmes catégories de déchets utilisés au début de l’expérience.

3.3 L’évaluation du potentiel méthanogène

Pour évaluer la stabilité de la matière organique des déchets, il existe des tests aérobies

et anaérobies. Au cours de la thèse, un seul test en conditions anaérobies a pu être utilisé. Le test consiste à déterminer le potentiel biométhanogène (Biochemical Methane Potential, BMP) du déchet. Le principe du test est de mettre le déchet à tester en présence de micro-organismes méthanogènes dans une solution minérale adaptée à la croissance des micro-organismes. De nombreux auteurs ont utilisé ce test en utilisant des milieux nutritifs différents (Owen et al., 1979 ; Owens et Chynoweth, 1993 ; Wang et al., 1997 ; Erguder et

al., 2001), des micro-organismes provenant de différents types de systèmes anaérobies et différents rapports de volume de micro-organismes sur volume de déchet. A la lecture de ces différents articles, il a été conclu qu’il fallait un milieu nutritif adapté, une quantité de déchets à tester en quantité dégradable par les micro-organismes, et des micro-organismes anaérobies.

Il a donc été choisi d’utiliser le milieu nutritif décrit par la norme française utilisée pour « l’évaluation de la biodégradabilité anaérobie « ultime » des composés organiques dans les boues de digesteurs » (NF EN ISO 11734). Ce milieu nutritif est utilisé par le LAEPSI pour les tests BMP (Gachet, 2005, et communication personnelle avec M. Rémy Bayard). Le milieu nutritif est préparé (pour 1 l de solution) avec :


- 114 -

- 0,27 g de KH2PO4 ; - 1,12 g de Na2HPO4, 12H2O ; - 0,53 g de NH4Cl ; - 0,112 g CaCl2, 6H2O ; - 0,10 g de MgCL2, 6H2O ; - 0,1 g de Na2S, 9H2O.

À cette solution, 3 ml d’une solution d’éléments traces sont ajoutés. Celle-ci est

préparée (pour 1 l de solution) avec : - 0,005 g de H3BO3 ; - 0,005 g de ZnCl2 ; - 0,003 g de CuCl2 ; - 0,1 g de CoCl2, 6H2O.

Le pH du milieu nutritif est ajusté à 7 ± 0,2 et il est autoclavé à 120°C. Un volume de 120 ml de milieu nutritif a été mis dans des flacons à plasma de

330 ml (Annexe 3). (0,500 g ± 0,001) g de déchet (k=2) (séché à 35 °C et broyé) a été ajouté. Le flacon a ensuite été fermé avec un septum et une bague à vis comme pour les essais précédemment décrits (Chapitre 3I, page 83). Le vide a été fait comme décrit précédemment (Chapitre 3I2.2, page 86). 5 ml de lixiviat provenant d’une bouteille de déchets en phase de méthanogenèse ont ensuite été injectés dans le flacon de 330 ml. L’incubation est réalisée à 35 °C après équilibrage du gaz. La production et la composition du gaz sont suivies pendant 60 jours. Les essais sont faits en triplicat.

Des témoins positifs ont été réalisés avec de l’acétate (Mg(OOCCH3)2, 4H2O) et des témoins négatifs ont également été faits avec de l’eau distillée.

La production de méthane à partir du test BMP a été évaluée pour les déchets

provenant de la destruction des incubations suivantes : P(1), P(2), P(3), C(1), C(2), C(3) (Tableau 18), Pnitrate(1), Pnitrate(2), Cnitrate(1), Cnitrate(2) (Tableau 21), Pnitrite(1), Pnitrite(2), Cnitrite(1), Cnitrite(2) (Tableau 22).

4 Calculs 4.1 Production de biogaz

La production de biogaz est évaluée à 35 °C. En considérant qu’une mole de gaz

représente un volume de 25,3 l à 35 °C, la quantité de chaque gaz du ciel gazeux a été convertie en mg/l. Le calcul de la quantité de C-CO2 est donné à titre d’exemple (Equation 27) :

[ ] ( )

mol

C

i

i

V

MCOCCOC

*1000

1002

2 ×−

=− [27]

où [ ]iCOC 2− exprimée en mg/l correspond à la quantité de carbone sous forme de CO2

dans le biogaz produit à t = i ;

( )iCOC 2− (% venant de l’analyse par le µGC) correspond à la quantité de carbone

sous forme de CO2 dans le biogaz produit à t = i;

molV est le volume d’une mole de gaz à 35 °C (25,3 l);

CM est la masse molaire du carbone (12 g/mol).


- 115 -

La production de carbone dans le biogaz sous forme de CO2 est évaluée en accord avec l’Equation 28 :

[ ]( ) [ ] [ ]( )02

02

122

COCVCOCVVCOCP GH

nn

GH

n

i

i

g

in

COC −×−−×+×−=∑=

− [28]

où n

COCP2− (mg) correspond à la production totale de C-CO2 à t = n ;

i

gV (L) correspond au volume de biogaz produit entre t = i-1 et t = i ; n

GHV (L) est le volume du ciel gazeux à t = n ;

[ ]iCOC 2− (mg/l) correspond à la quantité de carbone sous forme de dioxyde de

carbone dans le biogaz produit à t = i.

La même formule est appliquée pour évaluer la production de carbone sous forme de méthane ou la production d’azote (en changeant les valeurs de masse moléculaire). Pour obtenir le volume total de biogaz produit dans les conditions standards de température et de pression (STP, à 0 °C et 1 atm), l’équation suivante est utilisée :

CCC VVV °°° ×=+

×= 35350 886,03515,273

15,273 [29]

4.2 Production de composés dans le lixiviat

Le même type de calculs a été effectué pour évaluer les productions de carbone et

d’azote dans le lixiviat pendant la dégradation des déchets. Ces calculs ont été appliqués pour les expériences en flacons à plasma. Pour la colonne expérimentale, le système est très différent et le temps de séjour hydraulique des éléments a une influence sur leur production et leur consommation.

La production de carbone sous forme de COT, par exemple, est évaluée à l’aide de l’Equation 30. La perte de matière due aux prélèvements de lixiviat est prise en compte par cette équation. La composition initiale du lixiviat peut être utilisée dans le système ou au contraire soustraite en fonction de ce que l’on cherche à calculer.

[ ] [ ]( )∑−

=

×+×=1

1

n

i

i

prélevélixiviati

n

llixiviatn

n

TOC VTOCVTOCP [30]

où n

TOCP (mg) correspond au COT produit à t=n;

[ ]nTOC (mg/l) correspond à la concentration en COT à t=n; n

llixiviatV (l) est le volume de lixiviat dans le flacon à plasma à t=n; i

prélevélixiviatV (l) est le volume de lixiviat prélevé à t=i.

Les calculs de consommation du nitrate (nitrite) sont faits de la même façon.

Fraction du gaz retirée de la

bouteille

Fraction du gaz restant dans la bouteille

Composition initiale du ciel gazeux


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5 Analyses statistiques : analyses de régressions linéaires

L’analyse de régression est utilisée pour trouver la relation entre la production de N2 (et donc l’absence de production de N2) et les autres paramètres mesurés. Puisque le nombre de variables est supérieur à un, une analyse de régression linéaire multiple est utilisée. Le modèle général peut s’écrire :

exbaYj

jj ++= ∑ [31]

où « Y » est la variable dépendante (la production de N2), « xj » sont considérées comme des variables indépendantes (pH, COT, CIT, acétate, propionate, butyrate, valérate, CH4, CO2, H2S et N2O), « a » est la constante de régression et « bj », les coefficients de régression. La constante et les coefficients sont estimés en utilisant la méthode des moindres carrés qui minimise l’erreur, notée « e » dans l’équation précédente. L’analyse de la variance détermine si le modèle est significatif ou non en calculant la variable auxiliaire F (ou statistique de Fisher) et sa probabilité associée p(F). En raison de colinéarité entre les « xj », nous avons utilisé un modèle de régression linéaire multiple pas à pas (croisant et décroissant) plutôt qu’un modèle de régression linéaire multiple complet. A chaque itération, la variable présentant la plus haute corrélation avec la variable dépendante est incluse dans le modèle si sa corrélation est significative pour une probabilité de 0,05 %. La sélection des variables se termine lorsque plus aucune variable n’est significative. L’analyse statistique a été faite avec le logiciel Systat.

6 Modélisation en vue de la détermination du temps de séjour

N’ayant pas moi-même réalisé la modélisation, il a été décidé de décrire cette partie en Annexe 4. La modélisation en vue de la détermination du temps de séjour a été faite sous la direction de Monsieur Jean-Luc VASEL par l’unité Assainissement et Environnement de l’Université de Liège.

- 117 -

Chapitre 4 : Résultats et discussion

Ce chapitre présente les résultats obtenus au cours du travail de thèse. Il est composé de quatre parties. La première est dédiée à l’étude de la digestion anaérobie de deux types de déchets ménagers et assimilés dans le système expérimental de type discontinu et saturé en lixiviat : les flacons à plasma. Les résultats de cette partie servent à obtenir des témoins de dégradation sans injections d’oxydes d’azote, ainsi qu’à valider le système expérimental utilisé. La deuxième partie présente les résultats des injections d’oxydes d’azote (nitrate et nitrite) au travers de l’évolution de la composition chimique de la phase liquide et gazeuse. L’interprétation de ces résultats en terme, de voie de réduction des NOx est réalisée dans la troisième partie. La dernière partie est consacrée aux résultats des injections de KNO3 et de lixiviat nitrifié dans le système expérimental en colonne expérimentale.

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- 119 -

Chapitre 4 Résultats et discussion I Etude de la digestion anaérobie des déchets ménagers et assimilés en microcosmes

1 Caractérisation du système expérimental Afin de tester l’impact d’oxydes d’azote sur la digestion anaérobie des déchets

ménagers et assimilés (DMA), un système expérimental a été choisi et évalué. L’objectif était d’obtenir une dégradation classique : une phase d’acidogenèse suivie d’une phase de méthanogenèse avec un temps de biodégradation compatible avec une mise en œuvre expérimentale dans le cadre d’une thèse. Des expériences de dégradation sans injection d’oxydes d’azote ont donc été réalisées dans le but de valider le système expérimental et de servir de témoin de biodégradation.

1.1 Phase gazeuse initiale

L’hélium a été choisi pour remplir le ciel gazeux du système de flacons à plasma. Ce

gaz inerte a pour avantage de n’intervenir ni dans les réactions de biodégradation des DMA ni dans le cycle de l’azote.

1.2 Les déchets

Afin de caractériser les déchets utilisés, la teneur en eau de chaque fraction de déchet a été analysée. Les valeurs sont données dans le Tableau 35. Les teneurs en eau sont très faibles par rapport à celles mesurées sur site au cours de l’enquête MODECOM (Ademe, 1993). En effet, les déchets que nous avons utilisés ont été collectés secs à température ambiante. Seuls les déchets putrescibles, les combustibles non classés, le fumier et le compost, qui ont été collectés frais, ont une teneur en eau supérieure à 6 %.

Lors des essais de biodégradation de déchets, deux mélanges ont été réalisés. La composition de ces mélanges de déchets nommés déchet putrescible et déchet compost a été explicitée dans le chapitre précédent (Tableau 13, page 84). Ils ont été reconstitués à partir des différentes catégories de déchets décrites dans le Tableau 35. Pour reconstituer le déchet putrescible, les proportions fournies par l’Ademe, représentant la composition moyenne d’un DMA en France, ont été utilisées (Tableau 3, page 43). Le déchet putrescible représente un déchet frais tel qu’il arrive dans une installation de stockage de déchets ménagers et assimilés (ISDMA). Bien que nos déchets n’avaient pas une teneur en eau identique à ceux décrits par l’Ademe, nous avons appliqué les proportions humides (Tableau 3, deuxième colonne). Nous avons finalement obtenu un déchet avec une composition légèrement différente de celle fournie par l’Ademe. Le déchet putrescible que nous avons reconstitué a une teneur en eau de 25,2 %, contre 35 % pour le déchet type MODECOM (Ademe, 1999b).

Une comparaison des proportions de chaque fraction de déchet en masse sèche, entre

le déchet type MODECOM (1993) et le déchet que nous avons reconstitué, est donnée (Tableau 36). Le déchet reconstitué contient significativement plus de carton et de textile sanitaire et moins de putrescibles et de combustibles non classés. Toutefois, le déchet que nous avons reconstitué a une valeur de matières volatiles relativement proche de celui du MODECOM de 1993 : après calculs nous obtenons 65,0 % de MV (Matières Volatiles), contre 59,2 % pour le déchet type MODECOM (Ademe, 1999b). De plus, la composition en carbone et azote est proche : 33,0 % de carbone (Tableau 35), contre 33,4 % pour le déchet


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type MODECOM, et 0,56 % d’azote, contre 0,7 % pour le déchet type MODECOM. Le rapport C/N du déchet reconstitué est de 58,9, contre 47,7 pour le déchet type MODECOM (1993). Afin de se placer plus rapidement dans des conditions plutôt défavorables à la dénitrification (faible quantité de carbone facilement biodégradable), il a également été décidé d’utiliser un déchet moins frais c’est-à-dire plus âgé. La faible quantité de déchet introduit dans les flacons à plasma ne permet pas d’utiliser un déchet excavé : une trop grande différence de composition du déchet, due à un manque d’homogénéisation, entraînerait de trop grandes variations expérimentales entre les différents essais. C’est pourquoi le second déchet utilisé est un déchet type MODECOM (1993) dont la fraction putrescible a été remplacée par du compost mature de déchet vert, appelé déchet compost. En ce qui concerne celui-ci, sa teneur en eau est de 19,2 %, il est composé de 55,8 % de MV. Il contient 27,7 % de carbone et 0,28 % d’azote (C/N = 98,9).

Comparativement au déchet putrescible, le déchet compost contient donc 9,2 % de MV et 5,3 % de carbone en moins.

Tableau 35 : Teneur en eau, en matières volatiles, en carbone et en azote pour chaque fraction de déchet (remarques : (1) les incertitudes types analytiques sont calculées à partir de l’Equation 26, page 106 avec k=2, elles ne sont pas proportionnelles aux mesures, l’hétérogénéité de la viande par rapport au pain explique par exemple une incertitude supérieure ; (2) en rouge : la composition chimique du polystyrène ne comporte pas

d’atome d’azote, les billes de polystyrène utilisées ont vraisemblablement emprisonné de l’azote gazeux)

Catégories Déchets Teneur en eau (%)

Matières volatiles

(%)

Carbone (%)

Azote (%)

Feuilles mortes 6,5 ± 2,1 83,5 ± 0,7 43,4 ± 0,6 1,2 ± 0,4 Marc de café 67,8 ± 4,8 98,2 ± 0,3 51,5 ± 0,2 2,1 ± 0,0

Epluchures PdT 85,9 ± 5,9 90,8 ± 3,8 40,6 ± 0,8 3,0 ± 0,3 PdT cuites 78,8 ± 2,2 95,7 ± 1,0 40,6 ± 1,0 1,0 ± 0,0

Viande 56,6 ± 3,7 96,8 ± 0,7 56,0 ± 2,3 10,1 ± 0,7

Putrescibles (PdT = pomme de terre)

Pain 9,9 ± 2,1 97,3 ± 0,1 39,8 ± 0,2 1,7 ± 0,0 Papiers, journaux,

magazines et publicités

4,9 ± 0,9 67,1 ± 0,7 32,3 ± 0,1 0,1 ± 0,0 Papiers

Autres papiers 4,4 ± 0,9 76,2 ± 2,6 34,8 ± 1,4 0,1 ± 0,0 Carton plat 4,4 ± 1,9 82,1 ± 0,7 37,3 ± 3,8 0,1 ± 0 ,0

Carton ondulé 6,0 ± 0,7 88,6 ± 1,4 39,9 ± 0,3 0,1 ± 0,0 Cartons Autres cartons 4,0 ± 2,9 81,3 ± 1,2 37,5 ± 0,2 0,1 ± 0,0

Composites 3,8 ± 1,9 89,9 ± 2,7 43,3 ± 0,4 0,1 ± 0,0 Textiles 3,7 ± 1,0 95,8 ± 1,2 61,8 ± 20,3 0,5 ± 0,6

Textiles sanitaires 5,0 ± 1,9 95,4 ± 1,7 45,8 ± 5,0 0,0 ± 0,0 Films PE 0 96,5 ± 0,2 83,1 ± 0,1 0,0 ± 0,0

Bouteilles PET 0,8 ± 0,8 97,0 ± 2,0 86,1 ± 0,3 0,0 ± 0,0 Bouteilles PE 0 96,5 ± 0,2 82,8 ± 0,4 0,0 ± 0,0

PVC 0,1 ± 0,3 90,1 ± 3,9 37,2 ± 0,3 0,0 ± 0,0 Plastiques

Polystyrène 0 97,3 ± 0,7 89,9 ± 1,0 1,8 ± 0,5 Combustibles non

classés 75,2 ± 1,9 88,3 ± 3,0 13,6 ± 2,1 0,5 ± 0,1

Verre 0 0 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 Aluminium 0 0 --- ---

Métaux Autres métaux 0 0 --- ---

Incombustibles non classés

0,9 9,2 ± 0,6 6,9 ± 1,6 0,2 ± 0,0

Déchets spéciaux 0 --- --- --- Fumier 83,1 ± 3,0 73,9 ± 5,7 8,0± 0,4 0,3 ± 0,0

Compost 42,2 ± 1,4 34,9 ± 0,9 13,2 ± 0,3 0,9 ± 0,0


- 121 -

Tableau 36 : Comparaison de la répartition des fractions de déchets dans le déchet type MODECOM (1993) et dans le déchet putrescible reconstitué

Catégories % masse humide pour

les deux types de déchets % masse sèche déchet

MODECOM % masse sèche déchet

putrescible Putrescibles 28,6 15,8 13,3

Papiers 16,1 17,7 19,5 Cartons 9,3 9,2 11,3

Composites 1,4 1,6 1,7 Textiles 2,6 3,0 3,2

Textiles sanitaires 3,1 1,9 3,8 Plastiques 11,1 12,7 14,2

Combustibles non classés 3,3 3,9 1,0 Verre 13,1 19,1 16,8

Métaux 4,1 5,6 5,3 Incombustibles

non classés 6,8 8,9 8,6

Déchets spéciaux 0,5 0,7 0,6

1.3 Phase liquide initiale

Les essais de digestion anaérobie des deux types de déchets ont été réalisés dans du lixiviat brut provenant d’une installation de stockage de déchets en phase de méthanogenèse (Vert-le-Grand, 91). Différents prélèvements ont été nécessaires au cours de la thèse pour réaliser les essais. Pour différencier les prélèvements, des numéros ont été attribués au lixiviat, par exemple L1 pour le lixiviat n°1. La composition du lixiviat de chaque essai est donnée dans le Tableau 14 (page 85).

2 Suivi de la digestion anaérobie de deux types de déchets dans du lixiviat

Trois essais de dégradation d’un déchet putrescible P(1), P(2) et P(3) et d’un déchet

compost C(1), C(2) et C(3) ont été réalisés dans du lixiviat en conditions anaérobies. L’évolution de la composition chimique des effluents gazeux et liquides a été suivie pendant environ 500 jours pour les six essais (Tableau 18, page 89). Afin de simplifier la visualisation et la comparaison des figures, les mêmes échelles de temps et de concentration ont été choisies pour les essais de dégradation du déchet putrescible et pour ceux du déchet compost. Le même code couleur a également été appliqué pour les deux types de déchets : par exemple, la couleur bleu pour l’essai P(1) et C(1). Toutefois, pour distinguer rapidement le déchet putrescible du déchet compost, des couleurs plus claires ont été utilisées pour le déchet compost : par exemple, le vert foncé pour l’essai P(3) et le vert clair pour l’essai C(3).


- 122 -

2.1 Digestion anaérobie d’un déchet putrescible dans du lixiviat

2.1.a) Evolution de la composition chimique de la phase gazeuse La première phase de production du biogaz dure une vingtaine de jours

(Figure 18a). Le dioxyde de carbone (CO2) est le gaz majoritairement mesuré dans le ciel gazeux, jusqu’à 70 % entre les jours 10 et 30 (Figure 18b, carrés). Au cours de cette première phase, la concentration en méthane (CH4) augmente, sans toutefois dépasser 30 % en proportion du ciel gazeux (Figure 18b, triangles).

Lors de la seconde phase de production de gaz, entre les jours 30 et 140

(Figure 18a), le méthane est produit jusqu’à devenir le gaz majoritaire à partir du jour 55 (Figure 18b, triangles). Le pourcentage de méthane se stabilise entre 70 et 80 % après une période de fluctuation entre les jours 55 et 77 (Figure 18b, triangles). La production cumulée de CO2 et de CH4, représentée sur la Figure 18c, atteint un plateau à partir du jour 154 lorsque le débit de gaz devient inférieur à 0,5 ml/h (Figure 18a). La production cumulée est de (2814 ±±±± 365) mg C-CO2 (k=2) et de (2692 ±±±± 440) mg C-CH4 (k=2). Ces valeurs représentent une moyenne de production pour les trois réacteurs avec son incertitude type expérimentale. Elles ont été calculées comme expliqué au Chapitre 3 (Chapitre 3III1.3.a), page 106).

2.1.b) Evolution de la composition chimique de la phase liquide L’évolution de la concentration en carbone organique et inorganique total (COT et

CIT) et du pH peut être séparée en deux phases. Lors de la première phase allant jusqu’au jour 50, la concentration en COT augmente dans la phase liquide alors que celle du CIT et le pH diminuent (Figures 19a et b). L’augmentation de la concentration en COT résulte d’une production supérieure à sa consommation. La Figure 20 présente l’évolution de la répartition du COT entre AGV et autres formes de carbone organique. Ainsi, jusqu’au jour 54, la fraction du COT qui évolue est celle associée aux AGV (Figure 20), alors que la fraction de COT n’étant pas sous forme d’AGV (méthanol, formate, macromolécules…) reste quasi constante. D’une façon plus détaillée, la concentration en acétate dans le lixiviat est supérieure à celle des autres AGV jusqu’au jour 56 (Figure 20, en rouge). Dans un souci de clarté, il a été choisi de ne présenter que la courbe de l’essai P(3). Toutefois, pour les deux autres réacteurs P(1) et P(2), les évolutions sont similaires.

A l’inverse, lors de la seconde phase, la concentration en COT diminue lorsque

celle du CIT et le pH augmentent (Figure 19a et b). L’augmentation du pH s’arrête vers le jour 69 pour se stabiliser entre 7,5 et 8 (Figure 19b). A partir du jour 56, l’acétate est davantage consommé qu’il n’est produit, ce qui se traduit par une diminution de sa concentration. Le propionate devient alors l’AGV majoritaire dans le lixiviat entre les jours 56 et 97 (Figure 20, en jaune). La stabilisation des concentrations en COT et CIT a lieu vers le jour 110 (Figure 19a) lorsque les AGV ne sont plus détectés dans le lixiviat (Figure 20).


- 123 -

Figure 18 : Production de biogaz lors de la dégradation d’un déchet putrescible (courbes en bleu pour P(1), en rouge pour P(2) et en vert pour P(3))

(a) Débit de gaz (b) Evolution de la composition du ciel gazeux en CO2, CH4 et H2S

(c) Production cumulée de CO2, de CH4 et de N2 (échelle de temps différente par rapport à (a) et (b))

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0 4 5 0 5 0 0 5 5 0 6 0 0

T e m p s ( jo u r s )

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

O2

et

de

CH

4 (

mg

de

C)

0

1 0 0

2 0 0

3 0 0

4 0 0

5 0 0

6 0 0

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e N

2

(mg

de

N)

P ( 1 ) _ C O 2 P ( 2 ) _ C O 2 P ( 3 ) _ C O 2P ( 1 ) _ C H 4 P ( 2 ) _ C H 4 P ( 3 ) _ C H 4P ( 1 ) _ N 2 P ( 2 ) _ N 2 P ( 3 ) _ N 2

c

b

a

0

1 0

2 0

3 0

4 0

5 0

6 0

7 0

8 0

9 0

0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 7 0 8 0 9 0 1 0 0 1 1 0 1 2 0 1 3 0 1 4 0 1 5 0

T e m p s ( jo u rs )

Com

positio

n d

u c

iel gazeux

(% d

e C

H4 e

t de C

O2)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Com

positio

n d

u c

iel gazeux

(% d

e H

2S

)

P (1 )_ C O 2 P (2 )_ C O 2 P (3 )_ C O 2

P (1 )_ C H 4 P (2 )_ C H 4 P (3 )_ C H 4

P (1 )_ H 2 S P (2 )_ H 2 S P (3 )_ H 2 S

0

4

8

12

16

20

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150

Tem ps (jours)

Dé

bit m

oye

n d

e g

az (

ml.h

-1)

P(1) P(2) P(3)


- 124 -

Figure 19 : Evolution de la concentration en (a) COT, CIT et (b) du pH au cours de la dégradation d’un déchet putrescible

Figure 20 : Répartition du carbone organique entre AGV et autres formes de carbone organique lors de la dégradation d’un déchet putrescible (P(3))

a

b

6

6 ,5

7

7 ,5

8

8 ,5

9

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150

T em ps (jours)

pH

pH de P (1 )

pH de P (2 )

pH de P (3 )

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 10 20 30 40 50 60 7 0 80 9 0 100 1 10 120 130 140 150

T em ps (jours)

Concentr

ation e

n c

arb

one (

mg/l)

P (1)_C O TP (1)_C ITP (2)_C O TP (2)_C ITP (3)_C O TP (3)_C IT

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n c

arb

on

e (

mg

C/l)

P(3)_valérate

P(3)_butyrate

P(3)_propionate

P(3)_acétate

P(3)_COT autre que AGV


- 125 -

2.1.c) Interprétation des évolutions observées en termes de réactions microbiennes mises en œuvre

Lors de la dégradation d’un déchet putrescible en microcosme, les deux phases

classiques de la dégradation anaérobie sont observées : une phase d’acidogenèse et une phase de méthanogenèse.

Lors de la première phase de dégradation, qui dure environ 55 jours, les AGV

s’accumulent dans le lixiviat (Figure 20), ce qui provoque la chute du pH (Figure 19b). Il a été vu, dans le chapitre précédent, que les bactéries acidogènes sont responsables de ces réactions. La diminution du CIT peut être associée à la diminution du pH entraînant le passage du carbone inorganique (carbonate) sous la forme de CO2 gazeux. La concentration en calcium et en magnésium augmente du fait de cette modification de l’équilibre chimique (Figure 21, carrés rouges et ronds bleus), et ce probablement par solubilisation de précipités de CaCO3 ou de MgCO3. La concentration des autres ions (Cl-, NH4

+, K+ et Na+) ne varie pas significativement au cours de la dégradation, hormis celle du sulfate. En effet, le sulfate n’est détecté que pendant 19 jours (Figure 21, losanges verts) et est vraisemblablement converti en H2S par les micro-organismes sulfato-réducteurs. Le H2S est détecté essentiellement pendant les 50 premiers jours (Figure 18b, traits). Pendant cette phase d’acidogenèse, le CO2 est le gaz majoritairement produit (Figure 18b, carrés). Une production précoce de méthane est toutefois détectée pendant ces 55 premiers jours. Cette production est probablement réalisée par des méthanogènes hydrogénotrophes. Ce résultat est en accord avec la littérature. En effet, en système discontinu, les méthanogènes hydrogénotrophes ont des cinétiques plus rapides que les acétoclastes (Chen et Hashimoto, 1996 ; Vavilin et al., 2000).

La délimitation de la phase d’acétogenèse étant difficile à faire, seuls les termes

d’acidogenèse et de méthanogenèse seront utilisés au cours de ces interprétations. Il est toutefois évident que la phase d’acétogenèse a lieu.

Lors de la seconde phase de dégradation, la consommation des AGV (Figure 20) et

la production de méthane (Figure 18c, triangles) se font simultanément. La méthanogenèse semble donc être réalisée majoritairement par des archae acétoclastes. Du fait de la consommation des AGV, le pH augmente provoquant une élévation de la concentration en CIT et une précipitation des ions calcium et magnésium (Figures 19b et 21). La phase active de méthanogenèse dure environ 100 jours. Ensuite, la production de gaz devient faible et le pH reste stable, comme les concentrations en COT, CIT et ions.

D’une façon générale, l’évolution des paramètres chimiques lors des trois essais

de dégradation de déchet putrescible est comparable. La dégradation anaérobie semble répétable et reproductible. Ainsi, ces trois essais de dégradation nous ont permis d’évaluer la variabilité expérimentale intrinsèque du système. Cela nous donnera des éléments de comparaison lors des expériences avec les oxydes d’azote pour attribuer les variations d’évolution aux injections de NOx.


- 126 -

Figure 21 : Evolution de la concentration en sels au cours de la dégradation d’un déchet putrescible

2.2 Digestion anaérobie d’un déchet compost dans du lixiviat

2.2.a) Evolution de la composition chimique de la phase gazeuse

La production de biogaz se fait en deux phases : une première phase entre les jours 0 et 20 (Figure 22a) durant laquelle le ciel gazeux contient jusqu’à 80 % de CO2 (Figure 22b,

carrés). La concentration en méthane ne dépasse pas 20 % (Figure 22b, triangles). Au cours de la seconde phase (jours 20 à 70), le méthane est produit jusqu’à devenir

le gaz majoritairement présent dans le ciel gazeux vers le jour 25 (Figure 22b, triangles). Le pourcentage de méthane se stabilise entre 60 et 70 % à partir du jour 40. La Figure 22c présente la production cumulée de CO2 et de CH4. Le plateau de production est atteint vers le jour 70 lorsque le débit de gaz devient inférieur à 0,5 ml/h (Figure 22a). La production cumulée est de (2069 ±±±± 255) mg C-CO2 (k=2) et de (2279 ±±±± 170) mg C-CH4 (k=2).

2.2.b) Evolution de la composition chimique de la phase liquide

Lors de la première phase allant jusqu’au jour 25, la concentration en COT augmente lorsque celle du CIT et le pH diminuent (Figure 23).

Lors de la seconde phase, l’évolution inverse est observée, la concentration en COT diminue lorsque celle du CIT et le pH augmentent (Figure 23). L’augmentation du pH s’arrête au jour 70 avec une stabilisation entre 7,5 et 8 (Figure 23b). La stabilisation des concentrations en COT et CIT se fait vers le jour 100 (Figure 23a).

La concentration en AGV augmente pendant la première phase et diminue pendant la seconde (Figure 24). Cette variation est corrélée à celle de la concentration en COT (Figure 24). En effet, la fraction du carbone organique ne contenant pas les AGV n’évolue pas jusqu’au jour 95. La fraction de carbone organique dont la concentration varie est celle contenant des AGV.

L’acétate est l’AGV majoritaire jusqu’au jour 28 (Figure 24, rose). Ensuite, l’acétate est davantage consommé qu’il n’est produit, l’AGV majoritairement détecté devient alors le propionate, jusqu’au jour 54. A partir du jour 60, aucun AGV n’est détecté dans le lixiviat.

0

500

1000

1500

2000

2500

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n d

es io

ns (

mg

/l)

6

6,5

7

7,5

8

8,5

9

pH

P(1)_magnésium

P(1)_calcium

P(1)_sulfate

P(1)_ammonium

P(1)_pH


- 127 -

Figure 22 : Production de biogaz lors de la dégradation d’un déchet compost (coubes en bleu pour C(1), en rouge pour C(2) et en vert pour C(3))

(a) Débit de gaz (b) Evolution de la composition du ciel gazeux en CO2, CH4 et H2S

(c) Production cumulée de CO2, de CH4 et de N2 (échelle de temps différente par rapport à (a) et (b))

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0 4 5 0 5 0 0 5 5 0 6 0 0


Pro

duction c

um

ulé

e d

e C

O2

et de C

H4 (

mg d

e C

)

0

1 0 0

2 0 0

3 0 0

4 0 0

5 0 0

6 0 0

Pro

duction c

um

ulé

e d

e N

2

(mg d

e N

)

C ( 1 ) _ C O 2 C ( 1 ) _ C H 4 C ( 2 ) _ C O 2

C ( 2 ) _ C H 4 C ( 3 ) _ C O 2 C ( 3 ) _ C H 4

C ( 1 ) _ N 2 C ( 2 ) _ N 2 C ( 3 ) _ N 2

b

c

a

0

1 0

2 0

3 0

4 0

5 0

6 0

7 0

8 0

9 0

0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 7 0 8 0 9 0 1 0 0 1 1 0 1 2 0 1 3 0 1 4 0 1 5 0


Com

positio

n d

u c

iel gazeux

(% d

e C

O2 e

t C

H4)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Co

mp

ositio

n d

u c

iel g

aze

ux

(% d

e H

2S

)

C ( 1 )_ C O 2 C ( 2 )_ C O 2 C ( 3 )_ C O 2

C ( 1 )_ C H 4 C ( 2 )_ C H 4 C ( 3 )_ C H 4

C ( 1 )_ H 2 S C ( 2 )_ H 2 S C ( 3 )_ H 2 S

0

4

8

12

16

20

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150

Tem ps (jours)

Débit m

oyen d

e g

az (

mL.h

-1)

C (1) C (2 ) C (3)D

ébit

moy

en d

e ga

z (m

l.h-1

)


- 128 -

Figure 23 : Evolution de la concentration en (a) COT, CIT et (b) du pH au cours de la dégradation d’un déchet compost

Figure 24 : Répartition du carbone organique entre AGV et autres formes de carbone organique lors de la dégradation d’un déchet compost (C(3))

a

b

6

6 ,5

7

7 ,5

8

8 ,5

9

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150

T em ps (jou rs )

pH

pH de C (1 )

pH de C (2 )

pH de C (3 )

0

10 00

20 00

30 00

40 00

50 00

60 00

70 00

80 00

0 10 20 30 40 50 60 70 8 0 90 10 0 11 0 120 130 14 0 150

Te m p s (jo urs)

Concentr

ation e

n c

arb

one (

mg/l)

C (1)_C O TC (1 )_C ITC (2 )_C O TC (2 )_C ITC (3 )_C O TC (3 )_C IT

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n c

arb

on

e (

mg

C/l)

C(3)_valérate

C(3)_butyrate

C(3)_propionate

C(3)_acétate

C(3)_COT autre que AGV


- 129 -

2.2.c) Interprétation des évolutions observées en termes de réactions microbiennes mises en œuvre

La première phase de dégradation d’un déchet compost est une phase

d’acidogenèse, puisque pendant les 24 premiers jours les AGV sont produits par les bactéries acidogènes et s’accumulent dans le lixiviat (Figure 24). Ceci provoque la diminution du pH (Figure 23b), qui entraîne une transformation partielle du carbone inorganique sous forme de CO2 et le relargage de calcium et de magnésium (Figure 25). La concentration en sulfate varie au cours de la dégradation (Figure 25). En effet, le sulfate est détecté pendant moins de 10 jours et est probablement converti en H2S par sulfato-réduction. Le H2S est détecté pendant les 30 premiers jours (Figure 22b, traits). Pendant cette première phase d’acidogenèse, la production de gaz est quasi exclusivement due au CO2 (Figure 22c,

carrés). Une production précoce de méthane a toutefois été détectée pendant ces 24 premiers jours. Elle est probablement due aux méthanogènes hydrogénotrophes (Chen et Hashimoto, 1996 ; Vavilin et al., 2000).

La seconde phase de dégradation d’un déchet compost est caractérisée par une

consommation des AGV (Figure 24) plus importante que leur production. Ils sont transformés en méthane par les archae méthanogènes acétoclastes (Figure 22c, triangles). La consommation des AGV entraîne une augmentation du pH (Figure 23b) provoquant elle-même l’augmentation de la concentration en CIT (Figure 23a) et une précipitation des ions calcium et magnésium (Figure 25, carrés rouges et ronds bleus). La phase active de la méthanogenèse dure environ 70 jours (Figure 23a).

L’évolution de la composition chimique des phases liquide et gazeuse est similaire

dans les trois essais. La répétabilité et la reproductibilité de ces trois témoins de dégradation de déchet compost semblent suffisantes pour détecter, par la suite, une influence des injections d’oxydes d’azote.

Figure 25 : Evolution de la concentration en sels au cours de la dégradation d’un déchet compost

0

500

1000

1500

2000

2500

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n d

es io

ns (

mg

/l)

6

6,5

7

7,5

8

8,5

9

pH

C(1)_magnésium

C(1)_calcium

C(1)_sulfate

C(1)_ammonium

C(1)_pH


- 130 -

3 Evaluation de l’influence du type de déchet sur le processus de dégradation biologique

Le suivi de la digestion anaérobie des deux types de déchet a permis de valider la

répétabilité et la reproductibilité expérimentale. La comparaison des évolutions des paramètres chimiques lors des deux dégradations va permettre d’évaluer les différences de comportement entre le déchet compost et le déchet putrescible. Le déchet compost a été reconstitué dans le but d’obtenir un déchet moins facilement biodégradable que le déchet putrescible. La comparaison de la dégradation des deux types de déchets devrait nous permettre de le vérifier.

3.1 Comparaison de la dégradation anaérobie des deux déchets

Au niveau de la phase liquide, l’accumulation des AGV lors de la dégradation des

deux déchets est moins importante pour le déchet compost que pour le déchet putrescible. Nous pouvons en effet comparer les valeurs de COT puisque nous avons vu que l’augmentation de la concentration en COT correspondait à celle des AGV (Figures 20 et 24). Ainsi, la concentration maximale de COT détectée pour un déchet compost est inférieure à celle obtenue pour un déchet putrescible : (6460 ± 239) mg COT/l (k=2) et (7150 ± 264) mg COT/l (k=2) respectivement pour C(3) et P(3) (Figures 23a et 19a). Il n’est toutefois pas possible de conclure que le déchet compost a produit moins d’AGV que le déchet putrescible. En effet, une accumulation d’AGV inférieure peut être le résultat d’une cinétique de consommation plus rapide lors de la dégradation du déchet compost.

La différence d’accumulation d’AGV se traduit par une baisse de pH plus importante dans les essais avec un déchet putrescible, avec des valeurs finales de 6,9 et 7,6 pour P(1) et C(1) respectivement (Figures 19b et 23b).

Pour ce qui est de la production de gaz, la comparaison du débit lors de la

dégradation des deux déchets met en évidence des différences. En effet, lors de la dégradation d’un déchet putrescible, les deux phases de production sont séparées par une période où le débit est faible, aux alentours de 2 ml/h (Figure 18a). En revanche, les deux phases se juxtaposent lors de la dégradation d’un déchet compost (Figure 22a). Ceci se traduit par une composition du ciel gazeux qui évolue plus rapidement vers la prépondérance du méthane dans les essais avec le déchet compost. La phase où la concentration en méthane fluctue entre les jours 55 et 77 n’est pas observée avec le déchet compost contrairement au déchet putrescible (Figures 18b et 22b). La forme des courbes de production cumulée s’en trouve différente pour les deux déchets : une production en un temps du CO2 et du CH4 pour les essais avec le déchet compost et une production en deux temps avec le déchet putrescible. La forme de la courbe de production cumulée de biogaz obtenue avec le déchet compost est comparable à celle obtenue lors de la dégradation d’un déchet vieux de huit ans (François, 2004). Celle représentant la production lors de la dégradation d’un déchet putrescible ressemble à celle obtenue par le même auteur avec un déchet frais (François, 2004).

Le déchet compost permet d’atteindre une phase de méthanogenèse plus

rapidement que le déchet putrescible : 24 jours en moyenne pour les triplicats, contre 56 jours en prenant comme référence le jour où le CH4 devient majoritaire dans le ciel gazeux (Figures 18b et 22b). La production d’AGV, et donc de méthane, n’est pas négligeable lors de la dégradation d’un déchet compost comme cela pourrait l’être pour un déchet très âgé. En comparant les productions cumulées de CO2 et de CH4 pour les deux déchets, le déchet compost aurait produit 19 % de méthane et de dioxyde de carbone de moins que le déchet


- 131 -

putrescible (Figures 18c et 22c). Afin de vérifier que la digestion anaérobie a permis l’obtention d’un déchet stable, des tests d’évaluation du potentiel méthanogène (BMP) ont été réalisés sur le déchet final. D’autre part, pour mieux comprendre pourquoi le déchet compost a produit autant de méthane, des essais de biodégradation des différentes fractions de déchets ont été faits.

3.2 Test biométhanogène sur le déchet en fin de digestion anaérobie

Le protocole utilisé pour déterminer le potentiel biométhanogène des déchets en fin de

dégradation anaérobie a été décrit précédemment (Chapitre 3, page 113). Avant de réaliser les tests BMP sur les déchets dégradés, des tests préliminaires ont été effectués avec de l’eau distillée, la solution minérale stérile et le lixiviat utilisé pour ensemencer le système en micro-organismes méthanogènes. La production maximale de biogaz obtenu est de 4 ml, ce qui correspond à une production de CH4 de (0,006 ± 0,005) mg C-CH4 (k=2), de (0,12 ± 0,02) mg C-CO2 (k=2), de (3,28 ± 0,34) mg CIT (k=2) et de (4,23 ± 0,68) mg COT (k=2). Ces quantités seront à soustraire lors des essais réalisés avec les déchets.

Des tests ont été faits avec de l’acétate afin de vérifier que les micro-organismes méthanogènes utilisés permettaient bien la conversion de l’acétate en méthane. Différentes concentrations d’acétate ont été utilisées afin de s’assurer que le volume de méthane produit est proportionnel à la quantité d’acétate. La production de méthane a donc été tracée en fonction de la concentration en acétate (Figure 26). Nous constatons que la production est

Figure 26 : Production totale de (a) CH4 et de (b) CO2 et CIT en fonction de la concentration initiale en acétate

y = 0,4503x

R2 = 0,9862

0

50

100

150

200

250

300

350

0 200 400 600 800

Quantité initiale d'acétate (mg de C-acétate)

Pro

du

ction

tota

le d

e C

H4

(mg

de C

)

y = 0,039x

R2 = 0,9583

y = 0,4628x

R2 = 0,9858

y = 0,5018x

R2 = 0,9882

0

50

100

150

200

250

300

350

0 200 400 600 800

Quantité initiale d'acétate (mg de C-acétate)

Pro

ductio

n t

ota

le d

e C

O2 e

t de

CIT

(mg

de C

)

CIT

CO2

CIT + CO2

a

b


- 132 -

bien linéaire (R²=0,98) et que le coefficient de la pente est de 0,45 (Figure 26a). En utilisant l’Equation 12 (page 53), avec l’acétate (a=2, b=3 et c=2), on en déduit qu’une mole d’acétate permet la production de 0,875 mole de CH4 et de 1,125 mole de CO2. Le rendement de conversion de l’acétate en méthane est donc de 0,435 g de C-CH4/g de C-acétate. Nous obtenons un écart de 3,5 % par rapport à la théorie. Pour ce qui est du CO2, nous devrions obtenir un rendement de 0,560 g de C-CO2+CIT/g de C-acétate, or nous obtenons une pente de 0,5018, soit un écart de 10 % (Figure 26b). Le carbone inorganique est majoritairement présent sous forme dissoute dans la phase liquide.

Le protocole utilisé pour les tests BMP permet de retrouver les productions théoriques de méthane et de dioxyde de carbone. Les AGV ne s’accumulent pas dans la phase liquide, prouvant ainsi que les micro-organismes ont utilisé toute la source de carbone présente. Ce test semble donc adapté pour déterminer le potentiel méthanogène à partir de l’acétate. Lors de l’arrêt des essais d’incubation de déchets putrescible et compost, un tri du déchet final a été réalisé afin de séparer la fraction biodégradée de la fraction non biodégradée (plastique, verre…). Ce tri a été décrit en détail dans le Chapitre 3 (Chapitre 3I4.3, page 88). Le broyage de la fraction biodégradée a ainsi pu être réalisé. Une analyse élémentaire a été faite à partir de cette poudre de déchet en triplicat après séchage à 105 °C (Chapitre 3III3.2,

page 113). Nous avons ainsi obtenu une composition moyenne pour les trois essais de digestion anaérobie de déchet putrescible de (54,67 ± 1,02) % (k=2) de matières volatiles (MV), (29,83 ± 2,01) % (k=2) de carbone et (0,730 ± 0,072) % (k=2) d’azote (Tableau 37).

Une analyse similaire a été faite pour les essais de dégradation de déchet compost. La

composition moyenne après dégradation est de (43,63 ± 8,78) % (k=2) de MV, (24,83 ± 3,11) % (k=2) de carbone et (0,958 ± 0,116) % (k=2) d’azote (Tableau 37).

Tableau 37 : Analyse élémentaire du déchet putrescible et du déchet compost

avant et après digestion anaérobie (remarques : (1) seule la fraction biodégradée a été analysée à la fin de la dégradation, par conséquent

les pourcentages donnés avant la digestion ne prennent en compte que les fractions de déchets dégradables, en bleu dans le Tableau 3 ; (2) les incertitudes types expérimentales ont été calculées avec k=2)

Composition initiale Composition après la digestion anaérobie Essai % de

carbone % d’azote C/N % de carbone % d’azote C/N

P(1) --- --- --- 29,675 ± 0,751 0,730 ± 0,034 40,665 ± 1,146 P(2) --- --- --- 29,333 ± 1,066 0,745 ± 0,012 39,348 ± 0,872 P(3) --- --- --- 30,491 ± 1,534 0,715 ± 0,063 42,656 ± 3,901

Moyenne P 39,620 0,930 42,602 29,833 ± 2,014 0,730 ± 0,072 40,890 ± 4,158 C(1) --- --- --- 23,479 ± 1,005 0,971 ± 0,054 24,184 ± 1,606 C(2) --- --- --- 25,225 ± 1,436 0,835 ± 0,100 30,211 ± 2,783 C(3) --- --- --- 25,773 ± 2,562 1,068 ± 0,023 24,135 ± 2,798

Moyenne C 29,470 0,400 73,675 24,826 ± 3,105 0,958 ± 0,116 26,177 ± 4,261 Les tests BMP réalisés avec la poudre des déchets dégradés ont permis de valider la

stabilité des déchets après la digestion anaérobie. La production de gaz a toujours été inférieure ou égale à celle des témoins négatifs des tests BMP. Ce résultat semble cohérent avec le fait que nous avions obtenu de fort rendement de production de méthane par rapport à la littérature (El-Fadel et al., 1996, Chapitre 2I3.1.b), page 53). Les valeurs de CO2, CH4, CIT et COT sont reportées dans le Tableau 38.


- 133 -

Tableau 38 : Résultats des tests BMP pour les témoins de dégradation (remarques : (1) la production de gaz est inférieure ou égale à celle des témoins négatifs, ces valeurs ne sont

donc pas reportées dans le tableau ; (2) les incertitudes types expérimentales ont été calculées avec k=2)

Essai Production de CH4 (mg de C)

Production de CO2 (mg de C)

Production de CIT (mg de C)

Production de COT (mg de C)

P(1) 1,364 ± 0,106 0,478 ± 0,155 3,329 ± 0,849 6,386 ± 0,643 P(2) 0,761 ± 0,201 0,308 ± 0,203 3,542 ± 0,641 5,653 ± 1,185 P(3) 1,952 ± 0,124 0,598 ± 0,329 4,467 ± 0,130 8,325 ± 0,105

Moyenne P 1,359 ± 0,259 0,461 ± 0,417 3,779 ± 1,072 6,788 ± 1,352 C(1) 0,452 ± 0,247 0,167 ± 0,092 2,556 ± 0,386 4,749 ± 0,740 C(2) 0,629 ± 0,287 0,066 ± 0,104 2,726 ± 0,550 4,354 ± 0,374 C(3) 0,714 ± 0,164 0,174 ± 0,186 3,041 ± 0,348 5,826 ± 0,066

Moyenne C 0,598 ± 0,413 0,136 ± 0,232 2,774 ± 0,757 4,976 ± 0,832 La digestion anaérobie réalisée en flacons à plasma permet d’obtenir un déchet

qui ne produit plus ni méthane ni dioxyde de carbone en conditions anaérobies. La fin du processus de digestion anaérobie de la matrice résulte bien de l’épuisement du carbone biodisponible et non pas d’une limitation due à une carence ou à un phénomène d’inhibition. Il aurait été intéressant de faire un test similaire en condition aérobie afin de vérifier la stabilité aérobie du déchet, toutefois, ce test n’a pas pu être réalisé pendant la thèse.

3.3 Dégradation anaérobie des différentes fractions de déchets

Des essais de biodégradation de fraction de déchets ont été réalisés dans des

conditions identiques à celles des déchets putrescible ou compost. Comme décrit dans le chapitre précédent (Tableau 15), le lixiviat a été mis seul à dégrader. Il a été fait de même pour la fraction « fumier » (FFu(1, 2, 3)), la fraction « putrescibles » (FPu(1, 2, 3)), la fraction « compost » (FComp(1, 2, 3)), la fraction « papier-carton-composite » (FPa(1, 2, 3)), la fraction « textile-reste » (FText(1, 2)) et la fraction « commune » (FComm(1)), comme décrit dans le Tableau 16.

Le Tableau 39 récapitule les quantités de méthane et de dioxyde de carbone produites en fonction des fractions. A partir des valeurs de matières sèches (MS) de chaque fraction (Tableau 35), le calcul de la production en millilitres par gramme de déchet sec a été fait. Nous constatons que le lixiviat a peu d’effet sur la quantité totale de biogaz produite par les déchets putrescibles et déchets compost. La fraction fumier produit 34 ml de CH4 par gramme de MS. Cette quantité est négligeable puisque le fumier ne représente que 0,335 ± 0,006 g de déchet sec par bouteille. La production de biogaz par le déchet compost ne provient pas de cet ajout de fumier, ni de la fraction compost. Elle vient de la dégradation du papier, carton, composite et textile (Tableau 39).

Nous pouvons remarquer que lorsque l’on additionne la fraction « putrescibles », la fraction « fumier » et la fraction « commune », on obtient une production moyenne de 3 203 mg C-CH4 et de 2 061 mg C-CO2. Ces fractions constituent le déchet putrescible. En séparant les fractions, du méthane a été produit en quantité légèrement supérieure (16 %) par rapport à celle obtenue en moyenne pour le déchet putrescible (2 692 mg C-CH4). Le dioxyde de carbone est quant à lui produit en quantité inférieure (27 %). Toutefois, la production globale est de 5 264 mg C produit sous forme gazeuse, à comparer avec 5 506 mg C (Chapitre

4I2.1.a), page 122). La différence moyenne n’est donc que de 5 % entre la production de carbone sous forme de gaz des fractions séparées et du déchet putrescible entier.


- 134 -

En faisant de même pour le déchet compost, la somme des productions de la fraction compost, de la fraction fumier et de la fraction commune est de 2241 mg C-CH4 et de 1829 mg C-CO2, ce qui représente une production identique de méthane et une production de CO2 inférieure de 11 % en comparaison à la production obtenue en moyenne pour le déchet compost entier. La production globale serait alors de 4070 mg C dans la phase gazeuse pour la somme des fractions et de 4348 mg C en moyenne pour le déchet compost entier (Chapitre 4I2.2.a), page 126), soit une différence moyenne de 6 %.

Tableau 39 : Production totale de CH4 et de CO2 pour les différentes fractions de déchets

(Remarque : pour calculer les productions de chaque fraction de déchet, la quantité produite par le lixiviat seul a été retranchée, les incertitudes types expérimentales ont été calculées avec k=2)

Production totale de CH4 Production totale de CO2 Moyenne des essais

mg C-CH4 ml CH4/g déchet

sec mg C-CO2

ml CO2/g déchet sec

P(1), P(2) et P(3) 2692 ± 440 160 2814 ± 365 167 C(1), C(2) et C(3) 2279 ± 170 126 2069 ± 255 114

Lix(1), Lix(2) et Lix(3) 11 ± 21 1,87 7 ± 13 1,11 FFu(1), FFu(2) et FFu(3) 7 ± 13 34 -3± 7 -18

FPu(1) (sans pain ni feuilles mortes) 588 525 176 157 FPu(2) et FPu(3) 977 ± 3 432 229 ± 16 101

FComp(1), FComp(2) et FComp(3) 15 ± 27 4 -3 ± 6 -0,7 FPa(1), FPa(2) et FPa(3) 888 ± 39 164 495 ± 21 92

FComm (1) 2219 155 1835 128 FText(1) et FText(2) 857 ± 168 96 405 ± 134 45

Les incubations de fractions séparées nous ont permis de comprendre pourquoi le

déchet compost avait produit autant de biogaz. Il provient de la dégradation du papier, carton, composite et textile. Nous sommes conscients que le déchet compost que nous avons reconstitué ne représente pas un déchet très âgé et stable. Il aurait peut-être été préférable de ne travailler qu’avec la fraction compost mais il nous a semblé que le déchet serait alors représentatif d’un déchet parfaitement stable, comme le montre les essais de dégradation FComp(1, 2, 3). Toutefois, puisque les deux types de déchet, putrescible et compost, permettent d’avoir une différence de disponibilité du carbone et que, même après une collecte sélective, les déchets contiennent encore du papier et du carton, nous avons tout de même choisi de travailler avec les deux types de déchets.


- 135 -

4 Evaluation de l’influence de la phase liquide sur le processus de dégradation

Tous les essais de biodégradation de déchets ont été réalisés dans du lixiviat prédigéré

à 35 °C, comme décrit dans le chapitre précédent. Toutefois, il a semblé intéressant d’évaluer l’impact de la phase liquide sur le processus de dégradation des déchets. Il a été choisi de ne présenter que l’évolution du pH et les productions cumulées de CO2 et de CH4 pour comparer les dégradations, sans détailler l’évolution de l’ensemble des autres paramètres chimiques.

4.1 Dégradation dans de l’eau distillée Deux essais de biodégradation de déchet putrescible ont été réalisés dans de l’eau

distillée (Tableau 17), Peau(1) et Peau(2). Deux autres essais ont également été faits avec un déchet compost, Ceau(1) et Ceau(2).

Figure 27 : Suivi de l’évolution (a) de la production cumulée de CH4 et de CO2 et (b) du pH lors de la dégradation d’un déchet putrescible dans de l’eau Peau(1) (en rouge) et Peau(2) (en bleu)

0

50

100

150

200

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

H4 (

mg C

)

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

O2 (

mg

C)

Peau (1)_méthane

Peau (2)_méthane

Peau (1)_dioxyde de carbone

Peau (2)_dioxyde de carbone

Injection de 10 mL de NaOH


4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600Temps (jours)

pH

Peau (1)_pH

Peau (2)_pH Injection de 10 mL de NaOH


a

b


- 136 -

La dégradation d’un déchet putrescible dans de l’eau distillée s’est complètement bloquée au jour 300 pour les essais Peau(1) et Peau(2). La production cumulée était alors respectivement de 31 et 118 mg C-CH4 pour Peau(1) et Peau(2) et d’environ 650 mg C-CO2 pour les deux essais (Figure 27a). Le pH était alors respectivement de 5,2 et 4,5 pour Peau(1) et Peau(2) (Figure 27b). L’inhibition de la dégradation semblerait donc liée à ces valeurs acides de pH. Puisque le système ne semblait pas capable de lever l’inhibition, il a été décidé aux jours 469 et 508 d’injecter du NaOH pour faire remonter le pH. Cela a eu pour effet immédiat la reprise de la production de gaz et notamment de méthane de façon très significative pour Peau(1) et Peau(2). L’inhibition était donc due aux valeurs acides de pH. Ce problème d’inhibition n’a jamais été constaté lors de la dégradation du même type de déchet dans du lixiviat. Cela permet de mettre en évidence l’importance de l’alcalinité sur le processus de méthanisation.

Lors de la dégradation d’un déchet compost dans de l’eau distillée, aucune

inhibition n’a été constatée (Figure 28a). Les deux essais Ceau(1) et Ceau(2) évoluent de la même façon. Le pH reste supérieur à 6 (Figure 28b). La production cumulée de biogaz est très linéaire et en cela assez semblable à celle observée lors de la dégradation dans du lixiviat (Figure 22c). Toutefois, puisque la pente est plus faible, nous pouvons en conclure que la vitesse de production du biogaz est beaucoup plus lente dans l’eau distillée que dans le lixiviat, une inhibition partielle peut être suspectée. L’absence de micro-organismes lors du démarrage de l’essai dans l’eau distillée peut expliquer cette production plus lente.

Figure 28 : Suivi de l’évolution (a) de la production cumulée de CH4 et de CO2 et (b) du pH dans les réacteurs de dégradation d’un déchet compost dans de l’eau Ceau(1) (en rouge) et Ceau(2) (en bleu)

a

6,0

6,5

7,0

7,5

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600Temps (jours)

pH

Ceau (1)_pH

Ceau (2)_pH

b

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

H4 (

mg

de

C)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

O2 (

mg

de

C)

Ceau (1)_méthane

Ceau (2)_méthane

Ceau (1)_dioxyde de carbone

Ceau (2)_dioxyde de carbone


- 137 -

L’inhibition n’a pas lieu avec le déchet compost probablement parce que la fraction « compost » relargue moins d’AGV que la fraction « putrescibles ». Nous avons vu en effet que la fraction « compost » ne produisait quasiment aucun gaz tandis que la fraction « putrescibles » produisait une grande quantité de méthane provenant de la conversion des AGV (Tableau 39). La conversion des AGV est rendue difficile dans de l’eau distillée du fait d’un pH trop acide. Ces essais de dégradation dans de l’eau distillée ont été réalisés pour tester l’impact de la phase liquide sur la dégradation de deux types de déchet. Lors de la dégradation d’un déchet putrescible dans de l’eau distillée en milieu saturé, les AGV s’accumulent en provoquant une chute de pH trop importante pour permettre aux archae méthanogènes de convertir les molécules organiques en méthane. L’extrapolation des résultats de cette expérience à l’impact de la recirculation d’eau à la place du lixiviat sur site n’est en aucun cas possible, le système expérimental utilisé ne le permettant pas.

4.2 Dégradation dans du lixiviat dilué

Un autre essai de dégradation de déchet a été fait dans du lixiviat dilué. Ce milieu est un intermédiaire en terme d’alcalinité entre l’eau distillée et le lixiviat brut. Seule la dégradation de déchet putrescible a été réalisée en triplicat dans un lixiviat dilué au quart avec de l’eau distillée (Tableau 20), lors des essais Pammonium(0,5a), Pammonium(0,5b) et Pammonium(0,5c). Contrairement aux essais réalisés dans de l’eau distillée (Figure 27), aucune inhibition n’a été observée avec le lixiviat dilué (Figure 29a). Toutefois, la répétabilité des triplicats est moins bonne que lors des essais de dégradation dans du lixiviat brut (Figure 18c). L’analyse du pH permet de constater que lors des trois essais (Figure 29b), la remontée du pH a lieu à des temps différents. Le pH descend vers 6, ce qui est plus bas que pour les essais dans le lixiviat brut (Figure 19b). La moins bonne répétabilité des essais prouve que les réactions ont plus de mal à se mettre en place que lors des essais dans du lixiviat brut.

Contrairement aux essais de dégradation dans le lixiviat brut, la phase précoce de

production de méthane n’est pas détectée avec le lixiviat dilué. Cette production semble avoir été inhibée soit par le pH qui est plus acide que dans le lixiviat brut, soit par l’effet de dilution. En effet, la dilution du lixiviat pourrait avoir diminué la quantité de micro-organismes. Les taux de croissance des méthanogènes étant plutôt bas, la quantité de méthanogènes initialement présente dans l’incubation pourrait avoir été trop faible pour permettre cette production précoce de méthane. Le pH plus bas pourrait favoriser le passage du carbone inorganique dans la phase gazeuse et en cela pourrait empêcher les méthanogènes hydrogénotrophes de se développer comme dans le lixiviat brut.

Malgré l’absence d’inhibition observée pour les essais de biodégradation de

déchet putrescible dans du lixiviat dilué au quart, la répétabilité des triplicats est moins bonne que lors des essais de dégradation avec du lixiviat brut.


- 138 -

Figure 29 : Suivi de l’évolution (a) de la production cumulée de CH4 et de CO2 et (b) du pH dans les réacteurs de dégradation d’un déchet putrescible dans du lixiviat dilué Pammonium(0,5a) en rouge,

Pammonium(0,5b) en bleu et Pammonium(0,5c) en vert

4.3 Effet de la concentration en NH4+ sur la dégradation

d’un déchet putrescible Des essais de dégradation d’un déchet putrescible dans du lixiviat dilué au quart

avec de l’eau distillée ont été réalisés en présence de différentes concentrations en NH4+.

Dans le paragraphe précédent, nous avons mis en évidence que la répétabilité de la dégradation dans du lixiviat dilué au quart était moins bonne que lors de la dégradation dans du lixiviat brut. Toutefois, il nous a semblé important de minimiser la variation des paramètres autres que le NH4

+ et d’utiliser le même lixiviat pour les quinze essais. Ainsi, en utilisant un lixiviat dilué au quart, la concentration en ammonium est de 0,66 g N-NH4

+/l. Ce lixiviat a servi de base pour tous les essais, il a ensuite suffi d’ajouter du NH4Cl en quantité adéquate pour avoir les concentrations données dans le Tableau 40 (deuxième colonne). Le protocole détaillé des essais a été décrit au Chapitre 3 (Chapitre 3I5.3.c), page 89).

Nous constatons que pour les six réacteurs préparés avec un lixiviat contenant 0,5 et 1 g N-NH4

+/l, la méthanogenèse a pu se mettre en place après environ 50 jours de biodégradation (Tableau 40), comme lors de la dégradation d’un déchet putrescible dans du lixiviat brut (Figure 18c). Parmi les trois essais réalisés en présence de 2 g N-NH4

+/l, deux seulement, Pammonium(2b) et Pammonium(2c), ont permis le démarrage de la méthanogenèse vers le jour 50. Dans le réacteur Pammonium(2a), la méthanogenèse ne s’est mise en place qu’à partir du jour 172 (Tableau 40). Nous constatons donc que dans un cas sur trois, une inhibition passagère de la méthanogenèse a eu lieu.

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225

Tem ps (jours)

pH

Pam mon ium (0,5a )_pH

Pam mon ium (0,5b )_pH

Pam mon ium (0,5c)_pH

b 5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225

Tem ps (jours)

pH

Pam mon ium (0,5a )_pH

Pam mon ium (0,5b )_pH

Pam mon ium (0,5c)_pH

b

0

400

800

1200

1600

2000

2400

2800

3200

3600

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225

Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

H4 (

mg

C)

0

400

800

1200

1600

2000

2400

2800

3200

Pro

ductio

n c

um

ulé

e d

e C

O2 (

mg C

)

Pammonium(0,5a)_méthane

Pammonium(0,5b)_méthane

Pammonium(0,5c)_méthane

Pammonium(0,5a)_dioxyde de carbone

Pammonium(0,5b)_dioxyde de carbone

Pammonium(0,5c)_dioxyde de carbone

a 0

400

800

1200

1600

2000

2400

2800

3200

3600

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225

Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

H4 (

mg

C)

0

400

800

1200

1600

2000

2400

2800

3200

Pro

ductio

n c

um

ulé

e d

e C

O2 (

mg C

)

Pammonium(0,5a)_méthane

Pammonium(0,5b)_méthane

Pammonium(0,5c)_méthane

Pammonium(0,5a)_dioxyde de carbone

Pammonium(0,5b)_dioxyde de carbone

Pammonium(0,5c)_dioxyde de carbone

aa

b


- 139 -

Les micro-organismes présents initialement dans le lixiviat brut étaient acclimatés à des concentrations d’environ 2 g N-NH4

+/l. Cette acclimatation peut expliquer cette quasi-absence d’inhibition. En effet, nous avons vu dans le Chapitre 2 (Chapitre 2II1.1.c),

page 64), que l’acclimatation des micro-organismes permettait une plus grande tolérance aux fortes concentrations en ammonium (Debaere et al., 1984 ; Omil et al., 1995 ; Lay et al., 1997). L’acclimatation pourrait permettre une tolérance 6,2 fois plus importante (Koster et Lettinga, 1988).

Pour les six essais de biodégradation d’un déchet putrescible dans un lixiviat dilué contenant environ 4 g N-NH4

+/l et 8 g N-NH4+/l, la méthanogenèse a démarré vers le jour 60

dans deux réacteurs à 4 g N-NH4+/l et au jour 169 de biodégradation pour un réacteur à

8 g N-NH4+/l (Tableau 40). Pour les trois autres réacteurs, la méthanogenèse n’a toujours pas

commencé après 260 jours de biodégradation. Une inhibition de la méthanogenèse est mise en évidence dans un cas sur trois pour une concentration en ammonium de 4 g N-NH4

+/l et dans deux cas sur trois pour 8 g N-NH4

+/l. L’augmentation de la concentration en NH4+

provoque une inhibition de la méthanogenèse (Figure 30). La production de méthane semblant être essentiellement due à l’utilisation des AGV, les méthanogènes acétoclastes seraient donc sensibles aux très fortes concentrations en ammonium. Cette observation est en accord avec la littérature (Koster et Lettinga, 1984 ; Borja et al., 1996).

Tableau 40 : Comparaison des productions de biogaz et du début de la méthanogenèse pour les essais

avec différentes concentrations de NH4+

(1 ce symbole indique que les réacteurs sont encore en cours de dégradation ; les incertitudes types expérimentales ont été calculées avec k=2)

Réacteurs Quantité de N-NH4

+(g/l)

Production cumulée de C-CO2 (mg)

Production cumulée de C-CH4 (mg)

Rapport CH4/CO2

Date où le méthane devient majoritaire dans le ciel gazeux pour la 1re fois

Pammonium(0,5a) 2539 2764 1,09 61 Pammonium(0,5b) 2215 2741 1,24 37 Pammonium(0,5c)

0,66 3137 3494 1,11 50

Moyenne 2630 ± 540 3000 ± 494 49 ± 7 Pammonium(1a) 3021 3226 1,07 78 Pammonium(1b) 2577 2958 1,15 63 Pammonium(1c)

1,2 3127 3120 0,99 44

Moyenne 2908 ± 337 3101 ± 155 62 ± 10 Pammonium(2a) 2265 2398 1,06 172 Pammonium(2b) 2593 2916 1,13 44 Pammonium(2c)

2,1 3096 3288 1,05 53

Moyenne 2651 ± 483 2867 ± 516 90 ± 41 Pammonium(4a) 1 2098 2320 1,10 54 Pammonium(4b) 3019 3104 1,03 64 Pammonium(4c) 1

4,0 1001 382 0,38 >288

Moyenne 2039 ± 1166 1935 ± 1617 >135 Pammonium(8a)1 450 75,44 0,17 >312 Pammonium(8b) 1 292 48,18 0,16 >312 Pammonium(8c) 1

7,86 1490 1512 1,01 169

Moyenne 744 ± 751 545 ± 967 >247

Plusieurs auteurs suggèrent que l’inhibition de la méthanogenèse est due au NH3 libre (Koster et Koomen, 1988 ; Lay et al., 1997). C’est pourquoi, les concentrations en NH3 ont été calculées (Tableau 41). La méthode employée est décrite en Annexe 5. Nous constatons que pour les zones de pH dans lesquelles les dégradations de déchets ont été réalisées, la forme majoritaire est le NH4

+. La concentration en NH3 au jour 85 dans les réacteurs Pammonium(8) est très faible. Il est donc vraisemblable que dans notre expérience l’inhibition soit due au NH4

+.


- 140 -

Tableau 41 : Concentration moyenne en NH3 pour les essais de dégradation d’un déchet putrescible avec différentes concentration de NH4

+

Concentration moyenne de NH3 dans la phase liquide (mg N-NH3/l) pour les trois essais Jour

Pammonium(0,5) Pammonium(1) Pammonium(2) Pammonium(4) Pammonium(8) 0 116 189 236 457 667,4

10 2,3 5,7 7,3 20 32 85 7,8 17,3 13,7 13,8 13,4

Les essais de dégradation de déchet putrescible réalisés en triplicat dans un lixiviat dilué au quart avec différentes concentrations de NH4

+ ont permis de mettre en évidence une inhibition de la méthanogenèse, qui croît de façon proportionnelle à la concentration de NH4

+(comparaison de la moyenne obtenue sur les triplicat). Le temps de latence précédant la mise en place de la méthanogenèse dépend également de la concentration de NH4

+.

Figure 30 : Exemple de dégradation d’un déchet putrescible dans du lixiviat dilué avec différentes concentrations en ammonium

(a) Production cumulée de CH4 et de CO2 (b) Évolution du pH

a

b

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

-15 10 35 60 85 110 135 160 185 210 235 260Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

e d

e C

H4 (

mg C

)

Pammonium(0,5b) : 0,5 g N-NH4+/l

Pammonium(1b) : 1 g N-NH4+/l




5

5,5

6

6,5

7

7,5

8

8,5

0 10 24 32 39 46 53 66 85 134 217

Temps (jou rs)

pH

Pammon ium(0,5b) Pammonium(1b)

Pammon ium(2b) Pammonium(4b)

Pammon ium(8b)


- 141 -

5 Synthèse des premiers résultats

Le système expérimental de dégradation de déchets en conditions anaérobies développé pendant ce travail de thèse a été testé avec deux types de déchets ménagers. Nous avons pu constater que le déchet putrescible, ayant une composition proche d’un déchet frais, se dégradait en deux phases : une phase d’acidogenèse qui dure une cinquantaine de jours suivi par une phase de méthanogenèse qui est active pendant près de cent jours.

Le déchet compost n’est pas représentatif d’un déchet stable. Il se dégrade également en deux phases. La phase d’acidogenèse est plus courte que pour le déchet putrescible, elle ne dure qu’une vingtaine de jours. La phase de méthanogenèse est active pendant environ cinquante jours.

Les triplicats d’essai pour ces dégradations de deux déchets ont permis de valider le système expérimental : les deux phases classiques de dégradation sont obtenues en une période de temps que nous avons estimé « raisonnable » par rapport à d’autres systèmes expérimentaux type colonne (ou mésocosme) ; la répétabilité des témoins de dégradation semble suffisante pour pouvoir détecter et interpréter une différence d’évolution lors des ajouts d’oxydes d’azote.

L’utilisation de lixiviat brut dans la phase liquide permet une dégradation biologique

qui ne se bloque pas comme cela peut être le cas pour les incubations de déchet putrescible dans de l’eau distillée. Le pouvoir tampon du lixiviat (alcalinité) empêche vraisemblablement le pH de chuter à des valeurs inhibant la méthanogenèse.

Lors de la dilution du lixiviat au quart avec de l’eau distillée, la quantité initiale de micro-organismes a été divisée par quatre ainsi que le pouvoir tampon. Cela a eu pour effet de rendre la répétabilité des triplicats moins bonne. En effet, le temps nécessaire au développement des micro-organismes méthanogènes présente une variabilité plus importante que pour les essais dans du lixiviat brut.

L’utilisation d’un lixiviat brut pour les essais de biodégradation de déchets n’était pas a posteriori un mauvais choix puisqu’elle permet d’éviter une trop grande variation d’évolution dans les témoins. Cela facilitera les interprétations lors des essais d’ajout d’oxyde d’azote. Les essais réalisés avec différentes concentrations de NH4

+ ont permis de démontrer que pour des micro-organismes habitués à des concentrations de 2 g N-NH4

+/l, il n’y avait pas d’inhibition de la méthanogenèse lorsque la concentration était inférieure. Pour une concentration de 2 g N-NH4

+/l, un cas d’inhibition a toutefois été détecté. Lorsque la concentration en NH4

+ a été augmentée, l’inhibition de la méthanogenèse a été accrue. En doublant la quantité d’azote ammoniacal, deux incubations ont présenté des profils de dégradation proches des témoins sans ajout de NH4, Pammonium(4a) et Pammonium(4b). L’inhibition dans Pammonium(4c) n’a toujours pas été levée au bout de 260 jours. En multipliant la concentration en azote ammoniacal par quatre, l’inhibition de la méthanogenèse est plus forte, après 260 jours de dégradation, un seul déchet a été dégradé par méthanogenèse, Pammonium(8c). Si les micro-organismes avaient été acclimatés à une concentration différente de NH4

+, il est vraisemblable que les résultats auraient été modifiés. Nous préférons donc ne pas parler de concentration inhibitrice absolue mais de concentration inhibitrice rapportée à la concentration d’acclimatation. Ainsi, si la concentration en NH4

+ double rapidement dans un massif de déchets en phase d’acidogenèse, une inhibition de la méthanogenèse est possible. Si la concentration est multipliée par quatre, l’inhibition est probable.


- 142 -

Toutefois, il faudrait refaire des essais en conditions de circulation du lixiviat et tester également l’existence d’une inhibition dans un massif de déchets déjà en méthanogenèse.

Fort de ces constatations, la conversion de l’azote ammoniacal avant la recirculation du lixiviat semble être une voie intéressante et nécessaire afin d’éviter l’inhibition de la méthanogenèse. C’est pourquoi, nous allons à présent étudier les voies de réduction des oxydes d’azote lors de leur injection dans un massif de déchets ménagers et assimilés.


- 143 -

II Devenir des oxydes d’azote (NO3- et NO2

-) lors de leur injection dans un massif de déchets ménagers en microcosmes

Afin de déterminer les voies de réduction des oxydes d’azote lors de leur injection dans un massif de déchets ménagers et assimilés (DMA), des essais ont été réalisés au moyen de deux systèmes expérimentaux : les flacons à plasma (microcosmes) et la colonne expérimentale (mésocosme). Pour le premier système expérimental (flacons à plasma,

Chapitre 3I, page 83), l’essai consiste à injecter des oxydes d’azote dans un massif de déchets saturé en lixiviat.

Le principal intérêt du système expérimental en flacons à plasma est de permettre la multiplication des essais (Figure 81, page 256), ce qui, à l’échelle d’une thèse, n’est évidemment pas le cas pour la colonne expérimentale. Nous avons choisi de faire varier deux paramètres : le type de déchets (déchet putrescible et compost) et l’oxyde d’azote injecté (nitrite et nitrate).

Les deux types de déchets ont été choisis afin de pouvoir étudier le devenir des

oxydes d’azote en fonction de la disponibilité du carbone. En effet, nous avons vu dans le Chapitre 2 (Chapitre 2II1.3) que différentes voies de réduction des oxydes d’azote peuvent se mettre en place en fonction de la disponibilité du carbone (dénitrification hétérotrophe et autotrophe, nitrammonification). C’est pour cela que nous avons choisi de travailler avec le déchet putrescible, qui produit beaucoup d’AGV (source de carbone organique facilement utilisable par les micro-organismes), et avec le déchet compost, qui devrait permettre de tester plus rapidement les phases stables de la méthanogenèse, où le carbone organique devient rare.

Nous avons également voulu nous intéresser non seulement au devenir du nitrate mais

également à celui du nitrite lors de leur injection dans un massif de déchets. Le nitrite est le seul intermédiaire soluble de la dénitrification, il semble donc essentiel de connaître son comportement. De plus, sur un site, il n’est pas toujours possible d’attendre que le lixiviat soit nitrifié jusqu’au stade du nitrate avant de l’injecter. La décision du moment de la réinjection du lixiviat pourrait être prise non pas en attendant la nitrification complète mais plutôt en fonction des débits de lixiviat à recirculer.

Les notations utilisées seront celles du Tableau 42. Pour chaque couple de paramètres,

deux essais ont été réalisés. Afin de simplifier les comparaisons entre les huit réacteurs, les graphiques ont tous été construits avec les mêmes échelles. Il a été choisi de ne présenter que les 400 premiers jours afin de mieux discerner les évolutions au cours des 100 premiers jours. Dans cette partie (Chapitre 4II), les résultats des injections de NOx vont être présentés, l’interprétation de la mise en place d’une voie de réduction plutôt qu’une autre sera faite dans le paragraphe suivant (Chapitre 4III, page 167).

Tableau 42 : Nomenclature des différents essais d’injection d’oxydes d’azote

Paramètres variables Déchet putrescible Déchet compost Nitrate Pnitrate(1) et Pnitrate(2) Cnitrate(1) et Cnitrate(2) Nitrite Pnitrite(1) et Pnitrite(2) Cnitrite(1) et Cnitrite(2)


- 144 -

1 Injections de nitrate 1.1 Injections lors de la dégradation d’un déchet putrescible

1.1.a) Essais d’injections dans le réacteur Pnitrate(1)

Cinq injections de nitrate ont été réalisées au cours de la dégradation d’un déchet putrescible Pnitrate(1). A titre d’exemple, la première injection de nitrate dans Pnitrate(1) est décrite en détail : 170 mg N-NO3

- (correspondant à 250 mg N-NO3-/l en solution) ont été

injectés au jour 3 (Figure 31c, carrés roses sous la 1re

flèche). Le nitrate est réduit en moins de quatre jours, sans accumulation de nitrite (Figure 31c, ronds bleus sous la 1

re flèche).

134 mg N-N2 sont produits entre les jours 4 et 10 (Figure 31a, losanges rouges sous la 1re

flèche). Aucune production de N2O n’est détectée (Figure 31a, croix noires). Pour les autres réductions d’oxydes d’azote, la description sera plus synthétique.

Les trois premières injections de nitrate (jours 3, 17 et 45) ont été faites pendant la phase d’acidogenèse. Durant cette phase, la concentration en Acides Gras Volatils (AGV) est importante (Figure 31b), le pH baisse (Figure 31b, ronds noirs) et le CO2 est le gaz majoritairement produit (Figure 31a, carrés bleus). Une production de N2 est observée à la suite de la première et de la troisième injection (Figure 31a, losanges rouges après la 1

re et la

3e flèche). Cette production d’azote moléculaire peut être associée à une dénitrification. Une

accumulation transitoire de N2O est observée après l’injection au jour 45 (Figure 31a, croix

noires). Le taux de conversion du nitrate en N2 et N2O est respectivement de 80 % et 76 % pour la première et la troisième injection. A la suite de ces deux productions de N2, une consommation de l’azote moléculaire présent dans le ciel gazeux est observée (Figure 31a,

losanges rouges). Une très faible production de N2 a été observée après l’injection réalisée au jour 17

dans Pnitrate(1) (Figure 31a, losanges rouges après la 2e flèche). Du N2O est produit en plus

grande quantité pendant cette réduction du nitrate (Figure 31a, croix noires après la 2e

flèche). La concentration en NH4+ semble augmenter lors de cette conversion de nitrate sans

production de N2 (Figure 31c, triangles verts). Cette augmentation est du même ordre de grandeur que la quantité de nitrate injecté : lors de l’injection de 136 mg N-NO3

- au jour 17 (Figure 31c, carrés roses), l’augmentation de NH4

+ est de 72 mg N (Figure 31c, triangles

verts entre les jours 17 et 45), la production de N2 de 18 mg N et celle de N2O de 26 mg N. Puisque la production de NH4

+ semble être la réaction majoritaire de conversion du nitrate, une réaction dissimilatrice de réduction du nitrate en ammonium est suspectée (nitrammonification). Seule la production de NH4

+ permet de conclure à la présence de cette réaction puisque le N2O est un intermédiaire à la fois de la dénitrification et de la nitrammonification (Welsh et al., 2001).

La production de méthane débute au jour 86 (Figure 31a, triangles noirs), avec en parallèle une consommation des AGV qui devient supérieure à leur production. En effet, la concentration en AGV diminue provoquant ainsi une remontée du pH (Figure 31b). La phase de méthanogenèse semble donc avoir été retardée par les trois injections de nitrate réalisées aux jours 3, 17 et 45. En effet, pour les témoins de déchet putrescible P(1), P(2) et P(3), le démarrage de la phase de méthanogenèse s’est produit au jour 55 (Figure 18c, page 123), soit un décalage d’une trentaine de jours.

Les deux injections de nitrate réalisées aux jours 145 et 271 ont été faites en phase de méthanogenèse. Dans les deux cas, la réduction du nitrate, qui est plus lente que pour les réductions précédentes, a été suivie d’une production de N2 (Figure 31a, losanges rouges). Une accumulation transitoire de N2O est détectée lors des deux conversions (Figure 31a,

croix noires). Une accumulation transitoire de nitrite est observée au cours de la réduction du nitrate injecté le jour 145 (Figure 31c, ronds bleus). Les taux de conversion du nitrate en N2 et N2O sont respectivement de 90 % et 100 % pour les injections des jours 145 et 271.


- 145 -

Figure 31 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Pnitrate(1) au cours du temps

(les flèches roses représentent les jours d’injections du nitrate) (a) Production cumulée de CO2, CH4, N2 et N2O

(b) Evolution de la concentration en AGV et des valeurs de pH (c) Evolution de la teneur en sulfate et en espèces azotées dans la phase liquide

a

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

4 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Co

nce

ntr

atio

n e

n A

GV

(m

g C

/L)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

pH

P n i t ra te (1 )_ a c é ta teP n i t ra te (1 )_ p ro p io n a teP n i t ra te (1 )_ b u ty r a teP n i t ra te (1 )_ v a lé r a teP n i t ra te (1 )_ p H

8 6

A C ID O G E N E S E M E T H A N O G E N E S E

c

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

O2

et d

e C

H4 (

mg

de

C)

0

1 0 0

2 0 0

3 0 0

4 0 0

5 0 0

6 0 0

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e N

2

et d

e N

2O

(m

g d

e N

)

P n i t r a te ( 1 ) _ d io x y d e _ d e _ c a r b o n eP n i t r a te ( 1 ) _ m é th a n eP n i t r a te ( 1 ) _ a z o te _ m o lé c u la i r eP n i t r a te ( 1 ) _ p r o t o x y d e _ d 'a z o te

8 6

A C I D O G E N E S E M E T H A N O G E N E S E

0

2 0

4 0

6 0

8 0

1 0 0

1 2 0

1 4 0

1 6 0

1 8 0

2 0 0

2 2 0

2 4 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Teneur

en N

O3

- , N

O2

- (m

g d

e N

)

et en S

O4

2- (

mg/L

)

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

Concentr

ation e

n N

H4

+ (

mg N

/L)

P n i tra te (1 )_ n itra te

P n itra te (1 )_ n itr ite

P n itra te (1 )_ s u lfa te

P n itra te (1 )_ a m m o n iu m

8 6


Con

cent

rati

on e

n A

GV

(m

g/l)

b

Con

cent

rati

on e

n A

GV

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g/l)

Con

cent

rati

on e

n N

H4+

(m

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eur

en N

O3- e

t NO

2- (m

g de

N)

Con

cent

rati

on e

n S

O42-

(m

g/l)


- 146 -

Le nitrate, lors des cinq injections réalisées au cours de la dégradation d’un déchet putrescible dans le réacteur Pnitrate(1), a été réduit quatre fois par dénitrification. Il semblerait que lors de la deuxième injection, une réaction de réduction dissimilatrice du nitrate en ammonium (nitrammonification) ait remplacé la dénitrification.

1.1.b) Essais d’injections dans le réacteur Pnitrate(2) Un second essai de cinq injections de nitrate a été réalisé au cours de la dégradation

d’un déchet putrescible Pnitrate(2). Tout comme pour le premier essai Pnitrate(1), trois injections (jours 3, 17 et 45) ont été réalisées pendant la phase d’acidogenèse (Figure 32a et b).

Seule la troisième injection a été suivie par une production de N2 (Figure 32a,

losanges rouges après la 3e flèche). Une accumulation transitoire de nitrite est observée au

cours de la réduction de nitrate au jour 56 (Figure 32c, ronds bleus). La réduction du nitrate est très lente. Le taux de conversion du nitrate en N2 et N2O est de 100 %, en tenant compte du nitrate retiré du système lors des prélèvements de lixiviat.

Une production très faible de N2 est observée après les deux premières injections

(Figure 32a, losanges rouges après la 1re

et la 2e flèche). Le N2O est détecté en petites

quantités (Figure 32a, croix noires après la 2e flèche). La concentration en NH4

+ semble augmenter lors de ces conversions de nitrate sans production de N2 (Figure 32c, triangles

verts). Une conversion du nitrate par la réaction de nitrammonification est suspectée. La phase de méthanogenèse démarre au jour 136 (Figure 32a, triangles noirs). Elle a

donc été retardée par rapport aux témoins de dégradation de déchet putrescible. De plus, elle débute plus tard que lors de l’essai Pnitrate(1) (Figure 31a, triangles noirs). L’injection au jour 145 a donc lieu au tout début de la méthanogenèse. La réduction du nitrate (Figure 32c,

carrés roses) se fait très rapidement en produisant du N2 (Figure 32a, losanges rouges). Cette conversion du nitrate semble être responsable de l’augmentation de la concentration en AGV (Figure 32b). Cette observation suggère l’inhibition passagère de la méthanogenèse au profit de la conversion du nitrate. La dernière injection de nitrate au jour 271 permet une production de N2. Le taux de transformation du nitrate en N2 et N2O est respectivement de 80 % et 103 % pour les injections aux jours 145 et 271.

Lors des cinq injections de nitrate au cours de la dégradation d’un déchet

putrescible dans le réacteur Pnitrate(2), deux des injections de nitrate n’ont pas donné lieu à la mise en place de dénitrification. Nous suspectons une réaction de nitrammonification d’être la cause de la réduction du nitrate injecté aux jours 3 et 17. Les trois autres réductions de nitrate ont permis la production de N2.


- 147 -

Figure 32 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Pnitrate(2) au cours du temps

(les flèches roses représentent les jours d’injections de nitrate) (a) Production cumulée de CO2, CH4, N2 et N2O


a

b

c

0

2 0

4 0

6 0

8 0

1 0 0

1 2 0

1 4 0

1 6 0

1 8 0

2 0 0

2 2 0

2 4 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Teneur

en N

O3

- , N

O2

- (m

g d

e N

)

et en S

O4

2- (

mg/L

)

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

Concentr

ation e

n N

H4

+ (

mg N

/L)P n it ra te (2 )_ n itra te

P n it ra te (2 )_ n itr ite

P n it ra te (2 )_ s u lfa te

P n it ra te (2 )_ a m m o n iu m

1 3 6


0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Pro

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um

ulé

e d

e C

O2

et de C

H4 (

mg d

e C

)

0

1 0 0

2 0 0

3 0 0

4 0 0

5 0 0

6 0 0

Pro

duction c

um

ulé

e d

e N

2

et de N

2O

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g d

e N

)

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P n i t r a te ( 2 ) _ m é th a n e

P n i t r a te ( 2 ) _ a z o te _ m o lé c u la i r e

P n i t r a te ( 2 ) _ p r o to x y d e _ d 'a z o te

1 3 6


0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

4 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Co

nce

ntr

atio

n e

n A

GV

(m

g C

/L)

0

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3

4

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6

7

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9

pH

P n it ra te (2 )_ a c é ta te

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P n it ra te (2 )_ b u ty ra te

P n it ra te (2 )_ v a lé r a te

P n it ra te (2 )_ p H

1 3 6


Con

cent

rati

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n A

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g/l)

Con

cent

rati

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t NO

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N)

Con

cent

rati

on e

n S

O42-

(m

g/l)


- 148 -

1.2 Injections lors de la dégradation d’un déchet compost

1.2.a) Essais d’injections dans le réacteur Cnitrate(1)

Un premier essai d’injection de nitrate au cours de la dégradation d’un déchet compost a été réalisé dans le réacteur Cnitrate(1). Les cinq injections (jours 3, 17, 45 ,145 et 271) ont été suivies d’une production de N2 (Figure 33a, losanges rouges). Les trois premières réductions de nitrate sont rapides. Au bout de quatre jours, le nitrate n’est plus détecté dans la phase liquide (Figure 33c, carrés roses). Lors de la deuxième injection, une accumulation de nitrite est observée (Figure 33c, ronds bleus). Le N2O est très faiblement produit. Ces trois premières injections ont été réalisées au cours de la phase d’acidogenèse : les AGV s’accumulent (Figure 33b), le pH baisse (Figure 33b) et le gaz majoritairement produit est le CO2 (Figure 33a).

Les deux dernières réductions de nitrate ont nécessité un temps de conversion plus long,

respectivement de 49 et 33 jours (Figure 33c, carrés roses). Une accumulation de nitrite est mesurée lors de la réduction du nitrate injecté le jour 145 (Figure 33c, ronds bleus) et du N2O est produit à la suite de la dernière injection (Figure 33a, croix noires). Pour la première fois, du sulfate est détecté à la suite des deux dernières injections (Figure 33c, trait noir). Cette détection est transitoire. La consommation du sulfate est probablement réalisée par des bactéries sulfato-réductrices, comme au tout début de l’acidogenèse (Chapitre 2I4.3,

page 60). Puisque le sulfate n’est jamais détecté dans les témoins de dégradation C1, C2 et C3, cette production semble être liée aux réactions de conversion du nitrate. Les deux réductions seraient, au moins en partie, réalisées par des micro-organismes dénitrifiants autotrophes. En effet, la dénitrification autotrophe à partir de sulfure de métaux produit de sulfate (Equation 19, page 69). Ces deux réductions de nitrate ont eu lieu en phase stable de méthanogenèse. En effet, la phase de méthanogenèse a débuté au jour 75 (Figure 33a,

triangles noirs). Au moment des deux injections, les AGV n’étaient plus détectés dans la phase liquide. Cette absence de carbone facilement biodégradable semble conforter l’hypothèse d’une dénitrification autotrophe.

Les cinq réductions de nitrate dans un déchet compost ont été réalisées par des micro-organismes dénitrifiants. Le nitrate injecté au cours de l’acidogenèse est vraisemblablement réduit par des dénitrifiants hétérotrophes. Alors que le nitrate injecté au cours de la méthanogenèse stable semble être converti par une dénitrification autotrophe.


- 149 -

Figure 33 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Cnitrate(1) au cours du temps



a

b

c

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Pro

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um

ulé

e d

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O2

et de C

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mg d

e C

)

0

1 0 0

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4 0 0

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6 0 0

Pro

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ulé

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)

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C n i t r a t e ( 1 ) _ m é th a n e

C n i t r a t e ( 1 ) _ a z o te _ m o lé c u la i r e

C n i t r a t e ( 1 ) _ p r o to x y d e _ d 'a z o te

7 5


0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

4 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Concentr

ation e

n A

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(m

g C

/L)

0

1

2

3

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6

7

8

9

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C n itra te ( 1 )_ a c é ta te

C n i tra te ( 1 )_ p ro p io n a te

C n i tra te ( 1 )_ b u ty ra te

C n i tra te ( 1 )_ v a lé ra te

C n i tra te ( 1 )_ p H

7 5


0

2 0

4 0

6 0

8 0

1 0 0

1 2 0

1 4 0

1 6 0

1 8 0

2 0 0

2 2 0

2 4 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Teneur

en N

O3

- , N

O2

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)

et en S

O4

2- (

mg/L

)

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

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3 0 0 0

Concentr

ation e

n N

H4

+ (

mg N

/L)

C n itra te (1 )_ n itra te

C n itra te (1 )_ n itr i te

C n itra te (1 )_ s u lfa te

C n itra te (1 )_ a m m o n iu m

7 5


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N)

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cent

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n S

O42-

(m

g/l)


- 150 -

1.2.b) Essais d’injections dans le réacteur Cnitrate(2)

Un second essai d’injection de nitrate au cours de la dégradation d’un déchet compost a été réalisé dans le réacteur Cnitrate(2). Sur les cinq injections, quatre ont permis de produire du N2 (Figure 34a, losanges rouges 1

re, 3

e, 4

e et 5

e flèche). La réduction du nitrate en N2 lors de

la première, troisième et quatrième injection a lieu avec un taux de conversion compris entre 78 % et 100 %. Lors de la dernière injection de nitrate, une production de sulfate a été observée (Figure 34c, traits noirs après la dernière flèche).

La méthanogenèse démarre au jour 111 (Figure 34a et b). Les deux injections de nitrate aux jours 145 et 271 ont donc été faites pendant la méthanogenèse. Toutefois, il existe une différence entre ces deux injections. La réduction du nitrate injecté au jour 145 se fait en présence d’AGV dans la phase liquide (Figure 34b, 630 mg C-propionate/l et

80 mg C-acétate/l) tandis que celle au jour 271 se fait en l’absence AGV. Ces observations vont dans le même sens que celles faites avec le réacteur Cnitrate(1) : la réduction du nitrate en absence d’AGV semble être effectuée par des micro-organismes dénitrifiants autotrophes produisant du sulfate.

Le nitrate n’a pas été réduit en N2 lors de l’injection faite au jour 17 dans le réacteur

Cnitrate(2) (Figure 34a, losanges rouges après la 2e flèche). Du N2O est alors produit en plus

grande quantité que lors des quatre autres conversions de nitrate (Figure 34a, croix noires). La production de NH4

+ est moins évidente que lors des observations réalisées dans les essais Pnitrate(1) et Pnitrate(2) (Figures 31 et 32). L’erreur de mesure due aux analyses par chromatographie ionique du NH4

+ est supérieure dans Cnitrate(2) du fait d’une usure de la colonne de l’appareil. Toutefois, puisque le nitrate est réduit mais qu’il n’y a pas de production d’azote moléculaire, il semble que, comme pour les essais précédemment décrits, une réaction de nitrammonification ait lieu. Sur les cinq réductions de nitrate observées dans un déchet compost, trois semblent avoir été réalisées par dénitrification hétérotrophe, une par dénitrification autotrophe et une probablement par réaction dissimilatrice en ammonium.

1.3 Synthèse des observations sur le devenir du nitrate

Vingt injections de nitrate ont été réalisées au cours de la dégradation de deux types de

déchets. Les injections dans les quatre réacteurs, Pnitrate(1), Pnitrate(2), Cnitrate(1) et Cnitrate(2), ont permis de cibler différentes phases de la dégradation :

- le début de l’acidogenèse (4 injections) ; - l’acidogenèse (4 injections) ; - la fin de l’acidogenèse et le début de l’acétogenèse (4 injections) ; - la méthanogenèse active, fort débit de biogaz (2 injections) ; - la fin de la méthanogenèse, AGV détectés en faible quantité (3 injections) ; - la méthanogenèse stable, faible débit de biogaz, absence d’AGV (3 injections).

Il ressort de ces essais que le nitrate a été réduit par dénitrification dans seize cas sur

vingt. Parmi ces seize cas, trois ont été accompagnés d’une production de sulfate, laissant penser que la dénitrification était autotrophe. Lors des quatre autres cas de réduction de nitrate sur les vingt essais, il semble qu’une réaction dissimilatrice de réduction de nitrate en ammonium ait eu lieu.


- 151 -

Figure 34 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Cnitrate(2) au cours du temps



a

b

c

0

2 0

4 0

6 0

8 0

1 0 0

1 2 0

1 4 0

1 6 0

1 8 0

2 0 0

2 2 0

2 4 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Te

ne

ur

en

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3

- , N

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)

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2- (

mg

/L)

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

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2 5 0 0

3 0 0 0

Co

nce

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atio

n e

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mg

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)

C n itra te (2 )_ n it ra te

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C n itra te (2 )_ s u lfa te

C n itra te (2 )_ a m m o n iu m

1 1 1


0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

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2 5 0 0

3 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Pro

du

ctio

n c

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CH

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mg

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C)

0

1 0 0

2 0 0

3 0 0

4 0 0

5 0 0

6 0 0

Pro

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ctio

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C n i t r a te ( 2 ) _ a z o t e _ m o lé c u la i r e

C n i t r a te ( 2 ) _ p r o t o x y d e _ d 'a z o t e

1 1 1


0

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1 0 0 0

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3 5 0 0

4 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Concentr

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n A

GV

(m

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0

1

2

3

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5

6

7

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pH

C n it ra te (2 )_ a c é ta te

C n i t ra te (2 )_ p ro p io n a te

C n i t ra te (2 )_ b u ty ra te

C n i t ra te (2 )_ v a lé ra te

C n i t ra te (2 )_ p H

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n S

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(m

g/l)


- 152 -

2 Injections de nitrite 2.1 Injections lors de la dégradation d’un déchet putrescible

2.1.a) Essais d’injections dans le réacteur Pnitrite(1)

De la même façon que pour les injections de nitrate, du nitrite (250 mg N-NO2-) a été

injecté trois fois lors de la dégradation d’un déchet putrescible Pnitrite(1). Ces trois injections ont été réalisées aux jours 3, 17 et 45 au cours de la phase d’acidogenèse (Figure 35a et b).

Les deux premières injections de nitrite ont été suivies par une production de N2

(Figure 35a, losanges rouges après la 1re

et la 2e flèche). Le taux de conversion du nitrite en

N2 est de 100 %. Lors de la troisième injection réalisée au jour 45, le nitrite est consommé très

lentement et à vitesse constante (Figure 35c, ronds bleus). Une accumulation de N2O est détectée (Figure 35a, croix noires après la 3

e flèche). Le N2 est très peu produit (Figure 35a,

losanges rouges après la 3e flèche). A partir du jour 90, toutes les réactions semblent

bloquées : le nitrite est toujours présent dans la phase liquide (Figure 35c, ronds bleus), aucun gaz n’est produit (Figure 35a) et les AGV s’accumulent (Figure 35b). A partir du jour 49, lors de l’analyse des gaz, un dédoublement du pic de méthane est observé sur le tamis moléculaire (Figure 36). Ce phénomène a lieu lorsque du NO est analysé en même temps que le CH4 (communication personnelle, Varian). Il n’est cependant pas possible de quantifier précisément le NO avec l’appareillage analytique dont nous disposons, du fait d’une interaction entre ce gaz et la phase de notre colonne de chromatographie gazeuse. Toutefois, le pic correspondant au NO augmentait au cours du temps dans le réacteur Pnitrite(1). L’inhibition totale des réactions, qu’il s’agisse de la réduction du nitrite ou de la méthanogenèse, semble être liée à la présence de ce gaz intermédiaire de la dénitrification. Il a tout d’abord été choisi de laisser le système évoluer sans intervenir afin de tester sa capacité éventuelle à réduire le monoxyde d’azote. Le nitrite a été totalement réduit au jour 137, sans toutefois provoquer de diminution de la taille du pic de NO. Devant l’absence d’évolution du système, au jour 193, il a été décidé de purger le ciel gazeux et de le remplacer par de l’hélium afin d’évaluer si l’inhibition était réversible. Malgré cela, aucun gaz n’a été produit entre les jours 47 et 590.

Lors de l’essai d’injection de nitrite dans le réacteur Pnitrite(1), deux dénitrifications

ont été observées. A la suite de la troisième injection de nitrite, du NO semble s’être accumulé, provoquant une inhibition totale des réactions de dégradation de déchets.


- 153 -

Figure 35 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Pnitrite(1) au cours du temps

(les flèches bleues représentent les jours d’injections de nitrite) (a) Production cumulée de CO2, CH4, N2 et N2O


a

b

c

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

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0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Concentr

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0

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7

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9

pH

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P n it r i te (1 )_ p ro p io n a te

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P n it r i te (1 )_ p H

A C ID O G E N E S E

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

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Pro

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mg

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C)

0

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Pro

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0

2 0

4 0

6 0

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1 2 0

1 4 0

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Co

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g/l)


- 154 -

Figure 36 : Déboublement du pic de CH4 sur le tamis moléculaire en présence de NO

2.1.b) Essais d’injections dans le réacteur Pnitrite(2)

Un second essai d’injection de nitrite a été réalisé lors de la dégradation d’un déchet putrescible Pnitrite(2). Les cinq injections (jours 3, 17, 45, 145 et 271) ont toutes été suivies par une production de N2 (Figure 37a, losanges rouges). Une accumulation de N2O a été détectée après les injections des jours 17, 45 et 271 (Figure 37a, croix noires). Aucune autre réaction que la dénitrification hétérotrophe n’a été décelée lors de cet essai. Le temps maximal nécessaire à la conversion du nitrite est de 21 jours, obtenu lors de la dernière injection (Figure 37c, ronds bleus). Le dédoublement du pic de méthane n’a jamais été détecté sur le tamis moléculaire lors de l’analyse des gaz. Le NO ne semble donc pas s’être accumulé dans le système. Les cinq dénitrifications ont été complètes : le taux de conversion du nitrite en N2 et N2O est de 100 %.

La phase d’acidogenèse (Figures 37a et b) a duré 122 jours lors de la dégradation des déchets au cours de l’essai Pnitrite(2). Les trois premières injections de nitrite ont donc retardé le démarrage de la phase de méthanogenèse par rapport aux témoins de dégradation P(1), P(2) et P(3) (Figure 18c). Tout comme pour l’essai dans le réacteur Pnitrate(2), l’injection du jour 145 a été faite au tout début de la méthanogenèse. La réduction du nitrite a provoqué une inhibition passagère de la conversion des AGV en méthane, une augmentation de la concentration en AGV a en effet été remarquée (Figure 37b, après la 4

e flèche).

Contrairement à l’essai dans le réacteur Pnitrite(1), les injections de nitrite dans le

réacteur Pnitrite(2) n’ont pas provoqué l’accumulation de NO dans le système. Les cinq conversions de nitrite ont été réalisées par des micro-organismes dénitrifiants.

NO


- 155 -

Figure 37 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Pnitrite(2) au cours du temps



a

b

c

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Pro

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um

ulé

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e C

)

0

1 0 0

2 0 0

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Pro

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ulé

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e N

)

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P n i t r i t e ( 2 ) _ m é t h a n e

P n i t r i t e ( 2 ) _ a z o te _ m o lé c u la i r e

P n i t r i t e ( 2 ) _ p r o to x y d e _ d 'a z o t e

1 2 2


0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

4 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Concentr

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n A

GV

(m

g C

/L)

0

1

2

3

4

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6

7

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9

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P n it r i te (2 )_ a c é ta te

P n it r i te (2 )_ p ro p io n a te

P n it r i te (2 )_ b u ty ra te

P n it r i te (2 )_ v a lé r a te

P n it r i te (2 )_ p H

1 2 2


0

2 0

4 0

6 0

8 0

1 0 0

1 2 0

1 4 0

1 6 0

1 8 0

2 0 0

2 2 0

2 4 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


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O3

- , N

O2

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)

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O4

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mg/L

)

0

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1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

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3 0 0 0

Concentr

ation e

n N

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+ (

mg N

/L)

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1 2 2


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rati

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n A

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Con

cent

rati

on e

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g/l)

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en N

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t NO

2- (m

g de

N)

Con

cent

rati

on e

n S

O42-

(m

g/l)


- 156 -

2.2 Injections lors de la dégradation d’un déchet compost

2.2.a) Essais d’injections dans l’essai Cnitrite(1)

Du nitrite a été injecté au cours de la dégradation d’un déchet compost dans le réacteur Cnitrite(1), comme décrit dans le Chapitre 3 (Tableau 22). La première réduction de nitrite a été faite par dénitrification (Figure 38a, losanges rouges). Lors de la deuxième injection, le nitrite a été réduit très lentement et, comme lors de l’essai dans le réacteur Pnitrite(1), cette consommation semble linéaire (Figure 38c, ronds bleus). De même que dans le réacteur Pnitrite(1), du N2O et du NO sont produits au cours de la réduction du nitrite (Figure 38a, croix

noires). Le NO n’est pas mesuré mais le dédoublement du pic du méthane sur le tamis moléculaire est caractéristique (Figure 36). Une troisième injection a été faite au jour 45 alors qu’il restait encore du nitrite provenant de la deuxième injection. L’accumulation du NO dans le ciel gazeux s’est accrue et aucune production de gaz n’a eu lieu après le jour 20 (Figure 38a). La présence de NO semble avoir inhibé totalement les mécanismes biologiques de conversion de nitrite et de dégradation des déchets.

Comme lors de l’essai Pnitrite(1), le ciel gazeux a été purgé et remplacé par de l’hélium au jour 193. Il restait encore du nitrite dans la phase liquide (Figure 38c, ronds bleus). La production de gaz a redémarré au jour 473. La phase de méthanogenèse s’est mise en place à partir du jour 490. Dans cet essai Cnitrite(1), le retrait du NO du ciel gazeux semble avoir permis une reprise de la dégradation des déchets 280 jours plus tard. Il est toutefois possible qu’en purgant le ciel gazeux, d’autres composés que le NO provoquant l’inhibition aient été retirés. De plus, le temps entre la purge du ciel gazeux et la reprise des activités de dégradation ne permet pas d’être sûr qu’il y ait un rapport de cause à effet.

La première réduction du nitrite a été réalisée par dénitrification. Dès la seconde

injection de nitrite, du NO a été produit provoquant une inhibition totale de la dégradation des déchets. Cette inhibition a été levée 280 jours après avoir purgé le ciel gazeux.


- 157 -

Figure 38 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Cnitrite(1) au cours du temps



Remarque : l’axe du temps a une échelle différente de celle des sept autres réacteurs.

a

b

c

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

0 1 0 0 2 0 0 3 0 0 4 0 0 5 0 0 6 0 0


Pro

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ulé

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C n i t r i t e ( 1 ) _ a z o te _ m o lé c u la i r e

C n i t r i t e ( 1 ) _ p r o to x y d e _ d 'a z o t e

4 9 0


0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

4 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0 4 5 0 5 0 0 5 5 0 6 0 0


Concentr

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n A

GV

(m

g C

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0

1

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C n it r i te (1 )_ p ro p io n a te

C n it r i te (1 )_ b u ty ra te

C n it r i te (1 )_ v a lé ra te

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4 9 0


0

2 0

4 0

6 0

8 0

1 0 0

1 2 0

1 4 0

1 6 0

1 8 0

2 0 0

2 2 0

2 4 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0 4 5 0 5 0 0 5 5 0 6 0 0


Te

ne

ur

en

NO

2

- (m

g d

e N

)

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n S

O4

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mg

/L)

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

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2 5 0 0

3 0 0 0

Co

nce

ntr

atio

n e

n N

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mg

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)

C n itr i te (1 )_ n itr ite

C n itr i te (1 )_ s u lfa te

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4 9 0

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rati

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Con

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g de

N)

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cent

rati

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n S

O42-

(m

g/l)


- 158 -

2.2.b) Essais d’injections dans le réacteur Cnitrite(2)

Un second essai d’injections de nitrite dans un déchet compost a été mené dans le réacteur Cnitrite(2). Les cinq injections ont été suivies par une production de N2 (Figure 39a,

losanges rouges). Le taux de conversion du nitrite en azote moléculaire est de 100 %. Du N2O a uniquement été détecté lors de la réduction de nitrite injecté au jour 17 (Figure 39a, croix

noires). Du sulfate est détecté aux jours 174 et 193 (Figure 39c, traits noirs). Toutefois, contrairement aux détections de sulfate observées lors de la réduction du nitrate, réacteurs Cnitrate(1) et Cnitrate(2), la réduction de nitrite n’a pas eu lieu en méthanogenèse stable. Les AGV sont encore présents dans la phase liquide. En effet, dans ce réacteur, la phase d’acidogenèse a duré 206 jours (Figures 39a et b). La méthanogenèse devait commencer lors de l’injection au jour 145 puisqu’une augmentation de la concentration en AGV a été décelée à la suite de l’injection (Figure 39b, après la 4

e flèche). Le mécanisme de consommation des

AGV semble donc avoir été inhibé par la réduction du nitrite. Les cinq injections de nitrite ont permis la production de N2. Aucune

accumulation de NO n’a été détectée.

2.2.c) Synthèse des observations sur le devenir du nitrite

Seize injections de nitrite ont été réalisées dans les deux types de déchets. Nous avons ainsi pu suivre le devenir du nitrite en fonction de la période de dégradation du déchet. Les injections ont été faites :

- au tout début de l’acidogenèse (8 injections) - pendant l’acidogenèse (4 injections) - pendant la phase active de la méthanogenèse, fort débit de gaz (3 injections) - à la fin de la méthanogenèse, AGV encore détectés dans le lixiviat (1 injection). Nous pouvons remarquer qu’aucune injection n’a été faite en phase stable de

méthanogenèse. Ceci est dû au démarrage plus tardif de la méthanogenèse par rapport aux réacteurs dans lesquels a été injecté du nitrate. Treize des seize réductions de nitrite semblent avoir été réalisées par des micro-organismes dénitrifiants. Aucune réaction dissimilatrice en ammonium n’est suspectée. Dans deux réacteurs, du NO a été détecté, provoquant une inhibition totale des réactions biologiques.

3 Synthèse des résultats de réduction des oxydes d’azote

La réduction des NOx, nitrate ou nitrite, dans deux types de déchets a été réalisée par

différentes voies métaboliques. Sur les trente-six injections d’oxydes d’azote, vingt-six ont provoqué une dénitrification qui semble être hétérotrophe puisque ayant lieu en présence de carbone facilement utilisable par les micro-organismes (AGV). Dans trois cas, la dénitrification semble être autotrophe puisqu’elle est réalisée en absence d’AGV et coïncide avec l’apparition de sulfate. Une réduction de nitrate par une voie dissimilatrice en ion ammonium (nitrammonification) est suspectée dans quatre cas. Enfin, dans trois cas, la réduction de nitrite a provoqué l’accumulation de NO dans le ciel gazeux des réacteurs, provoquant une inhibition totale des réactions biologiques. Le tableau suivant reprend l’ensemble des résultats en précisant la voie de conversion des oxydes d’azote suspectée (DH pour dénitrification hétérotrophe, NA pour nitrammonification, DA pour dénitrification autotrophe). Le temps maximal nécessaire à la conversion des NOx a été relevé ainsi que le taux de conversion en N2 et N2O. La détection d’accumulation de nitrite (dans le cas de réduction de nitrate), de N2O ou de sulfate a également été notée (Tableau 43).


- 159 -

Figure 39 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Cnitrite(2) au cours du temps



a

b

c

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


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du

ctio

n c

um

ulé

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CH

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mg

de

C)

0

1 0 0

2 0 0

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6 0 0

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C n i t r i t e ( 2 ) _ p r o to x y d e _ d 'a z o t e

2 0 6


0

5 0 0

1 0 0 0

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2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

3 5 0 0

4 0 0 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


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ntr

atio

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0

1

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C n it r i te (2 )_ p ro p io n a teC n it r i te (2 )_ b u ty ra teC n it r i te (2 )_ v a lé ra teC n it r i te (2 )_ p H

2 0 6


0

2 0

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6 0

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1 0 0

1 2 0

1 4 0

1 6 0

1 8 0

2 0 0

2 2 0

2 4 0

0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0


Te

ne

ur

en

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2

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0

5 0 0

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Co

nce

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H4

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mg

N/L

)

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C n itr ite (2 )_ s u lfa te

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2 0 6


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g de

N)

Con

cent

rati

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O42-

(m

g/l)


- 160 -

Tableau 43 : Synthèse des réactions de conversion des oxydes d’azote observées dans les huit réacteurs test (DH : dénitrification hétérotrophe, NA : nitrammonification , DA : dénitrification autotrophe)

Jour de l’injection d’oxyde d’azote Réacteurs

3 17 45 145 271 Réaction de réduction du nitrate DH NA DH DH DH

Temps maximal nécessaire à la consommation du nitrate (jours) 4 9 4 29 14 Pourcentage de nitrate converti en N2+N2O (%) 80 20 76 90 100

Pnitrate(1)

Remarques : détection d’intermédiaires --- N2O N2O NO2-et N2O N2O

Réaction de réduction du nitrate NA NA DH DH DH Temps maximal nécessaire à la consommation du nitrate (jours) 7 18 52 2 7

Pourcentage de nitrate converti en N2+N2O (%) 14 11 100 80 103 Pnitrate(2)

Remarques : détection d’intermédiaires --- N2O NO2- et N2O N2O NO2

-

Réaction de réduction du nitrite DH DH Blocage --- --- Temps maximal nécessaire à la consommation du nitrite (jours) 2 2 92 --- ---

Pourcentage de nitrite converti en N2+N2O (%) 100 100 --- --- --- Pnitrite(1)

Remarques : détection d’intermédiaires N2O N2O N2O et NO Blocage réactions

Réaction de réduction du nitrite DH DH DH DH DH Temps maximal nécessaire à la consommation du nitrite (jours) 4 4 7 9 21

Pourcentage de nitrite converti en N2+N2O (%) 100 100 100 100 100 Pnitrite(2)

Remarques : détection d’intermédiaires N2O N2O N2O N2O N2O

Réaction de réduction du nitrate DH DH DH DA DA Temps maximal nécessaire à la consommation du nitrate (jours) 4 4 4 49 33

Pourcentage de nitrate converti en N2+N2O (%) 85 100 78 82 80 Cnitrate(1)

Remarques : détection d’intermédiaires N2O NO2- et N2O --- NO2

-, SO42-et N2O SO4

2- etN2O

Réaction de réduction du nitrate DH NA DH DH DA Temps maximal nécessaire à la consommation du nitrate (jours) 2 25 18 2 21

Pourcentage de nitrate converti en N2+N2O (%) 78 20 100 100 86 Cnitrate(2)

Remarques : détection d’intermédiaires --- --- --- --- SO42-

Réaction de réduction du nitrite DH Blocage Blocage --- --- Temps maximal nécessaire à la consommation du nitrite (jours) 2 --- 572 --- ---

Pourcentage de nitrite converti en N2+N2O (%) 100 --- --- --- --- Cnitrite(1)

Remarques : détection d’intermédiaires --- NO et N2O NO et N2O Blocage réactions

Réaction de réduction du nitrite DH DH DH DH DH Temps maximal nécessaire à la consommation du nitrite (jours) 2 18 7 10 2

Pourcentage de nitrite converti en N2+N2O (%) 100 100 100 100 100 Cnitrite(2)

Remarques : détection d’intermédiaires N2O N2O N2O SO42- et N2O ---


- 161 -

4 Conséquences des injections de NOx sur le processus de digestion 4.1 Lors des essais de dégradation d’un déchet putrescible

4.1.a) Impact sur le démarrage de la méthanogenèse

Comme nous l’avons vu au cours des paragraphes précédents, le démarrage de la méthanogenèse a été retardé lors des essais avec les injections d’oxydes d’azote (Figure 40). Ceci s’explique par le fait que la respiration sur des oxydants comme les oxydes d’azote est la réaction la plus favorable thermodynamiquement. En présence d’oxydes d’azote, les réactions d’acidogenèse et de méthanogenèse n’ont pas lieu ou très faiblement. L’observation d’une inhibition passagère de la méthanogenèse pendant la conversion des oxydes d’azote est en accord avec les résultats des précédentes études d’injections de NOx dans un massif de déchets (Burton et Watson-Craik, 1999 ; El-Mahrouki et Watson-Craik, 2004).

Figure 40 : Production cumulée de méthane lors des essais de dégradation d’un déchet putrescible en présence ou non d’oxyde d’azote

(les flèches noires représentent les jours d’injections de nitrate dans Pnitrate(1) et Pnitrate(2) et de nitrite dans Pnitrite(1) et Pnitrite(2))

4.1.b) Impact sur la production de méthane

La dénitrification étant dans la plupart des cas hétérotrophe, elle consomme du carbone : 2,86 mg de DCO par mg de N-NO3

- et 1,71 mg de DCO par mg N-NO2- convertis

en CO2, sans compter la part de carbone assimilée par les bactéries dénitrifiantes. Les cinq injections de NOx représentent 510 mg N, la concentration maximale de DCO consommée serait donc de 1,46 g. Cette valeur est trop faible pour induire des différences mesurables entre les essais avec et sans injections d’oxydes d’azote. Ainsi, si un impact lors des essais avec injections d’oxyde d’azote est détecté, il sera probablement dû aux phénomènes d’inhibition ou de retard plutôt qu’à une réorientation des flux de carbone vers la dénitrification. Il est donc cohérent que pour les deux essais Pnitrate(2) et Pnitrite(2), nous n’ayons pas constaté une différence significative en terme de production cumulée de méthane par rapport aux témoins (Figure 40).

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

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g d

e C

)

P(1) P(2) P(3)

Pnitrate(1) Pnitrate(2) Pnitrite(1) Pnitrite(2)


- 162 -

Pour l’essai Pnitrite(1), la production de méthane est très inférieure à celle des témoins puisque le NO a provoqué l’inhibition totale des processus de dégradation. La production cumulée de méthane obtenue dans le réacteur Pnitrate(1) est inférieure à celle des témoins. Plusieurs explications sont possibles.

La première est que lors des prélèvements du lixiviat, des AGV sont soutraits au système. Ainsi, ces AGV n’ont pas pu être convertis en méthane. Les prélèvements dans les essais avec ajout d’oxydes d’azote ont été plus nombreux que pour les témoins. Il est donc intéressant de calculer la quantité théorique de méthane qui aurait été produite à partir des AGV retirés. Pour cela, les calculs ont été faits en utilisant les productions théoriques d’un kilogramme de valérate, de butyrate, de propionate et d’acétate, qui sont respectivement de 721 l, 644 l, 537 l et 373 l de méthane (Barlaz et al., 1989). Nous constatons qu’en sommant la production réelle de méthane et la production potentielle due aux AGV prélevés, la quantité totale de méthane reste inférieure dans le réacteur Pnitrate(1) (Tableau 44, en vert). La production de méthane due aux AGV retirés dans Pnitrate(1) est de plus identique à celle du réacteur Pnitrate(2). Cette première hypothèse ne peut donc être retenue. Tableau 44 : Production théorique de méthane à partir des AGV retirés du système lors des prélèvements

de lixiviat pour les incubations de déchet putrescible (* pour Pnitrite(1) représente la quantité de méthane théorique à partir des AGV

restant dans la phase liquide lors de l’arrêt de l’incubation) Production de méthane (ml CH4) P(1) P(2) P(3) Pnitrate(1) Pnitrate(2) Pnitrite(1) Pnitrite(2)

Production cumulée de méthane produite

4741 4463 5820 2582 5511 646 4045

Production théorique de méthane à partir des AGV retirés du système

556 416 469 723 731 732

*2358 579

Somme 5297 4879 6289 3305 6242 1378 *3736

4624

La deuxième hypothèse est que le carbone a été converti sous une autre forme : une minéralisation conduit à la production de CO2 et/ou de CIT (Figure 41). Nous constatons en effet que lors d’injections d’oxyde d’azote, la fraction de CO2 et de CIT est proportionnellement plus importante que lors des essais témoins. Toutefois, pour Pnitrate(1), la quantité totale de carbone est inférieure à celle produite dans les réacteurs P(1) et Pnitrate(2). Nous pouvons donc conclure soit que le déchet initial mis dans Pnitrate(1) contenait moins de carbone que dans les autres essais, soit que le carbone est resté sous la forme solide, sans être converti.

La troisième hypothèse est donc que le déchet initial contenait moins de carbone que

la quantité prévue. En effet, étant donné qu’un mélange global a été fait (Chapitre 3I1.2,

page 83), les incertitudes sur la composition du déchet sont supérieures à celles que l’on obtiendrait pour un déchet reconstitué fraction par fraction pour chaque essai. L’erreur la plus probable vient de la poudre de verre qui a pu être mal répartie dans le déchet global. Ainsi, lors du prélèvement du mélange pour un essai, le poids attribué au verre a pu être remplacé par du papier, par exemple. Ceci entraîne la présence d’une quantité de carbone supérieure à la quantité théorique. De plus, ce carbone est biodégradable. Toutefois, le même protocole a été appliqué sur les essais témoins sans provoquer un écart de production aussi important. L’idéal aurait été de pouvoir faire un bilan en carbone. Toutefois, ne connaissant pas parfaitement l’état initial, cela ne peut être réalisé. Les essais que nous avons faits n’ont toutefois pas été réalisés dans ce but. Nous nous intéressions essentiellement aux voies de conversion des oxydes d’azote.


- 163 -

Figure 41 : Répartition de la production de carbone entre le CH4, le CO2, le CIT et le COT dans les réacteurs (a) P(1), (b) Pnitrate(1), (c) Pnitrate(2), (d) C(1), (e) Cnitrate(1) et (f) Cnitrate(2)

(remarque : les graphiques ont été tracés sans tenir compte du carbone présent initialement dans la phase liquide)

b

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

02

04

06

08

01

00

12

01

40

16

01

80

20

02

20

24

02

60

28

03

00

32

03

40

36

03

80

40

04

20

44

04

60

48

05

00

Temps (jours)

Em

issio

n d

e c

arb

on

e (

mg

de

C)

Dioxyde de carbone et CITMéthaneCOT

55%

36%

9%

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

02

04

06

08

01

00

12

01

40

16

01

80

20

02

20

24

02

60

28

03

00

32

03

40

36

03

80

40

04

20

44

04

60

48

05

00

Temps (jours)

Em

issio

n d

e c

arb

on

e (

mg

de

C)


51%

28%

21%

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

02

04

06

08

01

00

12

01

40

16

01

80

20

02

20

24

02

60

28

03

00

32

03

40

36

03

80

40

04

20

44

04

60

48

05

00

Temps (jours)

Em

issio

n d

e c

arb

on

e (

mg

de

C)


50%

39%

11%

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

02

04

06

08

01

00

12

01

40

16

01

80

20

02

20

24

02

60

28

03

00

32

03

40

36

03

80

40

04

20

44

04

60

48

05

00

Temps (jours)

Em

issio

n d

e c

arb

one (

mg d

e C

)


41%

49%

10%

a

c

d

e

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0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

020

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

280

300

320

340

360

380

400

420

440

460

480

500

Temps (jours)

Em

issio

n d

e c

arb

one (

mg d

e C

)


43%

41%

16%

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

02

04

06

08

01

00

12

01

40

16

01

80

20

02

20

24

02

60

28

03

00

32

03

40

36

03

80

40

04

20

44

04

60

48

05

00

Temps (jours)

Em

issio

n d

e c

arb

on

e (

mg

de

C)


47%

29%

24%


- 164 -

La quatrième hypothèse est que le carbone n’a pas été converti et qu’il est encore sous forme solide. Afin de tester cette hypothèse, le broyat de déchet dégradé a été analysé afin de connaître la composition en carbone et azote (Tableau 45). Nous constatons que pour les déchets issus d’incubation avec injections de NOx, le pourcentage de carbone est légèrement inférieur à celui obtenu dans les incubations des témoins (Tableau 45). Seul le pourcentage de carbone du déchet du réacteur Pnitrite(1) est légèrement supérieur, ce qui s’explique par le fait que dans cet essai les réactions biologiques ont été bloquées. Finalement, les analyses élémentaires des déchets dégradés prouveraient que les déchets issus des essais avec injections d’oxydes d’azote ne contiendraient pas proportionnelle-ment plus de carbone que ceux issus des témoins de dégradation.

Tableau 45 : Analyse élémentaire de la poudre de déchets dégradés

Essai Pourcentage de C Pourcentage de N C/N Moyenne P(1), P(2) et P(3)

(Tableau 37)

29,83 ± 2,01 [27,82 ; 31,85]

0,73 ± 0,07 [0,66 ; 0,80]

40,89 ± 4,16 [36,71 ; 45,05]

Pnitrate(1) 25,07 ± 2,49 0,78 ± 0,01 31,89 ± 1,98 Pnitrate(2) 24,76 ± 2,22 0,81 ± 0,08 30,54 ± 2,65 Pnitrite(1) 32,57 ± 2,11 1,51 ± 0,04 21,59 ± 2,96 Pnitrite(2) 25,92 ± 0,44 0,76 ± 0,06 33,97 ± 1,35

Moyenne C(1), C(2) et C(3) (Tableau 37)

24,82 ± 3,10 [21,72 ; 27,93]

0,96 ± 0,12 [0,84 ; 1,07]

26,18 ± 4,26 [21,92 ; 30,44]

Cnitrate(1) 24,98 ± 0,49 1,16 ± 0,04 21,60 ± 1,22 Cnitrate(2) 25,26 ± 0,79 0,87 ± 0,03 29,07 ± 1,02 Cnitrite(1) 20,98 ± 2,50 0,97 ± 0,15 21,71 ± 3,45 Cnitrite(2) 26,47 ± 0,42 1,30 ± 0,06 20,32 ± 1,52

Afin de tester la stabilité du déchet final, des tests BMP ont été réalisés sur la poudre de déchets issus des essais avec injections de NOx (Tableau 46). L’arrêt de la dégradation des déchets provenait bien du manque de carbone et non pas d’une carence ou d’une inhibition, exception faite du réacteur Pnitrite(1) dans lequel une inhibition par le NO avait été observée. Le déchet issu de Pnitrite(1) est le seul ayant produit une quantité de gaz significativement différente de celle des témoins négatifs des tests BMP et des témoins de dégradation de déchet putrescible (47 ml, contre 4 ml pour les témoins négatifs). Ce résultat est cohérent. Nous aurions même pu nous attendre à avoir une production de méthane supérieure. Toutefois, l’hydrolyse avait eu lieu malgré l’inhibition par le NO puisque les AGV sont retrouvés dans la phase liquide (Tableau 44), il ne restait donc que peu de carbone encore potentiellement dégradable dans le résidu solide.

Tableau 46 : Résultats des tests BMP pour les témoins de dégradation

Essai Production de CH4 (mg de C)

Production de CO2 (mg de C)

Production de CIT (mg de C)

Production de COT (mg de C)

Moyenne P (Tableau 38)

1,36 ± 0,26 0,46 ± 0,42 3,78 ± 1,07 6,79 ± 1,35

Pnitrate(1) 1,83 ± 0,43 0,60 ± 0,28 5,26 ± 0,69 7,27 ± 1,20 Pnitrate(2) 3,26 ± 0,21 1,48 ± 0,21 6,09 ± 0,12 8,84 ± 0,72 Pnitrite(1) 14,68 ± 1,75 6,26 ± 0,88 6,76 ± 1,21 13,58 ± 3,30 Pnitrite(2) 2,64 ± 0,33 0,95 ± 0,35 6,35 ± 0,50 8,32 ± 0,10

Moyenne C (Tableau 38)

0,59 ± 0,41 0,14 ± 0,23 2,77 ± 0,76 4,97 ± 0,83

Cnitrate(1) 1,23 ± 0,45 0,31 ± 0,15 4,94 ± 0,23 6,62 ± 0,44 Cnitrate(2) 1,06 ± 0,25 0,31 ± 0,26 4,91 ± 0,54 7,13 ± 1,11 Cnitrite(1) 3,12 ± 0,51 1,20 ± 0,09 3,68 ± 0,49 7,56 ± 1,35 Cnitrite(2) 2,74 ± 0,18 1,10 ± 0,30 6,44 ± 0,87 9,23 ± 0,68


- 165 -

Finalement, puisque le déchet issu de l’incubation dans Pnitrate(1) est stable en conditions anaérobies, que son pourcentage de carbone est semblable à celui des autres essais, l’hypothèse la plus vraisemblable pour expliquer la plus faible production de méthane dans ce réacteur serait la présence initiale d’une quantité inférieure de carbone.

4.2 Lors des essais de dégradation d’un déchet compost

4.2.a) Impact sur le démarrage de la méthanogenèse

Tout comme pour les essais de dégradation d’un déchet putrescible, nous avons constaté que les injections d’oxydes d’azote lors de la dégradation d’un déchet compost avaient provoqué un retard dans le démarrage de la méthanogenèse (Figure 42).

Figure 42 : Production cumulée de méthane lors des essais de dégradation d’un déchet compost en présence ou non d’oxydes d’azote

(les flèches noires représentent les jours d’injections de nitrate dans Cnitrate(1) et Cnitrate(2) et de nitrite dans Cnitrite(1) et Cnitrite(2))

4.2.b) Impact sur la production de méthane

La production cumulée de méthane est inférieure dans les quatre cas d’injections d’oxydes d’azote. Toutefois, pour les essais Cnitrite(2) et Cnitrate(2), les quantités d’AGV retirées permettent d’expliquer en partie la différence de production de méthane observée (Tableau 47). Pour les deux autres essais, les mêmes hypothèses que celles proposées au paragraphe précédent peuvent être émises. Encore une fois, nous remarquons que la production de méthane, mais également la production totale de carbone, est inférieure dans les essais Cnitrate(1) et Cnitrate(2) par rapport aux témoins (Figure 41). Les pourcentages de carbone obtenus dans les déchets issus des essais avec injections d’oxydes d’azote sont identiques à ceux obtenus lors des essais témoins (Tableau 45).

Les tests BMP ont permis de prouver que les déchets dégradés issus des essais avec injections d’oxydes d’azote étaient stables (Tableau 46).

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

e d

e C

H4

(mg d

e C

)

C(1) C(2) C(3)

Cnitrate(1) Cnitrate(2) Cnitrite(1) Cnitrite(2)


- 166 -

Tableau 47 : Production théorique de méthane à partir des AGV retirés du système lors des prélèvements

de lixiviat pour les incubations de déchet compost

Production de méthane (ml CH4) C(1) C(2) C(3) Cnitrate(1) Cnitrate(2) Cnitrite(1) Cnitrite(2)

Production cumulée réelle de méthane 4570 4054 4159 2072 2924 2376 3445

Production théorique de méthane à partir des AGV retirés du système

390 202 198 524 521 527 515

Somme 4960 4256 4357 2596 3445 2903 3960

4.3 Conclusion

Les injections d’oxydes d’azote ont provoqué un retard dans le démarrage de la

méthanogenèse. Nous ne pouvons pas établir de bilan carbone puisque nous ne connaissons pas parfaitement l’état initial. Nous constatons néanmoins que les erreurs ne doivent pas être trop importantes puisque les essais de dégradation en triplicat pour les témoins ont permis une bonne reproductibilité. De plus, les proportions de carbone et d’azote dans le déchet dégradé final pour les essais, avec ou sans injections d’oxydes d’azote, sont très proches.

Les résultats des huit réacteurs avec injections d’oxydes d’azote ayant été présentés et

les conséquences de ces injections sur le processus de digestion anaérobie ayant été discutées, nous allons à présent interpréter et discuter l’obtention des différentes voies de réduction des oxydes d’azote.


- 167 -

III Mise en évidence des voies de réduction des oxydes d’azote 1 Réduction des oxydes d’azote par dénitrification

1.1 Réduction par des micro-organismes hétérotrophes

1.1.a) La dénitrification hétérotrophe

La dénitrification hétérotrophe est la réaction de réduction d’oxydes d’azote la plus couramment observée en présence d’une source de carbone organique. Une équation de réduction de nitrate avec l’acétate pour donneur d’électron a été présentée au Chapitre 2

(Equation 20, page 69). Au cours des essais d’injections de nitrite ou de nitrate, la dénitrification hétérotrophe semble être la réaction majoritairement observée (26 fois sur 36 injections, Tableau 43). Un exemple représentatif est illustré Figure 43. La plupart des intermédiaires de la dénitrification sont détectés. Le nitrate est présent pendant moins de 5 jours (Figure 43a, carrés roses) et le nitrite pendant 7 jours au plus (Figure 43a, ronds

bleus). La production d’azote sous forme gazeuse se fait entre les jours 18 et 19 pour le protoxyde d’azote (Figure 43b, croix noires), une partie de ce gaz est ensuite convertie en N2, la partie non convertie correspond à celle éliminée hors du système, la production d’azote moléculaire se fait entre les jours 20 et 40 (Figure 43b, losanges rouges).

Figure 43 : Réduction du nitrate par dénitrification hétérotrophe (Cnitrate(1) entre les jours 12 et 42)

a

b

0

20

40

60

80

100

120

140

160

12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42

Temps (jours)

Te

ne

ur

en

NO

3- ,

NO

2- (m

g d

e N

)

et e

n S

O42- (

mg

/L)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

Co

nce

ntr

atio

n e

n N

H4

+

(mg

N/L

)

Cnitrate(1)_nitrate

Cnitrate(1)_nitrite

Cnitrate(1)_sulfate

Cnitrate(1)_ammonium

ACIDOGENESE

0

50

100

150

200

250

300

12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42

Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

e d

e N

2

(mg d

e N

)

0

1

2

3

4

5

6

Pro

duction c

um

ulé

e d

e

N2O

(m

g d

e N

)

Cnitrate(1)_azote_moléculaire

Cnitrate(1)_protoxyde_d'azote

ACIDOGENESE

Ten

eur

en N

O3- e

t NO

2- (m

g de

N)

Con

cent

rati

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n S

O42-

(m

g/l)

Con

cent

rati

on e

n N

H4+

(mg/

l)

Ten

eur

en N

O3- e

t NO

2- (m

g de

N)

Con

cent

rati

on e

n S

O42-

(m

g/l)


- 168 -

Il est vraisemblable que la dénitrification observée soit hétérotrophe. Les micro-organismes hétérotrophes ont pu se développer du fait de la présence de carbone organique sous une forme facilement utilisable (AGV). Il n’est cependant pas possible de vérifier cette hypothèse par le calcul de la quantité de carbone consommée par les micro-organismes pour réaliser la dénitrification. En effet, la concentration en AGV mesurée ne reflète que la différence entre une production par les micro-organismes acidogènes et une consommation qui peut être réalisée à la fois par les micro-organismes acétogènes et les dénitrifiants.

La dénitrification hétérotrophe semble être la réaction majoritairement observée

dans la littérature (Burton et Watson-Craik, 1999, Burton et Watson-Craik, 2001 ; Bae et al., 2002 ; Jokela et al., 2002). Toutefois, lors des études réalisées dans un massif de déchets, ni l’azote ammoniacal ni le sulfate ne sont mesurés. Il est ainsi impossible d’exclure formellement une conversion du nitrate par les autres voies de réduction.

1.1.b) Le temps de conversion des oxydes d’azote Lors de la conversion des oxydes d’azote en N2, il existe un temps de latence entre la

fin de la détection des NOx dans le liquide et la fin de la production de l’azote sous forme gazeuse (N2O et N2). Ainsi, dans l’exemple précédent (Figure 43), les NOx ne sont plus détectés à partir du jour 26 tandis que la fin de la production de N2 a lieu au jour 40. Cette observation a déjà été rapportée dans la littérature (Percheron et al., 1998). L’hypothèse la plus vraisemblable est que les intermédiaires de la dénitrification qui ne sont pas détectés passent par des formes intracellulaires dissoutes lors de cette phase transitoire entre la phase liquide et la phase gazeuse. La phase de latence est plus courte lors de la réduction du nitrite par rapport au nitrate. Ceci peut s’expliquer par le fait que la réduction du nitrite nécessite une étape en moins que celle du nitrate.

1.1.c) Le taux de conversion D’une façon générale, il a été constaté que le taux de conversion du nitrite en N2 et

N2O était supérieur à celui du nitrate (Tableau 43, page 160). Il est en effet toujours de 100 % pour le nitrite et n’est parfois que de 76 % pour le nitrate. Ces résultats sont en accord avec ceux obtenus par Beccari et al. (1983), qui observent des taux maximum de dénitrification du nitrite et du nitrate respectivement de 0,52 et 0,32 mg d’azote (N) par milligramme de matières volatiles en suspension et par jour. La part d’azote venant du nitrate et n’étant pas convertie en azote gazeux a pu être assimilée par les micro-organismes et transformée en ammonium par ammonification. Etant donné que le lixiviat utilisé pour les essais contenait déjà 1500 mg N-NH4

+/l, il est très difficile de mettre en évidence une augmentation de quelques dizaines de milligrammes d’azote. En effet, l’analyse du NH4

+ nécessite une dilution au centième, ce qui entraîne une précision maximale voisine de 50 mg N-NH4

+/l. Pour expliquer une différence de taux de conversion entre le nitrite et le nitrate en N2

et N2O, il est également possible qu’une faible quantité de nitrite ait réagi avec la même quantité de NH4

+ pour donner du N2. Cette réaction est appelée réaction anaérobie d’oxydation de l’ammonium (Anammox). L’équation a été donnée dans le Chapitre 2 (Equation 22, page 74). Toutefois, si cette réaction a lieu dans les réacteurs, elle ne peut être majoritaire. En effet, une réduction complète du nitrite par Anammox aurait consommé une quantité de NH4

+ suffisante (250 mg N-NH4+/l) pour qu’une diminution de la concentration

soit décelée. De plus, la production de N2 aurait été deux fois supérieure à celle générée par


- 169 -

une dénitrification. En effet, pour chaque mole de nitrite réduit par réaction Anammox, une mole d’ammonium est utilisée, soit une mole de N2 produite, contre une demie mole par dénitrification (comparaison des Equations 20 et 22, pages 69 et 74).

Lors d’injections d’oxydes d’azote dans un massif de déchets, le dosage du N2 a

rarement été réalisé (Tableau 12, page 79). Le seul article où l’azote sous forme gazeuse est analysé est celui de Price et al. (2003). Ils obtiennent des taux de conversion lors de la dénitrification hétérotrophe compris entre 95,2 % et 106,2 %. Les taux de dénitrification que nous avons obtenus sont moins élevés (76 % au minimum lors d’une dénitrification,

Tableau 43, page 160). Toutefois, après la fin de la dénitrification, nous avons observé une consommation de l’azote moléculaire présent dans le ciel gazeux. Cette réaction de consommation a pu commencer pendant la dénitrification, faussant ainsi la quantité maximale de N2 produite.

1.2 Réduction des oxydes d’azote par dénitrification chimique Lors de trois dénitrifications à partir de nitrite, une accumulation de NO a été

détectée (Tableau 43). Le monoxyde d’azote est un intermédiaire de la dénitrification (Ye et

al., 1994 ; Zumft, 1997). Toutefois, sa détection est souvent liée à une dénitrification chimique plutôt que microbiologique (Tiedje, 1988). La constatation d’une réduction du nitrite quasi linéaire (Figure 44) se rapproche de l’observation faite par Percheron et al. (1998). Ils ont en effet démontré que cette conversion linéaire du nitrite produisant du NO était due à une dénitrification chimique. Le nitrite est réduit par le fer selon l’équation suivante :

OHNOFeHNOFe 23

22 2 ++→++ ++−+ molkJG /38−=°∆ (Thauer et al., 1977) [32]

Figure 44 : Réduction du nitrite en NO (Pnitrite(1) entre les jours 40 et 150)

Des dosages de Fe2+ et de Fe3+ ont été réalisés dans les réacteurs Cnitrite(1) et Cnitrite(2)

afin de comparer la spéciation du fer. En effet, le NO ne s’est accumulé que dans Cnitrite(1). Toutefois, aucune différence de spéciation n’a été constatée. Cependant, il est possible que dans un milieu complexe, la concentration en Fe2+ ne varie pas du fait d’une production

0

20

40

60

80

100

120

140

160

40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150

Temps (jours)

Teneur

en N

O3- e

t N

O2

- (m

g d

e N

)

et

en S

O4

2- (

mg/L

)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000C

oncentr

ation e

n N

H4

+ (

mg N

/L)

Pnitrite(1)_nitrite

Pnitrite(1)_ammonium

ACIDOGENESE

Ten

eur

en N

O3- e

t NO

2- (m

g de

N)

Con

cent

ratio

n en

SO

42- (

mg/

l)

Con

cent

ratio

n en

NH

4+ (

mg

N/l)


- 170 -

pendant l’acidogenèse compensant ainsi les pertes de Fe2+dues à la dénitrification chimique. De plus, l’injection de nitrite a pu modifier les conditions d’oxydo-réduction et ainsi entraîner la modification de la spéciation du fer. Pour prouver que cette production de NO était bien chimique, un essai dans un réacteur abiotique aurait pu être fait. Toutefois, il est peu vraisemblable qu’une accumulation de NO ait lieu dans une installation de stockage de déchets du fait de la circulation des gaz permettant la réduction du NO. La cause de ce phénomène n’a pas été déterminée. L’hypothèse d’un pH plus bas tendant à favoriser l’accumulation de NO ne peut être retenue dans notre cas. En effet, le pH est plus élevé dans les réacteurs où le phénomène d’accumulation de NO a été observé que dans ceux où le NO n’a pas été détecté (comparaison Figures 35b et 37b, Figures 38b et 39b). Les AGV s’accumulent à de très fortes concentrations dans les deux réacteurs lors de la production de NO : sous la forme de butyrate (Figure 35b) dans le réacteur Pnitrite(1) et sous la forme de propionate (Figure 38b) dans Cnitrite(1). Toutefois, ces accumulations sont plus vraisemblablement la conséquence d’un effet toxique du NO sur les micro-organismes acétogènes que la cause de l’inhibition. Cette accumulation des AGV en présence de NO a également été observée par d’autres auteurs (Klüber et Conrad, 1998a). Une accumulation des AGV était détectée lors d’ajout de nitrite ou de NO. Ce phénomène n’avait pas lieu lors d’ajout de nitrate ou de N2O. Selon eux, cela était dû au résultat d’un effet toxique du nitrite et du NO sur les méthanogènes acétoclastes. L’hypothèse la plus plausible serait la présence ou l’absence d’un élément dans le lixiviat utilisé. En effet, les deux réacteurs où le nitrite a provoqué une accumulation de NO, Pnitrite(1) et Cnitrite(1), ont été réalisés à partir du même lixiviat initial (L1, Tableau 22,

page 91) tandis que les injections de nitrite dans Pnitrite(2) et Cnitrite(2), réalisées avec le lixiviat L3, n’ont pas provoqué d’accumulation de NO. Puisque l’hypothèse d’une réaction chimique est la plus vraisemblable, il se peut que le lixiviat L1 contienne un métal en plus grande quantité que le lixiviat L3.

1.3 Réduction par des micro-organismes autotrophes

1.3.a) La dénitrification autotrophe

La dénitrification autotrophe est observée en général lorsque aucune source de carbone organique n’est disponible. Les micro-organismes utilisent alors un donneur d’électron inorganique. Une équation de dénitrification autotrophe a été présentée dans le Chapitre 2 (Equation 19, page 69). Lors de cette réaction, les micro-organismes utilisent le sulfure de fer (FeS) et produisent du sulfate.

Un exemple représentatif de dénitrification avec observation de production de sulfate est illustré par la Figure 45. Lors de l’injection de nitrate au jour 271 (Figure 45a, carrés

roses), la réduction du nitrate dure 22 jours. Le nitrite ne s’accumule quasiment pas (Figure 45a, ronds bleus). Du N2O et du N2 sont produits (Figure 45b). La détection du sulfate dure au moins 72 jours et au plus 172 jours (Figure 45a, traits noirs). En effet, aucune analyse n’a été faite pendante cette période de 100 jours. La détection de sulfate a eu lieu trois fois pour l’ensemble des huit réacteurs. Elle correspond à des injections de nitrate réalisées dans des réacteurs ne contenant pas d’AGV en phase liquide. Le fait qu’il n’y ait plus de carbone organique sous une forme facilement utilisable par les micro-organismes conforte l’hypothèse d’une dénitrification autotrophe à partir de sulfure de métaux.


- 171 -

Figure 45 : Réduction du nitrate par dénitrification autotrophe (Cnitrate(2) entre les jours 240 et 450)

En calculant la concentration théorique maximale de sulfate produit par la

réduction de la quantité d’azote injectée (Equation 19, page 69), la valeur attendue serait d’environ 1100 mg SO4

2-/l. Cette valeur n’a pas été atteinte lors de la dénitrification. Nous ne pouvons pas pour autant en conclure que la dénitrification n’était pas totalement autotrophe. En effet, puisque le sulfate est consommé à la suite de sa production, vraisemblablement par sulfato-réduction, cette consommation a pu avoir lieu en même temps que sa production. Il est donc impossible de calculer le pourcentage de nitrate réduit par dénitrification autotrophe. Le dosage du H2S aurait éventuellement permis de mieux calculer la quantité de soufre mobilisée par la dénitrification autotrophe. Malheureusement, ce gaz n’a pas été dosé pendant la phase de méthanogenèse. Toutefois, lors d’injections de nitrate dans du compost, Onay et Pohland (2001) ont trouvé des concentrations en sulfate inférieures aux valeurs théoriques. Ils expliquent cela par une éventuelle fraction de nitrate qui serait réduite par dénitrification hétérotrophe. Il est donc possible que la réduction du nitrate n’ait pas entièrement été réalisée par des micro-organismes autotrophes. De plus, Onay et Pohland (2001) observent visuellement des dépôts noirs à la surface du compost, ce qui indique, selon eux, une précipitation du soufre sous forme de sulfure de fer. Dans notre cas, le lixiviat utilisé était très coloré, ce qui a entraîné une coloration du déchet compost. Il n’était donc pas évident de constater si une précipitation de sulfure de fer a eu lieu ou non.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240 270 300 330 360 390 420 450

Temps (jours)

Te

ne

ur

en

NO

3- e

t N

O2

- (m

g d

e N

)

et

en

SO

42- (

mg

/L)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

Co

nce

ntr

atio

n e

n N

H4

+ (

mg

N/L

)

Cnitrate(2)_nitrateCnitrate(2)_nitrite

Cnitrate(2)_sulfateCnitrate(2)_ammonium

METHANOGENESE

300

350

400

450

500

240 270 300 330 360 390 420 450

Tem ps (jou rs)

Pro

duction c

um

ulé

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e N

2

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e N

)

0

2

4

6

8

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12

14

16

18

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duction c

um

ulé

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e N

2O

(mg d

e N

)

C n itra te (2 )_azo te_m o lécu la ire

C n itra te (2 )_p ro toxyde_d 'azo te

M E TH A N O G E N E S E

a

b

Ten

eur

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O3- e

t NO

2- (m

g de

N)

Con

cent

ratio

n en

SO

42- (

mg/

l)

Con

cent

rati

on e

n N

H4+

(mg/

l)


- 172 -

1.3.b) Conséquence de la dénitrification autotrophe sur les métaux Une dénitrification autotrophe à partir de sulfures de métaux produit du sulfate

mais également des métaux dissous (Equation 19, page 69). Cette réaction peut avoir pour conséquence un relargage de métaux dans le lixiviat. La réaction n’a été observée que dans le déchet compost en phase stable de méthanogenèse. Toutefois, pour les injections au jour 271 dans le déchet putrescible, il restait des AGV dans le système. Il est donc possible que si des injections de nitrate avaient été faites lors de l’obtention d’une phase stable de méthanogenèse à la suite de la dégradation d’un déchet putrescible, une dénitrification autotrophe ait aussi été détectée. Ceci a été obtenu par Price et al. (2003) lors d’injections de nitrate en phase stable de méthanogenèse. Ainsi, le relargage de métaux, s’il avait lieu, se produirait à un moment où le lixiviat est analysé moins souvent (Chapitre 1, page 33) et où les barrières d’étanchéité pourraient être altérées. Les conséquences pour l’environnement pourraient être importantes.

C’est pourquoi la concentration en métaux à la fin de l’essai de dégradation de

Cnitrate(1) a été comparée à celle du témoin réalisé dans le même lixiviat initial C(1) (Tableaux

18 et 21). De la même façon, les concentrations en métaux de Cnitrate(2) ont été comparées à celles de C(3) (Tableaux 18 et 21), toutes deux également issues du même lixiviat. La comparaison du réacteur test par rapport au réacteur témoin permet de prendre en compte les concentrations de métaux dans le lixiviat initial et celles produites au cours de la dégradation du déchet (Tableau 48). Il est ainsi possible de voir l’effet des oxydes d’azote. Certains métaux semblent être sous forme libre en quantité supérieure lors des deux essais où une dénitrification autotrophe a été observée (Zn, Sn, Pb, Fe et Cr), alors que d’autres le sont en quantité inférieure (Se, Sr et Al). Pour le Cu, le Cd et le Mn, la concentration est parfois supérieure ou inférieure en fonction de l’essai. Au final, les différences de concentration en métaux libres dans les essais où une dénitrification autotrophe a été observée ne sont pas très importantes. Toutefois, pour réellement voir l’effet de la dénitrification autotrophe, il aurait fallu analyser des échantillons prélevés au moment où le sulfate était présent. Ces analyses ont été faites mais des problèmes lors de la minéralisation des échantillons ne permettent pas d’exploiter les résultats. Le volume d’échantillon prélevé n’a pas permis de renouveler ces essais. En ne faisant qu’une unique analyse en fin de dégradation des déchets, l’ensemble des phénomènes ayant eu lieu pendant les 500 jours sont pris en compte, sans permettre de distinguer l’effet propre à la dénitrification autotrophe. Lors de l’essai réalisé par Onay et Pohland (2001), le sulfate était réduit en H2S. Les métaux n’ont pas été dosés. En revanche, Price et al. (2003) ont également constaté une production de sulfate en phase stable de méthanogenèse. Dans ces essais, le sulfate n’était pas consommé. Ils n’ont pas observé d’augmentation de la concentration en Cd, Cr, Fe et Mn à la suite de la dénitrification autotrophe. Dans un milieu complexe, la mobilité des métaux peut être limitée par la précipitation sous forme d’hydroxydes et de carbonates, mais également par de l’échange ionique ou par des phénomènes d’adsorption (Gould et al., 1990 ; Christensen et al., 2001). La multiplicité et la complexité des phénomènes en jeu ne nous permettent pas une interprétation plus développée de ces résultats.


- 173 -

Tableau 48 : Analyse de métaux sur les surnageants de centrifugation à la fin de la dégradation des essais Cnitrate(1), Cnitrate(2), C1 et C3

(en rouge, les métaux produits en plus grande quantité par les deux réacteurs test, et en vert ceux produits en moins grande quantité)

Métaux

Comparaison des métaux produits entre Cnitrate(1) et C(1) (%)

100)1(

)1()1(×

−

nitrate

nitrate

C

CC

Comparaison des métaux produits entre Cnitrate(2) et C(3) (%)

100)2(

)3()2(×

−

nitrate

nitrate

C

CC

Zn 39 33 Sn 19 35 Pb 69 30 Fe 45 36 Cr 9 10 Cu 42 -13 Cd 78 -315 Mn 38 -330 Se -37 -13 Sr -49 -107 Al -17 -5

2 Réduction de nitrate par nitrammonification 2.1 Mise en évidence

Lors des trente-six injections d’oxydes d’azote, quatre réductions de nitrate ont eu lieu

sans production d’azote moléculaire (Tableau 43). Cette réaction a été détectée une fois après une injection de nitrate au jour 3 et trois fois après une injection au jour 17. Une réaction de réduction de nitrate en ammonium (nitrammonification) est suspectée (Equation 21, page 73). Un exemple de cette réaction est présenté (Figure 46). La concentration en NH4

+ augmente après la réduction du nitrate (Figure 46a, triangles verts).

L’évolution de la concentration en NH4

+ a été comparée entre les différents essais afin de mettre en évidence une augmentation de la concentration en NH4

+ (Figure 47). Cette comparaison a tout d’abord été effectuée pour les injections réalisées au jour 3. Pour cela, la concentration en NH4

+ du jour 3 a été soustraite aux concentrations mesurées entre les jours 3 et 17. En regardant l’allure des courbes, nous constatons qu’entre les jours 3 et 17 (Figure 47a), la concentration en NH4

+ a uniquement augmenté dans le réacteur Pnitrate(2) (ronds rouges en trait plein). Dans ce réacteur, la production de N2 n’a pas dépassé celle mesurée dans les trois témoins de dégradation (20 mg N-N2). L’augmentation de la concentration en NH4

+ dans le réacteur Pnitrate(2) par rapport aux réacteurs P(1), P(2) et Pnitrate(1) est de 129 mg N-NH4

+ au jour 5. Puisque 144 mg N-NO3- avaient été injectés au

jour 3 dans Pnitrate(2), 89 % de nitrate a été réduit en ammonium par une réduction dissimilatrice (nitrammonification).


- 174 -

Figure 46 : Réduction du nitrate par nitrammonification (Pnitrate(1) entre les jours 15 et 35)

Entre les jours 17 et 45, la concentration en NH4

+ semble augmenter dans Cnitrate(2), Pnitrate(1) et Pnitrate(2) (Figure 47b, trait plein). Lors de la réduction du nitrate dans ces trois réacteurs, aucune production de N2 n’a été détectée. Le calcul de la quantité de nitrate convertie en NH4

+ est impossible à faire puisqu’il existe déjà un écart important entre les deux témoins : environ 70 mg N-NH4

+ entre P(1) et P(3) au jour 26. Ces courbes n’ont pas été ajoutées sur la Figure 47b par souci de clarté.

Dans les quatre cas d’absence de dénitrification, une augmentation de la

concentration en NH4+ semble avoir lieu. La réaction de conversion du nitrate serait donc

une réaction de réduction dissimilatrice en ammonium (nitrammonification).

0

50

100

150

200

15 20 25 30 35

Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

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e N

2

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e N

)

0

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10

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um

ulé

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e N

2O

(mg d

e N

)

Pnitrate(1)_azote_moléculaire

Pnitrate(1)_protoxyde_d'azote

ACIDOGENESE

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

15 20 25 30 35

Temps (jours)

Te

ne

ur

en

NO

3- e

t e

n N

O2

-

(mg

de

N)

1000

1050

1100

1150

1200

1250

1300

1350

1400

1450

1500

Concentr

ation e

n N

H4

+

(mg N

/L)

Pnitrate(1)_nitrate

Pnitrate(1)_nitrite

Pnitrate(1)_ammonium

ACIDOGENESEa

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en N

O3- e

t NO

2- (m

g de

N)

Con

cent

rati

on e

n N

H4+

(mg/

l)


- 175 -

Figure 47 : Evolution de la concentration en NH4+ dans les essais d’injections de nitrate

(les traits symbolisent une réduction du nitrate probablement par nitrammonification et les pointillés par dénitrification) (a) Pour la période de temps de 3 à 17 jours et (b) Pour la période de temps de 17 à 45 jours

2.2 Détermination du paramètre favorisant la voie de réduction du nitrate par nitrammonification plutôt que par dénitrification

Comprendre ce qui oriente la réduction du nitrate vers la dénitrification ou vers la

réduction dissimilatrice en ammonium est essentiel dans la gestion des flux d’azote lorsqu’une recirculation de lixiviat nitrifié est réalisée dans un massif de déchets. En effet, dans le cas d’une nitrammonification, les ions ammonium transformés par nitrification retournent à leur état initial. Il n’y a donc plus élimination de l’azote du système comme il était convenu de le faire par nitrification-dénitrification.

La réaction de nitrammonification n’a été observée que lors d’injections de

nitrate. Nous avons donc choisi de nous concentrer uniquement sur les vingt injections de nitrate réalisées dans les quatre réacteurs Pnitrate(1), Pnitrate(2), Cnitrate(1) et Cnitrate(2) pour tenter d’identifier le ou les facteurs expliquant la mise en place de la nitrammonification. Pour cela, une analyse statistique de régression linéaire a été faite. Cette méthode d’analyse a été décrite dans le Chapitre 3 (Chapitre 3III5, page 116). Nous avons constitué une matrice de

-450

-350

-250

-150

-50

50

150

3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17

Temps (jours)

[NH

4+] t

- [N

H4

+] t=

3 (

mg N

-NH

4+)

Pnitrate(1) Cnitrate(1) Pnitrate(2) Cnitrate(2) P(1) C(1)P(3) C(3)

-150

-100

-50

0

50

100

150

17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45

Temps (jours)

[NH

4+] t

- [N

H4

+] t=

17

(m

g N

-NH

4+)

Pnitrate(1) Cnitrate(1)

Pnitrate(2) Cnitrate(2)

a

b


- 176 -

données avec les valeurs de pH, COT, CIT, acétate, propionate, butyrate, valérate, CH4, CO2, H2S et N2O au moment de chaque injection (jours 3, 17, 45, 145, 271). Ces valeurs sont prises comme variables indépendantes, la variable dépendante étant la quantité maximale de N2 produite après chaque injection de nitrate. Nous avons effectué une analyse de régression linéaire à pas multiples pour identifier les paramètres expliquant l’absence de production de N2 (Tableau 49). La régression linéaire peut s’écrire :

[Production de N2] = 0,5245 + 0,1059.[acétate] – 6,2153.[H2S] (R²=0,801) [33] Nous constatons que deux paramètres ressortent de l’analyse. L’acétate a ainsi un

coefficient de corrélation positif. Il favorise donc la production de N2. Il ne permet donc pas d’expliquer la présence de la nitrammonification. Seul le H2S a un effet négatif sur la production de N2. Cet effet est très significatif (p<10

-5, Tableau 49). Les autres paramètres

testés, soit n’ont pas d’effet sur la production de N2 (positivement ou négativement), soit sont liés au H2S ou à l’acétate. Avec ces deux seuls paramètres, 80,1 % de la production de N2 est expliquée (R², Tableau 49). Cette mise en évidence d’un effet inhibiteur ou antogoniste du H2S sur la production de N2 entraînant une nitrammonification est en accord avec de précédents résultats (Brunet et Garcia-Gil, 1996). La démonstration avait été faite avec des sédiments et aucun autre article n’a démontré ce résultat dans un autre milieu d’étude.

Tableau 49 : Résumé de l’analyse de régression linéaire à pas multiples de production de N2 en fonction des valeurs de pH, COT, CIT, acétate, propionate, butyrate, valérate, CH4, CO2, H2S et N2O

(seules les variables significatives sont incluses (p<0,05))

Variable dépendante Y

Variables indépendantes

Xi

Nombre d’expériences

Coefficients de corrélation

F (Statistique de Fisher)

p (probabilité)

R2

20 0,801 Production de N2

Constante (a) 0,5245 30,2184 <10-5 H2S -6,2153 58,1832 <10-5 acétate 0,1059 6,5387 0,0204

La Figure 48 présente l’évolution de la concentration en H2S au cours du temps dans

les quatre réacteurs où du nitrate a été injecté. La concentration en H2Sdissous a été calculée à partir des concentrations en H2S dans le gaz au moyen de la relation suivante (loi de Henry) :

[ ] ( ) [ ] ( )biogazdeLmolSHlixiviatdeLmolSHgazeuxdissous

// 22 α= [34]

avec α le coefficient d’absorption qui vaut 1,83 à 35 °C (Percheron, 1997). Lors des réactions de réduction de nitrate par nitrammonification, la concentration au

jour de l’injection est toujours supérieure ou égale à 0,5 mmol/l de lixiviat (Figure 48, droite

orange). Lors de l’injection faite au jour 3, seul le réacteur Pnitrate(2) dépasse la barre orange des 0,5 mmol/l au jour 3 (Figure 48, ronds rouges). Dans le réacteur Pnitrate(1), même si la concentration en H2S dépasse tout juste ce seuil au jour 4 (Figure 48, losanges verts), la dénitrification a déjà commencé et elle ne semble pas perturbée (Figure 31d, losanges

rouges). Lors de l’injection au jour 17, dans les réacteurs Pnitrate(2), Pnitrate(1) et Cnitrate(2), la concentration en H2S dépasse ou égale le seuil favorisant la nitrammonification. Même si la concentration en H2S chute après le jour 17 dans les réacteurs Pnitrate(1) et Cnitrate(2), l’effet du


- 177 -

H2S reste efficace. Pour les injections réalisées en méthanogenèse, la concentration en H2S est toujours très inférieure à 0,1 mmol/l de lixiviat. Ceci est cohérent avec le fait que nous n’avons jamais constaté de nitrammonification en phase de méthanogenèse.

Plus le déchet va produire de H2S et plus la nitrammonification risquera de remplacer la dénitrification. Le fait que nous ayons obtenu trois des quatre réactions de nitrammonification lors des essais d’injection de nitrate dans un déchet putrescible va dans ce sens puisque nous avions constaté que le déchet putrescible produisait plus de H2S que le déchet compost.

Le H2S est l’unique paramètre parmi ceux pris en compte dans l’analyse statistique favorisant la nitrammonification. Cet effet peut être indirect, c’est-à-dire que la présence de H2S peut induire une diminution du potentiel d’oxydo-réduction qui, lui-même, induit un effet négatif sur la dénitrification en faveur d’une nitrammonification. L’effet semble avoir lieu lors de la première étape de la dénitrification. En effet, puisque l’absence de la dénitrification n’a jamais été constatée lors d’essais d’injection de nitrite, il semble que l’effet inhibiteur ait lieu au niveau de la nitrate-réductase de la dénitrification. Toutefois, d’après la littérature (Stolz et Basu, 2002), la réduction du nitrate serait faite par la même nitrate-réductase quelle que soit la réaction, dénitrification ou nitrammonification. Au niveau de la nitrite-réductase, il y a une différence entre celle de la dénitrification (NirS ou NirK) et celle de la nitrammonification (NirB ou NrfA). Toutefois, si l’effet négatif avait lieu au niveau de la nitrite-réductase de la dénitrification, nous observerions une nitrammonification lors d’injections de nitrite en présence de H2S, ce qui n’est pas le cas.

Figure 48 : Evolution de la concentration en H2S dans la phase liquide en fonction du temps dans les quatre réacteurs où du nitrate a été injecté

(les portions de courbes en trait plein symbolisent les périodes où le nitrate a été réduit par nitrammonification et celles en pointillés symbolisent une réduction par dénitrification)

Con

cent

rati

on e

n H

2Sdi

ssou

s (m

mol

/l de

lixi

viat

)


- 178 -

2.3 Induction de la nitrammonification par injection de H2S

Pour vérifier l’hypothèse d’une réduction du nitrate par nitrammonification en présence de H2S, des expériences d’injection de H2S ont été réalisées.

2.3.a) Mise en évidence de la nitrammonification avec 250 mg N-NO3

-/l

La première expérience d’injection de H2S a été réalisée dans quatre bouteilles de déchet compost. Ce déchet a été choisi parce qu’il produit moins de H2S que le déchet putrescible (Chapitre 4I3.1, page 130). Ainsi, la bouteille Cnitrate(a) pourra servir de témoin positif de dénitrification puisque le déchet ne devrait pas produire de H2S de façon significative et que le H2S ne sera pas injecté dans ce réacteur. Avant l’injection de nitrate dans les quatre bouteilles, le pH du lixiviat a été abaissé vers un pH de 7 pour que le H2S ne se transforme pas totalement en HS- à pH basique (pKa = 6,82 à 35 °C). Le protocole d’acidification a été décrit au Chapitre 3 (Chapitre 3I5.3.f), page 91).

Le nitrate (250 mg N-NO3-/l) a été injecté au jour 10 dans les quatre bouteilles. A

partir de cette date, du H2S a été injecté dans les bouteilles, à l’exception du réacteur Cnitrate(a). Le protocole de synthèse et d’injection du H2S a été décrit au Chapitre 3 (Chapitre

3I5.3.f), page 91). La quantité de H2S injectée croît avec les indices des bouteilles : pas de H2S dans Cnitrate(a) et la plus grande quantité de H2S dans Cnitrate(d) (Tableau 23, page 92). L’arrêt des injections de H2S a eu lieu lorsque le méthane a commencé à être produit. En effet, nous avons vu qu’il y avait un temps de latence entre la disparition du nitrate dans la phase liquide et sa conversion totale en gaz (Chapitre 4III1.1.b), page 168). Ainsi, pour être sûr d’inhiber la dénitrification, le H2S a été injecté même après la disparition du nitrate de la phase liquide. La production du méthane nous assure que la réaction de réduction du nitrate est terminée.

Nous constatons que la réduction du nitrate dans le réacteur Cnitrate(a) provoque une production de N2 (Figure 49b, losanges verts). Cet essai peut donc bien servir de témoin de dénitrification (taux de dénitrification de 70 %). Ni nitrite ni protoxyde d’azote n’ont été détectés dans Cnitrate(a) (Figure 49a, losanges verts). Dans l’essai où la quantité de H2S est la plus importante, Cnitrate(d) (Figures 49d et e, triangles bleus), aucune production de N2 n’est détectée (Figure 49b, triangles bleus). Le H2S a bien empêché la dénitrification d’avoir lieu. Les intermédiaires de réaction n’ont pas été détectés dans Cnitrate(d) (Figure 49a, triangles

bleus). Pour les deux autres réacteurs, nous observons une absence totale de production de N2 dans Cnitrate(c) (Figure 49b, ronds roses) et une dénitrification incomplète dans l’essai Cnitrate(b), avec un taux de dénitrification de 33 % (Figure 49b, carrés rouges). Une accumulation de nitrite est détectée dans les deux cas (Figure 49a, ronds et carrés creux). La production de N2O, intermédiaire à la fois de la dénitrification et de la nitrammonification, n’a jamais été observée dans les quatre réacteurs. Nous avons donc démontré que lorsque la concentration en H2S dépasse un certain seuil, la dénitrification n’a pas lieu.

La concentration en H2Sdissous a été calculée à partir de la concentration en soufre

libre total [ ]libreS mesurée dans la phase liquide. Puisque le pH se situe autour de pH 7, nous

avons considéré que le sulfure était entièrement sous la forme HS- et H2Sdissous en négligeant la forme S2-, le pKa du couple −− 2/ SHS est de 11,37 à 35 °C. Grâce aux relations suivantes (Equations 35 et 36), nous avons calculé les concentrations en H2Sdissous dans les quatre réacteurs (Equation 37). Le pKa du couple −

HSSH dissous /2 est de 6,82 à 35 °C. Les valeurs

obtenues sont reportées dans la Figure 49e.


- 179 -

Figure 49 : Suivi des différents paramètres au cours des quatre essais d’injection de H2S pendant la réduction de 250 mg N-NO3

-

(les traits pleins symbolisent une réduction du nitrate par nitrammonification et les pointillés, par dénitrification) (a) Evolution de la teneur en NO3

- et NO2-

(b) Production cumulée de N2 (c) Evolution de la teneur en NH4

+ (d) Evolution de la concentration en H2S

(e) Evolution de la concentration en H2Sdissous (la droite orange représente le seuil à 0,5 mmol/l) (f) Evolution du pH

y = -13,37x + 1502

y = -12,454x + 1398,9

y = -5,1912x + 1294,4

y = -12,243x + 1391,5

950

1000

1050

1100

1150

1200

1250

1300

1350

1400

1450

1500

1550

1600

10 12 14 16 18 20 22 24 26Temps (jours)

Te

ne

ur

en

NH

4+ (

mg

de

N)

Cnitrate(a)_ammonium

Cnitrate(b)__ammonium

Cnitrate(c)_ammonium

Cnitrate(d)_ammonium

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

1,8

2

10 12 14 16 18 20 22 24 26

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n H

2S

(m

mo

l/L

de

lix

ivia

t)

Cnitrate(a)Cnitrate(b)Cnitrate(c)Cnitrate(d)

Y= -13,8x+1502

Y= -5,2x+1314

Y= -12,2x+1391

Y= -12,4x+1399

a

c

b

f

e

d

0

50

100

150

200

250

10 12 14 16 18 20 22 24 26Temps (jours)

Teneur

en N

O3- e

t en N

O2- (

mg d

e N

) Cnitrate(a)_nitrate Cnitrate(a)_nitrite

Cnitrate(b)_nitrate Cnitrate(b)_nitrite

Cnitrate(c)_nitrate Cnitrate(c)_nitrite

Cnitrate(d)_nitrate Cnitrate(d)_nitrite

0

50

100

150

10 12 14 16 18 20 22 24 26

Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e N

2 (m

g d

e N

)

Cnitrate(a)

Cnitrate(b)

Cnitrate(c)

Cnitrate(d)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

10 12 14 16 18 20 22 24 26

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n H

2S

(m

mo

l/L

de

bio

ga

z) Cnitrate(a) Moyenne Cnitrate(a)

Cnitrate(b) Moyenne Cnitrate(b)

Cnitrate(c) Moyenne Cnitrate(c)

Cnitrate(d) Moyenne Cnitrate(d)

6,5

7

7,5

10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26

Temps (jours)

pH

Cnitrate(a)_pH Cnitrate(b)_pH

Cnitrate(c)_pH Cnitrate(d)_pH

1,287 mmol/L

1,030 mmol/L

0,399 mmol/L

a

Con

cent

ratio

n en

H2S

(m

mol

/l d

e bi

ogaz

) C

once

ntra

tion

en H

2S (

mm

ol/l

de

lixi

viat

) C

once

ntra

tion

en H

2Sdi

ssou

s

(mm

ol/l

de

lixiv

iat)


- 180 -

[ ] [ ]pH

pKa

dissousSHHS

−

−−

=10

102 [35]

[ ] [ ] [ ]dissouslibre SHHSS 2+= − [36]

[ ] [ ]

pH

pKa

libre

dissous

SSH

−

−

+

=

10

101

2 [37]

Nous constatons qu’au-dessus du seuil de 0,5 mmol H2S/l de lixiviat, la

dénitrification n’a pas lieu (Figure 49e). Toutefois, pour un seuil inférieur, nous observons une inhibition partielle de la dénitrification. En effet, dans le réacteur Cnitrate(b), seulement 33 % de nitrate a été converti en N2. Il semble donc que la détermination d’un seuil de H2S empêchant la réduction de 250 mg N-NO3

-/l par dénitrification ne soit pas immédiate. Il faudrait réussir à injecter une concentration constante au cours du temps et en tester différentes. Toutefois, du point de vue expérimental, ceci ne semblait pas réalisable. En effet, le H2S formé par acidification d’une solution de Na2S ne reste pas sous la forme gazeuse très longtemps (Chapitre 3I5.3.f), page 91). Il n’est donc pas possible de prévoir la quantité exacte injectée dans chaque réacteur. De plus, du point de vue pratique, dans une ISDMA, le H2S n’est mesuré qu’en sortie de puits et ne reflète qu’une concentration moyenne du massif. Il ne sera donc pas possible, en fonction de la concentration mesurée, de prévoir si les micro-organismes en contact avec le nitrate injecté seront également en présence de H2S pour les réduire par dénitrification ou non.

Pour l’instant, nous venons de montrer que le H2S empêchait la dénitrification d’avoir lieu. Pour démontrer que la réduction du nitrate a été réalisée par nitrammonification, il faut à présent prouver que le nitrate a été réduit en NH4

+. Pour cela, nous avons comparé l’évolution de la concentration en ammonium dans les quatre essais. Au regard de la Figure 49c, il semble que la concentration en ammonium dans l’essai Cnitrate(d) soit celle qui diminue le moins rapidement (coefficient de régression linéaire le moins négatif, en bleu). Dans les réacteurs Cnitrate(c) et Cnitrate(b), la pente de la droite est légèrement supérieure à celle obtenue pour Cnitrate(a). Lorsque l’on réalise une analyse de covariance avec les concentrations des quatre réacteurs (Scherrer, 1984), le résultat indique que les quatre réacteurs ne sont pas significativement différents. La variabilité des analyses due aux dilutions au centième semble être trop importante pour mettre en évidence une production de 250 mg N-NH4

+/l. La présence dans le lixiviat de départ de plus de 2250 mg N-NH4

+/l rend la détection de l’augmentation d’autant plus difficile. Cela correspondrait à une augmentation de la concentration de 10 %. Or l’erreur de dilution et d’analyse est estimée à 9 %. A cela, il faut ajouter une erreur de prélèvement due à l’hétérogénéité du milieu. L’augmentation de la concentration en NH4

+ a pu être détectée au cours des essais d’injection du nitrate dans Pnitrate(1), Pnitrate(2) et Cnitrate(2) car la colonne de chromatographie ionique était neuve, ce qui n’était plus le cas lors de cette expérience d’injection de H2S. Des essais de dosage de NH4

+ par distillation (Büchi 321 distillation Unit) n’ont pas permis d’obtenir de meilleurs résultats. En effet, les volumes de lixiviat prélevés étant très faibles (6 ml pour chaque prélèvement), cela a impliqué de travailler sur un volume distillé de 1 ml. L’erreur de mesure était encore une fois supérieure à l’écart de concentration susceptible d’être trouvé. Un essai de minéralisation suivi d’une distillation a également été fait, sans permettre de conclure quant à une conversion du nitrate en NH4

+.


- 181 -

Cette expérience d’injection de H2S a permis de démontrer que la présence de H2S empêche la dénitrification d’avoir lieu. Toutefois, la réduction du nitrate en ammonium n’a pas pu être mise en évidence.

2.3.b) Mise en évidence de la nitrammonification avec 1 000 mg N-NO3

-/l

Afin de mettre en évidence une production de NH4+ lors de la réduction de nitrate en

présence de H2S, nous avons fait un essai similaire au précédent en augmentant la concentration de nitrate à 1 000 mg N-NO3

-/l. Cet essai a été réalisé afin de mettre en évidence une production de 1 000 mg N-NH4

+/l, correspondant à une augmentation de 44 % par rapport à la quantité déjà présente dans le lixiviat. Cette augmentation devrait pouvoir être mesurée malgré les 9 % d’erreur analytique. Les notations utilisées dans l’expérience précédente ont été reprises, en ajoutant à l’indice le chiffre 1000, pour 1 000 mg N-NO3

-/l (Cnitrate(a1000), par exemple).

Dans le témoin sans injections de H2S, Cnitrate(a1000), nous observons une réduction

du nitrate qui dure 9 jours (Figure 50a, losanges verts). Une production de N2 et de N2O a lieu (Figures 50b et c, losanges verts). Le rendement de conversion du nitrate en N2 et N2O est de 73 %. Par rapport au réacteur Cnitrate(a) où 250 mg N-NO3

-/l avaient été injectés, la dénitrification est plus lente et le N2O est très fortement détecté (Figure 50c, losanges

verts). La réduction du nitrate se fait un peu plus rapidement dans Cnitrate(b1000) que dans Cnitrate(a1000). Elle est plus lente dans Cnitrate(c1000) et Cnitrate(d1000). Ces deux derniers réacteurs ont une évolution très similaire (Figure 50a). Nous constatons une production de N2 et de N2O dans les quatre réacteurs. Les quantités de H2S injectées n’ont pas permis d’inhiber la dénitrification de 1000 mg N-NO3

-/l. Les taux de dénitrification pour les quatre réacteurs sont, dans l’ordre, de 73, 75, 63 et 75 %. Il y a donc peu de différence de taux de dénitrification entre les quatre essais. Pour Cnitrate(c1000) et Cnitrate(d1000), du sulfate a été produit, suggérant l’apparition d’un phénomène de dénitrification autotrophe. Une sulfato-réduction a eu lieu à la suite de la production de sulfate, faisant augmenter les concentrations de H2S (Figure 50d, jour 110). Nous n’avions pas pu mettre en évidence cette réaction dans les essais Cnitrate(1) et Cnitrate(2) puisque le H2S n’avait pas été dosé au moment des réactions de dénitrification autotrophe (Chapitre 4III1.3.a), page 170). Cette expérience consolide l’hypothèse de sulfato-réduction à la suite de la dénitrification autotrophe et est en accord avec la littérature (Onay et Pohland, 2001). Contrairement à l’expérience précédente, le H2S gazeux n’est pas resté sous forme libre dans le lixiviat : la valeur de H2Sdissous est voisine de 0 mmol/l de lixiviat (Figure 50e) malgré les injections de H2S gazeux (Figure 50d). Le soufre est donc bien utilisé par les micro-organismes autotrophes.

Akunna et al. (1993,1994) ont montré que l’orientation vers la dénitrification ou la

nitrammonification dépendait du rapport C/N-NO3. Lorsque le rapport est faible, ce qui est le cas dans cet essai, la dénitrification est favorisée par rapport à la nitrammonification. Il est probable qu’il n’y ait pas encore assez de carbone hydrolysé sous forme d’AGV pour réduire tout le nitrate par voie hétérotrophe. Or, puisqu’il n’existe pas de nitrammonification autotrophe, le soufre a pu être utilisé par des micro-organismes autotrophes pour réduire le nitrate par dénitrification. D’autres essais seraient nécessaires pour le démontrer formellement. Toutefois, il nous a semblé intéressant de présenter ces résultats qui soulignent la difficulté de mettre en évidence un seuil de H2S favorisant la nitrammonification. En effet, le rapport C/N-NOx semble également jouer un rôle dans la voie de réduction du nitrate qui se met en place.


- 182 -

Figure 50 : Suivi des différents paramètres au cours des quatre essais d’injection de H2S pendant la réduction de nitrate à 1 000 mg N-NO3

-/l

(a) Evolution de la teneur en NO3- et NO2

- (b) Production cumulée de N2

(c) Production cumulée de N2O (d) Evolution de la concentration en H2S

(e) Evolution de la concentration en H2Sdissous et en SO42-

(f) Evolution du pH

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

10 12 14 16 18 20 22 24 26Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

e d

e N

2O

(m

g d

e N

)

Cnitrate(a1000)

Cnitrate(b1000)

Cnitrate(c1000)

Cnitrate(d1000)

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

1,8

2

10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n H

2S

(m

mo

l/L

de

lix

ivia

t)

0

100

200

300

400

500

600

700

800

Co

nce

ntr

atio

n e

n S

O42- (

mg

/L)

Cnitrate(a1000)Cnitrate(b1000)Cnitrate(c1000)Cnitrate(d1000)Cnitrate(b1000)_sulfateCnitrate(a1000)_sulfateCnitrate(c1000)_sulfateCnitrate(d1000)_sulfate

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

10 12 14 16 18 20 22 24 26Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e N

2 (m

g d

e N

)

Cnitrate(a1000)

Cnitrate(b1000)

Cnitrate(c1000)

Cnitrate(d1000)

a

c

b e

d

0

100

200

300

400

500

600

700

800

10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n N

O3- e

t N

O2- (

mg

de

N)

Cnitrate(a1000)_nitrate

Cnitrate(b1000)_nitrate

Cnitrate(c1000)_nitrate

Cnitrate(d1000)_nitrate

Cnitrate(a1000)_nitrite

Cnitrate(b1000)_nitrite

Cnitrate(c1000)_nitrite

Cnitrate(d1000)_nitrite

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

10 30 50 70 90 110Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n H

2S

(m

mo

l/L

de

bio

ga

z)

Cnitrate(a1000) Cnitrate(b1000)

Cnitrate(c1000) Cnitrate(d1000)

7,1

7,6

8,1

10 12 14 16 18 20 22 24 26Temps (en jours)

pH

Cnitrate(a1000)_pHCnitrate(b1000)_pH

Cnitrate(c1000)_pHCnitrate(d1000)_pH

f

Con

cent

ratio

n en

H2S

(m

mol

/l d

e bi

ogaz

) C

once

ntra

tion

en

H2S

(m

mol

/l d

e li

xivi

at)

Pro

duct

ion

cum

ulée

de

N2

(mg

de N

)

Con

cent

ratio

n en

H2S

diss

ous

(mm

ol/l

de

lixiv

iat)


- 183 -

2.3.c) Mise en évidence de la nitrammonification par marquage isotopique

Afin de prouver que la réaction de réduction de nitrate en présence de H2S est bien une

réaction de nitrammonification, il a été décidé de se placer dans les conditions expérimentales du premier essai d’injection de nitrate (Chapitre 4III2.3.a), page 178) et d’utiliser du nitrate enrichi en azote 15 (isotope stable). Ainsi, en injectant 250 mg 15N-NO3

-/l, nous devrions mettre en évidence un enrichissement en 15N du NH4

+, si la réaction est une nitrammonification, ou dans la biomasse, si la réaction est une assimilation. Pour cet essai, un protocole analytique a dû être mis en place afin de pouvoir mesurer la composition isotopique en azote (15N/14N) du NH4

+ et de la biomasse.

•••• Développement du protocole d’analyse isotopique du 15NH4+

Les analyses isotopiques ont été réalisées avec un analyseur élémentaire couplé à un spectromètre de masse isotopique (AE-SMI). L’analyse par analyseur élémentaire a nécessité de mettre au point une méthode permettant d’isoler sur un support solide le NH4

+ présent dans la phase liquide. Pour cela, nous avons choisi d’utiliser une résine échangeuse de cations (IC-H, Alltech) afin de piéger le NH4

+. Nous nous sommes inspirés d’un protocole de la littérature (Silva et al., 2000). Avant de commencer les analyses isotopiques, des essais préliminaires ont été réalisés afin de valider le piégeage du NH4

+ du lixiviat par la résine (Tableau 50).

Il a tout d’abord été vérifié que la résine ne contenait pas d’azote. Pour cela, la résine a été analysée par AE-SMI. La résine ne contient pas d’azote et ne renvoie pas de signal isotopique (Tableau 50, 2

e ligne).

Pour vérifier la quantité d’azote qu’il nous faut injecter dans l’AE-SMI, nous avons

fait différents essais avec de la poudre de NH4Cl. Pour se situer au milieu de la gamme linéaire de détection, il faut mettre dans la nacelle environ 140 µg d’azote, ce qui correspond à une amplitude d’environ 6 V. Afin d’évaluer la quantité et la composition isotopique des espèces azotées présentes dans le lixiviat (hors NH4

+) qui pourraient être piégées par la résine, un essai avec du lixiviat prétraité par strippage de l’ammoniac a été fait. Pour cela, le pH du lixiviat a été ajusté à pH 12 et mis à agiter pendant vingt-quatre heures à 35 °C. Un dosage par chromatographie ionique a permis de vérifier que la concentration en NH4

+ était nulle. 1 ml de ce lixiviat prétraité a été passé à travers la résine échangeuse de cations. Après analyse de la résine par AE-SMI, nous avons obtenu un signal très faible présentant une composition isotopique naturelle. La mesure du %15N du NH4

+ ne sera donc pas entachée par ce faible signal résiduel. Pour tester l’efficacité de la résine à fixer les ions NH4

+ du lixiviat, une solution de NH4Cl a été préparée pour obtenir une concentration en NH4

+ voisine de celle du lixiviat. 1 ml de la solution de NH4Cl à 3,3 g NH4

+/l a été passé à travers la résine. Le liquide sortant de la cartouche IC-H a été analysé par chromatographie ionique : la concentration en NH4

+ en sortie de cartouche est de 2 mg/l, soit un abattement de la charge en azote de 100 %. La résine est capable de retenir la totalité de l’azote lorsque l’on fait passer 1 ml de solution de NH4Cl à 3,3 g NH4

+/l.


- 184 -

Pour vérifier que le prélèvement de la résine est homogène, 10 mg de résine après séchage ont été analysés en triplicat en analyseur élémentaire : nous retrouvons bien à trois reprises un rapport identique entre l’amplitude en volt et la quantité de résine injectée en milligramme ainsi que des pourcentages en 15N semblables (Tableau 50). L’échantillonnage est donc homogène. De même qu’avec la solution de NH4Cl, 1 ml de lixiviat a été passé à travers la cartouche IC-H. Cet essai a été fait en triplicat. En mesurant la concentration de NH4

+ en sortie de résine, nous avons obtenu un abattement moyen de 98,6 % avec un écart-type de 1,02 %. La résine échangeuse de cation permet de retenir 98,6 % du NH4

+ contenu dans 1 ml du lixiviat utilisé. Les trois résines échangeuses de cations contenant le NH4

+ du lixiviat ont chacune été passées en triplicat. Deux d’entre elles ont été broyées et la troisième passée sans broyage. La composition isotopique moyenne est de 6,56 ‰ avec un écart-type de 0,34 ‰. Les rapports entre l’amplitude en volt et la quantité de résine injectée sont identiques. Nous constatons que le broyage de la résine avant l’analyse n’est pas nécessaire. Pour vérifier que la résine échangeuse de cations ne retient ni le nitrite ni le nitrate, nous avons ajouté au lixiviat strippé du KNO3 ou du KNO2. 1 ml de ces deux solutions a été passé à travers une résine. La résine a ensuite été analysée en analyseur élémentaire. Aucun signal n’a été observé. L’azote sous forme de nitrate ou nitrite n’est pas retenu sur la cartouche échangeuse de cations. Pour une solution de NH4Cl à la même concentration en NH4

+ que le lixiviat brut, le rapport de l’amplitude (volt) sur la quantité de résine (mg) est identique : 0,6 en moyenne pour la solution de NH4Cl et 0,55 pour les trois essais avec le lixiviat. La résine échangeuse de cations retient le NH4

+ du lixiviat de la même façon que celui d’une solution de NH4Cl. La matrice complexe du lixiviat n’empêche pas l’échange de cations. Pour conclure sur ces essais préliminaires, la résine échangeuse de cations IC-H, qui ne contient pas d’azote, permet de retenir plus de 98 % de NH4

+ lorsque l’on injecte 1 ml de lixiviat à 3,3 g NH4

+/l. Les anions nitrite et nitrate ne sont pas retenus lorsqu’ils sont présents dans le lixiviat. La quantité d’azote à injecter dans l’AE-MSI est de 140 µg, ce qui correspond avec notre protocole, pour 1 ml de lixiviat, à utiliser 10 mg de résine sèche.

•••• Analyse du %15N de la biomasse Pour analyser la biomasse et détecter la présence d’un enrichissement en 15N, nous

nous sommes contentés de tester le culot de centrifugation de 1,5 ml de lixiviat pour savoir s’il contenait suffisamment d’azote. Le culot de centrifugation doit être rincé car le séchage d’une goutte de lixiviat avec le culot peut entraîner la détection d’un enrichissement en 15N provenant soit de la présence de 15NO3

- dans le lixiviat, soit de 15NH4+. Pour cela, six rinçages

dans de l’eau distillée ont été réalisés au moyen d’une agitation du culot dans 1 ml d’eau distillée, suivie d’une centrifugation.


- 185 -

Tableau 50 : Analyses isotopiques préliminaires afin de valider le protocole de dosage du 15NH4+

(le δ15N (‰) représente le rapport de masse 29/28 et %15N (%) représente l’enrichissement en 15N)

Masse par

nacelle (mg) Amplitude

(volt) δ

15N (‰)

%15N (%) Observations

Nacelle vide 0 0,108 -- --- Résine seule 11,44 0,130 -- --- Pas d’azote dans la résine.

0,573 5,814 -0,1 0,366216 0,537 5,484 0,16 0,366312 Poudre de NH4Cl 0,575 5,839 -0,06 0,366254

Pour obtenir environ 5,5 volts d’amplitude, il faut injecter

140 µg d’azote. 8,329 0,215 7,19 0,368876 Résine + lixiviat

strippé 10,986 0,305 6,61 0,368666 Faible quantité d’azote

présentant un δ15N naturel. 9,702 5,851 0,24 0,366341

10,215 6,265 -0,23 0,366171 Résine + solution de

NH4Cl à 3,3 gN/l 10,157 6,196 0,05 0,366273

Reproductible.

11,2 6,905 5,99 0,368441 9,016 4,965 6,82 0,368742

Résine + lixiviat brut (essai 1 avec broyage

résine) 11,23 6,717 6,08 0,368474 9,828 5,546 6,64 0,368678

10,352 5,783 6,64 0,368633 Résine + lixiviat brut (essai 2 sans broyage

résine) 9,294 5,099 6,52 0,368750 9,123 4,616 7,05 0,368826

11,091 5,522 6,57 0,368651 Résine + lixiviat brut (essai 3 avec broyage

résine) 10,329 5,303 6,6 0,368662

Echange de cations répétable. Analyse isotopique répétable.

Enrichissement moyen de (0,3685 ± 0,0001) %15N (k=2).

•••• Expérience d’injection de H2S avec du 15NO3-

La solution concentrée de nitrate utilisée pour ces essais a été réalisée avec du nitrate

enrichi en 15N. La solution contenait 65,2 %15N et 34,8 %14N (Chapitre 3I5.3.f), page 91). La quantité de nitrate au moment de l’injection était de 190 mg N-NO3

-, correspondant à 280 mg N-NO3

-/l (Figure 51a, page 188). Nous allons à présent calculer le pourcentage maximal de 15N que nous devrions pouvoir détecter si la totalité du nitrate est convertie en azote ammoniacal. Pour cela, nous devons connaître la quantité d’azote présent sous la forme de NH4

+ au jour de l’injection du nitrate (1 800 mg N-NH4+). En considérant que l’azote

ammoniacal était alors à une composition isotopique naturelle, nous avions :

( ) ( ) NmgNHNmgNONmgN14

4314 5,1859

100

632,991800

100

8,34190 =×−+×−=

+−∑ [38]

( ) ( ) NmgNHNmgNONmgN15

4315 5,130

100

368,01800

100

2,65190 =×−+×−=

+−∑ [39]

∑ ∑∑ =+= NmgNNN 19901514 [40]

%55,6100%15

15 =×=∑∑

N

NN [41]


- 186 -

Nous ne devrions donc pas détecter un pourcentage de 15N supérieur à 6,55 %. Toutefois, puisque des prélèvements de lixiviat ont été effectués au cours de la réduction du nitrate, il faut en tenir compte en soustrayant les retraits d’azote du système. Selon le temps de réduction du nitrate, les retraits de nitrate du système sont plus ou moins importants. Les résultats des calculs sont répertoriés dans le Tableau 51.

Tableau 51 : Calcul du pourcentage maximal de 15N pouvant être obtenu si la nitrammonification est totale

Réacteurs A B C D E F Cnitrate15(a) 2,8 1,8 1,0 128,7 1858,5 6,47 Cnitrate15(b) 5,7 3,7 2,0 126,8 1857,5 6,39 Cnitrate15(c) 12,2 8,0 4,2 122,5 1855,3 6,19 Cnitrate15(d) 18,6 12,1 6,5 118,4 1853 6,00

A : Quantité de N-NO3- retiré du système (mg) : [ ]

iiVNONA ×−=

−

3 avec [ ]i

NON−

− 3

la concentration en nitrate lors du prélèvement i et iV le volume prélevé ;

B : Quantité de 15N retiré (mg) %2,65×= AB ;

C : Quantité de 14N retiré (mg) BAC −= ;

D : Quantité de 15N maximale dans le système ∑ −= BND15 ;

E : Quantité de 14N maximale dans le système ∑ −= CNE14 ;

F : Pourcentage maximum de 15N si le nitrate est totalement réduit en NH4+ 100×

+=

ED

DF .

Nous constatons que le 15NO3

- dans les réacteurs Cnitrate15(a) et Cnitrate15(b) a été transformé en N2 avec un taux de dénitrification respectif de 85 et 84 % (Figure 51b, carrés

verts et rouges). Dans les réacteurs Cnitrate15(c) et Cnitrate15(d), aucune production de N2 n’a été détectée (Figure 51b, carrés roses et bleus). Nous avons donc réussi à renouveler l’expérience précédente (Chapitre 4III2.3.a), page 178). Ceci confirme la relation entre la présence de H2S et l’absence de la dénitrification.

Les culots de lixiviat obtenus au jour 25 ont été analysés, ils sont légèrement enrichis

à 0,4149 %15N (les analyses n’ont pas été faites en triplicat) pour Cnitrate15(c) et Cnitrate15(d), à 0,6458 %15N pour Cnitrate15(a) et Cnitrate15(b). Une petite assimilation du 15NO3

- a pu avoir lieu. Toutefois, pour les réacteurs Cnitrate15(c) et Cnitrate15(d), cette réaction ne permet pas d’expliquer la réduction du nitrate.

Lors de l’analyse de la résine échangeuse de cations contenant le NH4

+, nous constatons tout d’abord qu’au jour 10, juste après l’injection de nitrate, c’est-à-dire avant toute réduction du nitrate, le pourcentage de 15N obtenu dans les quatre réacteurs est de (0,3797 ± 0,0025) %15N (k=2). Cette valeur correspond à 0,03 % près à celle obtenue lors du passage de lixiviat ne contenant aucune source d’azote enrichi ((0,3685 ± 0,0001) %15N (k=2), Tableau 50). La présence d’une quantité importante de nitrate enrichi en 15N n’interfère pas sur la mesure du δ15N du NH4

+. Pour les deux réacteurs dans lesquels la dénitrification a été observée, nous constatons

que l’enrichissement du NH4+ au jour 25 est de (0,7691 ± 0,0469) %15N (k=2) pour

Cnitrate15(a) et de (0,7114 ± 0,0017) %15N (k=2) pour Cnitrate15(b) (Figure 51c). Ce léger enrichissement provient vraisemblablement de la lyse cellulaire de cellule ayant assimilé du nitrate et/ou d’une très faible nitrammonification. Ce résultat est en accord avec le fait que nous n’avions pas 100 % de réduction du nitrate en N2.


- 187 -

Pour les deux réacteurs où la nitrammonification est suspectée, nous constatons qu’au jour 25, l’enrichissement du NH4

+ est de (6,0285 ± 0,2348) %15N (k=2) pour Cnitrate15(c) et (5,7572 ± 0,1601) %15N (k=2) pour Cnitrate15(d) (Figure 51c). Les enrichissements obtenus sont très proches des maximum que nous pouvions obtenir (Tableau 51). La conversion du nitrate en présence de H2S se fait donc bien par une réduction en ammonium par nitrammonification.

Cette expérience prouve formellement qu’en présence de H2S, la conversion de

nitrate dans notre système expérimental se fait par réduction en ammonium par nitrammonification.

2.4 Synthèse de la réduction du nitrate par nitrammonification

Les expériences d’injection de nitrate et de nitrite, réalisées à différents moments de la

biodégradation des déchets (putrescible ou compost), ont parfois permis de mettre en évidence une absence de production de N2. Cette voie de réduction des oxydes d’azote n’a jamais été constatée lors des réductions de nitrite. Lorsque le nitrate n’a pas été réduit en N2, une augmentation de la concentration en NH4

+ a été observée. Nous avons donc orienté nos recherches vers une voie de réduction du nitrate par nitrammonification (réduction dissimilatrice du nitrate en ammonium).

Une analyse statistique de régression linéaire à pas multiples, réalisée avec les valeurs de l’ensemble des paramètres mesurés lors des vingt injections de nitrate, a permis de faire ressortir une corrélation négative entre le H2S et la production de N2. Puisque la corrélation est très significative (<10

-5, Tableau 49) et que le résultat de la mise en place de la

nitrammonification en présence de H2S est en accord avec la littérature (Brunet et Garcia-Gil, 1996), nous avons cherché à reproduire l’inhibition de la dénitrification en injectant du H2S.

Des injections de H2S pendant la réduction de nitrate ont permis de reproduire le phénomène d’inhibition de la dénitrification en présence de H2S pour une concentration en nitrate de 250 mg N-NO3

-/l. L’utilisation, pour les dégradations de déchet, d’un lixiviat fortement chargé en NH4

+ rend difficile la détection d’une éventuelle production de NH4+ par

nitrammonification. De plus, le déchet produit également du NH4+ en se dégradant. Afin de

prouver formellement la réduction du nitrate en ammonium, l’utilisation de nitrate enrichi en isotope 15 a été nécessaire. Ainsi, nous avons pu démontrer que la voie de réduction du nitrate en présence de H2S était une réduction dissimilatrice en ammonium (nitrammonification).


- 188 -

Figure 51 : Suivi des différents paramètres au cours des quatre essais d’injection de H2S

pendant la réduction de nitrate enrichi en 15N (les traits pleins symbolisent une réduction du nitrate par nitrammonification et les pointillés, par dénitrification)

(a) Evolution de la concentration en NO3-

(b) Evolution du pourcentage de N2 (c) Evolution du pourcentage de 15N sous forme de NH4

+ (d) Evolution de la concentration en H2S

(e) Evolution de la concentration en soufre dissous (dosage global du H2Sdissous, HS- et S2-) (f) Evolution du pH

0

50

100

150

200

250

10 12 14 16 18 20 22 24 26

Temps (jours)

Teneur

en N

O3- e

t en N

O2- (

mg d

e N

)

Cnitrate15(a)_nitrate

Cnitrate15(b)_nitrate

Cnitrate15(c)_nitrate

Cnitrate15(d)_nitrate

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

10 12 14 16 18 20 22 24 26Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n H

2S

(m

mo

l/l d

e b

iog

az)

Cnitrate15(a) Moyenne Cnitrate15(a)

Cnitrate15(b) Moyenne Cnitrate15(b)

Cnitrate15(c) Moyenne Cnitrate15(c)

Cnitrate15(d) Moyenne Cnitrate15(d)

0

50

100

150

10 12 14 16 18 20 22 24 26Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e N

2 (m

g d

e N

)

Cnitrate15(a)

Cnitrate15(b)

Cnitrate15(c)

Cnitrate15(d)

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

1,8

2

10 12 14 16 18 20 22 24 26

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n H

2S

(m

mo

l/l d

e lix

ivia

t)

Cnitrate15(a)Cnitrate15(b)Cnitrate15(c)Cnitrate15(d)

0

1

2

3

4

5

6

7

10 12 14 16 18 20 22 24 26

Temps (jours)

% 1

5N

du N

H4

+

Cnitrate15(a)

Cnitrate15(b)

Cnitrate15(c)

Cnitrate15(d)

6,5

7

7,5

10 12 14 16 18 20 22 24 26Temps (jours)

pH

Cnitrate15(a)_pH Cnitrate15(b)_pH

Cnitrate15(c)_pH Cnitrate15(d)_pH

a

b

c

d

e

f

1,521 mmol/l

0,962 mmol/l

0,536 mmol/l


- 189 -

Pour conclure, la Figure 52 met en évidence la corrélation entre la production de N2 et la concentration en H2S lors d’injection de nitrate à une concentration de 250 mg N-NO3

-/l. Cette courbe a été tracée avec les données des vingt injections de nitrate (Pnitrate(1), Pnitrate(2), Cnitrate(1), Cnitrate(2)) et avec les valeurs obtenues dans les deux expériences d’injection de H2S pour une concentration en nitrate de 250 mg NNO3

-/l (Cnitrate(a, b, c et d) et Cnitrate15(a, b, c et d)). Nous pouvons distinguer trois zones. Pour une concentration en H2S inférieure à 0,13 mmol/l, le nitrate est réduit par dénitrification. Entre 0,13 et 0,4 mmol/l, la dénitrification n’est pas complète. Au-delà de 0,5 mmol/l, la nitrammonification est la réaction majoritaire de réduction du nitrate. La détermination d’un seuil proprement dit d’inhibition de la dénitrification en faveur de la nitrammonification semble assez arbitraire puisque dépendant probablement du rapport C/N-NOx dans le système. De plus, en vue d’une recirculation de lixiviat nitrifié dans une ISDMA bioactive, la connaissance d’un seuil de concentration en H2S dans la phase liquide ou gazeuse ne permettra pas de conclure à une absence ou non de nitrammonification. En effet, il faut que les micro-organismes soient à la fois en présence de nitrate et de H2S, un dosage global du H2S dans le massif ne pourra donc pas fournir cette information. Il ressort toutefois que si le nitrate est injecté en faible concentration, la concentration en H2S favorisant la nitrammonification pourra être plus faible que dans notre étude. Et si le nitrate est injecté en forte concentration, le soufre pourrait être utilisé par les micro-organismes autotrophes et produire du sulfate si le carbone n’est pas présent en quantité suffisante. Le cycle du carbone, du soufre et de l’azote sont à étudier simultanément.

Figure 52 : Corrélation entre la production de N2 et la concentration en H2S dans la phase liquide pour des injections de nitrate à 250 mg NNO3

-/l

(Remarque : l’analyse statistique de régression linéaire à pas multiples avait été faite avec les valeurs de concentration en H2S exprimées en mmol/l de biogaz)

0

1

2

3

4

5

6

7

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

Concentration en H2S en mmol/l lixiviat

Pro

du

ctio

n d

e N

2 e

n m

mo

l

Y = 5,1579 e-3,0598 R² = 0,7834

Dénitrification

DNRA

Y = 5,1579 e-3,0598 R² = 0,7834

Nitrammonification


- 190 -

3 Consommation de l’azote moléculaire 3.1 Mise en évidence

Une consommation de N2 a été constatée après certaines réactions de dénitrification, à

la suite des injections de nitrate et de nitrite dans les réacteurs de déchet putrescible (Pnitrate (1 et 2) et Pnitrite(1 et 2)), et de déchet compost (Cnitrate(1 et 2) et Cnitrite(1 et 2)). Un exemple de consommation de N2 est illustré à la Figure 53. Le tableau suivant récapitule les périodes de consommation de N2 et les quantités consommées. La quantité correspond toujours à la totalité de l’azote moléculaire présent dans le ciel gazeux. Nous avons tout d’abord suspecté une erreur dans l’analyse des gaz. Toutefois, la consommation observée impliquerait d’avoir une erreur d’analyse du N2 d’environ 30 à 40 %. Cette erreur est trop élevée pour être vraisemblable. Nous avons donc cherché à reproduire cette réaction et à l’expliquer. Une production de méthane est toujours associée à cette consommation de N2. Lorsque la dénitrification n’est pas suivie d’une consommation de N2, aucune production de CH4 n’est détectée. La consommation de N2 et la production de CH4 semblent donc liées (Tableau 52).

En se référant au cycle de l’azote, l’unique réaction de consommation d’azote moléculaire est une assimilation par les micro-organismes, également appelée fixation de l’azote (Figure 10, page 62). Toutefois, cette réaction est connue pour n’avoir lieu qu’en absence d’autres formes d’azote dans le système (Raymond et al., 2004). Or, dans notre cas, de l’azote est présent sous forme de NH4

+ en quantité importante (plus de 1,4 g N/l). L’assimilation de NH4

+ demande moins d’énergie aux micro-organismes que la fixation de N2.

3.2 Reproduction du phénomène de consommation de N2

pendant la phase d’acidogenèse Dans un premier temps, nous avons cherché à reproduire le phénomène de consommation de N2 sans qu’il y ait eu une dénitrification au préalable. Pour cela, deux réacteurs ont été mis en œuvre, l’un avec un déchet putrescible, l’autre avec un déchet compost (Tableau 24). Du N2 a été mélangé à l’hélium le jour du démarrage des incubations, comme décrit au Chapitre 3 (Chapitre 3I5.3.g), page 93). Dans les deux réacteurs, une consommation de N2 a eu lieu entre les jours 7 et 15 au moment où la production précoce de CH4 a commencé (Figure 54).

Au jour 32, du N2 a de nouveau été injecté dans le ciel gazeux des deux réacteurs,

comme décrit précédemment (Chapitre 3I5.3.g), page 93). Une consommation de N2 a de nouveau eu lieu entre les jours 35 et 52 lorsque la production de méthane est devenue importante lors du démarrage de la méthanogenèse (Figure 54, page 193).

Le phénomène de consommation de N2 ne semble donc pas lié à la réaction de dénitrification ou aux micro-organismes dénitrifiants. Il a en effet lieu à la suite de la dénitrification uniquement parce que c’est le seul moment où du N2 est présent dans le ciel gazeux.


- 191 -

Figure 53 : Consommation de N2 et production de CH4 après une dénitrification en début d’acidogenèse (a) et en fin d’acidogenèse (b)

3.3 Reproduction du phénomène de consommation de N2

pendant la phase de méthanogenèse

Dans quatre bouteilles de déchet putrescible en phase stable de méthanogenèse, du 15N2 a été injecté, comme décrit (Chapitre 3I5.3.g), page 93). Puisque aucune consommation de N2 n’a été détectée 25 jours après l’injection de 15N2, du nitrate a été injecté dans deux des quatre bouteilles afin de stimuler les micro-organismes dénitrifiants. Toutefois, aucune consommation de N2 n’a eu lieu entre les jours 0 et 92 (Figure 55). Après le jour 92, la production de N2 augmente vraisemblablement à cause d’une contamination par l’air due au faible débit de production de gaz.

0

30

60

90

120

150

180

210

240

270

300

0 3 6 9 12 15 18 21 24 27 30

Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

e d

e C

H4

(mg d

e C

)

0

20

40

60

80

100

120

140

Pro

duction c

um

ulé

e d

e N

2

(mg d

e N

)

Cnitrate(2)_méthane


ACIDOGENESE

0

200

400

600

800

1000

1200

42 50 58 66 74 82 90 98 106 114

Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

e d

e C

H4

(mg d

e C

)

200

250

300

350

400

Pro

duction c

um

ulé

e d

e N

2

(mg d

e N

)

Cnitrate(1)_méthane


75

ACIDOGENESE METHANOGENESE

a

bb


- 192 -

Tableau 52 : Synthèse des observations de consommation du N2 lors de la réduction de NOx par dénitrification

(la consommation de NOx correspond à la quantité de NOx utilisée pour une autre réaction que la dénitrification) Jour de l’injection d’oxyde d’azote

Réacteur 3 17 45 145 271

Consommation de N2 (mg N) 45,6 Nitrammonification 42,5 18,2 0 Consommation de NOx (mg N) 34 110 31 12,8 0 Pnitrate(1)

Remarques 1re production précoce

de CH4 ---

Démarrage méthanogenèse

Petite production de CH4

Méthanogenèse terminée

Consommation de N2 (mg N) Nitrammonification Nitrammonification 10 0 13,4

Consommation de NOx (mg N) 124 129 0 24,8 0 Pnitrate(2)

Remarques --- --- Petite production

de CH4 Méthanogenèse déjà

commencée Nouvelle production

de CH4 Consommation de N2 (mg N) 0 41,1 --- --- ---

Consommation de NOx (mg N) 0 0 --- --- --- Pnitrite(1) Remarques

Aucune production de CH4

1e production précoce de CH4

Blocage NO --- ---

Consommation de N2 (mg N) 28,5 42,8 0 17,9 0 Consommation de NOx (mg N) 0 0 0 0 0 Pnitrite(2)


de CH4 Petite production

de CH4 Pas de nouvelle

production de CH4 Démarrage

méthanogenèse Méthanogenèse

terminée Consommation de N2 (mg N) 36,9 0 52,9 15,4 0 Consommation de NOx (mg N 25,5 0 28,2 23 23,8 Cnitrate(1)


de CH4 Pas de production

de CH4 Démarrage

méthanogenèse Petite production

de CH4 Méthanogenèse

terminée Consommation de N2 (mg N) 51,8 Nitrammonification 28,8 35,6 0

Consommation de NOx (mg N) 31,7 119 0 0 15,5 Cnitrate(2) Remarques

1re production précoce de CH4

Pas de production de CH4

Démarrage méthanogenèse

Nouvelle production de CH4

Méthanogenèse terminée

Consommation de N2 (mg N) 80 --- --- --- --- Consommation de NOx (mg N)) 0 --- --- --- --- Cnitrite(1)


de CH4 Blocage NO

Consommation de N2 (mg N) 80,6 0 0 41,5 0 Consommation de NOx (mg N) 0 0 0 0 0 Cnitrite(2)




de CH4 Démarrage

méthanogenèse Méthanogenèse

terminée


- 193 -

Figure 54 : Essai de reproduction du phénomène de consommation de N2 lors d’injection de N2

dans deux réacteurs P(14N2) et C(14N2)

Figure 55 : Absence de consommation de N2 en phase de méthanogenèse avec dénitrification (Pnitrate(15N2a)) ou sans dénitrification (P(15N2c))

(seuls les réacteurs Pnitrate(15N2a) et P(15N2c) ont été représentés car Pnitrate(

15N2b) est semblable à Pnitrate(15N2a) et P(15N2d) est semblable à P(15N2c))

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250 275 300 325 350 375

Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e N

2

(mg

de

N)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

H4

(mg

de

C)

Pnitrate(15N2a)_azote_moléculaire

P(15N2c)_azote_moléculaire

Pnitrate(15N2a)_méthane

P(15N2c)_méthane

0

50

100

150

200

250

300

350

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60

Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

e d

e N

2

(mg d

eN

)

0

100

200

300

400

500

600

700

800

Pro

duction c

um

ulé

e d

e C

H4

(mg d

e C

)

P(14N2)_azote_moléculaire

P(14N2)_méthane

0

50

100

150

200

250

300

350

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60

Temps (jours)

Pro

duction c

um

ulé

e d

e N

2

(mg d

e N

)

0

100

200

300

400

500

600

700

800

Pro

duction c

um

ulé

e d

e C

H4

(mg d

e C

)

C(14N2)_azote_moléculaire

C(14N2)_méthane

a

b


- 194 -

Un prélèvement de lixiviat a été réalisé au jour 217. Des analyses isotopiques ont été faites sur le culot obtenu pour les quatre bouteilles ainsi que sur les résines échangeuses de cations contenant le NH4

+. Aucun enrichissement de la biomasse dans le culot ou du NH4

+ n’a été mesuré. Comme aucune consommation de 15N2 n’avait eu lieu, ce résultat est cohérent. La présence de 15N2 dans le ciel gazeux ne contamine pas le liquide.

Tableau 53 : Résultats d’analyses isotopiques pour les réacteurs en phase de méthanogenèse au jour 217 Pnitrate(

15N2a) Pnitrate(15N2b) P(15N2c) P(15N2d)

NH4

+ biomasse NH4+ biomasse NH4

+ biomasse NH4+ biomasse

Amplitude (volt)

5,719 1,567 3,309 1,315 5,149 1,858 5,431 0,844

δ15N (‰) 13,48 9,64 13,74 10,37 13,04 11,66 13,00 9,24 %15N 0,3712 0,3698 0,3713 0,3700 0,3710 0,3705 0,3710 0,3696

Cet essai a permis de valider qu’en phase de méthanogenèse, aucune consommation

de N2 n’a lieu, même à la suite d’une dénitrification. Ces résultats sont en accord avec ce qui précède (Tableau 52). Nous n’avions en effet jamais constaté de consommation de N2 en phase de méthanogenèse.

3.4 Reproduction du phénomène de consommation de 15N2 en phase d’acidogenèse

Afin d’essayer de mieux comprendre cette réaction de consommation du N2, un nouvel

essai avec du 15N2 a été réalisé. Le flacon à plasma a été rempli avec un déchet compost. Du nitrate a été injecté au jour 3. Cet essai a été décrit au Chapitre 3 (page 93). Une consommation de N2 est observée (Figure 56). Les culots de lixiviat des jours 6, 24 et 26 ont été séchés puis analysés en AE-SMI. Le surnageant provenant de la centrifugation du lixiviat a été passé sur une résine échangeuse de cations afin d’analyser la composition isotopique du NH4

+ (Tableau 54). Aucun enrichissement n’est détecté. La consommation du N2 ne semble conduire ni à une production de NH4

+ ni à une production de biomasse. La consommation de N2 observée n’est donc pas due à la fixation de l’azote par les micro-organismes.

Figure 56 : Consommation de N2 pour un déchet en phase d’acidogenèse avec injection de nitrate (Cnitrate(15N2))

0

50

100

150

200

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30

Temps (jours)

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e N

2 (

mg

N)

0

100

200

300

400

500

600

Pro

du

ctio

n c

um

ulé

e d

e C

H4 (

mg

C)

Cnitrate(15N2)_azote_moléculaire

Cnitrate(15N2)_méthane

Nitrate

15N2


- 195 -

Tableau 54 : Analyse de la composition isotopique de la biomasse et du NH4+ dans le réacteur Cnitrate(

15N2)

Biomasse (culot de centrifugation) NH4+ (résine échangeuse de cations) Composition

isotopique δ15N (‰) %15N (%) δ

15N (‰) %15N (%) Jour 6 11,65 0,370506 16,78 0,372376

Jour 24 14,19 0,371430 10,38 0,370043 Jour 26 9,11 0,369484 14,27 0,371462

3.5 Bilan des expériences visant à expliquer le phénomène

de consommation de N2

Nous avons réussi à reproduire le phénomène de consommation de N2 que nous avions observé lors des expériences d’injection de nitrite et de nitrate. La consommation de N2 n’a lieu qu’en phase d’acidogenèse et intervient juste avant une production de CH4. Les essais réalisés avec du 15N2 ont permis de prouver qu’il ne s’agirait pas d’une conversion de l’azote moléculaire en NH4

+ ou d’une fixation par la biomasse. Etant donné qu’au moment du phénomène de consommation de N2, aucune augmentation de la concentration en NO2

-, NO3-, NO, N2O, NH4

+ n’est détectée, le N2 doit être converti sous une autre forme. Les formes azotées connues et non dosées (Figure 10, page 62) sont le NH3, le N2H4 (hydrazine) et le NH2OH (hydroxylamine). Nous suspectons la réaction chimique suivante d’avoir eu lieu :

322 23 NHHN →+ 10 .33 −−=∆ molkJG (Thauer et al., 1977) [42]

Cette réaction est mise en œuvre dans l’industrie chimique (notamment pour la

synthèse d’engrais). Sa cinétique est quasi négligeable aux températures usuelles. Les températures utilisées sont proches de 450 °C. Cette réaction peut être catalysée par certains métaux, comme le fer. Bien que cette réaction soit peu probable dans notre système expérimental, l’hypothèse d’un phénomène catalytique induit à l’interface ciel gazeux-déchets mériterait d’être évaluée.

Lors de l’expérience avec le 15N2, il aurait fallu conserver du gaz afin de convertir le NH3 en NH4

+ pour pouvoir analyser la composition isotopique du NH3. Toutefois, au moment de l’expérience avec le 15N2, nous ne suspections pas cette réaction et aucun échantillon de gaz n’a été conservé. Si cette réaction avait réellement eu lieu, le NH3 n’a pas été transformé en NH4

+ par dissolution, sinon nous aurions détecté un enrichissement isotopique du NH4

+. Il n’est toutefois pas impossible que l’incubation défavorise l’atteinte de l’équilibre NH3/NH4

+ en raison de la teneur très importante en NH4+ dans le lixiviat.

L’utilisation du H2 lors de cette réaction provoquerait une diminution de la pression

partielle en hydrogène, rendant ainsi les conditions favorables au développement des méthanogènes. Ceci pourrait expliquer que nous n’ayons observé la consommation de N2 qu’en phase d’acidogenèse puisqu’en phase de méthanogenèse, le H2 n’est plus présent. Si nous avions pu doser le H2, nous aurions vraisemblablement pu confirmer ou infirmer cette hypothèse. Toutefois, en utilisant l’hélium comme gaz vecteur dans notre système d’analyse des gaz, nous ne pouvions doser le H2.

D’autres expériences seront nécessaires afin de déterminer, dans un premier temps, si la réaction est chimique ou biologique. Le suivi du devenir du 15N2 en tenant compte de la phase gazeuse devrait, dans un second temps, permettre de vérifier l’hypothèse de conversion en NH3. Une fois la réaction déterminée, il faudrait


- 196 -

comprendre pourquoi elle se met en place et en quoi elle pourrait éventuellement contribuer à la compréhension des mécanismes de rétention de l’azote dans une ISDMA. Enfin, il faudrait identifier cette réaction pour savoir si elle peut avoir lieu dans une ISDMA bioactive, car elle pourrait ainsi contribuer à empêcher l’élimination totale de l’azote du système.

4 Conclusion sur les voies de réduction des NOx en microcosme Grâce à la multiplication des essais en flacons à plasma, nous avons pu injecter du

nitrate ou du nitrite pendant les différentes phases de dégradation des déchets. Nous avons ainsi pu constater qu’en présence de carbone facilement biodégradable (AGV), la dénitrification hétérotrophe était la réaction majoritaire de réduction des oxydes d’azote. Toutefois, en présence de H2S dans le système (0,5 mmol/l de lixiviat pour une concentration de 250 mg N-NO3

-/l), la réduction du nitrate se fait par nitrammonification. Pour réussir à démontrer formellement l’inhibition de la dénitrification par le H2S, des essais d’injections de H2S en présence de 15NO3

- ont dû être réalisés. Nos résultats ont permis d’expliquer a

posteriori pourquoi certains auteurs, contrairement à d’autres, avaient détecté une nitrammonification. En effet, ceux qui ont observé une nitrammonification (Burton et Watson-Craik, 1999) travaillaient avec un déchet frais, susceptible de produire du H2S, tandis que ceux n’ayant observé que des réductions par dénitrification (Price et al., 2003) utilisaient un déchet déjà bien dégradé, ne produisant certainement plus de H2S. Enfin, en phase de méthanogenèse stable, c’est-à-dire quand les AGV ne sont plus détectés, une dénitrification autotrophe remplace la dénitrification hétérotrophe. Du sulfate est produit. Toutefois, dans l’ensemble des essais, le sulfate a été converti vraisemblablement par des micro-organismes sulfato-réducteurs en H2S. Des analyses de métaux n’ont pas mis en évidence un relargage massif de métaux. Toutefois, un essai réalisé en absence totale de carbone organique devrait être refait afin de tester le devenir des métaux lorsque le sulfate ne peut être converti.

La Figure 57 résume les différentes réactions observées au cours des différentes

phases de dégradation des déchets.


- 197 -

Figure 57 : Schématisation des voies de réduction du nitrate en fonction du cycle du carbone et du soufre dans un massif de déchets en cours de dégradation (de haut en bas, pour la première flèche, en présence d’une très faible quantité d’AGV et de soufre sous la forme de sulfate, le nitrate sera converti majoritairement par dénitrification autotrophe)

Produit de la réduction de nitrate

[AGV] très faible

Dénitrification hétérotrophe

Réduction dissimilatrice en ammonium (DNRA)

Dénitrification autotrophe

BSR : Bactéries sulfato-réductrices

INJECTIONS PONCTUELLES DE NITRATE

[AGV] très faible


N2 NH4+ N2

MS

N2

SO42-

NH4+ N2 N2

SO42-

N2

[AGV] nulle

SO42-

NH4+

MS

[AGV] : Concentration en AGV

Micro-organismes acidogènes

Micro-organismes méthanogènes

SO42-

Déchet

pH

[AGV] faible C

MS : Sulfure de métaux

BSR

MS

[AGV] faible

Réaction majoritaire de réduction du nitrate

BSR

Devenir des

métaux ? S

[AGV] forte

Axe du temps H2S H2S H2S

CA

RB

ON

E

SO

UF

RE


- 198 -

IV Devenir du nitrate dans un massif de déchets en mésocosme

Le second système expérimental utilisé pour tester le devenir des oxydes d’azote est la colonne expérimentale (Chapitre 3II, page 96). Ce système offre l’avantage d’aborder la problématique de la transposition des résultats obtenus dans un système plus grand et alimenté en continu, permettant ainsi une circulation des fluides (liquide et gaz).

1 Caractérisation du système expérimental

Les voies de conversion du nitrate lors de son injection dans un massif de déchets ont été évaluées dans une colonne expérimentale. L’objectif de ce nouveau système expérimental était d’avoir une réelle circulation des fluides (gaz et liquide). La première étape consiste à caractériser le système expérimental avant toute injection de nitrate.

1.1 Phase gazeuse initiale

Contrairement aux essais réalisés en flacons à plasma, le ciel gazeux de la colonne

expérimentale n’a pas été vidé. Le système a évolué de lui-même vers les conditions anaérobies, comme décrit dans le Chapitre 3 (Chapitre 3II1.4, page 98).

1.2 Les déchets

Le massif de déchets est constitué d’un déchet putrescible identique à celui utilisé

pour les essais en flacons à plasma. Le protocole de remplissage de la colonne a été détaillé dans le Chapitre 3 (Chapitre 3II2.1, page 101). La mise en place des déchets dans la colonne expérimentale a été faite au cours d’un stage de DEA qui a précédé ce travail de thèse (Pesenti, 2002).

1.3 La phase liquide

1.3.a) La saturation des déchets

Les recherches bibliographiques sur la recirculation de lixiviat dans des colonnes de déchets ont montré que, la plupart du temps, les déchets étaient saturés ou humidifiés partiellement avant le début de la recirculation. Le but de cette saturation est d’obtenir une production de lixiviat immédiatement après le début de l’expérience, sans attendre la saturation progressive des déchets par aspersion. En effet, l’humidité naturelle des déchets utilisés étant de 25,2 % (Chapitre 4I1.2, page 119), une saturation progressive aurait demandé beaucoup de temps. Dans le cas présent, les déchets étant reconstitués à partir de déchets en majorité lavés et séchés à température ambiante, leur saturation était également nécessaire pour amorcer leur biodégradation.

Pour cela, les déchets ont été amenés à leur capacité au champ en effectuant une saturation, suivie d’une désaturation par drainage gravitaire. Ainsi, toute addition d’eau supplémentaire provoque la libération d’une quantité égale de lixiviat par drainage gravitaire. Avant le démarrage de ce travail de thèse, trois épisodes de saturation et de désaturation ont eu lieu pendant les cent trente-huit premiers jours de dégradation. Les effets de ces successions de saturation-désaturation ne seront pas détaillés. Nous présenterons les résultats à partir du jour 190 lorsque le travail de thèse a débuté.


- 199 -

1.3.b) Bilan hydrique

•••• Entrées de lixiviat

Le lixiviat a été introduit dans la colonne au débit de 150 ml par jour. Ce débit a été choisi à la suite d’une recherche bibliographique sur les débits de recirculation appliqués sur site (page 36, Tableau 1). Toutefois, ce n’est pas tant le débit qui est important dans la recirculation de lixiviat, que le volume de lixiviat recirculé par unité de volume de déchets. Les données sont comprises entre 0,18 et 0,54 m3 lixiviat/an/tonne de déchets, ce qui représenterait pour 80 kg de déchets (Tableau 31, page 101) un volume de 39 à 118 ml/j (page 36, Tableau 1).

Afin de conserver un débit le plus constant possible, les poches à vin contenant le lixiviat ont été pesées tous les jours et le débit de la pompe péristaltique a été ajusté en conséquence. Le débit en entrée de colonne est représenté sur la Figure 58 (en bleu). Le débit moyen a donc été de 143,4 ml de lixiviat par jour.

•••• Sorties de lixiviat

Les volumes cumulés de lixiviat collectés en sortie de colonne ont été reportés sur la Figure 58 (en rouge). Le débit de sortie a été en moyenne de 142,7 ml de lixiviat par jour.

Les courbes de volume cumulé en entrée et en sortie sont parallèles (Figure 58). La capacité au champ des déchets avait bien été atteinte par les saturations qui ont précédé le jour 190. A présent, dès lors qu’un volume de liquide est apporté en haut de la colonne, il pousse le volume de solution déjà présent dans les pores du déchet et un volume de solution identique à celui injecté en entrée est récupéré en sortie de colonne. Ainsi, les volumes injectés sont restitués instantanément et en intégralité, alors que les solutés peuvent présenter, en revanche, des temps de transfert beaucoup plus longs en fonction de leurs caractéristiques physico-chimiques.

Figure 58 : Evolution du volume cumulé de lixiviat en entrée et en sortie

de la colonne expérimentale au cours du temps


- 200 -

1.3.c) Temps de transfert du lixiviat

•••• Objectifs

Dans le Chapitre 1 (Chapitre 1III2.5, page 37), nous avons vu que la détermination du temps de séjour était l’approche rigoureuse pour déterminer le temps de transfert de l’eau dans un massif de déchets (Bendz et Singh, 1999). Ce paramètre permet de mieux caractériser le système.

De plus, dans le cas d’une injection de nitrate, la connaissance du temps de séjour nous sera nécessaire pour savoir à partir de quand une modification de la qualité du lixiviat en sortie pourra être attribuée à l’injection de nitrate.

Une étude bibliographique a permis de mettre en évidence que le lithium était un bon traceur pour l’écoulement dans un massif de déchets (Chapitre 1III2.5, page 37). Sur site, le lithium est injecté en moyenne à 0,425 g Li+/m3, tandis qu’en laboratoire la concentration en lithium varie de 1 à 50 g Li+/m3 de déchets (Tableau 2, page 37). Ces valeurs sont inférieures à la concentration de 2 g Li+/l de boues, valeur limite inhibitrice de l’activité méthanogène (Anderson et al., 1991). Toutefois, la comparaison entre une dose limite exprimée pour un volume de boues et une quantité injectée dans un volume de déchets n’est pas immédiate.

•••• Suivi du lithium

Des dosages de lithium ont été faits afin de déterminer le bruit de fond dans le lixiviat en sortie de colonne. Il a été mesuré à 0,3 mg/l de Li+. Le lithium a donc été choisi comme traceur.

3,385 g de lithium ont été injectés en un pulse au jour 379 de biodégradation comme décrit dans le Chapitre 3 (Chapitre 3II3.5, page 103). Cette injection correspond à 26,65 g de lithium par m3 de déchets. La quantité de lithium injectée est donc en accord avec les quantités usuellement injectées en laboratoire (Chapitre 1, Tableau 2).

A partir du jour d’injection du lithium, un prélèvement quotidien de lixiviat a été fait. Le suivi du lithium a été réalisé pendant près de huit cents jours (Figure 59). Nous constatons que le lithium injecté est ressorti avec un taux de restitution d’environ 77 % (Figure 59b). Ce taux de restitution est supérieur à celui de la littérature puisque, pour des colonnes expérimentales, il est généralement compris entre 52 et 72 % (Rosqvist et Destouni, 2000, Chapitre 1III2.5, page 37).


- 201 -

Figure 59 : (a) Suivi de la concentration en lithium dans le lixiviat en sortie de colonne (b) Suivi de la quantité de lithium récupérée

•••• Modélisation pour la détermination du temps de transfert

Les différentes étapes nécessaires à la modélisation du temps de séjour sont décrites dans l’Annexe 4 (page 258). La modélisation a été réalisée par l’unité de recherche Assainissement et Environnement de l’Université de Liège. Les résultats des calculs sont expliqués dans l’Annexe 4 (page 258).

Le lixiviat circule à un débit moyen de 143,4 ml/j (Figure 58), le temps de passage

théorique est de 332,6 jours (entrée

réacteur

Q

V), (Tableau 55, page 265, en rose) et le temps de séjour

moyen expérimental ( µ ) est de l’ordre de 391 jours (Tableau 55, page 265, en vert). Ce dernier temps a été déterminé à partir des données brutes de la courbe expérimentale extrapolée. Nous pouvons remarquer que le temps de séjour moyen ST estimé à partir de la

partie descendante, en assimilant le réacteur à une cascade de cuves parfaitement mélangées, est de 430,7 jours. Le taux de restitution de traceur obtenu après calcul est de 86,5 %. Ce

a

b 0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

2250

2500

2750

3000

3250

3500

3750

-400 -32 0 -24 0 -160 -80 0 80 160 240 320 400 4 80 5 60 640 720 800 880Temp s (jou rs après in jec tio n)

Quan

tité

cu

mulé

e d

e lith

ium

(m

g)

Qu antité de li th iu m in jectée

Qu antité de li th iu m restitu ée

7 7 % de

re stitu tion

Temps (jours après l’injection)

Qua

ntit

é cu

mul

ée d

e li

thiu

m (

mg)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

-400 -320 -240 -1 60 -80 0 80 16 0 240 320 4 00 4 80 56 0 640 7 20 8 00 88 0

T em ps en jour (a vec l'or ig ine m ise au p oin t d 'in je ction du l ithium )

Con

cen

tration

en lith

ium

(m

g/l)

J-379 :

dém arrage de la

co lonne

expérim entale

In jectio n du

chlorure d e

lithium

Temps (jours avec l’origine mise au jour d’injection du lithium)

Con

cent

rati

on e

n li

thiu

m (

mg/

l)


- 202 -

taux est supérieur à celui donné au paragraphe précédent puisque le bilan matière a été réalisé à la suite d’une extrapolation, ce qui permet de prendre en compte la « queue » de la courbe.

Pour comparer la courbe théorique et la courbe expérimentale, les trois temps de séjour (temps de passage théorique en rose, temps de séjour expérimental en vert et temps de séjour moyen en bleu) obtenus ont été utilisés pour calculer le paramètre de dispersion ( LD ) qui a été défini dans l’Annexe 4 (page 258). Les courbes théoriques de concentration de lithium, C(x,t), associées aux trois valeurs de LD , ont été tracées (Figure 60). Nous constatons que le modèle de piston-dispersion ne permet pas de retrouver le maximum de la courbe expérimentale et que l’ajustement reste globalement médiocre. Un modèle plus complexe, associant des réacteurs parfaitement mélangés en série qui échangent chacun avec un réacteur lent parfaitement mélangé, a alors été réalisé par l’unité de recherche Assainissement et Environnement. Le temps de séjour calculé sur les données après ajustement du modèle est alors de 445,8 jours.

Figure 60 : Comparaison des concentrations en lithium expérimentales et théoriques avec un modèle piston-dispersion

Comme décrit dans l’Annexe 4 (page 258), un ajustement par des moindres carrés sur

quatre paramètres a été fait afin de caler le modèle sur la courbe expérimentale. Les résultats du calage sont représentés sur la Figure 61. Notons que pour réussir à caler le modèle, il a fallu prendre, dans la colonne, un volume de liquide (VT) supérieur à celui qui avait été pris auparavant. Cela ne semble pas incohérent puisque, lors des phases de saturation-désaturation, les volumes de lixiviat ont pu être incorrectement évalués (De Junet, 2002 ; Pesenti, 2002). Le volume VT utilisé est de 67,95 litres. Le nombre de réacteurs en série est de 10 (Annexe 4, page 258). Les paramètres obtenus lors de ce calage seront utilisés par la suite (sans modification) lors de l’injection de KNO3 dans la colonne de déchets afin de déterminer le temps à partir duquel la qualité du lixiviat peut avoir été modifiée du fait des injections de nitrate.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

-400 -200 0 200 400 600 800 1000

Temps (jours)

Concentr

ation e

n lithiu

m (

mg/l)

Concentration mesuréeexpérimentalement

C(x,t) avec temps de séjour moyen

C(x,t) avec temps de passagethéorique

C(x,t) avec temps de séjourexpérimental


- 203 -

Figure 61 : Comparaison des concentrations en lithium expérimentales et théoriques avec un modèle de réacteurs rapides en série échangeant avec des réacteurs lents

2 Injection de lixiviat brut

Avant d’injecter le nitrate dans le massif de déchets, nous avons attendu que la colonne soit en phase de méthanogenèse et que l’ensemble des paramètres chimiques mesurés soit stable. Ainsi, cette première phase de dégradation du déchet pourra être comparée à celles qui suivront lorsque des injections de nitrate seront faites. Les injections de lixiviat brut serviront de témoin de dégradation.

2.1 Suivi des paramètres physico-chimiques

La colonne expérimentale a été équipée de trois sondes pH et de trois sondes

d’oxydo-réduction. Les sondes ont été positionnées à trois niveaux, comme indiqué dans le Chapitre 3 (Figure 15, page 97). Le schéma (Figure 16, page 100) représente l’emplacement des huit capteurs de température. Au niveau 2, c’est-à-dire au milieu de la colonne, deux capteurs de température ont été positionnés, un au centre de la colonne (noté N2int) et un vers l’extérieur de la colonne (N2ext). Sur les graphiques, les trois niveaux sont différenciés par une couleur : le niveau 1, en haut de la colonne en rouge, le niveau 2, médian en bleu et le niveau 3 en bas en vert.

0

50

100

150

200

250

300

350

0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000

Temps (jours)

Con

ce

ntr

atio

n e

n lithiu

m (

mg/l)

Courbe expérimentale

Calcul avec VT

Cacul avec VT et n

Calcul avec VT, n et RQl

Calcul avec VT, n, RQl et RVl


- 204 -

2.1.a) Evolution du pH au sein du massif de déchets

Afin d’alléger la figure représentant les valeurs de pH, une moyenne mobile a été réalisée sur 14 jours. Au jour 190, la phase de méthanogenèse avait déjà commencé, nous constatons que le pH est aux alentours de 7 (Figure 62a), quel que soit le niveau de l’électrode (N1, N2 et N3). Le pH le plus élevé au jour 190 est détecté dans le bas du massif de déchets. Ceci peut s’expliquer par le fait que les conditions anaérobies se sont installées progressivement et qu’elles ont été atteintes plus rapidement dans le bas de la colonne. Ainsi, la méthanogenèse s’est mise en place plus rapidement dans le bas du massif, entraînant une remontée plus rapide du pH.

L’injection de lixiviat brut jusqu’au jour 415 n’entraîne pas de variations majeures du pH jusqu’à cette date.

2.1.b) Evolution du potentiel d’oxydo-réduction au sein du massif de déchets

Le potentiel d’oxydo-réduction pour les niveaux 1 et 2 est proche de -250 mV

(électrode normale à hydrogène) au jour 190 (Figure 62b), ce qui est cohérent avec le fait que le massif de déchets est en phase de méthanogenèse. La valeur de la sonde placée au niveau 3 est de -100 mV au jour 190. Cette valeur augmente progressivement. Nous avons tout d’abord suspecté que cette augmentation traduisait une réaction ayant lieu dans le massif de déchets, mais au jour 278, il a été décidé de changer les trois sondes d’oxydo-réduction afin de vérifier qu’il ne s’agissait pas d’une dérive de la sonde. Les trois sondes d’oxydo-réduction ont affiché au bout de quelques jours des potentiels d’oxydo-réduction très négatifs, jusqu’à retrouver des valeurs proches de -250 mV. La sonde d’oxydo-réduction du niveau 3 était donc abîmée.

Peu de variations de potentiel d’oxydo-réduction sont enregistrées entre les jours 190 et 415. Les petites variations quotidiennes des valeurs d’oxydo-réduction sont propres aux mesures d’oxydo-réduction. Elles avaient été constatées lors de l’étude précédente réalisée au Cemagref (Bouchez et Bourdon, 2001), ainsi que lors de l’étude faite à l’ENSIL (François, 2004).

2.1.c) Evolution de la température

Les données de huit capteurs de température ont été enregistrées au cours de la dégradation des déchets. Au jour 190, la température la plus élevée est mesurée au cœur du massif de déchets (capteur N2int en bleu foncé, Figure 62c), elle est d’environ 33,4 °C. Les températures renvoyées par le capteur placé en contact avec la poche à vin contenant le lixiviat en entrée et celui mis dans la pièce indiquent des valeurs de 23,5 °C (en bordeaux et

noir). Celles-ci sont inférieures aux autres températures. Au jour 232, correspondant au 11 novembre 2002, il a été décidé de chauffer la pièce

afin d’avoir au sein de la colonne une température plus proche de 35 °C. La double paroi avec la circulation d’eau préchauffée à 35 °C ne suffisait pas à obtenir cette température. Les pertes de chaleur par les parois de la colonne étaient trop importantes. De plus, l’injection du lixiviat à une température plus basse que le massif de déchets refroidissait également le haut de celui-ci. Un radiateur a donc été installé dans la pièce afin d’avoir une température ambiante de 35 °C ± 2 °C. Les températures du biogaz et du haut de la colonne sont alors devenues les plus élevées (Figure 62c).


- 205 -

Figure 62 : Evolution (a) du pH, (b) du potentiel d’oxydo-réduction (par rapport à l’électrode normale à hydrogène) et (c) de la température dans la colonne de déchets

a

b

c


- 206 -

2.1.d) Bilan du suivi en ligne Les évolutions de la densité et de la conductivité n’ont pas été présentées car elles ne

varient pas au cours du temps. La densité est comprise entre 1,013 et 1,016 g/ml et la conductivité entre 29 et 31 mS/cm pour une température comprise entre 25 et 33 °C. Grâce au suivi en ligne de l’évolution du pH, du potentiel d’oxydo-réduction et de la température, nous pouvons constater une absence d’évolution des paramètres de la dégradation du massif de déchets entre les jours 190 et 415. Les valeurs de pH et de potentiels d’oxydo-réduction obtenues sont celles d’une phase de méthanogenèse. Si ces paramètres varient lors des injections de lixiviat contenant du nitrate, il sera possible d’attribuer ces variations aux injections de nitrate.

2.2 Evolutions quantitatives et qualitatives des effluents

2.2.a) Effluents liquides

•••• Demande chimique en oxygène (DCO) et carbone organique total (COT)

Au jour 190, la DCO est de 3 050 mg O2/l (Figure 63). Les valeurs habituellement observées en phase de méthanogenèse sont comprises entre 500 et 4 500 mg O2/l pour la DCO (Kjeldsen et al., 2002) et elles peuvent atteindre la valeur de 8 000 mg O2/l (Rastas, 2002). Nous retrouvons donc des valeurs classiques de DCO mesurées pendant la phase de méthanogenèse, même si au jour 415, la DCO est de 4 890 mg O2/l. La DCO est plutôt élevée en sortie de colonne par rapport aux moyennes mentionnées dans la littérature. Ceci s’explique par les fortes concentrations de DCO mesurées dans le lixiviat utilisé (Tableau 30).

La concentration en COT est de 1 340 mg C/l au jour 190 et de 1 380 mg C/l au jour 415 (Figure 63). Pendant la phase de méthanogenèse, la concentration est généralement comprise entre 14 et 2 270 mg C/l (Rastas, 2002). L’évolution de la concentration en AGV ne sera pas présentée en détail, elle est semblable à celle du COT. La concentration en acétate est respectivement de 79 mg/l et de 10 mg/l aux jours 190 et 415. Les autres AGV sont détectés à des concentrations inférieures à 10 mg/l.

Nous pouvons constater que le rapport DCO/COT augmente entre les jours 190 et 415, passant de 2,28 à 3,54. Cette augmentation traduit une différence de nature des composés organiques qui sont de plus en plus réduits.

Figure 63 : Evolution de la concentration en COT et DCO au cours du temps

0

500

1 000

1 500

2 000

2 500

3 000

190 290 390 490 590 690 790 890 990 1090 1190 1290

Temps (jours)

Con

centr

ation

en C

OT

(m

g/l)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

Con

centr

atio

n e

n D

CO

(m

gO

2/l)

Carbone organique total (COT)

Demande chimique en oxygène (DCO)


- 207 -

•••• Les ions La Figure 64 présente l’évolution de la concentration en fer total, en Fe2+ et en Fe3+.

Entre les jours 190 et 415, la concentration en Fe2+ est respectivement de 7,5 mg/l et de 9 mg/l. Celle de Fe3+ est de 7 mg/l et de 3,5 mg/l (Figure 64). Le Fe2+ est l’espèce majoritairement présente. L’évolution du rapport Fe2+/Fe3+ montre que le système évolue vers un milieu réduit (même si cela n’est pas évident sur le graphique). En phase de méthanogenèse, le fer est en moyenne retrouvé à des concentrations de 3 à 280 mg/l (Kjeldsen

et al., 2002). Contrairement aux autres espèces chimiques, les concentrations en fer en sortie de la colonne sont plutôt basses par rapport aux moyennes citées dans la littérature.

Figure 64 : Evolution de la concentration en fer au cours du temps (Fe2+, Fe3+ et Fer total)

Les concentrations en sodium et en ammonium sont assez stables et quasi identiques tout au long de la dégradation des déchets (Figure 65). Les valeurs sont de 3 290 mg NH4

+/l et de 3 170 mg Na+/l au jour 400. Les concentrations n’ont pas pu être analysées avant cette date car nous n’avions pas conservé de lixiviat filtré à –20°C pour les analyses de chromatographie ionique. D’après la littérature, les concentrations moyennes en sodium et en ammonium en phase de méthanogenèse sont comprises respectivement entre 1 et 2 040 mg NH4

+/l et entre 4 et 3 650 mg Na+/l (Rastas, 2002). Les concentrations en sodium que nous obtenons sont donc situées dans le haut de la plage de concentrations. Celles de NH4

+ sont supérieures. La concentration en chlorure est de 3 600 mg/l au jour 400 et celle de potassium de

1 210 mg/l.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

190

225

261

295

330

365

399

436

470

505

540

575

610

645

680

715

750

785

820

855

890

932

995

1072

1156

1226

Temps (en jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n F

tota

l, F

e2

+ e

t F

e3

+ (

mg

/l) Fe(III) Fe(II) Fet


- 208 -

Figure 65 : Evolution de la concentration en sodium, ammonium, potassium et chlorure

•••• Les matières sèches et calcinées

Au jour 190, le lixiviat en sortie de la colonne contient 12,64 g/l de matières sèches (Figure 66, somme des bâtons rose et bleu), dont 2,79 g/l sont des matières volatiles (en

rose). Entre les jours 190 et 415, période pendant laquelle le lixiviat brut est injecté, la teneur en matières sèches augmente de 12,64 à 14,22 g/l, ce qui représente une augmentation de 11,1 %. La matière minérale augmente de 10,6 % et la matière volatile de 12,5 %. Cette augmentation peut être due à l’augmentation des matières sèches au sein du lixiviat en entrée.

Figure 66 : Evolution de la répartition de la matière au cours du temps

2.2.b) Effluents gazeux

Les analyses de gaz n’ont débuté qu’au jour 343 après l’acquisition de l’analyseur de gaz (µGC, page 112). Nous avons voulu avoir une dizaine d’analyses avant de débuter les

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

190 261 330 399 470 540 610 680 750 820 890 980 1170

Temps (jours)

Te

ne

ur

en

ma

tiè

res (

g/l)

Matières Volatiles en sortie (MV) Matières Minérales en sortie (MM)

MV en entrée Matières sèches en entrée (MS)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300

Temps (jours)

Con

ce

ntr

ation

(m

g/l)

Sodium

Ammonium

Potassium

Chlorure


- 209 -

injections de nitrate. Ceci explique pourquoi nous avons attendu aussi longtemps avant de commencer les injections. Nous constatons que le ciel gazeux est majoritairement composé de méthane (≈ 60 %, en vert, Figure 67a), ce qui est en accord avec les précédentes observations : pH autour de 7, potentiel d’oxydo-réduction bas, valeurs de DCO et de COT classiques de la méthanogenèse. La composition du ciel gazeux n’évolue quasiment pas entre les jours 343 et 410 (Figure 67a). Le débit de gaz était de 1,55 l/j au jour 347 et de 0,68 l/j au jour 410.

La stabilité de composition se retrouve lorsque l’on trace la production cumulée en fonction du temps. Nous obtenons des droites avec des coefficients de corrélation (R²) supérieurs à 0,93 pour 15 points (Figure 67b). Le méthane est le gaz majoritairement produit (pente de 0,24), puis le CO2 (pente 0,12). Quant à la faible production de N2, elle est probablement due aux contaminations par l’air. En appliquant le rapport oxygène/azote de l’air aux quantités d’oxygène présentes dans le ciel gazeux, il n’a pas été possible de retrouver les quantités d’azote réellement présentes. Ceci s’explique par le fait que l’oxygène est très rapidement consommé par les micro-organismes.

Au jour 415, le débit de gaz est relativement faible (0,68 l/j) et le méthane est le gaz majoritairement produit. Cela semble donc confirmer que les déchets sont en phase de méthanogenèse stable.

Figure 67 : (a) Evolution de la composition du ciel gazeux de la colonne et (b) production cumulée des gaz (Remarque : la production cumulée ne tient pas compte des quantités de gaz retirées

de la colonne avant le jour 348)

57,57 57,03 59,22 59,22 59,07 59,23 59,93 59,36 59,82 58,56 58,74 60,51 60,05 58,30

32,76 33,0032,50 32,50 32,10 32,46 32,27 32,21 32,17 32,12 31,40 30,31 30,57 31,10

61,67

32,14

4,484,074,253,933,493,482,742,702,924,043,914,334,65

4,593,96

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

343 347 353 359 361 375 385 389 396 401 410 420 429 436 444

Temps (jours)

Com

positio

n d

u c

iel g

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%)

Oxygène Méthane Dioxyde de carbone Azote moléculaire

a

b Prod

uctio

n cu

mul

ée d

e C

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et d

e C

H4

(g C

) P

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ctio

n cu

mul

ée d

e N

2 (g

N)

b

a

b


- 210 -

2.3 Synthèse des premiers résultats en colonne expérimentale La dégradation des déchets dans la colonne du jour 190 au jour 414 est dans une

phase stationnaire. En effet, les paramètres physico-chimiques tels que le pH ou le potentiel d’oxydo-réduction n’évoluent plus. Il en est de même pour les paramètres chimiques de la phase liquide tels que la DCO, la concentration en fer ou en azote et ceux de la phase gazeuse.

Si l’injection de nitrate a une influence significative sur l’un des paramètres mesurés, une différence d’évolution devrait pouvoir être détectée.

3 Injection de lixiviat enrichi en nitrate 3.1 Première période d’injection de nitrate

Pour que le nitrate ne puisse pas être réduit avant d’atteindre le massif de déchets,

nous avons choisi d’utiliser une vanne trois voies positionnée sur le haut de la colonne, juste avant l’arrivée du lixiviat (Chapitre 3II2.1.c), page 101). Ainsi, durant les 42 jours de la première période d’injection de nitrate, 1 ml de solution de KNO3 à 2,5 g N/l a été injecté tous les jours (Chapitre 3II3.3, page 103). En 42 jours, la quantité d’azote injectée ne représente que 105 mg N-NO3

-, soit en appliquant la loi des gaz parfaits, une production totale de 95 ml de N2. Puisque le ciel gazeux de la colonne est d’environ 94 l, cette production d’azote moléculaire est trop faible pour pouvoir être détectée. Entre les jours 415 et 456, nous ne détectons aucune variation, ni dans la production de gaz ni dans la composition du ciel gazeux (Figure 67). Cette première période d’injection de lixiviat enrichi en nitrate a permis de tester le mode d’injection du nitrate.

Pour ce qui est de l’évolution des paramètres physico-chimiques, ni le pH ni le potentiel d’oxydo-réduction n’ont évolué (Figure 62). Ceci permet de vérifier que le système d’injection de nitrate ne provoque pas d’entrée d’air. En effet, lors de l’injection du chlorure de lithium au jour 379, le système de vanne trois voies n’avait pas encore été mis en place et à la suite de l’injection, la sonde du potentiel d’oxydo-réduction se situant sur le haut de la colonne avait affiché une valeur proche de 0 mV. Les déchets s’étant tassés depuis le début de la dégradation, les sondes d’oxydo-réduction et pH étant situées au niveau 1 (sur le dessus du massif de déchets), se sont retrouvées à la limite entre le ciel gazeux et les déchets. Elles sont donc susceptibles de réagir très rapidement lorsque de l’air rentre dans la colonne, notamment la sonde d’oxydo-réduction. C’est ainsi que nous avions conclu que de l’air était entré dans la colonne.

Cette première période a permis de vérifier que l’injection de nitrate à la seringue par la vanne trois voies empêche l’entrée d’air. Nous constatons également qu’une faible quantité de nitrate ne permet pas de détecter une variation des capteurs pH et d’oxydo-réduction.

3.2 Seconde période d’injection de nitrate

Pour détecter une modification de la composition du ciel gazeux, le nitrate doit être

injecté à des flux nettement supérieurs à 2,5 mg N/jour. Nous avons donc décidé d’injecter 280 mg N/jour (Chapitre 3II3.3, page 103). Cette seconde période d’injection a débuté au jour 498 de biodégradation des déchets (Tableau 32, page 104). Le débit de gaz était alors de 0,32 l/j.


- 211 -

3.2.a) Evolution du potentiel d’oxydo-réduction Nous constatons que le premier paramètre qui évolue est le potentiel

d’oxydo-réduction se situant en haut de la colonne de déchets (rédox n°1). En effet, dès le jour 499, la valeur du potentiel d’oxydo-réduction passe de -250 mV à +35 mV. Au fur et à mesure des injections de nitrate, le potentiel de cette sonde va osciller autour de +100 mV (Figures 68 et 62b). Les deux autres potentiels d’oxydo-réduction conservent des valeurs très basses jusqu’au jour 572 où la sonde se situant au milieu du massif de déchets (rédox n°2) renvoit une valeur positive se stabilisant également vers +100 mV. Au même moment, le potentiel d’oxydo-réduction de la sonde en haut de la colonne est de +250 mV. Ce phénomène de remontée du potentiel rédox n°2 a eu lieu 74 jours après le début de l’injection de nitrate. Il a été décidé d’arrêter d’injecter le nitrate au jour 574. Au jour 670, une faible remontée du potentiel d’oxydo-réduction se situant en bas de la colonne peut être détectée. Le potentiel qui était auparavant stable à -283 mV passe à -263 mV. Cette remontée a lieu 172 jours après le début des injections de nitrate et 96 jours après la remontée du potentiel d’oxydo-réduction placé au cœur du massif de déchets (rédox n°2).

Ces remontées de potentiels d’oxydo-réduction sont vraisemblablement liées à l’arrivée d’un oxydant tel que le nitrate, le nitrite, le N2O ou le NO. L’évolution des potentiels d’oxydo-réduction nous permettrait donc de suivre le front de réduction du nitrate (même si cette voie de réduction reste encore à prouver). Nous pouvons ainsi conclure que très peu d’oxydes d’azote ont atteint le niveau rédox n°3 de la colonne (en bas). La valeur du potentiel d’oxydo-réduction situé au milieu de la colonne redescend à partir du jour 600 et il atteint une valeur inférieure à -250 mV au jour 635. Nous pouvons donc en conclure qu’au jour 635, il n’y a plus de réaction de conversion d’oxyde d’azote au milieu du massif de déchets. La valeur du potentiel d’oxydo-réduction situé en haut de la colonne redescend en dessous de -250 mV entre les jours 695 et 720 (Figure 68). Les réactions de conversion des oxydes d’azote semblent donc terminées au jour 720.

Le fait que les potentiels d’oxydo-réduction retrouvent les valeurs antérieures aux injections de nitrate prouve qu’il ne s’agissait pas d’une dérive de potentiel mais bien d’un phénomène ayant réellement lieu au sein du massif de déchets.

Finalement, puisque le potentiel d’oxydo-réduction situé en haut de la colonne est celui qui met le plus de temps à retrouver un potentiel classique de méthanogenèse, nous pouvons supposer que le suivi des potentiels d’oxydo-réduction ne permet pas uniquement de détecter le passage du nitrate qui va de haut en bas par la circulation du liquide, mais également de connaître le temps nécessaire au massif pour repartir en méthanogenèse en absence total d’oxydant issu de la réduction du nitrate.

Les autres paramètres physico-chimiques tels que le pH ou la température n’ont pas

évolué à la suite des injections de KNO3.


- 212 -

Figure 68 : Evolution du potentiel d’oxydo-réduction au cours des injections de nitrate

(électrode normale à hydrogène)

3.2.b) Evolution de la production de biogaz La Figure 69 représente la production cumulée du méthane, du dioxyde de carbone

et de l’azote moléculaire au cours des périodes d’injections de nitrate. Les droites de production obtenues lors de la période d’injection de lixiviat brut ont également été ajoutées sur la figure à titre de comparaison. Nous constatons tout d’abord que du N2 est produit en grande quantité. La courbe du N2 se situe au-dessus de la droite de production théorique que nous avions obtenue lors de l’injection de lixiviat brut. L’inverse est constaté pour le CH4 et le CO2. On constate que la production de CH4 avait diminué avant l’injection de NO3

-. La production de N2O n’est pas représentée car ce gaz n’a jamais été détecté dans le ciel gazeux de la colonne. Pour détecter 0,2 % de N2O, il aurait fallu une production d’environ deux litres. L’absence de détection du N2O ne prouve pas que ce gaz n’a pas été produit, sa production serait toutefois inférieure à 1 litre (seuil de détection du N2O de 0,1 % et quantité de gaz présente comprise entre 94,3 l (ciel gazeux seul) et 178 l (ciel gazeux + production de gaz).

-400

-300

-200

-100

0

100

200

300

37

0

395

420

445

47

0

495

520

54

5

57

0

595

620

64

5

670

695

720

Temps (jours)

Po

ten

tie

l d

'oxydo

-ré

du

ction

(E

H e

n m

V)

RDX N1 Nc

RDX N2 Nc

RDX N3 Nc

Injection de

2,5mg N/jour Injection de

280mg

N/jour


- 213 -

Figure 69 : Evolution de la production de biogaz dans la colonne au cours des injections de nitrate

(les droites représentent la production cumulée de biogaz qui était attendue si le lixiviat brut avait continué à être injecté et en faisant l’hypothèse d’un débit de production constant)

Pour calculer la production cumulée de N2, la première difficulté réside dans

l’estimation du volume du ciel gazeux, beaucoup plus difficile qu’avec les flacons à plasma. Au début de l’injection de nitrate et jusqu’à la fin de la thèse, la hauteur de déchets n’est plus de 70 cm comme au début de l’incubation mais de 57 cm en moyenne. En effet, un tassement des déchets au centre de la colonne est visible. La hauteur de la couche drainante n’est plus de 30 cm mais de 25 cm, la hauteur du ciel gazeux est de 48 cm au lieu de 30 cm. Le volume de biogaz présent dans le haut de la colonne est donc de 76,3 l. A cela, il faut ajouter le biogaz emprisonné dans les déchets et dans la couche drainante. L’évaluation du biogaz se situant au sein des déchets a été faite en faisant l’hypothèse que la quantité de déchets était identique à celle du départ. Cette hypothèse est nécessairement fausse puisque le déchet s’est dégradé sous la forme de lixiviat et de biogaz. Pour prendre en compte cette transformation de la matière, il aurait fallu connaître de façon précise le volume de gaz produit et sa composition afin de calculer la quantité de matière convertie. Toutefois, l’estimation du volume de biogaz n’a pas été faite par une méthode de mesure suffisamment précise avant le début de la thèse et aucune analyse de gaz n’a été réalisée. En faisant donc l’hypothèse d’une quantité de déchets constante, nous aurions 1,3 l de biogaz dans les déchets ( ldanskg 66,9044,77 , soit 13,2 l non rempli par déchets et 11,9 l environ de lixiviat, soit

1,3 l). Quant à la couche drainante, sa porosité a été évaluée à 42 %, soit 16,7 l de biogaz (le

volume de la couche drainante est de 39,73 l). Le volume du ciel gazeux total est de 94,3 l (biogaz dans le haut de la colonne, dans les déchets et dans la couche drainante).

La seconde difficulté rencontrée pour le calcul de la production cumulée de N2 est l’estimation de la contamination résiduelle par l’air. En effet, nous avons vu qu’avant même l’injection de nitrate, une production résiduelle de N2 avait lieu. Une hypothèse a donc été faite pour estimer la contamination par l’air. Nous avons considéré que la contamination quotidienne en N2 était la même que lors de la première période où le lixiviat brut était injecté. C’est pour cela que la droite de production de N2 sans injection de nitrate a été tracée en rouge sur la Figure 69, elle sert de témoin de contamination.

Finalement, nous trouvons une production maximale de 22,0 l de N2 au jour 718, soit 144 jours après la fin des injections de nitrate. Nous avions vu grâce au suivi des

Pro

duct

ion

cum

ulée

de

CO

2 et

CH

4 (g

C)

Pro

duct

ion

cum

ulée

de

N2

(g N

)


- 214 -

potentiels d’oxydo-réduction que les processus de conversion du nitrate semblaient terminés au jour 720. L’obtention du maximum de production de N2 au moment où les potentiels d’oxydo-réduction retrouvent des valeurs classiques de méthanogenèse confirme la fin des réactions de conversion des oxydes d’azote. En fonction de la quantité de N-NO3

- injecté, nous attendions une production de N2 de 19,5 l. Nous obtenons donc un taux de conversion du nitrate en N2 de 113 %, valeur qui semble cohérente au vu des approximations effectuées pour le calcul.

3.2.c) Evolution de la concentration en potassium Nous constatons que la concentration en potassium est la seule concentration en ions

à varier très significativement au cours du temps (Figure 65, triangles noirs). En effet, pendant les 77 jours d’injection de KNO3, la concentration en entrée de colonne est passée de 1 450 mg/l à 6 810 mg/l. La modélisation qui a été présentée précédemment, utilisant un modèle de 10 réacteurs en série à écoulement rapide ayant des échanges avec des réacteurs lents, a été utilisée afin de modéliser la sortie du potassium à la suite de l’échelon de KNO3 entre les jours 498 et 574. Nous constatons que ce modèle permet de modéliser parfaitement la sortie en potassium (Figure 70).

Figure 70 : Comparaison de la concentration en potassium mesurée et modélisée en sortie de colonne

Nous pouvons conclure que le temps de séjour hydraulique n’a pas varié

significativement entre le moment où le chlorure de lithium a été injecté (jour 379) et le moment où le KNO3 a été injecté (jour 498). En effet, le calage du modèle grâce aux données du pulse de lithium a permis de retrouver l’élution de l’échelon de potassium.

Grâce à la modélisation de la sortie en potassium, nous savons que le lixiviat ayant été injecté pendant les jours 498 et 574 sort entre les jours 659 et 1 156 (Figure 70). Nous savons donc que si la qualité de lixiviat doit être modifiée en sortie du fait des injections de nitrate cela aura lieu entre les jours 659 et 1 156. Toutefois, ceci n’est vrai que pour des espèces non réactives.

Injection de 2,038 g KNO3/l pendant 77 jours

Con

cent

ratio

n en

pot

assi

um (

mg/

l)


- 215 -

3.2.d) Evolution de la concentration en COT

La concentration en COT augmente entre les jours 666 et 771, puis entre les jours 939 et 1 156 (Figure 71). Une analyse des AGV a permis de constater que cette augmentation de COT était uniquement due à l’accumulation d’acétate. La concentration en acétate était inférieure à 10 mg/l, elle devient alors comprise entre 100 et 200 mgC/l. Cette accumulation est probablement due à l’inhibition des micro-organismes méthanogènes pendant la réduction des oxydes d’azote. Nous avions constaté le même phénomène lors d’injection de nitrate dans les flacons à plasma pendant la méthanogenèse. Le fait que des AGV sortent de la colonne nous permet de supposer que la dénitrification était probablement hétérotrophe puisque cela tendrait à faire penser que du carbone facilement biodégradable est en excès.

Figure 71 : Evolution de la concentration en COT à la suite des injections de nitrate

3.2.e) Suivi des métaux

Les métaux ont été analysés en sortie de colonne afin de déterminer si l’injection de nitrate a eu un impact sur le relargage de ces derniers. Il a été choisi de ne présenter que les courbes de suivi du zinc, étain, plomb, fer et chrome (Figure 72). Ces métaux étaient ceux qui avaient été retrouvés en concentrations plus élevées dans le lixiviat des flacons à plasma avec injections de nitrate en comparaison avec celui des témoins (Tableau 48, page 173). Les métaux devraient sortir entre les jours 659 et 1 156 s’ils sont non réactifs, comme pour le potassium. Toutefois, la concentration en métaux dans les différents lixiviats injectés est différente, ce qui rend difficile la détermination de l’effet spécifique de l’introduction de nitrate. En effet, nous constatons que lorsqu’une augmentation de la concentration en métaux est détectée (Sn, Cr), elle est liée à une augmentation du métal dans le lixiviat en entrée de colonne (en bleu, Figure 72). Il est cependant possible de remarquer que lorsque les concentrations en métaux augmentent, elles restent en général inférieures à la concentration mesurée pendant la phase d’acidogenèse (avant le jour 126) et inférieures à la concentration du lixiviat injecté. Ainsi, dans nos conditions expérimentales, nous n’avons pas observé de relargage massif de métaux après injections de nitrate. Cela peut être dû au fait que la réaction de dénitrification autotrophe n’a pas eu lieu ou que, même si elle a eu lieu, il peut y avoir eu une remobilisation des métaux par précipitation ou adsorption sur la matière organique.

1 200

1 300

1 400

1 500

1 600

1 700

1 800

500 600 700 800 900 1000 1100 1200

Temps (jours)

Co

nce

ntr

atio

n e

n C

OT

(m

g/l)

Carbone organique total (COT)


- 216 -

Figure 72 : Concentration de certains métaux au cours du temps

(en bleu les concentrations en entrée de colonne et en noir, en sortie de colonne, les ppb représentant des µg/l et les ppm des mg/l)

0

100

200

300

400

500

-200 0 200 400 600 800 1000 1200 1400

Temps (jours)

Con

cent

ratio

n Z

n (p

pb)

Concentration en entrée de colonneConcentration en sortie de colonne

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

-200 0 200 400 600 800 1000 1200 1400

Temps (jours)

Con

cent

ratio

n C

r (p

pb)

0

50

100

150

200

250

-200 0 200 400 600 800 1000 1200 1400

Temps (jours)

Con

cent

ratio

n S

n (p

pb)

0

10

20

30

40

50

-200 0 200 400 600 800 1000 1200 1400

Temps (jours)

Concentr

ation P

b (

ppb)

0

20

40

60

80

100

-200 0 200 400 600 800 1000 1200 1400

Temps (jours)

Con

cent

ratio

n F

e (p

pm)


- 217 -

3.3 Interprétation des résultats de réduction du nitrate La réduction du nitrate est complète puisque entre les jours 659 et 1 156, ni nitrate

ni nitrite ne sont retrouvés dans le lixiviat en sortie de colonne. La réaction de conversion du nitrate semble être une dénitrification puisque du N2 est produit en quantité importante. Ce résultat est conforté par le fait que la concentration en NH4

+ aurait plutôt tendance à diminuer entre les jours 603 et 638 puis de 680 à 785. Elle augmente ensuite à partir du jour 890 (Figure 65, page 208). La réaction de nitrammonification ne semble pas être majoritaire. Entre les jours 659 et 1 156, aucune trace de sulfate n’a été détectée. La dénitrification semble donc être hétérotrophe. Toutefois, lors de la réduction du nitrate par des micro-organismes autotrophes dans les flacons à plasma, nous avions constaté que l’accumulation du sulfate ne persistait pas (Chapitre 4III1.3, page 170). Une sulfato-réduction se mettait effectivement en place. Ainsi, il est impossible d’être formel quant à la conversion du nitrate par des micro-organismes hétérotrophes. L’absence de H2S dans le ciel gazeux permet toutefois de conclure que la réaction de sulfato-réduction n’a pas eu lieu de façon très significative. En effet, le seuil de détection du H2S est 0,1 %, ce qui correspondrait à 94 ml de H2S dans le ciel gazeux (94,3 l), soit l’équivalent de 0,2 % de nitrate converti par dénitrification autotrophe (en considérant qu’une mole de nitrate donne 0,625 mole de sulfate, donnant 0,625 mole de H2S). De plus, la détection d’AGV dans le lixiviat en sortie de colonne renforce l’idée de présence de carbone et donc de dénitrification hétérotrophe. La concentration en métaux en sortie de colonne a été suivie afin de détecter un potentiel relargage de métaux au cas où une dénitrification autotrophe aurait eu lieu. Toutefois, la concentration en métaux n’a pas augmenté de façon significative.

Nous avons constaté que la quantité d’azote produite sous forme de N2 était

supérieure à celle injectée sous forme de nitrate. Toutefois, un taux de dénitrification de 113 % ne semble pas aberrant compte tenu de l’erreur faite lors de l’évaluation du volume de ciel gazeux. Dans cette expérience en colonne, le déchet a donc permis d’éliminer le nitrate sous forme de N2 sans produire une quantité importante de N2O. Le temps de séjour du gaz dans les déchets a permis au N2O d’être converti en N2 avant d’atteindre le haut de la colonne expérimentale.

4 Injection de lixiviat nitrifié

Le lixiviat nitrifié injecté entre les jours 1 033 et 1 086 provient d’un réacteur de nitrification de l’Université de Liège. L’injection pendant 54 jours (Chapitre 3II3.4,

page 103) a permis le passage de 3,3 g N-NO3- dans la colonne. Comme pour le lixiviat

enrichi en KNO3, nous allons nous intéresser aux paramètres évoluant à la suite de cette injection.

4.1 Evolution du potentiel d’oxydo-réduction

Dès le jour 1 033, le potentiel d’oxydo-réduction de la sonde placée sur le haut des déchets (rédox n°1) augmente jusqu’à +100 mV (Figure 73, en rouge). La même observation avait été faite lors de l’injection de KNO3. Le potentiel situé au milieu de la colonne (rédox n°2) remonte également vers +100 mV dès le jour 1 044 (Figure 73, en bleu). La seule hypothèse pour expliquer que le nitrate ait déjà atteint aussi rapidement le milieu de la colonne est la création de zones d’écoulements préférentiels. Le potentiel d’oxydo-réduction mesuré par la sonde du milieu redescend vers des potentiels proches de -300 mV au jour 1 093, soit 7 jours après la fin des injections de nitrate. La sonde rédox n°1


- 218 -

affiche des potentiels classiques de méthanogenèse à partir du jour 1 105, soit 19 jours après l’arrêt de l’injection du lixiviat nitrifié. Le potentiel de la sonde placée en bas de la colonne (rédox n°3) reste stable à -300 mV (Figure 73, en vert).

Figure 73 : Evolution du potentiel d’oxydo-réduction entre les jours 975 et 1 250 (par rapport à l’électrode normal à hydrogène)

4.2 Evolution de la production de biogaz

Au jour 718, la production de N2 provenant des injections de KNO3 est terminée. Le

lixiviat brut est injecté entre les jours 575 et 1 032. La période entre les jours 718 et 1 032 peut donc servir de phase témoin avant l’injection du lixiviat nitrifié. La droite de production obtenue pour le CH4, le CO2 et le N2 a été prolongée afin de servir de témoin de production avant injection de nitrate (droite en vert, bleu et rouge, Figure 74). Prendre ces droites comme témoin de production suppose de faire l’hypothèse d’un débit de production de biogaz constant. Nous constatons que la production de méthane et de dioxyde de carbone est stoppée entre les jours 1 033 et 1 119. Seule la courbe de production du N2 est située au-dessus de la droite théorique. La production de N2 est de 6,7 g N-N2 pour 3,3 g N-NO3 injectés, ce qui représente un taux de conversion de 203 %.

-400

-300

-200

-100

0

100

200

30097

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0

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11

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12

25

12

50

Temps (jours)

Po

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ction

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H e

n m

V)

RDX N1 Nc

RDX N2 Nc

RDX N3 Nc

Injection de

61mg N/jour


- 219 -

Figure 74 : Evolution de la production de biogaz dans la colonne entre les jours 710 et 1260

4.3 Evolution de la qualité du lixiviat en sortie de colonne

Si l’on considère que le temps de séjour n’a pas varié depuis l’injection de KNO3, le

lixiviat nitrifié devrait sortir de la colonne à partir du jour 1 180 et jusqu’au jour 1 584. Toutefois, nous avons vu que l’évolution du potentiel d’oxydo-réduction situé au milieu de la colonne peut laisser penser que des zones d’écoulements préférentiels se sont formées. La concentration en sortie de colonne devrait diminuer en potassium, chlorure et ammonium puisque le lixiviat nitrifié contient beaucoup moins de ces éléments (Tableau 30, page 98). Toutefois, au jour 1 269 (19 septembre 2005), aucune diminution n’a encore été détectée (Figure 65, page 208).

4.4 Interprétation et discussion des résultats

La réduction du nitrate est complète, comme lors de la première période d’injection de nitrate. Pour expliquer un taux de conversion de 203 % du nitrate en N2, plusieurs hypothèses peuvent être avancées :

- la première est que l’évaluation du volume du ciel gazeux est incorrecte. En effet, en prenant un volume de ciel gazeux de 90 l au lieu de 94,34 l, la production totale de N2 aurait été de 5,4 g N-N2, soit un taux de conversion de nitrate en azote moléculaire de 164 %. Toutefois, le volume occupé par le gaz aurait plutôt tendance à être supérieur à celui qui a été calculé puisque des déchets ont été transformés en gaz et que l’évaluation a été faite avec la quantité de déchets initiale. Le seul élément pouvant faire diminuer le volume de gaz dans la colonne est le colmatage de la couche drainante. Il ne peut toutefois pas représenter un volume supérieur à un litre. Enfin, des vérifications d’étanchéité ont été faites. Lorsqu’un litre de lixiviat est prélevé en fond de colonne, la poche de biogaz diminue de 1 l. La totalité de l’espace dans la colonne est donc bien occupée et lorsque du lixiviat est retiré, du biogaz vient combler l’espace libre ;

Pro

duct

ion

cum

ulée

de

CO

2 et

CH

4 (m

C)

Pro

duct

ion

cum

ulée

de

N2

(g N

)


- 220 -

- la deuxième est que la faible erreur d’analyse de l’azote moléculaire reportée sur un grand volume se cumule et entraîne une erreur importante au final. Toutefois, si l’on considère que le volume de ciel gazeux est correctement évalué à 94,34 l, il faudrait une erreur d’analyse de 50 % sur l’azote moléculaire pour obtenir environ 100 % de conversion du nitrate en N2. Une telle erreur ne peut avoir eu lieu (<2%) ;

- la troisième hypothèse est que l’évaluation de la contamination par l’air n’est pas correcte. Puisque la production de biogaz a tendance à diminuer au cours du temps, les fuites peuvent être accentuées, ainsi le taux de conversion du nitrate en N2 serait inférieur. Toutefois, lorsque l’on trace la production de N2 en fonction du temps après le jour 718 (Figure 74), on constate que la pente de production de N2 résiduelle (0,0385) est inférieure à celle observée avant l’injection de KNO3 (0,0521, Figure 67b). La contamination par l’air semble donc diminuer. Cela peut s’expliquer par le fait que les boulons du haut de la colonne ont été resserrés ;

- la quatrième hypothèse est que le taux de conversion reflète réellement une réaction ayant eu lieu au sein du massif de déchets. Le nitrite n’a pas été détecté en sortie de colonne. Toutefois, une accumulation transitoire au sein du massif de déchets ne peut être exclue. En effet, la remontée des potentiels d’oxydo-réduction nous indique le passage du front de nitrate. Le nitrate semble donc avoir atteint le milieu du massif de déchets. La première étape de la dénitrification peut déjà avoir eu lieu, provoquant ainsi une accumulation de nitrite. Une réaction Anammox peut alors avoir permis la conversion du nitrite en azote moléculaire (Chapitre 2II1.3.e), page 74). En effet, en présence de NO2

- et de NH4+, les

micro-organismes ont pu produire du N2 (Equation 22, page 74). Si cette réaction est majoritaire, la quantité de NH4

+ convertie en N2 serait d’environ 3,3 g N-NH4+. En

considérant que la sortie de lixiviat nitrifié se fait entre les jours 1 180 et1 584, soit pendant 404 jours, cela correspondrait à une diminution de la concentration en NH4

+ de 54 mg N-NH4

+/l. La détection de cette diminution paraît peu vraisemblable du fait de l’erreur lors de l’analyse et de la potentielle production de NH4

+ par la dégradation des déchets.

L’obtention de deux fois plus d’azote moléculaire que d’azote injecté laisse à penser que la dénitrification ne peut être la seule réaction de conversion de nitrate. Lors de l’injection du KNO3, l’obtention d’un taux de conversion de 113 % était explicable par un cumul d’erreurs. Un taux de conversion de 203 % ne peut pas s’expliquer uniquement par des erreurs d’évaluation du volume du ciel gazeux ou des erreurs d’analyse. La réaction Anammox est fortement suspectée d’avoir permis la conversion d’une mole de nitrite et d’une mole d’ammonium en azote moléculaire. Pour les voies de réduction du nitrate au sein du massif de déchets, le dosage du biogaz et du lixiviat en sortie de colonne ne peut suffire à déterminer les réactions ayant eu lieu au sein du massif de déchets. Une réaction Anammox ne peut être exclue.

La mise en place de la réaction Anammox pourrait être testée en injectant du 15NH4+

en même temps que du lixiviat nitrifié. Ainsi, un enrichissement du N2 serait la preuve de la réaction Anammox. Une autre méthode pourrait être l’injection de 15NO3

- dans la colonne et l’analyse de la composition isotopique du N2. Ainsi, si la réaction Anammox a lieu, l’azote moléculaire ne sera enrichi qu’à 50 % (1 atome de N2 venant du 15NO3

- et un atome de N2 venant du 14NH4

+). A posteriori, nous pouvons essayer de comprendre pourquoi cette réaction se serait

mise en place lors de l’injection de lixiviat nitrifié ne contenant pas de NH4+ et non pas lors

des injections de KNO3.


- 221 -

Tout d’abord, l’absence de NH4+ dans le lixiviat nitrifié n’est en aucun cas un frein

à la réaction Anammox. En effet, le temps de séjour du lixiviat dans la colonne expérimentale fait que le NH4

+ du lixiviat brut est encore présent dans l’ensemble de la colonne.

Les déchets du haut de la colonne ont reçu de grandes quantités de nitrate du fait des 77 jours d’injection du KNO3. Il est probable que le carbone devienne difficilement disponible pour les micro-organismes, favorisant ainsi l’accumulation de nitrite. Toutefois, lors d’injection de nitrate dans des déchets contenant peu de carbone organique, nous avions constaté dans les flacons à plasma que la réaction de réduction du nitrate devenait une dénitrification autotrophe (Chapitre 4III1.3.a), page 170).

L’explication qui semblerait la plus simple et la plus probable serait que le lixiviat nitrifié contenait des micro-organismes Anammox qui, en présence de nitrite et d’ammonium, se sont développés. Cette hypothèse est possible puisque l’on sait que l’activité Anammox a déjà été observée dans des biodisques traitant du lixiviat (Mulder et al., 1995 ; Siegrist et al., 1998). Pour le vérifier, il faudrait que la concentration en NH4

+ diminue en sortie de colonne. Toutefois, si ce n’est pas le cas, cela ne veut pas pour autant dire que la réaction Anammox n’a pas eu lieu car du NH4

+ a pu être produit au même moment. Une autre vérification pourrait être faite sur le lixiviat nitrifié et sur le lixiviat brut en cherchant la présence de micro-organismes Anammox par l’utilisation de sondes d’hybridation (FISH, hybridation fluorescente in situ).

5 Conclusions sur la réduction du nitrate en mésocosme

Les deux essais d’injection de nitrate (KNO3 et lixiviat nitrifié) dans la colonne expérimentale en phase de méthanogenèse nous ont permis de constater que les oxydes d’azote sont bien convertis en N2 et que l’azote est évacué du système. La nitrification suivi de la recirculation de lixiviat nitrifié, en utilisant le massif de déchets comme réacteur anoxie, permet bien d’éliminer l’azote ammoniacal du système. Le N2O n’a jamais été détecté dans le ciel gazeux de la colonne, toutefois il a pu être produit en faible quantité. En effet, en prenant une erreur d’analyse du N2O de 1 % (alors que le seuil de détection est de 0,1 %) pour la totalité du biogaz produit à partir du premier jour d’injection de nitrate, cela correspondrait à 3,13 l de N2O (1 % de 313 l de biogaz), soit environ 6 % de la totalité du N2 produit (50 L de N2). Nous constatons qu’en ne dosant que les effluents en sortie de colonne, nous ne pouvons conclure sur la voie de réduction du nitrate : dénitrification hétérotrophe ou autotrophe. Lors de l’injection de KNO3, la dénitrification hétérotrophe semble être la réaction majoritaire tandis que lors de l’injection de lixiviat nitrifié, la réduction par dénitrification ne semble pas permettre d’expliquer le taux de conversion de 203 % obtenu. Une réaction Anammox est suspectée. Le fait de ne pas pouvoir détecter les intermédiaires de réaction (nitrite, N2O, NO, sulfate) au sein de la colonne expérimentale rend difficile l’interprétation des résultats. Cette constatation ne devra pas être perdue de vue lors d’injection de nitrate dans un massif de déchets sur site.

- 222 -

- 223 -

Conclusion générale et perspectives

- 224 -

- 225 -


L’ensemble de cette thèse fait partie intégrante des travaux de recherche menés par le Cemagref au sein de l’unité de recherche Hydrosystèmes et Bioprocédés dans le cadre de l’activité « fonctionnement hydrobiologique des installations de stockage des déchets ménagers et assimilés ».

En effet, les travaux présentés s’inscrivent dans une démarche de recherche nouvelle

au sein de l’unité, où le massif de déchets n’est plus considéré comme une « boîte noire » mais comme un réacteur biologique. Cet axe de recherche propose d’identifier de nouvelles voies d’optimisation de la stabilisation des massifs de déchets à travers la compréhension plus fine des mécanismes microbiens. Le paramètre clé de la dégradation est la teneur en eau, c’est pourquoi la recirculation de lixiviat est l’approche qui a été la plus étudiée pour augmenter la vitesse de dégradation des déchets. Toutefois, la recirculation de lixiviat provoque l’accumulation de polluants non biodégradables en conditions anaérobies. Ceux-ci peuvent provoquer l’inhibition de la dégradation des déchets ménagers et assimilés. Nous avons, par ce travail, cherché à évaluer la faisabilité d’optimiser la dégradation dans les ISDMA bioactives en modifiant la qualité du lixiviat recirculé. Nous nous sommes intéressés au problème d’accumulation de l’azote ammoniacal en cherchant à déterminer les voies de réduction des oxydes d’azote lors de leur injection sous forme de lixiviat nitrifié dans un massif de déchets.

D’un point de vue méthodologique, cette thèse a contribué au développement au

Cemagref des protocoles d’analyse du lixiviat, du biogaz et du déchet, à l’aide de nouveaux appareils acquis au cours de la première année : chromatographie ionique, absorption atomique, analyseur élémentaire et chromatographie en phase gazeuse. Les protocoles déjà existants au laboratoire pour l’analyse des eaux usées ont dû être adaptés aux caractéristiques des lixiviats. Pour le biogaz, le travail de thèse a permis d’identifier l’appareil le plus adapté à nos systèmes expérimentaux, un µGC, de le tester et de valider son utilisation. Enfin, l’analyse du déchet a nécessité la mise au point des méthodes de séchage, de broyage et d’analyse élémentaire du carbone et de l’azote. Au cours de la thèse, de nombreux protocoles d’analyses de suivi des paramètres chimiques de la biodégradation des déchets ménagers ainsi que des voies de réduction des oxydes d’azote ont pu être mis en place et validés.

Un système expérimental simple de dégradation de déchets ménagers a également

été développé pendant le travail de thèse. L’analyse de l’ensemble des paramètres chimiques du lixiviat et du biogaz pour trois essais de dégradation a permis de tester la répétabilité du système ainsi que sa reproductibilité. Ce système en flacons à plasma permet un suivi optimal des réactions, qu’il s’agisse de la digestion anaérobie classique ou des voies de réduction des oxydes d’azote. Il n’est toutefois pas représentatif des conditions d’écoulements des fluides telles qu’elles existent dans un système réel ouvert puisqu’il est discontinu et saturé en lixiviat. Il permet néanmoins d’obtenir les phases successives de la dégradation des déchets ménagers et assimilés et d’atteindre la phase de méthanogenèse après une soixantaine de jours. Les principales limites du système sont la faible quantité de déchets utilisés et l’absence de circulation des fluides qui favorise l’accumulation des intermédiaires de réaction (NO2

-, N2O, NO, SO42-). L’accumulation d’AGV (dans les essais

avec de l’eau distillée) ou de NO (dans deux essais sur quatre d’injections de nitrite) a


- 226 -

provoqué l’inhibition totale des mécanismes de dégradation des déchets. Ces phénomènes n’auraient probablement pas lieu dans une ISDMA bioactive. La détection des intermédiaires a toutefois été essentielle lors de l’identification des voies de réduction des oxydes d’azote en fonction des conditions expérimentales.

Enfin, afin de mettre en évidence la réaction de réduction dissimilatrice du nitrate en

ammonium (nitrammonification), un protocole permettant de mesurer la composition isotopique en azote (15N/14N) de l’ammonium a été développé.

Au cours de ce travail de thèse, grâce à la multiplication des essais en flacons à plasma

et à la colonne expérimentale, nous avons pu déterminer les voies de réduction des oxydes d’azote en fonction des conditions expérimentales.

Nous avons ainsi démontré que lorsque les oxydes d’azote sont injectés pendant l’acidogenèse ou la méthanogenèse active, la présence de carbone facilement biodégradable (AGV) permet à la dénitrification hétérotrophe d’être la voie de réduction majoritaire des oxydes d’azote.

Nous avons pu constater, comme dans la littérature, que la dénitrification était

parfois remplacée par une réduction du nitrate en ammonium (nitrammonification). Il était essentiel de comprendre le déterminisme de cette réaction puisqu’elle empêche l’élimination de l’azote du système. Ce travail de thèse a permis, au moyen d’une analyse statistique, d’identifier le H2S comme étant un des paramètres clés favorisant l’absence de dénitrification. La reproduction du phénomène de réduction du nitrate (15NO3

-) en absence de production de N2 et la détection d’un enrichissement isotopique de l’ammonium (15NH4

+) jusqu’à la valeur maximale théorique ont permis de confirmer que la réaction était bien une nitrammonification. Certaines expériences suggèrent toutefois que la teneur en H2S n’agit pas seule et que le phénomène est probablement sous la dépendance complexe d’une multitude de paramètres (rapport C/N, rapport N/S).

Enfin, lors d’injections de nitrate pendant la phase stable de la méthanogenèse,

c’est-à-dire lorsque les AGV ne sont plus détectés, la réduction est en partie réalisée par dénitrification autotrophe. Cette réaction, en permettant le relargage de métaux libres, serait la source d’une pollution environnementale importante. En effet, elle aurait lieu à un moment où le lixiviat est analysé peu souvent et où les barrières d’étanchéité active pourraient éventuellement être endommagées. Nos résultats suggèrent que les métaux ne restent pas sous leur forme libre. Il est toutefois important de vérifier ce résultat dans d’autres conditions expérimentales, notamment lorsque les réactions biologiques deviennent difficiles et que le sulfate n’est plus réduit par sulfato-réduction.

Les essais d’injections de nitrate et de lixiviat nitrifié dans la colonne expérimentale

ont permis d’aborder la problématique de la transposition des résultats obtenus dans un système plus représentatif d’une ISDMA bioactive. Les déchets n’y sont en effet pas saturés en liquide et les effluents circulent librement en flux descendant pour le lixiviat et ascendant pour le biogaz. Nous n’avons pu faire les injections de nitrate qu’en phase de méthanogenèse. La réduction du nitrate en N2 a été totale et la production de N2O n’a pas été détectée, nous pouvons donc conclure qu’elle a été inférieure à 6 % de la production du N2. La dénitrification dans le massif de déchets permet donc bien d’éliminer l’azote du système. Le suivi des potentiels d’oxydo-réduction a permis de suivre le front de dénitrification. L’analyse des effluents en sortie de colonne ne permet pas d’être tout à fait


- 227 -

affirmatif quant aux voies de réduction ayant permis la production de N2. En effet, l’absence de sulfate dans le lixiviat en sortie de colonne ne peut pas suffire à affirmer que la dénitrification a été réalisée par des micro-organismes hétérotrophes. Toutefois, dans le cas où la réaction aurait été autotrophe, aucun relargage de métaux n’a été détecté. Lors de l’injection de lixiviat nitrifié, une réaction Anammox (oxydation anaérobie de l’ammonium) est suspectée puisqu’un taux de réduction du nitrate en N2 de 203 % a été obtenu.

Pour compléter les résultats obtenus lors de ce travail de thèse et afin de répondre à la

problématique des voies de réduction des oxydes d’azote lors de leur injection dans un massif de déchets, la priorité serait d’approfondir le déterminisme de la nitrammonification.

Il faudrait en effet vérifier s’il existe d’autres paramètres que le H2S pouvant favoriser le piégeage de l’azote par nitrammonification au lieu de son élimination par dénitrification. Le premier paramètre auquel nous pouvons penser est le potentiel d’oxydo-réduction puisque la présence de H2S entraîne des conditions très réductrices. Une expérience de réduction de nitrate dans des conditions d’oxydo-réduction proches de celles obtenues en présence de H2S permettrait de vérifier si l’effet du H2S est direct ou indirect.

Des expériences de suivi du devenir du nitrate pour différents rapport C/N/S pourraient éventuellement permettre de développer des solutions technologiques pour agir dans les ISDMA afin d’éviter la nitrammonification.

Enfin, d’un point de vue enzymatique, comprendre le mécanisme favorisant la mise en place de la nitrammonification en déterminant s’il s’agit d’une inhibition de la nitrate-réductase de la dénitrification permettrait d’avoir d’autres clés d’action pour éviter ce phénomène.

Pour le moment, il serait prudent de ne pas recirculer de lixiviat nitrifié sur site pendant l’acidogenèse lorsque le H2S est fortement détecté.

En ce qui concerne les risques environnementaux liés à la recirculation de lixiviat

nitrifié, deux points nécessitent d’être approfondis. Le premier est la production de N2O sur site et le second, celui du relargage de métaux lors d’une dénitrification autotrophe.

Le N2O étant un puissant gaz à effet de serre, sa production sur site doit être évaluée. Pour cela, un analyseur de gaz avec un seuil de détection très bas en N2O serait nécessaire afin de s’assurer que le N2O n’est pas produit et que, s’il l’est, il soit correctement capté et détruit avant rejet dans l’environnement. Pour limiter le risque de production du N2O, le lixiviat nitrifié pourrait être injecté en profondeur afin que le temps de séjour du N2O soit maximal, permettant ainsi sa réduction en N2.

En ce qui concerne la dénitrification autotrophe et le relargage potentiel de métaux, les recherches doivent être poursuivies. Si le relargage a lieu et que le lixiviat est mal collecté, le risque environnemental est grand, mais dans le cas d’une collecte et d’un traitement efficace, cela permettrait d’anticiper la phase de retour aux conditions aérobies et donc de se prémunir d’un phénomène massif de sulfo-oxydation. Des essais de laboratoire en système continu et discontinu pourraient alors être réalisés, par exemple en suivant le devenir des métaux lors de l’alimentation massive de la colonne de déchets par du lixiviat nitrifié. L’ajout de compartiments permettant de faire des prélèvements de liquide à différents niveaux de la colonne au moyen de septums, dans lesquels il serait possible de prélever du lixiviat avec une aiguille, faciliterait alors ce suivi. L’injection de nitrate dans un déchet en phase stable de méthanogenèse en flacons à plasma constituerait une suite nécessaire à ce travail. L’utilisation d’une solution minérale à la place d’un lixiviat déjà fortement chargé en métaux serait judicieux pour détecter les métaux avec une plus grande précision. Le suivi du devenir des métaux lors de l’injection de nitrate en phase stable de méthanogenèse


- 228 -

(dénitrification autotrophe) et lors de l’insufflation d’air dans des déchets pourrait également être comparé afin de simuler les risques d’un retour aux conditions aérobies d’un massif de déchets après des centaines d’années.

La vitesse de stabilisation d’un massif de déchets lors de la dénitrification est un

point qui n’a pas pu être traité pendant la thèse et qui, pourtant, est essentiel pour répondre à l’objectif de stabilisation optimale des déchets. Cette problématique peut être abordée sous, au moins, deux angles différents : le premier est de vouloir injecter en continu du lixiviat nitrifié tout au long de la dégradation des déchets ; le second est de considérer que la valorisation du méthane est un atout non négligeable pour l’ISDMA et donc d’attendre que la production de CH4 diminue avant d’injecter du lixiviat nitrifié. Dans les deux cas, des expérimentations en laboratoire à différentes échelles permettraient de tester si ces nouveaux modes de gestion permettent d’obtenir un massif de déchets plus rapidement stabilisé.

Des éléments de réponse pourraient être obtenus au moyen des deux systèmes utilisés pendant la thèse. Il faudrait avoir deux colonnes similaires, l’une servant de colonne témoin, l’autre de colonne test dans laquelle le même lixiviat serait injecté après nitrification. La stabilisation du massif de déchets pourrait alors être suivie en continu au moyen de tiroirs insérés dans la colonne permettant de faire des prélèvements de déchets pour comparer leur état de dégradation dans les deux colonnes au cours du temps. Des essais en flacons à plasma en simulant une circulation des fluides, par prélèvement régulier d’un volume fixe de lixiviat, et ajout d’un volume équivalent de lixiviat nitrifié, permettraient de tester l’effet des deux modes de gestion évoqués auparavant sur la stabilisation des déchets.

Les résultats d’expérimentations réalisées en fin de thèse nous ont conduit à suspecter

la présence d’une réaction Anammox (oxydation anaérobie de l’ammonium) dans la colonne expérimentale de dégradation de déchets. Ces observations n’ont malheureusement pas pu être approfondies par manque de temps. Elles ouvrent toutefois une voie de recherche intéressante. La réaction Anammox permet d’obtenir des taux élevés d’élimination de l’azote. Sa mise en place sur site permettrait d’optimiser l’élimination de l’azote du massif de déchets. Ce processus étant, de plus, réalisé par des micro-organismes autotrophes, sa mise en place pourrait intervenir à l’issue de la phase de stabilisation du carbone organique et contribuer ainsi à une meilleure gestion à long terme des flux d’azote dans les ISDMA. Un travail de démonstration de cette réaction dans la colonne expérimentale serait intéressant en vue de comprendre les paramètres pouvant la favoriser sur site.

A partir de la colonne expérimentale existante, la réinjection de lixiviat nitrifié contenant du nitrate ou de l’ammonium enrichi en 15N permettrait d’évaluer si une réaction Anammox se met en place. Des essais d’hybridation in situ (FISH) sur la biomasse du réacteur de nitrification, du lixiviat nitrifié et du lixiviat brut injecté lors des ajouts de KNO3, pourraient également permettre de mettre en évidence la présence de micro-organismes Anammox actifs. L’hybridation in situ à partir d’échantillons de lixiviat issus de la colonne expérimentale et des flacons à plasma a déjà été testée pendant la thèse (Guyomard, 2004) et a permis d’obtenir de bons résultats.


- 229 -

Pour conclure, ce travail de thèse est une contribution à la détermination des voies de réduction des oxydes d’azote lors de leur injection dans un massif de déchets. Même si les résultats laissent présager que le massif de déchets peut être utilisé comme réacteur anoxie pour la réduction des oxydes d’azote en N2, des points restent encore à élucider. Il semble utile de continuer ce travail de recherche, notamment dans le but d’essayer d’optimiser la dégradation des déchets présents dans les sites déjà anciens. La dénitrification pourrait en effet permettre d’utiliser le carbone encore présent dans ces déchets. Toutefois, un suivi des conséquences de la recirculation de lixiviat nitrifié sur d’éventuels phénomènes de relargage de métaux pour des déchets en phase stable de méthanogenèse semble impératif afin de pouvoir prévoir un traitement éventuel des métaux relargués.

Enfin, l’amélioration des autres filières d’élimination des déchets en France telles que le compostage, le tri à la source et la méthanisation va entraîner des modifications de la qualité des déchets entrant dans les nouvelles ISDMA bioactives. Les étapes de prétraitement des déchets pourraient également contribuer à limiter la production d’azote ammoniacal dans le lixiviat. Ainsi, la recirculation de lixiviat brut ne risquerait plus de provoquer une accumulation de NH4

+ à des concentrations pouvant inhiber la dégradation des déchets. L’élaboration de stratégies de gestion biologique des ISDMA bioactives pour l’avenir nécessite d’anticiper dès aujourd’hui les évolutions de l’ensemble de la filière d’élimination des déchets et leurs conséquences sur la nature des déchets entrant dans les ISDMA.

- 230 -

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Références bibliographiques

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Textes réglementaires

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classées soumises à autorisation (JO du 7 mars 2003).

Arrêté du 9 septembre 1997, relatif aux installations de stockage de déchets ménagers et assimilés (JO du 2 octobre 1997), modifié par l’arrêté du 31 décembre 2001 (JO du 2 mars 2002), modifié par l’arrêté du 3 avril 2002 (JO du 19 avril 2002).

Communication en Conseil des ministres du 21 septembre 2005, discours de Madame Nelly OLIN, ministre de l’Ecologie et du Développement durable pour la clôture des Assises nationales des déchets (La Baule).

Décision 2003/33/CE du Conseil du 19 décembre 2002, établissant des critères et des procédures d’admission

des déchets dans les décharges, conformément à l’article 16 et à l’annexe II de la directive 1999/31/CE (JO L11 du 16 janvier 2003).

Décision 2000/479/CE de la commission du 17 juillet 2000, concernant la création d’un registre européen des

émissions de polluants (EPER), conformément aux dispositions de l’article 15 de la directive 96/61/CE du Conseil, relative à la prévention et à la réduction intégrées de la pollution (IPPC) (JO du 28 juin 2000).

Directive 96/61/CE du Conseil du 24 septembre 1996, relative à la prévention et à la réduction intégrées de la

pollution (IPPC) (JO L257 du 10 octobre 1996).

Directive 1999/31/CE du Conseil du 26 avril 1999, concernant la mise en décharge de déchets (JO L182 du 16 juillet 1999).

Directive 2001/77/CE du Parlement européen et du Conseil du 27 septembre 2001, relative à la promotion

de l’électricité produite à partir de sources d’énergie renouvelables sur le marché intérieur de

l’électricité (JO L283 du 27 octobre 2001).

Loi n°75-633 du 15 juillet 1975, relative à l’élimination des déchets et à la récupération des matériaux (JO du 16 juillet 1975), modifiée notamment par la loi n°92-646 du 13 juillet 1992 (JO du 14 juillet 1992).


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Loi n°76-663 du 19 juillet 1976, relative aux installations classées pour la protection de l’environnement (JO du 20 juillet 1976), modifiée notamment par la loi n°92-646 du 13 juillet 1992 (JO du 14 juillet 1992).

Loi n°92-646 du 13 juillet 1992, relative à l’élimination des déchets ainsi qu’aux installations classées pour la

protection de l’environnement (JO du 14 juillet 1992). Références normatives

AFNOR XP X 30-411 Guide d'élaboration de procédures d'échantillonnage, février 1996.

AFNOR NFT 90-008. Détermination du pH, février 2001.

AFNOR NFT 90-101. Qualité de l'eau. Détermination de la demande chimique en oxygène (DCO), février 2001.

AFNOR NFT90-046. Qualité de l'eau. Dosage des anions dissous par chromatographie des ions en phase liquide. Partie 2 : dosage des ions bromure, chlorure, nitrate, nitrite, orthophosphate et sulfate dans les eaux usées, septembre 1996.

AFNOR NFT90-048. Qualité de l'eau. Dosage par chromatographie ionique, des ions Li+, Na+, NH4+, K+, Mn2+,

Ca2+, Mg2+, Sr2+ et Ba2+ dissous - Méthode applicable pour l'eau et les eaux résiduaires, octobre 1999.

AFNOR NF EN 1484. Analyse de l’eau. Ligne directrice pour le dosage du carbone organique totale (COT) et carbone organique dissous (COD), juillet 1997.

AFNOR NF EN 12879. Caractérisation des boues. Détermination de la perte au feu de la matière sèche, novembre 2000.

AFNOR NF EN 12880. Caractérisation des boues. Détermination de la teneur en matière sèche et de la teneur en eau, Novembre 2000.

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NF EN ISO 13 428. Géosynthétiques - Détermination de l'efficacité de protection d'un géosynthétique contre l'effet d'un impact.

NF EN ISO 11734. Evaluation de la biodégradabilité anaérobie "ultime" des composés organiques dans les

boues de digesteurs, novembre 1998.

NF ENV 13005. Guide pour l'expression de l'incertitude de mesure, août 1999.

- 246 -

- 247 -

Liste des figures et des tableaux Liste des figures Figure 1 : Schématisation de la recirculation de lixiviat nitrifié ........................................................................... 24 Figure 2 : Répartition des déchets ménagers et assimilés par filière d’élimination (d’après Ademe, 2002a) ....... 30 Figure 3 : Vue d’ensemble d’une installation de stockage des déchets ménagers et assimilés ............................. 31 Figure 4 : Schématisation du système d’étanchéité composite du fond et des flancs de casiers d’une ISD de

classe II selon la réglementation française (d’après Cartaud, 2004)............................................................ 32 Figure 5 : Couverture imperméable et exemple d’éléments constitutifs (d’après Ademe et BRGM, 2001)......... 33 Figure 6 : Schéma de principe d’une ISDMA (extrait de Pohland, 2003) ............................................................ 36 Figure 7 : Les différentes étapes de la dégradation biologique des déchets dans une ISDMA (d’après Christensen

et Kjeldsen, 1989)........................................................................................................................................ 48 Figure 8 : Etapes de dégradation anaérobie des déchets (Pohland et Al-Yousfi, 1994)........................................ 53 Figure 9 : Composantes du bilan hydrique dans une ISDMA (d’après Ozanne, 1990) ........................................ 55 Figure 10 : Ensemble des conversions microbiennes de l’azote (extrait de Jetten, 2001)..................................... 62 Figure 11 : Les voies de réduction du nitrate (d’après Pelmont (1993)) ............................................................... 68 Figure 12 : Principaux intermédiaires et enzymes réductases (en rouge) de la dénitrification ............................. 70 Figure 13 : Représentation d’un flacon à plasma .................................................................................................. 83 Figure 14 : Protocole d’échantillonnage du lixiviat lors des prélèvements au cours des incubations en flacons à

plasma.......................................................................................................................................................... 87 Figure 15 : Schéma de la colonne expérimentale.................................................................................................. 97 Figure 16 : Schéma d’emplacement des capteurs ............................................................................................... 100 Figure 17 : Représentation schématique du couplage analyseur élémentaire-spectrométrie de masse isotopique

(d’après Mazéas, 2000).............................................................................................................................. 111 Figure 18 : Production de biogaz lors de la dégradation d’un déchet putrescible (courbes en bleu pour P(1), en

rouge pour P(2) et en vert pour P(3))......................................................................................................... 123 Figure 19 : Evolution de la concentration en (a) COT, CIT et (b) du pH au cours de la dégradation d’un déchet

putrescible ................................................................................................................................................. 124 Figure 20 : Répartition du carbone organique entre AGV et autres formes de carbone organique lors de la

dégradation d’un déchet putrescible (P(3))................................................................................................ 124 Figure 21 : Evolution de la concentration en sels au cours de la dégradation d’un déchet putrescible............... 126 Figure 22 : Production de biogaz lors de la dégradation d’un déchet compost (coubes en bleu pour C(1), en

rouge pour C(2) et en vert pour C(3))........................................................................................................ 127 Figure 23 : Evolution de la concentration en (a) COT, CIT et (b) du pH au cours de la dégradation d’un déchet

compost ..................................................................................................................................................... 128 Figure 24 : Répartition du carbone organique entre AGV et autres formes de carbone organique lors de la

dégradation d’un déchet compost (C(3)) ................................................................................................... 128 Figure 25 : Evolution de la concentration en sels au cours de la dégradation d’un déchet compost................... 129 Figure 26 : Production totale de (a) CH4 et de (b) CO2 et CIT en fonction de la concentration initiale en acétate

................................................................................................................................................................... 131 Figure 27 : Suivi de l’évolution (a) de la production cumulée de CH4 et de CO2 et (b) du pH lors de la

dégradation d’un déchet putrescible dans de l’eau Peau(1) (en rouge) et Peau(2) (en bleu) ......................... 135 Figure 28 : Suivi de l’évolution (a) de la production cumulée de CH4 et de CO2 et (b) du pH dans les réacteurs de

dégradation d’un déchet compost dans de l’eau Ceau(1) (en rouge) et Ceau(2) (en bleu) ............................ 136 Figure 29 : Suivi de l’évolution (a) de la production cumulée de CH4 et de CO2 et (b) du pH dans les réacteurs de

dégradation d’un déchet putrescible dans du lixiviat dilué Pammonium(0,5a) en rouge, Pammonium(0,5b) en bleu et Pammonium(0,5c) en vert............................................................................................................................ 138

Figure 30 : Exemple de dégradation d’un déchet putrescible dans du lixiviat dilué avec différentes concentrations en ammonium.................................................................................................................... 140

Figure 31 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Pnitrate(1) au cours du temps.................. 145 Figure 32 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Pnitrate(2) au cours du temps.................. 147 Figure 33 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Cnitrate(1) au cours du temps ................. 149 Figure 34 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Cnitrate(2) au cours du temps ................. 151 Figure 35 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Pnitrite(1) au cours du temps .................. 153 Figure 36 : Déboublement du pic de CH4 sur le tamis moléculaire en présence de NO ..................................... 154 Figure 37 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Pnitrite(2) au cours du temps .................. 155 Figure 38 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Cnitrite(1) au cours du temps.................. 157 Figure 39 : Suivi de l’évolution des paramètres chimiques du réacteur Cnitrite(2) au cours du temps.................. 159

Liste des figures et des tableaux

- 248 -

Figure 40 : Production cumulée de méthane lors des essais de dégradation d’un déchet putrescible en présence ou non d’oxyde d’azote .................................................................................................................................. 161

Figure 41 : Répartition de la production de carbone entre le CH4, le CO2, le CIT et le COT dans les réacteurs (a) P(1), (b) Pnitrate(1), (c) Pnitrate(2), (d) C(1), (e) Cnitrate(1) et (f) Cnitrate(2) ...................................................... 163

Figure 42 : Production cumulée de méthane lors des essais de dégradation d’un déchet compost en présence ou non d’oxydes d’azote................................................................................................................................. 165

Figure 43 : Réduction du nitrate par dénitrification hétérotrophe (Cnitrate(1) entre les jours 12 et 42) ................ 167 Figure 44 : Réduction du nitrite en NO (Pnitrite(1) entre les jours 40 et 150) ....................................................... 169 Figure 45 : Réduction du nitrate par dénitrification autotrophe (Cnitrate(2) entre les jours 240 et 450)................ 171 Figure 46 : Réduction du nitrate par nitrammonification (Pnitrate(1) entre les jours 15 et 35).............................. 174 Figure 47 : Evolution de la concentration en NH4

+ dans les essais d’injections de nitrate ................................. 175 Figure 48 : Evolution de la concentration en H2S dans la phase liquide en fonction du temps dans les quatre

réacteurs où du nitrate a été injecté............................................................................................................ 177 Figure 49 : Suivi des différents paramètres au cours des quatre essais d’injection de H2S pendant la réduction de

250 mg N-NO3-.......................................................................................................................................... 179

Figure 50 : Suivi des différents paramètres au cours des quatre essais d’injection de H2S pendant la réduction de nitrate à 1 000 mg N-NO3

-/l....................................................................................................................... 182 Figure 51 : Suivi des différents paramètres au cours des quatre essais d’injection de H2S pendant la réduction de

nitrate enrichi en 15N.................................................................................................................................. 188 Figure 52 : Corrélation entre la production de N2 et la concentration en H2S dans la phase liquide pour des

injections de nitrate à 250 mg NNO3-/l ...................................................................................................... 189

Figure 53 : Consommation de N2 et production de CH4 après une dénitrification en début d’acidogenèse (a) et en fin d’acidogenèse (b) ................................................................................................................................. 191

Figure 54 : Essai de reproduction du phénomène de consommation de N2 lors d’injection de N2 dans deux réacteurs P(14N2) et C(14N2) ....................................................................................................................... 193

Figure 55 : Absence de consommation de N2 en phase de méthanogenèse avec dénitrification (Pnitrate(15N2a)) ou sans dénitrification (P(15N2c)).................................................................................................................... 193

Figure 56 : Consommation de N2 pour un déchet en phase d’acidogenèse avec injection de nitrate (Cnitrate(15N2)) .......................................................................................................................................... 194

Figure 57 : Schématisation des voies de réduction du nitrate en fonction du cycle du carbone et du soufre dans un massif de déchets en cours de dégradation (de haut en bas, pour la première flèche, en présence d’une très faible quantité d’AGV et de soufre sous la forme de sulfate, le nitrate sera converti majoritairement par dénitrification autotrophe) .................................................................................................................................................. 197

Figure 58 : Evolution du volume cumulé de lixiviat en entrée et en sortie de la colonne expérimentale au cours du temps .................................................................................................................................................... 199

Figure 59 : (a) Suivi de la concentration en lithium dans le lixiviat en sortie de colonne (b) Suivi de la quantité de lithium récupérée ....................................................................................................................................... 201

Figure 60 : Comparaison des concentrations en lithium expérimentales et théoriques avec un modèle piston-dispersion................................................................................................................................................... 202

Figure 61 : Comparaison des concentrations en lithium expérimentales et théoriques avec un modèle de réacteurs rapides en série échangeant avec des réacteurs lents ................................................................................. 203

Figure 62 : Evolution (a) du pH, (b) du potentiel d’oxydo-réduction (par rapport à l’électrode normale à hydrogène) et (c) de la température dans la colonne de déchets................................................................ 205

Figure 63 : Evolution de la concentration en COT et DCO au cours du temps................................................... 206 Figure 64 : Evolution de la concentration en fer au cours du temps (Fe2+, Fe3+ et Fer total) .............................. 207 Figure 65 : Evolution de la concentration en sodium, ammonium, potassium et chlorure.................................. 208 Figure 66 : Evolution de la répartition de la matière au cours du temps ............................................................. 208 Figure 67 : (a) Evolution de la composition du ciel gazeux de la colonne et (b) production cumulée des gaz... 209 Figure 68 : Evolution du potentiel d’oxydo-réduction au cours des injections de nitrate (électrode normale à

hydrogène)................................................................................................................................................. 212 Figure 69 : Evolution de la production de biogaz dans la colonne au cours des injections de nitrate................. 213 Figure 70 : Comparaison de la concentration en potassium mesurée et modélisée en sortie de colonne............ 214 Figure 71 : Evolution de la concentration en COT à la suite des injections de nitrate........................................ 215 Figure 72 : Concentration de certains métaux au cours du temps ....................................................................... 216 Figure 73 : Evolution du potentiel d’oxydo-réduction entre les jours 975 et 1 250 (par rapport à l’électrode

normal à hydrogène).................................................................................................................................. 218 Figure 74 : Evolution de la production de biogaz dans la colonne entre les jours 710 et 1260........................... 219 Figure 75 : Photo de la colonne expérimentale ................................................................................................... 253 Figure 76 : Photo d’incubation de déchet putrescible dans du lixiviat au jour 0................................................. 254 Figure 77 : Photo d’incubation de déchet putrescible en phase d’acidogenèse au jour 29.................................. 254


- 249 -

Figure 78 : Photo d’incubation de déchet putrescible après 202 jours de dégradation (de gauche à droite, Pammonium(8a) en méthanogenèse, réacteurs Pammonium(8b) et Pammonium(8c) bloqués en acidogenèse) ......... 255

Figure 79 : Photo d’incubation de déchets dans de l’eau distillée....................................................................... 255 Figure 80 : Photo de P(1) après 579 jours d’incubation (de gauche à droite, la bouteille, le déchet récupéré après

autopsie sur le tamis, et le culot après centrifugation du lixiviat).............................................................. 256 Figure 81 : Multiplication des essais (photo du 6 mars 2005) ............................................................................ 256 Figure 82 : Triplicat de tests BMP (a) témoin positif avec de l’acétate, (b) témoin négatif, (c) fraction de déchets

dégradés de P(1) ........................................................................................................................................ 257 Figure 83 : Représentation schématique d’une cascade de doubles mélangeurs en parallèle ............................. 259 Figure 84 : Données brutes et données interpolées-lissées ................................................................................. 260 Figure 85 : Linéarisation des données................................................................................................................. 261 Figure 86 : Données de concentration en lithium traitées ................................................................................... 261 Figure 87 : Détermination du temps de séjour moyen ........................................................................................ 263

Liste des tableaux Tableau 1 : Débits de recirculation de lixiviat sur sites......................................................................................... 36 Tableau 2 : Quantité de lithium injectée en fonction des expériences .................................................................. 37 Tableau 3 : Composition moyenne des déchets ménagers et assimilés en France en 1993................................... 43 Tableau 4 : Composition des déchets ménagers et assimilés de la Somme en février 2004 ................................. 44 Tableau 5 : Teneur en eau et en matières volatiles des déchets ménagers et assimilés en France en 1993........... 45 Tableau 6 : Teneur en carbone et en azote des déchets ménagers et assimilés en France en 1993 ....................... 46 Tableau 7 : Composition biochimique de fractions de déchets (en % de poids sec)............................................. 47 Tableau 8 : Composition biochimique de mélanges de déchets (en % de poids sec)............................................ 47 Tableau 9 : Composition moyenne du lixiviat en phase d’acidogenèse et de méthanogenèse (extrait de Kjeldsen

et al., 2002).................................................................................................................................................. 54 Tableau 10 : Evolution temporelle de certains paramètres dans le lixiviat (Millot, 1986).................................... 55 Tableau 11 : Energie libérée lors de la conversion du glucose en fonction des voies métaboliques empruntées

(Thauer et al., 1977) .................................................................................................................................... 69 Tableau 12 : Synthèse des résultats d’injection d’oxydes d’azote dans des expériences de dégradation des déchets

ménagers et assimilés .................................................................................................................................. 79 Tableau 13 : Composition des différentes fractions et des mélanges de déchets utilisés ...................................... 84 Tableau 14 : Liste des lixiviats utilisés pour les expériences en flacons à plasma................................................ 85 Tableau 15 : Description des essais d’incubation du lixiviat ................................................................................ 88 Tableau 16 : Description des essais de biodégradation des fractions de déchets .................................................. 88 Tableau 17 : Description des essais de biodégradation des mélanges de déchets dans de l’eau ........................... 89 Tableau 18 : Description des essais de biodégradation de déchets dans du lixiviat .............................................. 89 Tableau 19 : Quantité de NH4Cl ajoutée dans les solutions pour l’essai de biodégradation en présence de

différentes concentrations d’ion ammonium ............................................................................................... 90 Tableau 20 : Description des essais d’incubation de déchets en présence de différentes concentrations de NH4

+ (le nom des réacteurs reflète la quantité approximative de N-NH4

+/l ; 1 signifie que les essais sont encore en cours) ...................................................................................................................................................... 90

Tableau 21 : Description des essais de biodégradation de déchets avec injections de nitrate............................... 91 Tableau 22 : Description des essais de biodégradation de déchets avec injections de nitrite ............................... 91 Tableau 23 : Description des essais d’injection de H2S pendant la réduction du nitrate....................................... 92 Tableau 24 : Description des essais de dégradation de déchets en présence de N2 ............................................... 93 Tableau 25 : Description des essais de dégradation de déchets en présence de 15N2 en phase de méthanogenèse94 Tableau 26 : Description de l’essai de dégradation d’un déchet compost en présence de 15N2 en phase

d’acidogenèse à la suite d’une dénitrification.............................................................................................. 94 Tableau 27 : Récapitulatif de l’ensemble des réacteurs ................................................................................................. 95 Tableau 28 : Dimensions de la colonne ................................................................................................................ 96 Tableau 29 : Composition du déchet reconstitué introduit dans la colonne expérimentale................................... 98 Tableau 30 : Caractéristiques du lixiviat en entrée de colonne ............................................................................. 98 Tableau 31 : Densité apparente des déchets........................................................................................................ 101 Tableau 32 : Calendrier des apports dans la colonne expérimentale................................................................... 104 Tableau 33 : Mode d’échantillonnage, de conservation et de dilution en fonction des analyses ........................ 105 Tableau 34 : Relation entre le niveau de confiance et le coefficient d'élargissement k ...................................... 106 Tableau 35 : Teneur en eau, en matières volatiles, en carbone et en azote pour chaque fraction de déchet ....... 120


- 250 -

Tableau 36 : Comparaison de la répartition des fractions de déchets dans le déchet type MODECOM (1993) et dans le déchet putrescible reconstitué........................................................................................................ 121

Tableau 37 : Analyse élémentaire du déchet putrescible et du déchet compost avant et après digestion anaérobie................................................................................................................................................................... 132

Tableau 38 : Résultats des tests BMP pour les témoins de dégradation.............................................................. 133 Tableau 39 : Production totale de CH4 et de CO2 pour les différentes fractions de déchets ............................... 134 Tableau 40 : Comparaison des productions de biogaz et du début de la méthanogenèse pour les essais avec

différentes concentrations de NH4+............................................................................................................ 139

Tableau 41 : Concentration moyenne en NH3 pour les essais de dégradation d’un déchet putrescible avec différentes concentration de NH4

+ ............................................................................................................. 140 Tableau 42 : Nomenclature des différents essais d’injection d’oxydes d’azote .................................................. 143 Tableau 43 : Synthèse des réactions de conversion des oxydes d’azote observées dans les huit réacteurs test .. 160 Tableau 44 : Production théorique de méthane à partir des AGV retirés du système lors des prélèvements de

lixiviat pour les incubations de déchet putrescible .................................................................................... 162 Tableau 45 : Analyse élémentaire de la poudre de déchets dégradés.................................................................. 164 Tableau 46 : Résultats des tests BMP pour les témoins de dégradation.............................................................. 164 Tableau 47 : Production théorique de méthane à partir des AGV retirés du système lors des prélèvements de

lixiviat pour les incubations de déchet compost ........................................................................................ 166 Tableau 48 : Analyse de métaux sur les surnageants de centrifugation à la fin de la dégradation des essais

Cnitrate(1), Cnitrate(2), C1 et C3 ...................................................................................................................... 173 Tableau 49 : Résumé de l’analyse de régression linéaire à pas multiples de production de N2 en fonction des

valeurs de pH, COT, CIT, acétate, propionate, butyrate, valérate, CH4, CO2, H2S et N2O ....................... 176 Tableau 50 : Analyses isotopiques préliminaires afin de valider le protocole de dosage du 15NH4

+ .................. 185 Tableau 51 : Calcul du pourcentage maximal de 15N pouvant être obtenu si la nitrammonification est totale ... 186 Tableau 52 : Synthèse des observations de consommation du N2 lors de la réduction de NOx par dénitrification

................................................................................................................................................................... 192 Tableau 53 : Résultats d’analyses isotopiques pour les réacteurs en phase de méthanogenèse au jour 217 ....... 194 Tableau 54 : Analyse de la composition isotopique de la biomasse et du NH4

+ dans le réacteur Cnitrate(15N2).... 195

Tableau 55 : Paramètres obtenus lors de la détermination du temps de séjour hydraulique ............................... 265

- 251 -

Annexes

Annexe 1 : Photo de la colonne expérimentale

Annexe 2 : Photos des flacons à plasma

Annexe 3 : Photos de tests BMP (Biochemical Methane Potential)

Annexe 4 : Modélisation en vue de la détermination du temps de séjour hydraulique dans la

colonne expérimentale

Annexe 5 : Calcul de la concentration en NH3

- 252 -

- 253 -

Annexe 1 : Photo de la colonne expérimentale

Figure 75 : Photo de la colonne expérimentale

- 254 -


Figure 76 : Photo d’incubation de déchet putrescible dans du lixiviat au jour 0

(de gauche à droite, P(1), Pnitrite(1) et Pnitrate(1))

Figure 77 : Photo d’incubation de déchet putrescible en phase d’acidogenèse au jour 29

(de gauche à droite, Pammonium(2a), Pammonium (2b) et Pammonium(2c))


- 255 -

Figure 78 : Photo d’incubation de déchet putrescible après 202 jours de dégradation (de gauche à droite, Pammonium(8a) en méthanogenèse, réacteurs Pammonium(8b) et Pammonium(8c) bloqués en acidogenèse)

Figure 79 : Photo d’incubation de déchets dans de l’eau distillée

(de gauche à droite, Ceau(2), Ceau(1), Peau(1) et Peau(2))


- 256 -

Figure 80 : Photo de P(1) après 579 jours d’incubation (de gauche à droite, la bouteille, le déchet récupéré après autopsie sur le tamis, et le culot après centrifugation du lixiviat)

Figure 81 : Multiplication des essais (photo du 6 mars 2005)

- 257 -

Annexe 3 : Photos de tests BMP (Biochemical Methane Potential)

Figure 82 : Triplicat de tests BMP (a) témoin positif avec de l’acétate, (b) témoin négatif, (c) fraction de déchets dégradés de P(1)

a

b

c

- 258 -

Annexe 4 : Modélisation en vue de la détermination du temps de séjour

hydraulique dans la colonne expérimentale

I. Les modèles du génie des procédés

En génie des procédés, pour décrire l’hydraulique d’un bioréacteur, deux types de

modèle idéal sont utilisés : la cuve continue parfaitement mélangée et l’écoulement piston. Les équations décrivant ces deux types de régime hydraulique sont fondées sur les bilans de matière entrant et sortant du réacteur.

Dans le modèle de la cuve continue parfaitement mélangée, la concentration est

identique en tout point du réacteur. On peut considérer que ce réacteur à un coefficient de dispersion infiniment élevé. L’équation décrivant ce réacteur est :

PVSSQdt

dSV ×−−×=× )( 0 [43]

Avec V : Volume du réacteur [L³] Q : Débit d’entrée de l’influent [L³.T-1] S : Concentration d’un soluté [M.L-3] 0

S : Concentration initiale d’un soluté [M.L-3]

t : Temps [T] P est, dans notre cas, une fonction qui dépend notamment de la consommation en

substrat et de la concentration en micro-organismes. Le modèle d’écoulement piston est à l’opposé du premier : la dispersion y est nulle et

les propriétés du fluide sont constantes dans toute section droite perpendiculaire à l’écoulement, il s’agir de convection pure. L’équation le décrivant est la suivante :

Pz

S

A

Q

t

S

i

−∂

∂−=

∂

∂ [44]

avec Ai : Section droite du réacteur [L²] z : Hauteur du réacteur [L]

Entre ces deux modèles idéaux, il existe toutes les combinaisons possibles selon le

degré de dispersion rencontré dans le réacteur. Ainsi, on peut trouver le modèle de piston dispersif qui représente l’écoulement piston avec une certaine dispersion. On ajoute donc à l’équation de base du piston un terme dispersif obéissant à la loi de Fick :

,...),( XSPz

Sq

z

SD

zt

Se −

∂

∂−

∂

∂

∂

∂=

∂

∂ avec

i

eA

Qq = [45]

avec D : Coefficient de dispersion

Annexe 4 : Modélisation en vue de la détermination du temps de séjour hydraulique dans la colonne expérimentale

- 259 -

Cependant, l’utilisation de ce type d’équation est relativement lourde puisqu’il s’agit d’équations aux dérivées partielles. Dès lors, il existe une solution plus simple pour modéliser un réacteur qui aurait un comportement intermédiaire à ceux des modèles idéaux. Il s’agit du modèle des cuves parfaitement mélangées en série. Ce modèle est décrit par l’équation suivante :

V iiii

i PSSQdt

dS−−= −− )( 11 [46]

L’indice i désigne l’ie réacteur de la série. Puisqu’il s’agit de deux approches pour résoudre la même équation de départ, on peut donc comprendre qu’il doit exister une relation entre le nombre de cuves en série représentant le réacteur et le coefficient de dispersion.

Si l’on introduit la notion de phase d’eau mobile et immobile pour des cuves parfaitement mélangées en série, des modèles proposent une cascade de double mélangeur en parallèle (Figure 83).

Figure 83 : Représentation schématique d’une cascade de doubles mélangeurs en parallèle

R1 R2

R3 R4

R i R i+1

Rn Rn+1

Réacteurs à écoulement rapide avec un volume Vr Réacteurs à écoulement

lent avec un volume Vl

Effluent

Influent

ql

qr

Qentrée


- 260 -

Les équations bilans pour un traceur sont : ( )

r

iiliiri

V

SSqSSq

dt

dS )( 12 −+−= +− [47]

( )

l

iili

V

SSq

dt

dS 11 ++ −= [48]

avec qr : débit de transit entre les réacteurs rapides [L3.T] ql : débit d’échange entre réacteur rapide et réacteur lent [L3.T] Vl et Vr : respectivement les volumes d’un réacteur lent et d’un réacteur rapide [L³]

II. Modélisation des écoulements dans la colonne expérimentale 1 Traitement des données

L’analyse du temps de séjour à partir d’un ajustement analytique à une loi de type

piston-dispersion permet de mettre en évidence les différents types de circulation pouvant avoir lieu dans la colonne ainsi que les caractéristiques hydrodynamiques des écoulements. Le traitement des données a été réalisé par l’unité Assainissement et Environnement de l’Université de Liège, sous la direction de M. Jean-Luc Vasel. Les données correspondent aux concentrations en lithium en sortie de la colonne expérimentale. Ces données brutes ont été interpolées par la méthode de Lagrange afin de ramener le pas de temps à deux jours (étape 1), puis lissées par moyenne mobile sur sept points au moyen du logiciel Matlab (étape 2, Figure 84). Une extrapolation des données au moyen d’une exponentielle décroissante a été réalisée sur Excel après linéarisation ( ( )+Liln ) en fonction du temps (étape 3, Figure 85). Sachant que le lixiviat injecté dans la colonne tout au long de l’essai contient aussi une source de lithium à la concentration de 0,4 mg/l, cette teneur a été retranchée aux concentrations obtenues en fin d’étape 3 (étape 4, Figure 86).

Figure 84 : Données brutes et données interpolées-lissées

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-400 -300 -200 -100 0 100 200 300 400 500 600 700

Temps (jours)

Con

cent

rati

on e

n li

thiu

m (

mg/

l)

données interpolées et lissées

données brutes

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-400 -300 -200 -100 0 100 200 300 400 500 600 700

Temps (jours)

Con

cent

rati

on e

n li

thiu

m (

mg/

l)

données interpolées et lissées

données brutes


- 261 -

Figure 85 : Linéarisation des données

Figure 86 : Données de concentration en lithium traitées

2 Calcul du nombre de réacteurs en série

Un calcul du nombre de réacteurs parfaitement mélangés mis en série (n)

équivalent au réacteur étudié a été fait. Une des méthodes pour le calcul de « n » consiste à calculer les moments (Equations 49 et 50) : M1, moment d’ordre 1 ou temps de séjour moyen expérimental (µ), et M2, moment d’ordre 2 appelé également écart-type (σ). La valeur de « n » représente le nombre de réacteurs parfaitement bien mélangés (Equation 51).

y = -0,0039x + 4,9788

R2

= 0,9452

-3

-1,5

0

1,5

3

4,5

6

-400 -200 0 200 400 600 800

Temps (jours)

ln (

Li+

)

y = -0,0039x + 4,9788

R2

= 0,9452

-3

-1,5

0

1,5

3

4,5

6

-400 -200 0 200 400 600 800

Temps (jours)

ln (

Li+

)

-10

0

10

20

30

40

50

60

70

80

-500 0 500 1000 1500 2000

Temps (jours)

Co

ncen

tratio

n e

n

lith

ium

(m

g/l)

lithium= en enlevant l’effet du lixiviat

extrapolation

lithium= valeurs avec l’effet du lixiviat

-10

0

10

20

30

40

50

60

70

80

-500 0 500 1000

-10

0

10

20

30

40

50

60

70

80

-500 0 500 1000 1500 2000

Temps (jours)

Co

ncen

tratio

n e

n

lith

ium

(m

g/l)

lithium= en enlevant l’effet du lixiviat

extrapolation

lithium= valeurs avec l’effet du lixiviat


- 262 -

∑∑

∫

∫∆

∆≅==

∞

∞

tC

tCt

dtC

dtCt

M

0

01 µ [49]

∑∑

∫

∫∆

∆≅==

∞

∞

tC

tCt

dtC

dtCt

M

2

0

0

2

2 σ [50]

212

21

MM

Mn

−= [51]

Par cette méthode, « n » a été trouvé égal à 3,23 réacteurs en série, avec 4,3911 == µM et 2,2005862 =M .

3 Calcul du nombre de Peclet

Le nombre de Peclet peut ensuite être calculé, à partir de « n » et du solveur sur

Excel, en appliquant le modèle tourbillonnaire (Piston dispersif) avec la condition aux limites fermé-fermé. Le nombre de Peclet permet d’obtenir des renseignements sur le réacteur étudié. S’il tend vers l’infini, le modèle est un piston parfait, et s’il tend vers zéro, le réacteur est parfaitement mélangé. Le nombre de Peclet est égal à l’inverse du nombre de dispersion (d). Or il existe une relation entre le nombre de dispersion « d » et le nombre de réacteurs équivalent « n » lorsque l’on travaille pour un réacteur fermé (Equation 52).

( )dedd

n

/12 1221 −−−= [52]

En connaissant « n », on peut calculer la valeur de « d », puis la valeur du nombre de

Peclet. Ainsi, d=0,19 et le nombre de Peclet vaut alors 5,26.

4 Recherche du temps de séjour moyen

La valeur du temps de séjour moyen pour une cascade de réacteurs parfaitement mélangés peut être obtenue pour une cuve parfaitement mélangée grâce à la droite

d’ajustement de

−1

lnnt

C en fonction du temps. On a ainsi la relation suivante :

sT

npente

−= [53] avec Ts le temps de séjour moyen.

Ainsi, le temps de séjour est 430,7 jours (Figure 87).


- 263 -

Figure 87 : Détermination du temps de séjour moyen

5 Calcul des zones mortes et des courts-circuits

Le pourcentage de zones mortes est fourni par la relation suivante :

th

th

t

µtZM

−×= 100(%) avec

Q

Vt th = [54]

avec V le volume d’eau dans la colonne et Q le débit d’alimentation de la colonne. L’indice de courts-circuits se calcule par la formule suivante :

1001 ×−

=M

M

CCt

tMI [55]

avec Mt le temps modal, c’est-à-dire le temps correspondant à la concentration maximale en lithium.

Le temps de passage vaut joursQ

V59,332

143,0

56,47== . Le temps modal est ici de

258 jours, ce qui permet d’obtenir un pourcentage de zones mortes de 17,68 % et un indice de courts-circuits de 51,7 %.

y = -0,0075x - 7,0732

R2

= 0,9978

-20

-18

-16

-14

-12

-10

-8

-6

-4

-2

0

0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600

Temps (jours)

Ln

(C/tn-

1 )

y = -0,0075x - 7,0732

R2

= 0,9978

-20

-18

-16

-14

-12

-10

-8

-6

-4y = -0,0075x - 7,0732

R2

= 0,9978

-20

-18

-16

-14

-12

-10

-8

-6

-4

-2

0

0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600

Temps (jours)

Ln

(C/tn-

1 )


- 264 -

6 Bilan de matière

A partir des données, c’est-à-dire à la fin de l’étape 4, il est possible de calculer la quantité de traceur récupéré en fin d’essai. Pour cela, la surface sous la courbe (S) a été intégrée sous Excel. Cela a également été fait par une intégration de Simpson sur Matlab. Quelle que soit la méthode, le résultat est le même. La masse de lithium récupérée peut être exprimée par la formule suivante :

SQLim ×=)( [56]

Le taux de restitution s’exprime simplement par le rapport entre la masse de lithium injectée et celle récupérée.

La masse de lithium récupérée serait de 2,929 g de lithium pour une injection de 3,385 g, soit un taux de restitution de 86,5 %.

7 Courbe théorique

7.1 Analyse globale du réacteur

L’application de la formule suivante permet de calculer les concentrations théoriques en fonction du coefficient de dispersion LD .

( )

−−

×=

tD

vtx

tDA

MtxC

LL4

)(exp

4,

2

π [57]

avec M la masse (mg) de traceur injectée A la surface (m2) normale à l’écoulement

Pecletdenombre

vLDL = [58]

avec v (m/j) séjourdetemps

L= [59] et L, la longueur de la colonne.

Une comparaison entre les données théoriques et expérimentales peut alors être faite (Figure 60, page 202). Sur les données ajustées, lissées et extrapolées, le modèle théorique a été testé pour différents volumes d’eau dans la colonne. La courbe qui colle le mieux aux données est celle où la vitesse est égale à la longueur du réacteur divisée par le temps de passage théorique. Toutefois, la modification du volume de liquide ne permet pas de faire varier la hauteur maximale du pic de lithium. Le Tableau 55 récapitule les résultats obtenus.


- 265 -

Tableau 55 : Paramètres obtenus lors de la détermination du temps de séjour hydraulique

Paramètres calculés Données brutes

extrapolées Unité

Volume d’eau dans la colonne 47,561 l Débit de circulation 0,143 l/j

Temps passage théorique ( tht ) 332,59 j

Temps de séjour expérimental µM =1 391,4 j

Ecart-type σ=2M 200586,2 j²

Nombre de réacteurs en série (n) (Equation 51) 3,23 --- Nombre de dispersion (d) 0,19 ---

Nombre de Peclet 5,26 ---

Pente de la courbe

−1

lnnt

Cen fonction du temps -0,0075 ---

Temps de séjour moyen ST 430,7 j

Pourcentage de zones mortes (%)ZM -17,68 %

Temps modal 258 j Indice de courts-circuits 51,7 % Surface sous la courbe 20485 mg/l.j

Masse de lithium restituée 2,929 g Taux de restitution du lithium 86,5 %

1 : ce volume d’eau correspond au 35,7 l mis au départ (Tableau 31) et au volume d’eau restant des saturations-désaturations.

7.2 Analyse plus détaillée du réacteur Une autre analyse des données a été réalisée en considérant non plus un seul réacteur mais une série de réacteurs parfaitement mélangés en écoulement rapide avec pour chacun un échange avec un réacteur parfaitement mélangé en écoulement lent (Figure 83,

page 259). De nouveaux paramètres ont été définis. Le calage de la courbe repose sur le calage de ces paramètres :

- Le nombre de réacteurs en série est toujours noté n ; - Le volume total de liquide dans la colonne noté VT ; - Le volume des réacteurs lents noté Vl ; - Le rapport du volume des réacteurs lents sur le volume total des réacteurs noté

RVl ; - Le rapport du débit d’alimentation du réacteur lent sur le débit d’alimentation des

réacteurs rapides noté RQl. Le rapport RVl renseigne sur les zones « mortes », ou à échange lent, et le rapport RQl sur l’intensité des échanges. Des variations ont été faites sur les quatre paramètres n, VT, RVl et RQl jusqu’à obtenir une courbe qui permette le meilleur calage à la courbe expérimentale. Il a ainsi fallu faire varier les autres paramètres du modèle. Le résultat de ce calage est représenté sur la Figure 61, (page 203). Les paramètres du modèle sont les suivants : VT vaut 67,95 ; n est égal à 10 (soit dix réacteurs lents et dix réacteurs rapides) ; RQl vaut 0,08 ; RVl vaut 0,38. Ce calage ayant été réalisé, une validation a été faite en simulant, sans changer aucun des paramètres ajustés, le résultat de l’injection de potassium durant plusieurs semaines dans l’alimentation de la colonne. Ce résultat est présenté sur la Figure 70 (page 214). On constate que la validation est bonne et on peut considérer que le modèle hydrodynamique est validé et peut être utilisé pour simuler les performances de la colonne.

- 266 -

Annexe 5 : Calcul de la concentration en NH3

Pour calculer la concentration en NH3, il a tout d’abord fallu calculer le pKa du couple

NH4+/NH3 à 35 °C. Pour cela, la formule suivante (Equation 60) a été utilisée :

[ ][ ]Kb

OHOH

Kb

KwKa

−+

== 3 avec [ ] [ ]

[ ]3

4

NH

NHOHKb

+−

= [60]

La valeur de Kb à 35 °C est de 733,410− (Handbook, 1988), ce qui nous donne une valeur de

pKa à 35 °C de 8,947. Par la formule suivante (Equation 61), nous pouvons déduire les concentrations en NH3 à 35 °C.

[ ] [ ]pH

pKa NHaqNH

−

+

−=10

10)( 43 [61]

- 267 -

Articles

Article de revue n°1 : Vigneron, V., T. Bouchez, C. Bureau, N. Mailly, L. Mazéas, C. Duquennoi, J.-M. Audic, I. Hébé et N. Bernet (2005). Leachate Pre-Treatment Strategies before Recirculation

in Landfill Bioreactors. Water Science and Technology 52(1-2): 289-297.

Article de revue n°2 : Vigneron, V., M. Ponthieu, G. Barina, J.-M. Audic, C. Duquennoi, L. Mazéas, N. Bernet et T. Bouchez (en révision le 1er septembre 2005). Nitrate and Nitrite Reduction

during Municipal Solid Waste Anaerobic Biodegradation. Waste Management.

Article de colloque n°1 : Vigneron, V., T. Bouchez, L. Mazéas, S. Moreau, J.-M. Audic, I. Hébé et N. Bernet (2004). Nitrified Leachate Recirculation in Landfill Bioreactors. Waste 2004, Stratford-Upon-Avon.

Article de colloque n°2 : Vigneron, V., L. Mazéas, G. Barina, J.-M. Audic, J.-L. Vasel, N. Bernet et T. Bouchez (2005). Anaerobic Digestion of Municipal Solid Waste: a Mass Balance Analysis. Sardinia 2005.

Article de colloque n°3 : Vigneron, V., M. Ponthieu, L. Mazéas, G. Barina, J.-M. Audic, N. Bernet et T. Bouchez (2005). Nitrate Injections During Municipal Solid Waste Anaerobic Digestion. Sardinia 2005.

- 268 -

- 269 -

Article de revue n°1 : Leachate Pre-Treatment Strategies before

Recirculation in Landfill Bioreactors

Vigneron, V., T. Bouchez, C. Bureau, N. Mailly, L. Mazéas, C. Duquennoi, J.-M. Audic, I. Hébé et N. Bernet (2005). Leachate Pre-Treatment Strategies before Recirculation in Landfill

Bioreactors. Water Science and Technology 52(1-2): 289-297.

Vigneron, V., T. Bouchez, C. Bureau, N. Mailly, L. Mazéas, C. Duquennoi, J.-M. Audic, I. Hébé et N. Bernet (2004). Leachate Pre-Treatment Strategies before Recirculation in Landfill

Bioreactors. Anaerobic Digestion 2004, Montréal, Canada.

Correspondance entre les notations de l’article et celle de la thèse Notations utilisées dans l’article Notations utilisées dans le mémoire de thèse

Reactor 1 P(1) Reactor 2 P(2) Reactor 3 P(3) Reactor 4 Pnitrate(1) Reactor 5 Pnitrate(2)

- 270 -

Article de revue n°1 : Leachate Pre-Treatment Strategies before Recirculation in Landfill Bioreactors

- 271 -

Leachate pre-treatment strategies before recirculation in landfill bioreactors

V. Vigneron1, T. Bouchez1*, C. Bureau1, N. Mailly1, L. Mazeas1, C. Duquennoi1, J. M. Audic2, I. Hébé3, N. Bernet4

1Cemagref-HBAN, parc de Tourvoie, BP 44, 92163 Antony cedex, France

2Cirsee, 38 rue du Président Wilson, 78230 Le Pecq, France

3Ademe, 2 square La Fayette BP 406, 49006 Angers cedex, France

4Inra-LBE, avenue des Etangs, 11100 Narbonne, France

(*corresponding author: [email protected])

Abstract Nitrified leachate recirculation represents a promising strategy for a more sustainable landfill

management. Our objective was to determine the reactions involved in nitrate reduction in municipal solid waste (MSW) batch biodegradation tests. Anaerobic digestion of waste in the three control reactors showed a good reproducibility. In two test reactors, nitrate was added at various moments of the waste degradation process. We observed that: (1) H2S concentration controled the nitrate reduction pathway: above a certain threshold of H2S, Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium (DNRA) replaced denitrification. (2) N2O/N2 ratio varied with the organic carbon concentration: the lower the easily biodegradable carbon concentration, the higher the N2O/N2 ratio. (3) N2 was consumed after denitrification. The possibility of a nitrogen fixation reaction in the presence of NH4

+ is discussed. Nitrified leachate recirculation during acidogenesis should be

avoided because of higher H2S production which could induce DNRA.

Keywords Denitrification, DNRA, landfill bioreactor management, leachate recirculation, nitrogen fixation. Introduction Landfill bioreactors represent a new and promising trend in solid waste management. Leachate is recirculated through the waste mass in order to increase moisture content and to enhance the anaerobic digestion of the readily biodegradable organic fraction of refuse (El-Fadel 1999). There are many advantages to the operation of landfills as bioreactors (Barlaz et al. 1990).

However, recirculated leachate contains hardly degradable pollutants that are reinjected into the waste mass. Accumulation of ammonia, hardly biodegradable fraction of COD (Chemical Oxygen Demand) and of high salts concentrations have especially been recognized as being problematic in the long run, since there is no natural elimination process for these substances under the anaerobic conditions prevailing within the landfill body (Imai et al. 1995; Burton and Watson-Craik 1999). New sustainable landfill bioreactor strategies should be elaborated, to circumvent these limitations.

The paper presents the first part of our work concerning the elaboration of a long-term nitrogen management strategy in landfills. Since there is no ammonia elimination process when leachate is recirculated, NH4

+ may accumulate to higher levels than during conventional single pass leaching. One strategy for NH4

+ removal is to treat aerobically the leachate outside the landfill to convert NH4

+ to NO3-. When nitrified leachate is recirculated, the landfill is used as an anoxic bioreactor for

the reduction of NO3- to N2 by denitrification. Others authors conducted laboratory studies showing

that in situ denitrification was possible (Knox and Gronow 1995; Onay and Pohland 1998; Burton and Watson-Craik 1999; Jokela et al. 2002; Price et al. 2003).

Introduction of nitrate in landfills can also present some additional advantages compared to traditional recirculation: a reduction of the cost of leachate post-treatment, increased microbial activity as denitrification is more exergonic than methanogenesis. However, it is necessary to focus on specific points: are denitrification and methanogenesis always compatible? What will be the chemical and biological reactions involved in nitrate reduction? Will greenhouse gases such as N2O and NO be produced?


- 272 -

Materials and methods Bioreactor design and operation

Anaerobic bioreactors consisted of graduated glass bottles. Bioreactors were hermetically closed with a screw cap and a septum enabling anaerobic leachate and biogas sampling with a syringe fitted with a 0.45 mm needle. Five reactors (1.1 L) were filled with a same reconstituted shredded municipal solid waste (MSW) inoculated with cow manure representing 5% of the total MSW weight (near 40 g). Waste was reconstituted according to the average of waste composition in french landfill (Ademe 1999). 680 mL of predigested leachate (3 weeks at 35°C) originating from Vert-le-Grand (France) was added, its composition is given in Table 1. For reactors 1, 2 and 4, leachate was sampled on March 2003 and for reactors 3 and 5 on July 2003 in the same cell. Headspace was purged with helium in order to obtain less than 0.5% of O2 and N2. Control reactors 1 to 3 were operated as control replicates without any nitrate injection. In test reactors 4 and 5, 250 mg N-NO3

-/L were injected during different phases of the waste degradation process (Day 3, 17, 45 and 143). Data were presented for the first 195 days. Cumulated gas productions were calculated on the basis of mass conservation rules as explained elsewhere (Percheron et al. 1998). Analytical methods

Gases were analysed by gas chromatography (µGC CP2003P Varian) equipped with thermal conductivity detectors (TCD) and two columns: a poraplot U and a molecular-sieve (Varian). Helium was used as carrier gas. To measure gas volume, gas headspace was equilibrated at atmospheric pressure (35°C) with a syringe gas (30 mL ± 1 mL). pH was measured with a Mettler Inlab 427 probe. Volatile fatty acids (VFA) were analysed with a gas chromatograph (Thermoquest TRACE GC2000) equipped with a flame ionization detector and a DB-WAXetr column (length 30 m, ID 0.53 mm, film 1 µm). Helium (4 mL/min) was used as carrier gas. Total organic carbon (TOC) concentration was measured with a BIORITECH 700 equipment. NH4

+, Ca2+, K+, Na+, Mg2+, Cl-, NO3

-, NO2-, PO4

2-, SO42- were analysed by ion chromatography (DIONEX DX-120).

Results Waste degradation in control reactors Observations were made for three control reactors. Only data from control reactor 1 are presented. The two others reactors had similar evolution trends despite differences in TOC and VFA concentrations in the initial leachate composition. Although the three reactors were run at different times and by different operators, experimental reproducibility was considered to be satisfactory as shown on Figure 1. CO2 and CH4 production began on day 4 and day 12, respectively (Figure 2a). From day 52, CH4 was the main gas detected. Two waste degradation phases were observed: an acidogenic phase

Table 1 Initial leachate composition

Parameters pH TOC

(mg C/L) Total VFA (mg C/L)

Sulfate (mg/L)

Ammonium (mg/L)

Nitrate-Nitrite (mg/L)

Chloride (mg/L)

Reactor 1-2-4 8.5 1500 107 120 1900 0 5000 Reactor 3-5 8.5 2100 15 240 1920 0 5400

Figure 1 Cumulated CH4 production in control reactors

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200

Time (days)

Cu

mu

late

d C

H4

pro

du

ctio

n (

mg C

)

Control reactor 1

Control reactor 2

Control reactor 3


- 273 -

Figure 2 Waste degradation in control reactor 1

between day 4 and day 52, during which CO2 and VFA were produced (data not shown) and a methanogenic phase from day 52 to the end of waste degradation process during which CH4 was produced and VFA consumed. The CH4 production seemed to be linked to acetate consumption suggesting that acetoclastic methanogenesis was predominant. The overall production of carbon under CO2 form was 2.7 g, 2.5 g and 3.1 g respectively in control reactors 1, 2, and 3. The overall production of carbon under CH4 form was 2.2 g, 2.4 g and 2.9 g respectively in control reactors 1, 2, and 3. The gas flow decreased at day 137 (0.15 mL/h). Small production of N2 (99 mg in 195 days) was observed whereas no nitrate was injected (Figure 2b). Waste degradation in test reactors Test reactor 4

CO2 was produced in higher amounts between day 3 and day 35 (Figure 3a). Total CO2 production at day 195 was 1.7 g of carbon, which represents 63% of the total CO2 produced by control reactor 1. An early CH4 production was detected between day 10 and day 20, probably from hydrogenophilic methanogens, but the beginning of high CH4 production was recorded at day 76. Total carbon production coming from CH4 was 1.3 g, 54% of the production of control reactor 1. A carbon mass-balance will be made to take into account the distribution of carbon between the liquid and the gaseous phase. Gas flow decreased at day 147. VFA analysis confirmed the observations made concerning CO2 and CH4 production (data not shown): an acidogenic phase took place from day 3 to day 63 and a methanogenic phase from day 63 to day 195. In this test reactor, four nitrate injections were made. A first nitrate injection was made on day 3 to have 250 mg N-NO3

-/L in the leachate. In less than seven days, nitrate was consumed (Figure 3b). N2 was produced from day 4 to day 10. N2O was not detected. The percentage of denitrification was 80%. We can observe a N2 consumption from day 10 to day 17. This reaction will be discussed later. The second nitrate injection was made on day 17 during acidogenic waste degradation phase. Nitrate was consumed in less than nine days (Figure 3b). There was a production of 18 mg N-N2 and 26 mg N-N2O. As NH4

+ production (72 mg) was observed during that period (Figure 3b), we suspected Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium (DNRA) to be the prevalent NO3

- consuming reaction for this injection. N2O was detected but it could be produced either by denitrification or DNRA (Welsh et al. 2001). The third nitrate injection was made at day 45. Nitrate was still degraded in less than seven days. N2 was produced (76% of denitrification), and N2O was not detected. From day 83 to day 105, we observed again a N2 consumption. The last nitrate injection was made when waste degradation was in its late methanogenic phase on day 143. Nitrate was converted in 23 days. Nitrite was detected for the first time. The main reaction was denitrification and 90% of the nitrate injected was converted to N2 and N2O. It should be pointed out that SO4

2- was never detected after NO3- injection

which means that the occurence of autotrophic denitrification is unliked. For these four nitrate injections, heterotrophic denitrification was the main reaction of nitrate conversion, except for the second injection, where DNRA was suspected to be the prevalent reaction.

0

20

40

60

80

100

120

140

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Time (days)

N2,

N2O

, N

O3

- , N

O2-

(mg

N

)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

NH

4+ c

on

cen

tra

tio

n

(mg

N/L

)

Cumulated N2 productionNH4 concentration

0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

2250

2500

2750

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200

Time (days)

Cum

ula

ted

CO

2 a

nd

CH

4 p

roduction

(m

g C

)

Cumulated CH4production

Cumulated CO2production

a b


- 274 -

Test reactor 5 CO2 was produced in higher amounts than in control reactor 3 between day 3 and day 42 (Figure 4a). There was no CO2 production between day 42 and day 136. After day 136, CO2 production increased again. At day 193, 2.5 g of carbon was produced under the CO2 form which was 83% compared to control reactor 3. Unlike control reactors and test reactor 4, gas flow was still high at day 193 (5 mL/h), indicating that waste degradation was not finished at that time. We observed an early CH4 production between day 3 and day 20, as we did in test reactor 4 with a high CH4 production beginning at day 136. We also observed a stop in CH4 production between day 147 and day 166. The methanogenic phase began later than in test reactor 4. At day 193, total carbon production from CH4 was 1.8 g, 62% of the production of control reactor 3. A carbon mass-balance will be made to take into account the distribution of carbon between the liquid and the gaseous phase. VFA analysis confirmed the observations made concerning CO2 and CH4 production (data not shown): an acidogenic phase took place from day 3 to day 97, a methanogenic phase from day 97 to day 193 at least. The last phase of CO2 and CH4 production was different from what we observed in test reactor 4, where CH4 was produced without CO2 production. For the first addition (Day 3) NO3

- was consumed in less than seven days leading to the production of NH4+ (Figure 4b).

Due to the lack of N2 production and to NH4+ increase, we suspected DNRA to be the main reaction

to convert nitrate. In the second injection (Day 17), the main reaction was also DNRA, without N2O production. Nitrate reduction was longer than for the first injection: 17 days. The third injection (day 45) enabled to produce 40 mg N-N2 and 4 mg N-N2O on day 84. On day 105, N2 production was still increasing and decreased instantly afterwards. As no gas analysis was made between day Figure 3 Waste degradation in test reactor 4 Figure 4 Waste degradation in test reactor 5

(nitrate injection on days 3, 17, 45 and 143 see arrow)

c c

0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

2250

2500

2750

0 15 30 45 60 75 90 105 120 135 150 165 180 195

Time (days)

Cum

ula

ted

CO

2 a

nd C

H4

pro

duction

(m

g

C)

Cum ulated CH4production

Cumulated CO2production

0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

2250

2500

2750

0 15 30 45 60 75 90 105 120 135 150 165 180 195

Time (days)

Cu

mula

ted C

O2 a

nd

CH

4

pro

ductio

n (

mg

C

)

Cumulated CH4 production

Cum ulated CO2production

0

40

80

120

160

200

240

280

320

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Time (days)

N2, N

2O

, N

O3- ,

NO

2- (

mg

N)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NH

4+ c

on

cen

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on

(m

g N

/L)

Cumulated N2 production Cumulated N2O production

NH4 concentration NO3 concentration

NO2 concentration

0

40

80

120

160

200

240

280

320

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Time (days)

N2, N

2O

, N

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- , N

O2

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g N

)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NH

4+ c

on

ce

ntr

ati

on

(m

g N

/L)

Cumulated N2 production Cumulated N2O production


NO2concentration

a

b

a

b

0 ,0

0 ,1

0 ,2

0 ,3

0 ,4

0 ,5

0 ,6

0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0 1 4 0 1 6 0 1 8 0T im e (d a y s )

H2S

con

ce

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atio

n

(mm

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)

0 ,0

0 ,1

0 ,2

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0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0 1 4 0 1 6 0 1 8 0T im e (d a y s )

H2S

co

nce

ntr

atio

n

(mm

ol/L

)


- 275 -

84 and 105 due to the lack of biogas production, we suspected a possible N2 production during this time with a simultaneous N2 consumption. Nitrate was consumed in 52 days. Nitrite was detected once on day 56. The last injection was made during the beginning of a late methanogenic phase when gas flow was maximum. Denitrification occurred immediately and NO3

- was totally consumed two days after the injection. Total denitrification was 80% without N2O production. When denitrification resumed, the gas flow was important. In this reactor, DNRA was the main reaction for the two first NO3

- additions, and heterotrophic denitrification for the two last injections. Discussion Role of H2S for switching between denitrification and DNRA We observed that NO3

- was converted either to N2 by denitrification or to NH4+ by DNRA.

Understanding why this second reaction was sometimes prevalent represents a major stake in nitrogen management whenever nitrified leachate has to be recirculated into a landfill. We focused on H2S concentration when NO3

- is injected because some authors have observed a preferential NO3

- conversion into NH4+ when H2S is present (Brunet and Garcia-Gil 1996). Concerning other

forms of sulphur, sulfate was never detected in any reactor after day 5. In Table 2, we compared H2S concentration at times when NO3

- was added with the main nitrate reduction reaction observed. We observed DNRA in test reactor 4 for NO3

- injection at day 17, and for test reactor 5 at days 3 and 17. For these DNRA observations, H2S concentration was higher than 0.180 mmol/L. When denitrification was observed, H2S concentration was lower than 0.13 mmol/L, except for test reactor 4 at day 45 in which H2S concentration was 0.205 mmol/L. In this latter case, H2S concentration decreased to 0.1 mmol/L two days later (Figure 3c). Thus, our observations seems to be in agreement with the assumption that H2S should play a key role in the prevalence of DNRA. Experiments with H2S and NO3

- injections are currently being carried out to confirm our observations. Other authors who studied NO3

- conversion in landfills did not precise if H2S was present in the headspace but the majority of them had injected NO3

- when waste was in the methanogenic phase. During methanogenesis, H2S is produced in smaller amounts. N2O/N2 ratio during denitrification When denitrification was the main reaction, the N2O/N2 ratio varied. For test reactor 4, it was 0, 0.01 and 0.26 for the first, the third and the fourth injection respectively. For reactor 5, N2O/N2 ratio was 0.1 and 0 for the third and fourth injection respectively. N2O was produced in higher amounts when nitrite was detected. Nitrite was detected when NO3

- conversion rates were lower. For the last NO3

- injection in the reactor 4, N2O was produced perhaps because of the lack of easily biodegradable carbon. Indeed at that time no VFA (easily available carbone for denitrification) were present in reactor 4. This assumption could also explain the absence of N2O production in the reactor 5 for the last injection because of high VFA concentrations at that time (data not shown). This observation is in agreement with previous reports (Swerts et al. 1996). Possibility of nitrogen fixation We twice observed N2 consumption in the reactor 4. It is believed that this reaction did not occur in reactor 5 because of an absence of N2 in the headspace. We also performed other experiments with nitrite injections and we observed again this phenomenon several times (data not shown). Referring to the nitrogen cycle, the only N2 consuming reaction is an assimilation by microorganisms, also called nitrogen fixation. This reaction is however known to only occur when no other nitrogen form Table 2 Comparison between H2S concentration in the headspace and the main nitrate conversion observed (values are in grey when DNRA was the main reaction)

H2S concentration (mmol/L) Day 3 Day 17 Day 45 Day 143

Test reactor 4 0.129 0.262 0.205 0.004 Test reactor 5 0.180 0.340 0.127 0.002


- 276 -

is present in the system (Raymond et al. 2004). In our case, more than 1.5 g/L of ammonium was present. NH4

+ assimilation needs much less energy than N2 fixation. Up to now, we were not able to explain why this reaction took place in our reactors. Complementary tests will be carried out with 15N2 to verify that the biomass uses N2 as a nitrogen source even when NH4

+ is present. Conclusion When nitrate was injected at different steps of waste degradation, it was either converted to N2 by denitrification or to NH4

+ by DNRA. The apparition of this second reaction seemed to be linked with H2S concentration. We have detected N2O in various proportions depending on the moment of NO3

- injection. As N2O is a greenhouse gas, an efficient biogas collection system is needed whenever nitrified leachate is recirculated. Like other authors, we observed that methanogenesis began just after the end of nitrate removal (Burton and Watson-Craik 1999). Unlike others, we observed an unexpected reaction: a nitrogen fixation seemed to take place. The explanation of this reaction was not understood for the moment and some complementary tests will have to be performed.

From a practical point of view, nitrified leachate should not be recirculated during the acidogenic phase because of possible H2S production during this waste degradation phase. This recommendation seems also to be valid when waste contains a high quantity of sulphur. If DNRA occurs, one would loose the advantage of nitrogen elimination from landfill and this will result in an increase of the ammonium content. Acknowledgements This study was partially supported by Cemagref, Ademe, Suez-environnement and the Région Ile-de-France which also funded the MIMOSE experimental platform. We would like to thank the Vert-le-Grand landfill manager for allowing us to sample leachate in his waste management facility. References Ademe (1999). Composition des ordures ménagères en France (données et références). 60 pages. Barlaz, M. A., R. K. Ham and D. M. Schaefer (1990). Methane production from municipal refuse: a refuse review of

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reduction to ammonia as a source of N2O? Marine Biology 139(6): 1029-1036.

- 277 -

Article de revue n°2 : Nitrate and Nitrite Injection during

Municipal Solid Waste Anaerobic Biodegradation

Vigneron, V., M. Ponthieu, G. Barina, J.-M. Audic, C. Duquennoi, L. Mazéas, N. Bernet et T. Bouchez (accepté fin décembre 2005). Nitrate and Nitrite Injection during Municipal Solid Waste

Anaerobic Biodegradation. Waste Management.

Correspondance entre les notations de l’article et celle de la thèse

Notations utilisées dans l’article Notations utilisées dans le mémoire de thèse Reactor C1 C(1) Reactor C2 C(2) Reactor C3 C(3) Reactor Ta1 Cnitrate(1) Reactor Ta2 Cnitrate(2) Reactor Ti1 Cnitrite(1) Reactor Ti2 Cnitrite(2)

Article de revue n°2 : Nitrate and Nitrite Injection during Municipal Solid Waste Anaerobic Biodegradation

279

Nitrate and nitrite injection during municipal solid waste anaerobic biodegradation

Vassilia Vigneron1, Marie Ponthieu1, Giulia Barina2, Jean-Marc Audic3, Christian

Duquennoi1, Laurent Mazéas1, Nicolas Bernet4, Théodore Bouchez1*

1Cemagref-HBAN, parc de Tourvoie, BP 44, 92163 Antony cedex, France

2SUEZ ENVIRONNEMENT-FAIRTEC, 38 avenue Jean Jaurès, 78440 Gargenville, France

3SUEZ ENVIRONNEMENT-CIRSEE, 38 rue du Président Wilson, 78230 Le Pecq, France

4INRA-LBE, avenue des Etangs, 11100 Narbonne, France

Abstract

Nitrified leachate recirculation has been proposed as a promising strategy for sustainable landfill management. In four test reactors, nitrate or nitrite was added (250 mg N-NOx

-.L-1) during municipal solid waste biodegradation. Nitrogen-oxides reduction reactions were monitored. Denitrification was the main nitrogen reducing reaction observed. On one hand, during the acidogenic waste degradation phase, as high amounts of Volatile Fatty Acids (VFA) were present, nitrogen-oxides reductions were interpreted as heterotrophic denitrifications. On the other hand, denitrification reactions occurring during late methanogenic phase were accompanied by sulphate productions and, as VFA were not detected, it was probably an autotrophic reaction. Denitrification inhibition was observed once. Ammonium concentration increased suggesting the occurrence of a Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium (DNRA). Statistical treatment of analytical data revealed that only H2S concentration had a significant negative effect on N2 production in our system. A NO production was observed once when nitrite was injected during acidogenic phase resulting in a total waste degradation inhibition. These results indicate that consequences of nitrified leachate recirculation in full-scale landfills needs to be carefully examined especially during the acidogenic phase or in the presence of waste containing high quantities of sulphur.

Keywords: Denitrification; DNRA; Landfill bioreactor; Nitric oxide; Methanogenesis; Acidogenesis.


280

1. Introduction

In 2002, approximately 46 millions tons of municipal solid waste (MSW) were produced in France (Ademe, 2002), 52% of it was disposed of by burial in sanitary landfills. Other treatments exist of course: waste sorting and recycling or composting, and they are becoming increasingly important. Landfills, at least, remain the chief way of MSW management. The landfill bioreactor represents a better technical solution for solid waste management than “dry tomb” landfills (Pacey, 1999; Mehta et al., 2002; Pohland, 2002). In them, leachate is recirculated through the waste mass, increasing the moisture content and enhancing the anaerobic digestion of the organic fraction of waste that is readily biodegradable (Barber and Maris, 1984; El-Fadel, 1999; Yuen, 1999). Using landfills as bioreactors has many advantages: (1) it increases the effective density of waste and therefore the capacity of landfills, (2) the rate of gas production goes up and the energy recovery becomes more efficient, (3) it accelerates decomposition of waste with the effect of shortening the monitoring period and thereby reducing the overall cost (Barlaz et al. 1990; Warith, 2002).

However, recirculated leachate also contains pollutants that are hardly degradable and are reinjected into the waste mass. Accumulation of ammonia has especially been recognized as being problematic in the long run (Burton and Watson-Craik, 1998). The reason is that there is no ammonia elimination process under the anaerobic conditions prevailing within the landfill body. When leachate is recirculated, NH4

+ may accumulate to higher levels than during conventional single pass leaching. Thus, high ammonia concentration could persist long after the COD concentrations have decreased to levels representative of well-decomposed waste. Ammonia accumulation could then induce methanogenic inhibition (Wens et al., 2001). Treatment of ammonia is thus an important aspect of the long-term management of a landfill bioreactor.

One strategy for NH4+ removal is to aerobically treat the leachate to convert NH4

+ into NO3

-. Some authors attempted to perform nitrification inside of the landfill body (Onay and Pohland, 1998; Berge and Reinhart, 2003). However, it is generally done outside the landfill body. In our case, to reduce nitrate (NO3

-) into molecular nitrogen (N2), the waste mass is used as an anoxic bioreactor for denitrification.

In situ denitrification has previously been reported. Knox and Gronow (1995), who used a pilot scale (3 m3) reactor in their study, showed that partly-degraded MSW was able to support denitrification and methanogenesis simultaneously with a rate of denitrification up to 30 gN.m-3. Onay and Pohland (1998) simulated a series of landfill cells operating under methane producing, nitrifying and denitrifying conditions. The nitrate removal ranged between 91 and 93%. They concluded that nitrification and denitrification were feasible in

situ. Burton and Watson-Craik (1998) demonstrated that nitrate concentrations of 500 or 1000 mg N-NO3

-.L-1 were undetectable after 6 days when addition was performed in reactors filled with one month old waste. When nitrate concentration increased, methanogenesis was delayed, and a dose-dependent inhibitory effect was observed (El-Mahrouki and WatsonCraik, 2004). Price et al. (2003) injected nitrate in reactors when the methanogenic phase had been obtained. They confirmed that in the methanogenic phase waste was able to convert nitrate into N2 by denitrification. However, these studies were almost all conducted with MSW in the methanogenic phase, only two were not (Knox and Gronow, 1995; Burton and Watson-Craik, 1999). So far, little information is available on nitrate reduction reaction during acidogenic phase. Moreover, there has been only one evaluation of the nitrite reduction


281

reaction (Bae et al., 2002). They demonstrated that denitrification was the main nitrite reduction reaction when injections were performed in an old waste mass (5-10 years old).

The specific objectives of this study were to (1) investigate the nitrate reduction reactions induced when nitrate injections (250 mg N-NO3

-.L-1) are performed at different stages of waste degradation: acidogenic and methanogenic phase, (2) evaluate the nitrite reduction reactions induced by the injection of nitrite instead of nitrate and (3) better understand nitrate or nitrite reduction reactions so induced.

2. Materials and methods 2.1. Experimental design

Three control reactors named C1, C2 and C3 and four test reactors named Ta1, Ta2, Ti1 and Ti2 were studied in this experiment. Reactors were incubated at 35 °C ± 2 °C, and data are presented here for almost 500 days of incubation.

Control reactors C1, C2 and C3 were operated as control replicates without any nitrogen injection. For test reactors Ta1 and Ta2 (challenged with nitrate), nitrate solution was injected five times (on Days 3, 17, 45, 145 and 271). As for test reactors Ti1 and Ti2 (challenged with nitrite), nitrite solution was injected three times (Days 3, 17, 45) and five times (Days 3, 17, 45, 145 and 271), respectively. Into test reactors, we injected 3-4 mL of a concentrated KNO3 or KNO2 solution at 43 g N.L-1 or 47 g N.L-1, respectively, in order to minimize the dilution effect caused by the injections. Precise injected volumes were calculated for each injection, so that 250 mg N-NOx.L

-1 were present in the reactors after each injection. 2.2. Experimental system

Incubations were performed in 1.1-liter glass bottles closed with a screw cap and a

septum. Waste was reconstituted according to the average composition of municipal solid waste in

France (Ademe, 1999). The putrescible fraction was replaced by mature compost of green waste (three months old) to simulate a more mature waste, that would be more rapidly limited by organic carbon availability in the experiments. Each waste fraction was collected separately. Glass powder was used for glass fraction. Wood shavings and iron filings were collected for wood and metal fraction, respectively. Fractions were shredded in approximately 1-cm elements. A waste mixture was reconstituted from each fraction, according to the proportions given in Table 1. Cow manure was added to enhance waste degradation. A total wet weight of 41.55 g of waste was disposed in each glass bottle.

For practical reasons, two full-scale landfill leachate samples (Vert-le-Grand Landfill, France) were recovered on March and July 2003 from the same landfill cell to inoculate the different reactors. Initial leachate compositions in the different reactors were thus slightly different as shown on Table 2. For each experimental bottle, 680 mL of leachate were used.

Headspace was purged with helium to obtain less than 0.2% of O2 at the beginning of each experiment.

2.3. Analytical methods

All the results below are given at STP (Standard Temperature and Pressure) conditions.


282

2.3.1. Gas samples

To measure gas production, gas headspace was equilibrated, when the septum was inflated, at atmospheric pressure (35 °C) with a glass syringe (30 mL ± 1 mL or 100 mL ± 4 mL). The gas composition was analyzed immediately after the equilibration by connecting the bottle to a gas chromatograph (µGC CP2003P Varian) equipped with two parallel chromatographic columns coupled with thermal conductivity detectors (TCD). A Poraplot U column was used to obtain CO2, N2O and H2S concentration (column temperature 30 °C, injector temperature 50 °C, medium sensitivity) and a molecular-sieve column for O2, N2 and CH4 concentration (column temperature 55 °C, injector temperature 55 °C, medium sensitivity, backflush 5.5 seconds). The carrier gas was helium. The calibration was made with a commercial gas mixture containing 0.5% H2S, 3% N2O, 40% CO2, 50% CH4 and 6.5% N2 (Air Products). The calibration for oxygen was performed with air. The detection limit for all gases was below 0.1%.

2.3.2. Leachate samples

During the 500 days of operation, thirty-five leachates samples were recovered from control reactors (C1, C2 and C3) and from Ti1, fourty-six from test reactors Ta1, Ta2 and Ti2. For each sample, 6 mL were recovered through the septum with a syringe fitted with a 0.7-mm needle. Raw samples (3 mL) were stored at -20 °C for analysis. The other 3 mL were centrifuged at 13000 rpm for 10 minutes. Supernatants were recovered and stored at -20 °C. pH values were measured immediately after leachate sampling by use of a Mettler Inlab 427 probe.

From raw samples stored at -20 °C, different analyses were done. Volatile Fatty Acids (VFA) as acetic, butyric, propionic and valeric acid were analyzed with a gas chromatograph (Thermoquest TRACE GC2000) equipped with a flame ionization detector and a DB-WAXetr column (length 30 m, ID 0.53 mm, film 1 µm). Injector and detector temperatures were 230 °C and 300 °C, respectively. Helium (4 mL.min-1) was the carrier gas. Total Organic and

Inorganic Carbon concentration (TOC and TIC) were measured with a BIORITECH 700 analyzer.

From supernatants stored at -20 °C, anions and cations were measured. Cations (NH4+,

Ca2+, K+, Na+, Mg2+) were analyzed by ion chromatography (DIONEX DX-120) with a pre-column Dionex IONPAC® CG16 and a IONPAC CS16 column. A 30 mM methane sulfonic acid buffer solution was used as the mobile phase. Anions (Cl-, NO3

-, NO2-, PO4

2-, SO4

2-) were analyzed by ion chromatography (DIONEX DX-120) with a pre-column Dionex IONPAC® AG9-HC and a IONPAC® AS9-HS column. A 9 mM carbonate buffer solution was used as the mobile phase.

Metal ions (Zn, As, Sn, Cu, Se, Cd, Sb, Pb, Cr, Pb, Cr, Mn, Fe, Sr) were analysed by inductively coupled plasma mass spectrometry (ICP-MS) using a Agilent 7500c on supernatant stored at –20 °C. Before analysis, samples were previously digested, using nitric acid by microwave digestion (Pinel et al., 2005).

2.4. Statistical analyses

2.4.1. Comparison of linear regressions


283

NH4+ concentrations obtained in Ta1 and Ta2 were compared during three periods: (1)

between days 0 and 17, (2) between days 17 and 45, and (3) between days 45 and 93. Nitrate was injected at the beginning of each of these three periods. Six linear regressions were fitted with NH4

+ concentrations obtained in each reactor and for each period. Pairs of linear regressions corresponding to the same period were then compared between reactors Ta1 and Ta2 by an overall test of coincidence (Scherrer, 1984). Each pair of data sets corresponded to the NH4

+ concentration in Ta1 and Ta2 plotted as a function of time. The objective was to test the hypothesis H0 that the two linear regressions for Ta1 and Ta2 were similar. The principle of this test was the comparison between the residual variability obtained with one model and the residual variability obtained with two distinct models fitted for each set of experimental data (Scherrer, 1984).

To check if the residual variability due to the slope variability of the two linear regressions is significant with respect to the random fluctuations, a ratio F which follows a Fischer-Snedecor law was defined. If F is superior to αF , H0 has to be rejected. αF was

obtained with a Fischer-Snedecor table (α is the probability level).

2.4.2. Stepwise multiple regression analysis

Regression analysis was used to infer the relationship between N2 production and other measured chemical parameters and to obtain the best available prediction equation for the chosen model. A general regression model with j independant variables can be expressed as:

exbaYj

jj ++= ∑

where ‘Y’ is the dependent variable (N2 production), ‘xj’ is considered as independent variables (pH, TOC, TIC, acetate, propionate, butyrate, valerate, CH4, CO2, H2S and N2O), ‘a’ is the constant of regression and ‘bj’ are the coefficients of regression. The constant and the coefficients are estimated using the least-squares method which minimizes the error, appearing as ‘e’ in the above regression. Analysis of variance determines the model significance by calculating a F-statistic and a p-value, the probability associated to F.

Because condition indices indicated some co-linearity among our ‘xj’, we computed stepwise multiple regression models (both forward and backward procedures) rather than the entire multiple regression models at once. At each iteration, the variable showing the highest partial correlation with the dependent variable was included in the model if its correlation was significant at the 5 % level. Selection of the variables terminates when no more variables are significant. The statistical analyses were performed using Systat.

3. Results and discussion

3.1. Results

3.1.1 Control reactors biodegradation


284

In the three control reactors C1, C2 and C3, carbon dioxide (Figure 1) and volatile fatty acids (Table 3) were produced with a concomitant pH decrease (8.5 to 7.8) during the 25 first days of degradation. We observed a CO2/CH4 inversion between days 24-26 (Figure 1). Thus, the acidogenic phase lasted 25 days. Significant methane production began at day 25 (Figure 1), with volatile fatty acids consumption rate exceeding production rate (Table 3). In the control reactors we observed classical waste degradation: an acidogenic phase followed by a methanogenic phase. The overall reproducibility of the experimental system is considered to be satisfactory, as shown in Figure 1. Gas production decreased at day 76 (0.5 mL.h-1).

During the 500 days of waste incubation, a production of 121-137 L of CH4 per kg of dry waste was observed in control reactors C1, C2 and C3 (Figure 2). Methane production was in accordance with methane production which has been reported to vary between 60 and 170 L of CH4 per kg of dry waste (El-Fadel et al., 1996).

Between days 0 and 500, NH4+ concentrations remained constant: variations were only

between 1490 mgN.L-1 and 1430 mgN.L-1 which represent non significant variations. During the 500 days of waste incubation, a total production of 48 mg of N2 was measured and was attributed to residual air contamination during sampling, especially after day 76, when biogas production decreased.

3.1.2 Test reactors biodegradation with nitrate injections, Ta1 and Ta2

Injections performed in acidogenic phase

Three nitrate injections were performed in Ta1 and Ta2. On Day 3, the leachate in Ta1 was supplemented with 170 mg N-NO3

- to give a final nitrate concentration of 250 mg N-NO3-.L-1

(Figure 3a). In less than four days, nitrate was totally consumed, without nitrite accumulation detection (Figure 3a). We observed a production of 145 mg N-N2 between days 4 and 7 (Figure 3b). A production of 1 mg N-N2O was detected between days 3 and 5 (Figure 3b), but was presumably converted into N2 between days 5 and 7, when cumulated N2O production decreased.

N2 production was maintained in both systems: in Ta1, after the three nitrate injections (Figure 3b) and in Ta2 only after injections performed at days 3 and 45 (Figure 3d). Transient nitrite and N2O accumulations were only detected once after nitrate had been injected into Ta1 at day 17 (Figure 3a and 3b). Nitrate conversion into N2 and N2O ranged between 78 and 100% (Table 4). The nitrate not converted into N2 was probably utilised by microorganisms. Limited occurrence of DNRA reaction (Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonia) could not be excluded. N2 cumulated production decreases were often observed after the end of N2 production periods (Figures 3b and 3d).

Absence of N2 production was observed once, when nitrate was injected at day 17 into reactor Ta2 (Figure 3c and 3d). N2O was produced in higher quantities compared to the five other nitrate injections (Figures 3b and 3d).

The six nitrate injections performed in the acidogenic phase thus resulted in five episodes of complete denitrification to N2 and one for which only N2O was detected (second nitrate injection in Ta2). In comparison with control reactors, the beginning of the methanogenesis


285

was delayed by the injections of nitrate. In control reactors the acidogenic phase lasted 24-26 days (Figure 2), but 63 days in Ta1 and 105 days in Ta2.

Injections performed during methanogenic phase

Four nitrate injections were performed during the methanogenic phase, two in Ta1 and two in Ta2. N2 production was always detected (Figure 4a and 4b).

After nitrate had been injected in Ta2 at day 145, nitrate was totally converted into N2 by day 154 (Figure 4b). Methane was still produced on the day of the injection (Figure 2) and VFAs were still detected in the leachate: 630 mg C-propionate.L-1 and 80 mg C-acetate.L-1 (Table 3).

When nitrate was injected into Ta1 at days 145 and 271 and into Ta2 at day 271, nitrate conversion into N2 took longer than with the injection on day 145 into Ta2, as previously described (Figure 4a and 4b). Moreover, N2O was detected after the two injections carried out on day 271 (Figure 4a and 4b) and nitrite accumulation was observed after the nitrate injection performed on day 145 into Ta1. During these three nitrate conversion episodes, sulphate accumulation was detected for the first time (Figure 4a and 4b). Sulphate did not persist, presumably because of sulphate reduction. After the three injections performed during the late methanogenic phase, VFAs were not detected in the leachate (<30 mg C.L-1, Table 3).

3.1.3 Test reactors biodegradation with nitrite injections Ti1 and Ti2

Injections performed in Ti2

The five nitrite injections (Figure 5b) made into the test reactor Ti2 induced five complete denitrification reactions. N2O was transiently detected after the second, the third and the fourth nitrite injections (Figure 5b). The fourth nitrite injection was followed by sulphate detection from days 171 to 248 (Figure 5b). The four nitrite injections made during the acidogenic phase on days 3, 17, 45 and 145 delayed the beginning of methanogenic phase to day 166 (Figure 2). Nevertheless, VFAs were detected in this reactor until day 271 (Table 3), implying that the last nitrite injection was performed during the active methanogenic phase. No nitrite injection was made during the late methanogenic phase.

Injections performed in Ti1

Three nitrite injections were made in the test reactor Ti1. Nitrite was totally converted into N2 after the first injection (Figure 5a). The second nitrite injection was made on day 17. Nitrite was consumed only slowly: at day 45, 75 mg N-NO2

- remained in the leachate. N2O and N2 were produced in very low quantities: 13 mg N-N2O and 30 mg N-N2 by day 45. When the biogas was analyzed with the µGC, methane was eluted as a double peak, which was attributed to the presence of NO in the biogas (Varian, personal communication). It was not possible to precisely quantify NO concentration by gas chromatography due to the


286

reactivity of NO with the chromatographic column phase but the peak shape evolution indicated a progressive increase of NO concentrations. In order to confirm this hypothesis, we successfully reproduced the same chromatogram by injecting artificial mixtures of CH4 and NO. NO has not been detected in the other test reactors. After the third nitrite injection on day 45, nitrite reduction was again slow, and NO concentration increased again. The system was not able to further reduce nitrite and NO. No biogas was produced between days 60 and 195 (Figure 2), suggesting a total inhibition of waste degradation. At day 194, the headspace was purged and replaced by helium to eliminate NO. After 279 days, on day 473, N2 production started. Methane and CO2 production resumed at day 504 (Figure 2).

3.2. Discussion: nitrate or nitrite reduction pathways

Five nitrogen injections (nitrate or nitrite) were made at different phases of waste degradation in four test reactors (Ta1, Ta2, Ti1, Ti2), except for test reactor Ti1 where only three injections were made. After these 18 injections, we observed two different behaviours: i.e. the presence or absence of N2 production. Using the 18 injections, hypotheses are proposed to better understand the factors preventing N2 production.

3.2.1. N2 production by denitrification

Mecanism of N2 production by heterotrophic and autotrophic denitrification

After nitrate or nitrite (NOx) injections, we observed NOx consumption followed by N2 production in 15 of 18 cases. This nitrogen-oxides conversion is called denitrification. During the reaction, some intermediates could be detected as nitrite (NO2

-), nitric oxide (NO) and nitrous oxide (N2O). Two types of denitrification exist, depending on the nature of the electron donor: autotrophic and heterotrophic denitrification. Heterotrophic denitrification is the reaction usually observed when an organic carbon source is available. Equation 1 represents respiratory denitrification with the use of acetate as an electron donor.

222333 5.075.025.0625.0 NOHCOHCONOCOOHCH +++→+−− (Eq. 1)

∆G0= -518 kJ.mol-1 (Thauer et al., 1977)

Autotrophic denitrification is observed when little organic carbon source is available. Microorganisms use an inorganic electron donor. Equation 2 represents an autotrophic denitrification with the use of metallic sulfide (FeS for example). This reaction releases sulphate.

222

42

3 5.05.0625.0625.0625.0 NOHSOFeHNOFeS +++→++−++−

(Eq. 2)



287

Denitrification was thus the main nitrate or nitrite conversion pathway. During the acidogenic phase, as easily biodegradable carbon was present as VFA, denitrification reactions were probably heterotrophic (Equation 1). In the case of the three injections performed during the methanogenic phase when VFA were not present in the leachate (Days 145 and 271 in Ta1, day 271 in Ta2), sulphate accumulation was detected. Sulphate accumulation was never observed in the control reactors. Sulphate was only produced during nitrate consumption or immediately after nitrite consumption suggesting that these processes were linked. Occurence of autotrophic denitrification is therefore the most likely explanation for these observations (Equation 2). It should however be noted that denitrification was probably not fully autotrophic. In fact, according to equation 2, near 1100 mg SO4

2-.L-1 would then have been expected. Nevertheless, sulphate production may also have been underestimated because of concomitant sulphate production by autotrophic denitrification and sulphate consumption by sulphate-reducing bacteria. Autotrophic denitrification could release metal ions as suggested by Equation 2. Metal analyses were therefore performed on the supernatants at the end of the waste degradation (Table 5). We compared metal concentrations measured in Ta1 and C1 to take into account metal ions coming from the initial leachate and metal ions coming from waste degradation. Ta2 and C3 were performed with the same initial leachate (Table 2), thus their metal concentrations were compared. We observed that Zn, Sn, Pb, Fe and Cr were detected in higher concentration in test reactors Ta1 and Ta2, than in control reactors, whereas Se, Sr and Al were detected in test reactors at lower values than in control reactors. Metal ions were not released in significant amounts due to autotrophic denitrification. These results are in agreement with a previous study where sulphate production was detected after nitrate injections (Price et al., 2003) and metal concentrations (Cd, Cr, Fe and Mn) did not increase. In such complex systems metal mobility could be limited by precipitation as hydroxide and carbonate forms, by ion exchange and by sorption (Price et al., 2003).

Duration of NOx reduction to N2

In the four test reactors, injections performed on day 3 enabled rapid denitrification in all cases: as short as four days after injection (Table 4). Nitrite and N2O accumulation did not occur after the first injection. For injections performed on day 17, for which denitrification occurred, nitrogen reductions lasted longer: 23 days for Ta1 with nitrite accumulation detection, and 25 days for Ti2 with N2O accumulation detection (Table 4). These nitrite or N2O accumulations were apparent when the main reactions in the reactors were hydrolysis and acidogenesis. The hydrolysis process could delay the denitrification reaction resulting on the transient denitrification intermediates accumulation. The longest denitrification phase occurred when nitrogen (nitrate or nitrite) injections were performed during the late methanogenic phase, when no VFAs were detected in the reactor. The absence of easily biodegradable carbon could delay nitrogen conversion. For example, the time needed for nitrite reduction at day 271 was shorter in Ti2 where VFAs were detected than in Ta1

(Table 3). In general, in our experiment, the denitrification phase was shorter after nitrite injections than after nitrate injections as previously reported in previous studies (Beccari et al., 1983; Akunna et al., 1993; Chung et Bae, 2002). Nitrite conversion occurred with a higher percentage than nitrate conversion (Table 4). It could be explained by the fact that chemical oxygen demand for nitrite conversion (COD/N = 1.71) is lower than for nitrate conversion (COD/N = 2.86).


288

3.2.2. Absence of N2 production

We observed two different cases where no N2 was produced: after the second nitrate injection in Ta2 and after the second and the third nitrite injections in Ti1. In the first case, nitrate was reduced and Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium (DNRA) was suspected to occur (Equation 3).

OHNHHHNO 2423 324 +→++++− (Eq. 3)


In Ti1, on the other hand, nitrite was not totally consumed at day 193 and NO accumulated. NO has been proven to be an intermediate of denitrification (Ye et al., 1994; Zumft, 1997).

Absence of N2 production due to DNRA

Understanding why absence of denitrification was sometimes observed represents a major stake in nitrogen management whenever nitrified leachate has to be recirculated into a landfill. Indeed, in the case of DNRA, nitrogen is converted into NH4

+ and is not released outside of the landfill, contrary to denitrification.

During the second nitrate injection performed at day 17, we did not observe any N2 production but only some N2O production (22 mg N-N2O, Figure 3d). However, N2O production did not enable us to clarify the nitrate conversion reaction because N2O could be produced either by denitrification or by DNRA (Welsh et al., 2001). The remaining 120 mg N-NO3

- from the nitrate injection was converted to a nitrogen form other than NO2-,

N2O, NO or N2. Due to a 7 % analytical error on ammonium concentration (dilution and analysis errors) and to high ammonium concentration in the initial leachate, it was difficult to detect a precise 120 mg N-NH4

+ increase which only represents a 8.6% increase from the initial quantity. Nevertheless, ammonium concentration increased during nitrate reduction between days 17 and 45 for Ta2 (Figure 3a) compared to Ta1 (Figure 3c), as shown by the greater slope value of the linear regression model in Ta2 than in Ta1. Statistical tests of regression coincidence were performed to determine if the models fitted with ammonium concentrations for period in each test reactor were significantly different. The comparison between F and αF enabled to evaluate the sensitivity of the statistics. It showed that Ta1 and

Ta2 concentration evolutions were significantly different for the nitrate reduction period between days 17 and 45 during which DNRA was suspected only in Ta2 (F/Fα >1). On the contrary, comparison of NH4

+ evolution trends between the two reactors for periods during which DNRA was not suspected to have occurred (for days 0 to 17 and days 45 to 93) did not show any significant difference (F/Fα <<1).

The increase in NH4+ concentration in Ta2 is therefore not only due to stochastic

experimental variability, which strongly supports the hypothesis that DNRA reaction occurred in Ta2 only between days 17 to 45.

In a previous work, we observed a non-denitrifying reduction after three nitrate injections performed during acidogenic phase (Vigneron et al., 2005). Increase in NH4

+ concentration enabled to conclude to DNRA prevalence. To understand the reason of DNRA occurrence, we


289

used all nitrate injections results of Ta1 and Ta2 and results coming from a previous study (Vigneron et al., 2005). Statistical analyses were performed to identify parameters causing DNRA reaction instead of denitrification. We used values of pH, TOC, TIC, acetate, propionate, butyrate, valerate, CH4, CO2, H2S and N2O at each injection day as independent variable. The dependent variable was the maximum N2 production after each nitrate injection. We computed stepwise multiple regression models in order to identify parameters explaining the absence of denitrification within 20 experiments: 5 nitrate injections performed in 4 tests reactors (Ta1, Ta2 and two others reactors called reactors 4 and 5 (Vigneron et al., 2005)). In our studies, H2S concentration was the only one parameter found with the stepwise multiple regression models to have a negative effect on N2 production. The coefficient of H2S was significant. It should be noted that a weak positive correlation between acetate and N2

production was also found. Acetate was therefore not a parameter explaining the absence of denitrification, but, on the contrary, apparently favours N2 production. The model computed with the 11 independent variables enabled to explain 80.1% of the N2 production (R²=0.801).

In Figure 6, we compared H2S concentration at the moment where the three nitrate injections were performed during acidogenic phase (Days 3, 17 and 45) for the reactors Ta1 and Ta2. When denitrification was observed, we used a dotted line and when no denitrification was recorded, we used a full line. The only absence of denitrification occurred when H2S concentration was the highest on the day of the injection (second arrow for Ta2, Figure 6). Denitrification inhibition by H2S is in agreement with previous work (Brunet and Garcia-Gil, 1996), where authors demonstrated the prevalence of DNRA in presence of H2S. The presence of H2S may have caused a decrease of the oxido-reduction potential (ORP), resulting in the incapacity of nitrate conversion by denitrification.

Burton and Watson-Craik (1999) showed 15NH3 production from 15NO3 in batch culture representing 4-7% of DNRA whereas Price et al. (2003) did not observe DNRA. The possible explanation was that Price et al. (2003) injected nitrate during active methane production and in well-decomposed waste. During the methanogenic phase, only very small amounts of H2S were produced. However, Burton and Watson-Craik (1999) used fresh waste (2-3 months old excavated waste), which could produce H2S during the acidogenic phase. Our results concerning DNRA prevalence could explain the differences found in previous studies.

Consequences of NO accumulation

We observed NO production only after nitrite injections in Ti1 at days 17 and 45. NO is an intermediate of denitrification (Ye et al., 1994; Zumft, 1997) but its accumulation is often linked to a chemical denitrification rather than with microbiological denitrification (Tiedje, 1988). Percheron et al., (1998) demonstrated that slow linear nitrite conversion into NO was not due to microbiological denitrification but to chemodenitrification. In their case, nitrite was reduced by iron (Equation 4):

OHNOFeHNOFe 23

22 2 ++→++ ++−+ (Eq. 4)

∆G° = -38 kJ.mol-1 (Thauer et al., 1977)

We analysed Fe2+ and Fe3+ without finding any decrease of Fe2+ concentration. Nevertheless, in such a complex system Fe2+ was probably produced during the acidogenic


290

phase and nitrite injections could have modified the redox conditions, implying a modification of the iron speciation prevalence.

No explanation could be found for NO being produced only in Ti1 and not in Ti2. In general, NO production is favoured by low pH but the pH value was higher in Ti1 (7.9) than in Ti2 (6.9). Acetate and propionate accumulation was observed (Table 3), as has already been observed in previous studies, in reactors where gaseous NO was injected (Klüber and Conrad 1998a). NO and nitrite are known to be more toxic for methanogenesis compared to nitrate and N2O (Klüber and Conrad 1998b), and NO accumulation resulted in a total inhibition of waste degradation.

3.2.3. Molecular nitrogen consumption

A decrease in N2 concentration was observed after the end of the first denitrification period in the four test reactors. Early methane production was also detected during this N2 consumption. N2 consumption was again observed just before the beginning of methanogenic phase in each reactor. For example, in test reactor Ta1, after the third denitrification phase, N2 was consumed between day 60 and day 83 (Figure 3b), and methane production began at day 83 (Figure 2). These two reactions seem to be linked. Referring to the nitrogen cycle, the only possible N2 consuming reaction is assimilation by microorganisms, also called nitrogen fixation. This reaction is however known to occur only when no other nitrogen form is present in the system (Raymond et al., 2004). In our case, more than 1.4 g N.L-1 of ammonium was present in the leachate, and NH4

+ assimilation needs much less energy than N2 fixation. Up to now, we have not been able to explain why this reaction might have taken place in our reactors. Complementary tests are being carried out with 15N2 to verify that biomass uses N2 even when NH4

+ is present.

4. Conclusions

Waste has a large capacity to convert nitrate or nitrite into N2 and microorganisms responsible for denitrification can be successfully stimulated when nitrate or nitrite are introduced into the waste mass. Evidence of denitrification was obtained in 15 of 18 samples. Denitrification occurring during the acidogenic phase, when easily biodegradable carbon was detected as VFA, suggests that the process was predominantly heterotrophic. However, nitrate injected during the late methanogenic phase was probably partly converted by an autotrophic denitrification as revealed by sulphate accumulation. For the cases during which nitrate was reduced without gaseous nitrogen production, we observed that ammonium concentration increased significantly suggesting that dissimilatory nitrate reduction to ammonium (DNRA) was the main reaction. Stepwise multiple linear regression analysis suggested that denitrification inhibition was linked to a higher H2S concentration.

In most reactions, nitrite enabled a fast and more complete denitrification than nitrate. Nevertheless, nitrite could also inhibit denitrification by NO production. NO accumulation could cause a total inhibition of waste degradation.


291

These results need to be confirmed in a full-scale landfill but, for the moment, nitrified leachate recirculation during the acidogenic phase is a potential cause of NO production which could induce inhibition of waste degradation. Moreover, nitrified leachate recirculation in the presence of high H2S concentrations could contribute to the inhibition of denitrification, preventing the release of nitrogen outside of the system. This point is particularly important when waste contains a high quantity of sulfur. Thus, consequences of nitrified leachate recirculation during acidogenic phase needs to be carefully followed during experimentations in a full-scale landfills.

Acknowledgements

This study was supported by Cemagref, ADEME, SUEZ ENVIRONNEMENT and the Région Ile-de-France. We would like to thank the Vert-le-Grand landfill manager for allowing us to sample in his waste management facility; Nancy Mailly and Daniel Stadtmuller for their technical assistance; Pr Martine Potin-Gautier and Dr David Amouroux for allowing us to perform metal analysis at the bio-inorganic analytical chemistry and environment laboratory at the university of Pau in France; Evelyne Tales for her assistance to carry out the statistical analyses; Daniel Bouchez and Christian Duquennoi for english corrections. Vassilia Vigneron would like to thank coworkers for their stimulating discussions and critical comments. We thank the Editor and anonymous reviewers for useful comments and suggestions.

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293

Table 1: Waste composition (19.4% water content)

Waste fraction Wet mass percentage (%)

Paper 16 Cardboard 9.3

Complex (composed or multi material) packaging 1.4 Textile 2.6

Other textile (disposable diapers...)

3.1

Plastic 11.1 Wood 3.2 Glass 13.1

Metals 4.1 Mixed inorganic wastes

(soil, bits of concrete, stones and the like) 6.8

Special waste (no toxic waste) 0.5 Compost 28.8

Total waste 100 Cow manure 5

Table 2: Initial leachate composition in the various reactors

Leachate at day 0

Parameters Reactor C1, C2, Ta1 and Ti1 Reactor C3, Ta2 and Ti2

pH 8.5 8.5 TOC (mg C.L-1) 1500 2100 TIC (mg C.L-1) 2180 1470

Total VFA (mg C.L-1) 107 15 Chloride (mg.L-1) 5000 5400 Sulfate (mg.L-1) 120 240

Ammonium (mg.L-1) 1900 1920 Nitrate-Nitrite (mg.L-1) 0 0

Table 3: Evolution of Volatile Fatty Acids (VFA) concentrations in the reactors

Reactor Day Total VFA

(mgC.L-1

) Reactor Day

Total VFA

(mgC.L-1

) Reactor Day

Total VFA

(mgC.L-1

)

3 445 3 330 3 295 17 5170 17 3360 17 4235 31 2430 45 3165 45 3920 45 1735 145 1279 145 15 63 20 271 3000 271 10

C1

426 10

Ti1

510 20

Ta1

426 10 3 200 3 315 3 250

17 2785 17 2660 17 3060 31 1555 45 2840 45 3730 45 996 145 1695 145 710 63 35 271 1700 271 30

C3

348 10

Ti2

510 20

Ta2

348 30


294

Table 4: Kinetics of nitrate or nitrite conversion by denitrification

Reactor Day

Maximal time

required for total

NOx consumption

(days)

Maximal time

required for N2

production

(days)

Remark Percentage of NOx converted

into N2+N2O

3 4 4 --- 85 17 4 23 NO2

- (4 days) 100 45 4 15 --- 78

145 49 49 NO2

- (10 days), SO4

2-(41 days) 82

Ta1

271 33 77 SO42- (71 days) 80

3 2 4 --- 78 45 18 25 --- 100

145 2 9 --- 100 Ta2

271 21 69 SO42-(71 days) 86

Ti1 3 2 4 --- 100 3 2 7 --- 100

17 18 25 --- 100 45 7 16 --- 100

145 10 10 --- 100 Ti2

271 2 21 SO42-(19 days) 100

Table 5: Metals analysis on filtered sample at the end of the waste degradation (Day 597 for C1 and Ta1 and day 511 for C3 and Ta2) To take into account the metal concentration coming from initial leachate and the one coming from the waste degradation, each test reactor has been compared with the control reactor performed in the same initial leachate. Ta1 was compared with C1 and Ta2 with C3.

Metals

Comparison of the metals released between Ta1

and C1 (%)

(Ta1-C1)/Ta1*100

Comparison of the metals released between Ta2

and C3 (%)

(Ta2-C3)/Ta2*100

Zn 39 33 Sn 19 35 Pb 69 30 Fe 45 36 Cr 9 10 Cu 42 -13 Cd 78 -315 Mn 38 -330 Se -37 -13 Sr -49 -107 Al -17 -5


295

Figure 1: Evolution of CO2 and CH4 concentrations in the headspace from control reactor C1, C2 and C3

Figure 2: Cumulative methane production for the seven reactors (nitrogen injections were performed on days 3, 17, 45, 145 and 271 see arrow)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100

Time (days)

Headspace c

om

positio

n (

%)

C1_carbon_dioxide

C1_methane

C2_carbon_dioxide

C2_methane

C3_carbon_dioxide

C3_methane

137

62

71

121

91

108

125

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Time (days)

Cum

ula

tive

meth

ane p

roduction (

L C

H4. k

g-1

dry

waste

) C(1) Ta(1) Ti(1)

C(2) Ta(2) Ti(2)

C(3)


296

Figure 3: (a) Nitrite, nitrate, ammonium and sulfate evolution in Ta1 during acidogenic phase Figure 3: (b) Cumulated molecular nitrogen and nitrous oxide production in test reactor Ta1 during acidogenic phase Figure 3: (c) Nitrate, nitrite, ammonium and sulfate evolution in test reactor Ta2 during acidogenic phase Figure 3: (d) Cumulated molecular nitrogen and nitrous oxide production in test reactor Ta2 during acidogenic phase

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Time (days)

NO

2- a

nd N

O3- a

mo

un

t (m

g N

)

SO

42

- con

ce

ntr

ation

(m

g.L

-1)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

NH

4+ c

on

cen

tratio

n (

mg N

.L-1

)

Ta1_Nitrite

Ta1_Nitrate

Ta1_Sulphate

Ta1_Ammonium

y = 2,0935x + 1300,5

y = -0,41x + 1355,2

y = -5,882x + 1484,1

a

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Time (days)

Cum

ula

ted N

2 p

rod

uctio

n (

mg

N)

0

5

10

15

20

25

Cum

ula

ted N

2O

pro

ductio

n (

mg N

)

Ta1_Molecular_nitrogen

Ta1_Nitrous_oxide

b


297

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Time (days)

NO

2- a

nd

NO

3- a

mo

unt (m

g N

)

SO

42- c

once

ntr

ation

(m

g.L

-1)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

NH

4+ c

on

ce

ntr

atio

n (

mg N

.L-1

)

Ta2_Nitrite

Ta2_Nitrate

Ta2_Sulfate

Ta2_Ammonium

y = 1,2420x + 1166,3y = 8,3238x + 984,12

y = -11,695x + 1336,7

c

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Time (days)

Cum

ula

ted N

2 p

rod

uctio

n (

mg

N)

0

5

10

15

20

25

Cum

ula

ted N

2O

pro

ductio

n (

mg N

)


Ta2_Nitrous_oxide

d


298

Figure 4: (a) Evolution of sulphate and nitrogenous species in reactor Ta1 for nitrate injections performed during the methanogenic phase Figure 4: (b) Evolution of sulphate and nitrogenous species in reactor Ta2 for nitrate injections performed during the methanogenic phase

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

127 157 187 217 247 277 307 337 367 397 427 457 487

Time (days)

NO

3- a

nd

NO

2- a

mo

un

t (m

g N

)

SO

42- c

on

ce

ntr

atio

n (

mg

.L-1

)

Cu

mu

late

d N

2O

pro

du

ctio

n (

mg

N)

100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

600

Cu

mu

late

d N

2 p

rod

uctio

n (

mg

N)

Ta2_Nitrate

Ta2_Nitrite

Ta2_Sulphate

Ta2_Nitrous_oxide


b

a 0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

127 157 187 217 247 277 307 337 367 397 427 457 487 517 547 577

Time (days)

NO

3- a

nd

NO

2- a

mo

un

t (m

g N

)

SO

42- c

on

ce

ntr

atio

n (

mg

.L-1

)

Cu

mu

late

d N

2O

pro

du

ctio

n (

mg

N)

100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

600

Cu

mu

late

d N

2 p

rod

uctio

n (

mg

N)

Ta1_Nitrate

Ta1_Nitrite

Ta1_Sulphate

Ta1_Nitrous_oxide



299

Figure 5: (a) Nitrogen evolution in leachate and in biogas in Ti1 Figure 5: (b) Nitrogen evolution in leachate and in biogas and sulfate concentration in Ti2

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420 450 480 510 540 570Time (days)

Cum

ula

ted N

2 p

roduction (

mg N

)

NO

2- a

mount

(mg N

)

0

5

10

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20

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30

35

40

45

50

Cum

ula

ted N

2O

pro

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mg N

)

Ti1_nitrite

Ti1_molecular_nitrogen

Ti1_nitrous_oxide

a

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420 450 480 510

Time (days)

Cu

mu

late

d N

2 p

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)

NO

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42

- co

nce

ntr

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(m

g.L

-1)

0

10

20

30

40

50

60

70

Cu

mu

late

d N

2O

pro

duction

(m

g N

)

Ti2_nitrite

Ti2_molecular_nitrogen

Ti2_sulphate

Ti2_nitrous_oxide

b


300

Figure 6: H2S concentration in the headspace in Ta1 and Ta2 (arrows represents the nitrate injections, dotted line represents a nitrate conversion by denitrification and full line represents nitrate conversion without N2 production)

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0,45

0,50

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150

Time (days)

H2S

con

centr

atio

n (

mm

ol. L

-1 o

f bio

gas) Ta(1)_hydrogen_sulphide

Ta(2)_hydrogen_sulphide

301

Article de colloque n°1 : Nitrified Leachate Recirculation

in Landfill Bioreactors

Vigneron, V., T. Bouchez, L. Mazéas, S. Moreau, J.-M. Audic, I. Hébé et N. Bernet (2004). Nitrified Leachate Recirculation in Landfill Bioreactors. Waste 2004, Stratford-Upon-Avon.


Notations utilisées dans l’article Notations utilisées dans le mémoire de thèse

Reactor 1 C(1) Reactor 2 C(2) Reactor 3 C(3) Reactor 4 Cnitrate(1) Reactor 5 Cnitrate(2)

Article de colloque n°1 : Nitrified Leachate Recirculation in Landfill Bioreactors

303

NITRIFIED LEACHATE RECIRCULATION

IN LANDFILL BIOREACTORS

V. Vigneron1, T. Bouchez1, L. Mazeas1, S. Moreau1, J. M. Audic2, I. Hébé3, N. Bernet4

1Cemagref (France).

2Cirsee (France) ,

3Ademe (France),

4Inra-LBE (France)

(E-mail: [email protected])

SUMMARY: Nitrified leachate recirculation represents a promising strategy for a more sustainable landfill management. The objective of this research was to determine reactions involved in nitrate reduction in laboratory scale batch tests. Three control reactors without nitrate addition showed a classical and good reproducible behavior with acidogenic and methanogenic phases during the 200 days of experiment. In two test reactors, nitrate was added (250 mg N-NO3

-/L) at various moments (Day 3, 17, 45 and 143) of the waste degradation process. We concluded that: (1) Variation of the N2O/N2 ratio were small when the organic carbon concentration was not limiting. (2) N2 was consumed after denitrification. The possibility of a nitrogen fixation reaction in the presence of NH4

+ is discussed. (3) H2S concentration seems to control the nitrate reduction pathway: above a certain threshold of H2S, Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium (DNRA) replace denitrification. Nitrified leachate recirculation during acidogenesis should be avoided because of higher H2S production which could induce DNRA.

1. INTRODUCTION Landfill bioreactors represent a new and promising trend in solid waste management. Leachate is recirculated through the waste mass in order to increase moisture content and to enhance the anaerobic digestion of the readily biodegradable organic fraction of refuse (Barber and Maris 1984; El-Fadel 1999; Yuen 1999; Mehta et al. 2002). There are many advantages to the operation of landfills as bioreactors including: (1) increased effective refuse density and landfill capacity, (2) increased gas production rates and more efficient energy recovery, (3) acceleration of refuse decomposition which may shorten the regulated post-closure monitoring period and thereby reduce the overall cost of the landfill (Barlaz et al. 1990; Warith 2002). However, recirculated leachate contains hardly degradable pollutants that are reinjected into the waste mass. Accumulation of ammonia, hardly biodegradable fraction COD (Chemical Oxygen Demand) and of high salts concentrations have especially been recognized as being problematic in the long run, since there is no natural elimination process for these substances under the anaerobic conditions prevailing within the landfill body (Imai et al. 1995; Burton and Watson-Craik 1998; Lagier 2000). New sustainable landfill bioreactor strategies should be elaborated to circumvent these limitations. The paper presents the first part of our work concerning the elaboration of a long-term nitrogen management strategy in landfills. Since there is no ammonia elimination process when leachate


304

is recirculated, NH4+ may accumulate to higher levels than during conventional single pass

leaching. One strategy for NH4+ removal is to treat aerobically the leachate outside the landfill to

convert NH4+ to NO3

-. When nitrified leachate is recirculated the landfill is used as an anaerobic bioreactor for the reduction of NO3

- to N2 by denitrification. Others authors conduced laboratory studies showing that in situ denitrification was possible (Knox and Gronow 1995; Burton and Watson-Craik 1998; Onay and Pohland 1998; Onay and Pohland 2001; Bae et al. 2002; Jokela et al. 2002; Price et al. 2003). Introduction of nitrate in a landfill can also present some additional advantages compared to traditional recirculation: a reduction of the cost of leachate post-treatment, increased microbial activity denitrification is more exergonic than methanogenesis, and an increase of landfill temperature which could accelerate the development of other microorganisms. However, it is necessary to focus on specific points: are denitrification and methanogenesis always compatible? What will be the chemical and biological reactions involved in nitrate reduction? Will greenhouse gases such as N2O and NO be produced? Which reactions will dominate between denitrification and DNRA? Are these reactions influenced by the waste degradation phase (acid or methanogenic phase)? 2. MATERIALS AND METHODS 2.1 Experiment design and reactor filling

Anaerobic bioreactors were graduated glass bottles. They were hermetically closed with a screw cap and a septum enabling anaerobic leachate and biogas sampling with a seringe fitted with a 0.45 µm needle. Five reactors (1.1 L) were filled with a reconstituted shredded municipal solid waste (MSW) inoculated with cow manure representing 5% of the total MSW weight (near 40 g). Waste was reconstituted according to the average of waste composition in french landfill (Ademe 1998). Putrescible fraction was replaced by compost (three months old). 680 mL of predigested leachate (3 weeks at 35°C) originating from a real landfill (Vert-le-Grand, France) were added, its composition is given in Table 1. For reactors 1, 2 and 4, leachate was sampled on March 2003 and for reactors 3 and 5 on July 2003 in the same cell. Headspace was purged with helium to obtain less than 0.5% of O2 and N2. Control reactors 1 to 3 were operated as control replicates without any nitrogen injection. In test reactors 4 and 5, 250 mg N-NO3

-/L were injected at different waste degradation phases (Day 3, 17, 45 and 143). Data are presented for the first 200 days. Cumulated gas productions were calculated on the basis of mass conservation rules (Percheron et al. 1998).

Table 1: Initial leachate composition.

Leachate at day 0 Parameter

Reactor 1-2-4 Reactor 3-5 pH 8.5 8.5

TOC (mg C/L) 1500 2100 Total VFA (mg C/L) 107 15

Chloride (mg/L) 5000 5400 Sulfate (mg/L) 120 240

Ammonium (mg/L) 1900 1920 Nitrate-Nitrite (mg/L) 0 0


305

2.2 Analytical methods Gases were analysed by using gas chromatography (µGC CP2003P Varian) equipped with a thermal conductivity detector (TCD). A poraplot U column was used to obtain CO2, N2O and H2S concentration (column temperature 30°C, injector temperature 50°C, medium sensitivity) and a molecular-sieve column for O2, N2 and CH4 concentration (column temperature 55°C, injector temperature 55°C, medium sensitivity, backflush 5.5 seconds). The carrier gas was helium. The calibration was made with a gas containing 0.5% H2S, 3% N2O, 40% CO2, 50% CH4 and 6.5% N2 (Air Products). To measure gas volume, gas headspace was equilibrated at atmospheric pressure (35°C) with a syringe gas (30 mL ± 1 mL). pH was mesured with a Mettler Inlab 427 probe. Volatile Fatty Acids (acetic, butyric, propionic and valeric acid) were analysed with a gas chromatographe (Thermoquest TRACE GC2000) equipped with flame ionization detector and a DB-WAXetr column (length 30 m, ID 0.53 mm, film 1 µm). Injector and detector temperature were 230°C and 300°C, respectively. Helium (4 mL/min) was the carrier gas. Total Organic Carbon concentration (TOC) was measured with a BIORITECH 700 equipment. NH4

+, Ca2+, K+, Na+, Mg2+, Cl-, NO3-, NO2

-, PO42-, SO4

2- were analysed by ion chromatography (DIONEX DX-120). A pre-column Dionex IONPAC® AG9-HC and a IONPAC® AS9-HS column were used for anions analyse. A 9 mM carbonate buffer solution was used as the mobile phase. A pre-column IONPAC® CG16 and a IONPAC CS16 were used for cations analyse. A 30 mM methane sulfonic acid buffer solution was used as the mobile phase. 3. RESULTS AND DISCUSSION 3.1 Waste degradation in control reactors Observations were made for three control reactors. Only data from control reactor 1 are presented. The two others reactors had similar evolution trends despite differences in TOC and VFA concentrations in the initial leachate composition. As the three reactors were run at different times and by different operators, experimental reproducibility was considered to be satisfactory as shown on Figure 1. Volatile fatty acids (VFA) were produced between day 3 and day 21 (Figure 2a) and total VFA concentration almost reached 5.5 g C/L at day 21. VFA production was observed when pH decreased from 9 to 8.2 between day 0 and day 21 (Figure 2d). After day 21, VFA were consumed. At day 54, VFA were not detected in control leachate reactor 1. TOC evolution showed similar trend compared to VFA concentrations. The higher COT concentration was reached at day 19 with 6.4 g. Carbon dioxide and methane production began on day 3 and day 7, respectively (Figure 2b). Since day 24, methane had been the main gas in the headspace. The two

Figure 1: Cumulated CO2 (a) and CH4 (b) production in control reactors 1, 2 and 3.

0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200

Time (days)

Cu

mu

late

d C

O2 p

rod

ucti

on

(m

g C

/L)

Control reactor 1

Control reactor 2

Control reactor 3

0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200

Time (days)

Cu

mu

late

d C

H4 p

rod

ucti

on

(m

g C

/L)

Control reactor 1

Control reactor 2

Control reactor 3

a b


306

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

VF

A a

nd

TO

C c

on

ce

ntr

ati

on

(m

g C

/L)

Total VFA

TOC

0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

Cu

mu

late

d C

O2 a

nd

CH

4 p

rod

ucti

on

(m

g C

/L)


Cumulated CO2 production

0

40

80

120

160

200

240

280

320

360

400

440

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

N2 (m

g

N)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

NH

4+ c

on

ce

ntr

ati

on

(m

g N

/L)

cumulated N2 production

NH4 concentration

0.0

0.2

0.4

0.6

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

H2S

co

nc

en

tra

tio

n (

mm

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)

6.0

6.5

7.0

7.5

8.0

8.5

9.0

9.5

pH

H2S concentration

pH

ac

bd

Figure 2: Waste degradation in control reactor 1 (a: Total VFA and TOC production; b: Cumulated CH4 and CO2 production; c: Nitrogen compounds concentration; d: H2S concentration and pH). phases of waste degradation were observed: an acidogenic phase between day 3 and day 21, during which CO2 and VFA were produced and a methanogenic phase from day 21 to the end of waste degradation during which CH4 was produced and VFA consumed. The methane production seemed to be linked to VFA consumption suggesting an acetoclastic methanogenic phase. The overall production of carbon dioxide and methane was 2.2 g and 2.3 g, respectively for control reactor 1 and 2.1 g and 2.1 g for control reactor 3. Waste degradation produced 4.2-4.5 g of carbon in gas form. The gas flow decreased at day 76 (0.5 mL/h). 3.2 Waste degradation in test reactors 3.2.1 Test reactor 4

VFA production began at day 3 (Figure 3a). Total VFA concentration almost reached 4.3 g C/L at day 17. The test reactor 4 had produced less VFA than to control reactor 1. After day 56, VFA were consumed and the detection finished at day 137. These observations had permitted to delimit an acidogenic phase from day 3 to day 56, followed by a methanogenic phase. This interpretation has to be confirmed by CO2 and CH4 production. CO2 was produced in higher amounts between day 3 and day 40 (Figure 3b). Total CO2 production at day 195 was 1.6 g of carbon, which represents 73% of the total CO2 produced by the control reactor 1. An early CH4 production was detected between day 10 and day 20, probably due to hydrogenophilic methanogens, but the beginning of high CH4 production was observed at day 69. Total carbon production coming from CH4 was 1.05 g, 46% of the production of the control reactor 1. Gas flow decreased at day 118 (0.47 mL/h). CO2 and CH4 production confirmed the observation made on VFA concentration (Figure 3a): an acidogenic phase occured from day 3 to day 63 and a methanogenic phase from day 63 to day 195. In this test reactor, four nitrate injections were made. A first nitrate injection was made on day 3 in order to have 250 mg N-NO3

-/L in the leachate. In less than four days, nitrate was consumed


307

(Figure 3c). N2 was produced from day 4 to day 7. N2O was not detected. The percentage of denitrification was 85%. A N2 consumption from day 7 to day 17 was observed. This reaction will be discussed later. The second nitrate injection was made on day 17 during the acidogenic waste degradation phase. Nitrate was consumed in less than four days (Figure 3c). There was a N2 production in two times: a denitrification between day 17 and day 35 with 120 mg N-N2 produced followed by a second phase of 60 mg N-N2 production between day 35 and 45. This phenomenon could be explained by the fact of nitrite detection. Denitrification was total. The third nitrate injection was made at day 45. Nitrate was degraded in less than four days. N2 was produced (78% of denitrification), and N2O was detected in small amounts (1.7 mg N-N2O). From day 60 to day 83, a N2 consumption was observed again. The last nitrate injection was made when waste degradation was in its late methanogenic phase on day 143. Nitrate was converted in 51 days. Nitrite was detected. The main reaction was denitrification as 82% of nitrate was converted to N2. It should be pointed out that SO4

2- was never detected after NO3-

injection which means that the occurence of autotrophic denitrification is unliky. For these four nitrate injections, denitrification was the main reaction of nitrogen conversion. The NH4

+ concentration was stable during these 200 days of analysis.

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

VF

A a

nd

TO

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g C

/L)

Total VFA

TOC

0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

Cu

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d C

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g C

/L)



0

40

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240

280

320

360

400

440

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

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2O

, N

O3- ,

NO

2- (

mg

N

)

0

200

400

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1400

1600

NH

4+ c

on

cen

trati

on

(m

g N

/L)

cumulated N2 production cumulated N2O productionNH4 concentration NO3 concentrationNO2 concentration

0.0

0.2

0.4

0.6

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

H2S

co

nce

ntr

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on

(m

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6.0

6.5

7.0

7.5

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8.5

9.0

9.5

pH

H2S concentration

pH

a

b

c

d

Figure 3: Waste degradation in test reactor 4 (nitrate injections on days 3, 17, 45 and 143 see arrow, a: Total VFA and TOC production; b: Cumulated CH4 and CO2 production; c: Nitrogen compounds concentration; d: H2S concentration and pH).


308

3.2.2 Test reactor 5

VFA production began at day 3 (Figure 4a). Total VFA concentration almost reached 4.5 g C/L at day 54. This concentration was the same than in test reactor 4 (Figure 3a) and was lower than in control reactor (Figure 2a). Between day 54 and day 84, a consumption of VFA was observed. But on day 84, VFA concentrations increased and after VFA was consumed. TOC evolution was the same than VFA concentration with a maximum at day 38 of 7.6 g C/L. Different waste degradation phases were observed: an acidogenic phase from day 3 to day 54, a methanogenic phase from day 84 to day 195. These different observations had to be confronted with gas production. CO2 was produced in higher amounts between day 3 and day 45 (Figure 4b). There was no CO2 production between day 45 and day 105. After day 105, CO2 production increased again. At day 195, 1.8 g of carbon was produced under the C-CO2 form which represent 86% of control reactor 4 gas production. Gas flow decreased at day 174 (0.6 mL/h). We observed an early CH4 production between day 10 and day 20, as we did in test reactor 4 with a high CH4 production beginning at day 105. The methanogenic phase began later than in test reactor 4. At day 195, total carbon production from CH4 was 1.45 g, 69% of the production of control reactor 4. CO2 and CH4 production confirmed the observation made with VFA concentration (Figure 4a): an acidogenic phase from day 3 to day 84 and a methanogenic phase from day 84 to day 195 at least. For the first nitrate addition (day 3), NO3

- was consumed in less than two days leading to the production of N2 (Figure 4c). The percentage of denitrification was 78%. We can observe a consumption of N2 from day 7 to day 17. This reaction will be discussed later. For the second injection (day 17), NO3

- was consumed in 23 days leading to the production of NH4+ (Figure 4c).

Due to the lack of N2 production and to NH4+ concentration increased, we suspected DNRA to be

the main reaction to convert nitrate. N2O was detected (17 mg N-N2O) but it could be produced by either denitrification or DNRA (Welsh et al. 2001). For the third injection (day 45) nitrate was completely converted in N2. Nitrate was consumed in 18 days. We observed a N2 consumption between day 105 and 140. The last injection was made when waste degradation was in its late methanogenic phase on day 143. Denitrification occurred immediately and NO3

- was not detected two days after the injection. The denitrification was total without N2O production. When denitrification resumed, the gas flow decreased. In this reactor, DNRA was observed only for the second NO3

- addition, and denitrification occured for the three others injections. 4. DISCUSSION 4.1 Role of H2S for switching between denitrification and DNRA We observed that NO3

- was converted predominantly by denitrification to N2 (seven times for eight injections). Nevertheless, once we observed a nitrate conversion to NH4

+ by DNRA. Understanding why this second reaction was sometimes prevalent represents a major stake in nitrogen management whenever nitrified leachate has to be recirculated into a landfill. We focused on H2S concentration when NO3

- is injected because some authors have observed a preferential NO3- conversion into

NH4+ when H2S is present (Brunet and Garcia-Gil 1996). In Table 2, we compared H2S

concentration at times when NO3- was added with the main reaction observed (Figure 3d, Figure

4d). We only observed DNRA in test reactor 5 for NO3- injection at day 17. During this injection

(Test reactor 5, day 17), H2S concentration (0.277 mmol/L) was higher than for others injections (lower than 0.081 mmol/L). We had observed the same kind of reaction with two others test reactors (data not shown): when H2S concentration was up to 0.180 mmol/L, DNRA was the prevalent reaction. Our observations are in agreement with the assumption that H2S should play a role in the prevalence of DNRA. Other authors who studied NO3

- conversion in landfills did not precise if H2S was present in the headspace but the majority


309

Table 2: Comparison between H2S concentration in the headspace and the main nitrate conversion observed (values in gray showed a DNRA reaction).

H2S concentration (mmol/L)

Day 3 Day 17 Day 45 Day 143 Test reactor 4 0.01 0.065 0.081 0.000 Test reactor 5 0.037 0.277 0.061 0.000

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1000

2000

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0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

VF

A a

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Total VFA

TOC

0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

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0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

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1600

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cumulated N2 production cumulated N2O production


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0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Time (days)

H2S

co

nce

ntr

ati

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(m

mol/

L)

6.0

6.5

7.0

7.5

8.0

8.5

9.0

9.5

pH

H2S concentration

pH

a

b

c

d

Figure 4: Waste degradation in test reactor 5 (nitrate injections on days 3, 17, 45 and 143 see arrow, a: Total VFA and TOC production; b: cumulated CH4 and CO2 production; c: Nitrogen compounds concentration; d: H2S concentration and pH). of them had injected NO3

- when waste was in the methanogenic phase. During methanogenesis, H2S is produced in smaller amounts. Complementary tests will be carried out with H2S injection to verify our assumption of prevalence of DNRA in its presence. 4.2 Production of N2O 4.2.1 N2O/N2 ratio during denitrification

When denitrification was the main reaction, the N2O/N2 ratio could vary. For test reactor 4, it was 0.007, 0.01, 0.002 and 0.02 for the first, the second, the third and the fourth injection respectively. For reactor 5, N2O/N2 ratio was 0, 0.03 and 0.04 for the first, the third and the fourth injection respectively. These results shown that N2O is produced in small quantity. For each injection, the TOC concentration stayed important. Some assays need to be made with less easily biodegradable carbon. In this case, N2O would probably be produced in higher amount.


310

4.2.2. Production of N2O during DNRA

When DNRA was the main reaction to convert nitrate, N2O was detected. In test reactor 5, when nitrate was injected at day 17, DNRA produced 19 mmol of N2O, 13% of the total nitrogen injected. DNRA is a reaction which can produce much more N2O than denitrification when carbon is present. 4.3 Possibility of nitrogen fixation A N2 consumption was observed twice and three times in the reactor 4 and 5, respectively. We also performed other experiments with nitrite injections and again this phenomenon was observed several times (data not shown). Referring to the nitrogen cycle, the only N2 consuming reaction is an assimilation by microorganisms, also called nitrogen fixation. This reaction is however known to occur only when no other nitrogen form is present in the system (Raymond et al. 2004). In our case, more than 1.5 g/L of ammonium was present. NH4

+ assimilation needs much less energy than N2 fixation. Up to now, we were not able to explain why this reaction took place in our reactors. Complementary tests will be carried out with 15N2 to verify that biomass uses N2 even when NH4

+ is present.

5. CONCLUSION When nitrate was injected at different steps of waste degradation, it was predominantly converted to N2 by denitrification and once it was transformed to NH4

+ by DNRA. The apparition of this second reaction seemed to be linked with H2S concentration. We have detected little N2O whenever NO3

- was injected. However, N2O was produced in important amounts when DNRA was prevalent. As N2O is a greenhouse gas an efficient biogas collection system is needed whenever nitrified leachate is recirculated. Like other authors, we observed that methanogenesis began just after the end of nitrate removal (Burton and Watson-Craik 1999). Unlike others, we observed an unexpected reaction: a nitrogen fixation seemed to take place. The explanation of this reaction was not understood for the moment and some complementary tests will have to be performed. From a practical point of view, nitrified leachate should not be recirculated during the acidogenic phase because of possible presence of H2S in the headspace during this waste degradation phase. This recommendation seems also to be valid when waste contains a high quantity of sulphur. If DNRA occurs, one would loose the advantage of nitrogen elimination from landfill and this will result in an increase ammonium content and a N2O production. ACKNOWLEDGEMENTS This study was partially supported by Cemagref, Ademe, Suez-environnement and the Région Ile-de-France which also funded the MIMOSE experimental platform. We would like to thank the Vert-le-Grand landfill manager for allowing us to sample leachate in his waste management facility. REFERENCES Ademe (1998). Atlas des déchets en France. Collection Données et références de l'Ademe: p. 22. Bae, W., J.-W. Chung, et al. (2002). Innovative technology of landfill stabilization combining

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313

Article de colloque n°2 : Anaerobic Digestion of Municipal Solid Waste:

a Mass Balance Analysis

Vigneron, V., L. Mazéas, G. Barina, J.-M. Audic, J.-L. Vasel, N. Bernet et T. Bouchez (2005). Anaerobic Digestion of Municipal Solid Waste: a Mass Balance Analysis. Sardinia 2005.



Reactor Ia P(1) Reactor Ib P(2) Reactor Ic P(3) Reactor IIa C(1) Reactor IIb C(2) Reactor IIc C(3)

Article de colloque n°2 : Anaerobic Digestion of Municipal Solid Waste: a Mass Balance Analysis

315

ANAEROBIC DIGESTION OF MUNICIPAL SOLID WASTE: A MASS BALANCE ANALYSIS

V.Vigneron1, L. Mazéas1, G. Barina2, J.-M. Audic3, J.-L. Vasel4, N. Bernet5,

T. Bouchez1

1Cemagref-HBAN, parc de Tourvoie, BP 44, 92163 Antony cedex, France 2SUEZ-ENVIRONNEMENT, Fairtec, 38 avenue Jean-Jaurès, 78440 Gargenville, France 3SUEZ-ENVIRONNEMENT, Cirsee, 38 rue du Président Wilson, 78230 Le Pecq, France 4ULG, Université de Liège-Campus d’Arlon, avenue Longwy 185, B-6700 Arlon, Belgique 5Inra-LBE, avenue des Etangs, 11100 Narbonne, France

SUMMARY: Anaerobic digestion of two kinds of reconstituted municipal solid waste (MSW) was followed in laboratory-scale experiments in order to obtain a carbon mass-balance. Despite the complexity of the initial MSW matrix, triplicate reactors showed a reasonable level of reproducibility. Under water-saturated conditions, recorded methane yields were important: 178 and 126 m3 of CH4/ton of dry waste I (mean French MSW composition) and II (compost replaced putrescibles), respectively. The carbon distribution at the end of the waste I degradation, without taking into account the carbon coming from the initial leachate, was: 30.7% ± 3.5% as mineralized fraction (TIC and CO2), 28.6% ± 2.8% as valorized fraction (CH4), 7.9% ± 2.5% as solubilized fraction (TOC) and 33.8% ± 3.8% as solid fraction. The carbon distribution for waste II was different: 22.7% ± 3.1% as mineralized fraction, 24.6% ± 1.1% as valorized fraction, 3.6% ± 2.0% as solubilized fraction and 49.1% ± 2.9% as solid fraction.

1. INTRODUCTION Anaerobic digestion of organic waste produces methane, a renewable energy source. In the light of the EU green energy policy, anaerobic digestion of municipal solid waste is expected to gain importance in the forthcoming years. Methane production from municipal solid waste is well documented (Barlaz et al. 1989). Based on a stoechiometric approach, the estimated maximum methane yield ranges between 200 to 270 liters per kilogram of dry refuse (El-Fadel et al. 1996). Based on biodegradability assays, experimental methane yields have been reported to vary between 60 and 170 L/kg of dry refuse (El-Fadel et al. 1996). A large part of this methane production comes from the decomposition of lignocellulosic components of refuse (Barlaz et al.


316

1989; Eleazer et al. 1997). Nevertheless, the experimental methane yields obtained from paper and cardboard contained in the municipal solid waste represent at most 50% of the production achievable with the same amount of pure carbohydrates (Eleazer et al. 1997). Part of this discrepancy is probably due to the shielding effect of lignin on holocellulose. However, complete data (on liquid, gaseous and solid fraction) on elemental mass-balance analysis during the decomposition process are still scarce. Intending to understand more thoroughly the difference between theoretical methane yield and experimental values, we performed lab-scale incubation experiments with two kinds of reconstituted municipal solid waste and analyzed the evolution of the different fractions (solid, liquid, gas) during the decomposition process in order to establish a carbon mass-balance analysis. The objective of this research was to obtain a distribution of organic matter components during anaerobic digestion between the methane, mineralized, solubilized and solid fractions.

2. MATERIAL AND METHODS 2.1 Experimental design and waste composition

1.1 L graduated glass bottles were used as anaerobic bioreactors. Experiments were performed with two kinds of waste: waste I and waste II. Waste I is a reconstituted shredded municipal solid waste (MSW) whose composition is representative of a mean French MSW (Ademe 1999). It contains 28.8% of putrescible matter (bread, vegetable, meat, leaves...). In waste II, the putrescible fraction was replaced by mature compost of green waste (three months old). This second kind of waste aimed at simulating a MSW whose putrescible fraction had been pretreated. Triplicate experiments were performed at 35 °C (waste Ia, Ib, Ic and waste IIa, IIb, IIc).

2.2 Reactor filling

Anaerobic bioreactors were filled in several successive stages. First, a fraction common to all kind of waste was prepared from dry (ambient temperature) and clean waste according to the composition given in Table 1. The fact that an important quantity of this mixture was prepared induced variations in the composition of mixture present in the different individual bottles. These variations will be discussed later. 28.17g of this mixture was introduced into each bottle. Second, 1.98g of cow manure was mixed with 11.40g of putrescible fraction (for waste I, Table 2) or with 11.40g of compost (for waste II, Table 2). Third, 680 mL of predigested leachate (3 weeks at 35°C) originating from a French full-scale landfill (Vert-le-Grand, near Paris) were added. Fourth, these mixtures were added in each bottle experiment. Bottles were hermetically closed with a screw cap and a septum enabling anaerobic leachate and biogas sampling with a syringe fitted with a 0.7 mm diameter needle. Bottles were shaken to mix each fraction with the leachate. Air was eliminated by pumping headspace with a vacuum pump for two minutes and saturating the headspace with helium. This operation was repeated four times in order to have less than 0.5% of oxygen and nitrogen in the headspace. Bottles were placed at 35°C ± 2°C for waste degradation during almost 500 days. Waste I and waste II had a moisture content of 30.46% ± 0.32% and 19.38% ± 0.21%, respectively. These mean values were obtained from triplicat measurement and the standard error represents an analytical error.


317

Table 1 -Waste composition of the common fraction of waste I and II (wet weight)

Table 2 – Waste composition of the different fraction of waste I and II (wet weight)

2.3 Analytical methods

2.3.1 Biogas

Gases were analyzed using a gas chromatograph (µGC CP2003P Varian) equipped with a two parallel chromatographic columns coupled with thermal conductivity detectors (TCD). A poraplot U column was used to obtain CO2, N2O and H2S concentration (column temperature 30 °C, injector temperature 50 °C, medium sensitivity) and a molecular-sieve column for O2, N2 and CH4 concentration (column temperature 55 °C, injector temperature 55 °C, medium sensitivity, backflush 5.5 seconds). The carrier gas was helium. The calibration was made with a gas containing 0.5% H2S, 3% N2O, 40% CO2, 50% CH4 and 6.5% N2 (Air Products). To measure gas volume, gas headspace was equilibrated at atmospheric pressure (35 °C) with a syringe gas (30 mL ± 1 mL or 100 mL ± 4 mL).

2.3.2 Leachate

Leachate samples were collected three times a week for the first seven weeks, thereafter leachate samples were collected less frequently. For each leachate samples, 6 mL were sampled with a 5 mL syringe fitted with a 0.7 mm needle. pH was measured with a Mettler Inlab 427 probe. Volatile Fatty Acids (acetic, butyric, propionic and valeric acid) were analyzed with a gas chromatograph (Thermoquest TRACE GC2000) equipped with flame ionization detector and a

Kind of waste Mass introduced

per bottle (g)

Mass percentage

(%)

Paper 6.33 16 Cardboard 3.68 9.3

Complex (composed or multi material packaging) 0.55 1.4 Textile 1.03 2.6

Other textile (disposable diapers...) 1.23 3.1 Plastic 4.39 11.1 Wood 1.27 3.2 Glass 5.18 13.1

Metals 1.62 4.1 Mixed inorganic wastes (soil, bits of concrete, stones and the like) 2.69 6.8

Special waste (no toxic waste) 0.2 0.5 Sub-total common fraction 28.17 71.2

Cow manure 1.98 5 Predigested leachate (mL) 680

Kind of waste Mass introduced

per bottle (g)

Mass percentage

(%)

Bread 1.15 2.9 Vegetable peeling 5.7 14.4

Meat 1.7 4.3 Cooked starchy vegetable 0.91 2.3

Coffee grounds 0.79 2 Dead leaves 1.15 2.9

Sub-total putrescible fraction: Waste I 11.4 28.8 Compost 11.4 28.8

Sub-total compost fraction: Waste II 11.4 28.8


318

Table 3 - Initial leachate composition

Leachate at day 0 Parameters

Reactor Ia, Ib, IIa, IIb Reactor Ic, IIc pH 8.5 8.5

Dry matter at 105°C (g/L) 15.35 17.62 TOC (mg C/L) 1600 3100 TIC (mg C/L) 2200 1470

Total VFA (mg C/L) 107 15 Chloride (mg/L) 5000 5400 Sulfate (mg/L) 120 240

Ammonium (mg/L) 1900 1920 Nitrate-Nitrite (mg/L) 0 0

DB-WAXetr column (length 30 m, ID 0.53 mm, film 1 µm). Total Organic and Inorganic Carbon concentration (TOC and TIC) was measured with a BIORITECH 700 equipment. NH4

+, Ca2+, K+, Na+, Mg2+, Cl-, NO3

-, NO2-, PO4

2-, SO42- were analyzed by ion chromatography

(DIONEX DX-120). Analysis were performed for each leachate sample. 2.3.3 Solid

Solid analysis was only made at the beginning of the anaerobic digestion experiments at the time of writing (C/N ratio). Each fraction of waste was analyzed by elementar analysor (Vario EL III, BIORITECH). 10mg were analyzed in triplicate from refuse dried at 35 °C. Putrescibles wastes were crushed before analysis. To measure the dry mass withdrawn from the different leachate samples, a mixture containing 100 µL of each sample was performed in triplicate.

2.4 Leachate composition at the beginning of the experiment For reactors Ia, Ib, IIa and IIb leachate was sampled on March 2003 and for reactors Ic and IIc on July 2003 in the same landfill cell. Leachate composition is given in Table 3. The main difference between the two leachates was the TOC concentration. However, TOC from the leachate could not be converted into biogas during the three weeks of pre-incubation at 35 °C, showing that it was not constituted from easily biodegradable carbon.

3. CALCULATIONS 3.1 Carbon production as biogas

Biogas production was measured at 35 °C. Considering that one mole of gas at 35 °C represents a volume of 25.3 L, the amount of each gas in the headspace was converted into mg L-1. Equation 1 illustrates the calculation for C-CO2.

[ ] ( )

mol

C

i

i

V

MCOCCOC

*1000*

1002

2

−=− (1)

where [ ]iCOC 2− is carbon content under CO2 form in the produced biogas at t = i (mg L-1);

( )iCOC 2− is carbon content under CO2 form in the produced biogas at t = i (% from µGC


319

analysis); molV is volume of one mole of gas at 35 °C (25.3 L); CM is molar mass of carbon

(12 g mol-1). The carbon production in biogas from the carbon dioxide was evaluated according to

Equation 2.

[ ]( ) [ ] [ ]( )02

02

12 ***

2COCVCOCVVCOCP GH

nn

GH

n

i

i

g

in

COC −−−+−=∑=

− (2)

where n

COCP2− is total C-CO2 production at t = n (mg); i

gV is biogas volume produced between

t = i-1 and t = i (L); n

GHV is volume of the headspace at t = n (L); [ ]iCOC 2− is carbon content

under carbon dioxide form in the produced biogas at t = i (mg L-1). The same formula were applied for the carbon production in the biogas as methane (C-CH4).

To obtain the total volume of biogas production (methane or carbon dioxide), at standard temperature and pressure (STP) conditions, Equation 3 was used:

CCC VVV °°° =+

= 35350 *886.03515.273

15.273* (3)

3.2 Carbon production in the liquid phase

The same calculation was performed for carbon production as TIC or TOC in the leachate during the waste degradation. The carbon production in leachate from the TOC was evaluated according to Equation 4. The loss of matter due to sampling was taken into account according to Equation 4. Contrary to gas calculation, in which the initial headspace composition was removed (Eq. 2), TOC and TIC concentrations from initial leachate were considered as part of the system as they were mobilized in the biocycles during the acidogenic phase.

[ ] [ ]( )∑−

=

+=1

1

**n

i

i

sampledleachatei

n

leachaten

n

TOC VTOCVTOCP (4)

where n

TOCP is total TOC production at t=n (mg); [ ]nTOC is TOC concentration at t=n (mg/L); n

leachateV is volume of leachate in the reactor at t=n (L); i

sampledleachateV is volume of leachate

sampled at t=i (L).

4. RESULTS 4.1 Anaerobic digestion 4.1.1 Waste I degradation

Observations were made for the three reactors filled with waste I. The three reactors Ia, Ib and Ic had similar evolution trends despite differences in TOC in the initial leachate composition. Even if the three reactors were run at different times and by different operators, the methane production was quite similar as shown on Figure 1a. The two classical phases of waste degradation were observed: an acidogenic phase between day 4 and day 52, where CO2 and TOC (as Volatile Fatty Acids, VFA) were produced and TIC consumed (Fig. 2a, 2b) and a


320

methanogenic phase from day 52 to the end of the waste degradation where CH4 was produced, VFA consumed and TIC produced. The overall production of carbon as carbon dioxide and methane was 2.8 g ± 0.2 g and 2.6 g ± 0.3 g, respectively. These mean values were obtained from reactors Ia, Ib and Ic and the standard error represents the 95% confidence intervals (n=3). 4.1.2 Waste II degradation

As for waste I, observations were made for the three reactors filled with waste II. The three reactors IIa, IIb and IIc had similar evolution trends despite differences in TOC in the initial leachate composition (Fig. 1b). The two classical phases of waste degradation were observed: an acidogenic phase between day 4 and day 23, where CO2 and TOC were produced and TIC consumed (Fig. 2c, 2d) and a methanogenic phase from day 23 to the end of waste degradation where CH4 was produced, VFA consumed and TIC produced. The overall production of carbon as carbon dioxide and methane was 2.1 g ± 0.1 g and 2.3 g ± 0.1 g, respectively. These mean values were obtained from reactors IIa, IIb and IIc and the standard error represents the 95% confidence intervals (n=3). 4.1.3 Comparison of waste I and II degradation

As it was explained in the paragraph 2.2 (Reactor filling), waste I and II were not reconstituted for each bottle experiment. A larger common mixture was prepared and was used for all the bottle experiments. This process necessarily generates variations in waste composition in each individual bottles. Nevertheless, when the standard experimental error was calculated (standard error with n=3), the maximum standard error was obtained for methane production from waste I (11.5 %). This standard experimental error represents cumulated variations due to operators (1), analysis (2), waste initial composition (3) and degradation pathways (4). (1) Variations due to operators seem to be the less important due to the use of the same process, the same balance, syringe and analysor. (2) Cumulated analysis uncertainties can be an important factor due to the amount of analysis. (3) Differences due to variation in waste composition were not negligible but can not explain the overall differency. In fact, 0.3g of variation in the methane production would represent a difference of 2.6g of dry office paper with the values obtained by (Eleazer et al. 1997; Harries et al. 2001). Compared to cardboard and paper quantities in waste, that corresponds to a 25 % variation which is very unlikely. (4) The different degradation pathways could play a key role in the methane production. Different VFA patterns were recorded (data not shown) which could induce differences in methane yields (Barlaz et al. 1989). Variations in the VFA production could explain differencies in the carbon distribution between CO2, CH4, TIC

Figure 1. Cumulated methane production for the three reactors filled with waste I (a) and waste II (b)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500

Time (days)

Cum

ula

ted C

H4 p

rodu

ction

(m

g C

)

Waste IaWaste IbWaste Ic

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500

Time (days)

Cum

ula

ted C

H4 p

rodu

ction

(m

g C

)

Waste IIaWaste IIbWaste IIc

a b


321

and TOC. Our experimental system has its own contraints (experimental errors, degradation in a saturated media...) that are important to take into consideration when interpreting the results but it enabled a reproducibility which we considered to be satisfactory.

The acidogenic phase lasted only 23 days for the decomposition of waste II compared to 52 days for waste I. The presence of compost, stemming from pre-treatment of green waste, can have influenced the early methane production, because of his buffering effect. Other authors observed a very short acidogenic phase with aerobic pre-treated waste compared to untreated waste (Höring et al. 1999). Waste I produced more biogas than waste II (values are given at Standard Temperature and Presssure): 361 L of biogas/ kg of dry waste I and 244 L of biogas/ kg of dry waste II, which represents 178 L of CH4/ kg of dry waste I and 126 L of CH4/ kg of dry waste II. The CH4 production during the digestion of waste I was important compared to the methane yield which has been reported to vary between 60 and 170 L of CH4 / kg of dry refuse (El-Fadel et al. 1996). This high yield could be explained by the fact that our experimental system was saturated with water: hygrometric conditions were optimal.

4.2 Matter distribution after waste digestion 4.2.1 Principle

At the beginning and at the end of the experiment, leachate volume and the dry mass content as well as waste mass and water content were known. The leachate volume sampled and the dry mass content associated were taked into account for the calculation of the matter distribution.

Figure 2. Cumulated CO2 and CH4 production (a) and TOC and TIC concentration (b) in reactor Ia; Cumulated CO2 and CH4 production (c) and TOC and TIC concentration (d) in reactor IIa

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500Time (days)

TO

C a

nd T

IC

concentr

ation (

mg C

/L) TOC

TIC

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500Time (days)

Cum

ula

ted C

O2 a

nd C

H4

pro

duction (

mg C

)

Carbon Dioxide

Methane

a b

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500Time (days)

Cum

ula

ted C

O2 a

nd C

H4

pro

duction (

mg C

)

Carbon Dioxide

Methane

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500Time (days)

TO

C a

nd T

IC

concentr

ation (

mg C

/L) TOC

TIC

c d


322

After checking the water mass-balance between the beginning and the end of waste decomposition (error was lower than 2%), the matter distribution was determined. The difference between the sum of dissolved and solid matters at the beginning and at the end, was the matter converted into biogas. 4.2.2 Matter distribution for waste I

41.55 g of waste I represent 28.28 g ± 0.11 g of dry waste (standard analytical error). Leachate contains 10.94 g ± 0.63 g of dry matter (standard experimental error, Table 3). During the waste I degradation, a part of matter was converted into biogas. Thus the matter distribution was, for the three reactors:

- 27.9% ± 1.2% as dissolved matter and 72.1% ± 1.2% as solid matter at the beginning of the waste digestion (leachate + waste);

- 34.8% ± 1.6% in the gas phase, 31.7% ± 2.1% in the solid phase and 33.5% ± 2.1% in the liquid phase at the end of the waste degradation (leachate + waste);

- 100% as solid matter at the beginning of the waste I digestion (without taking into account the initial leachate);

- 48.1% ± 2.1% in the gas phase, 44.1% ± 2.8% in the solid phase and 7.8% ± 0.7% in the liquid phase at the end of the waste degradation (waste only);

4.2.3 Matter distribution for waste II

41.55 g of waste II represent 33.36 g ± 0.1 g of dry waste (standard analytical error). Leachate contains the same quantity of dry matter than for waste I. The matter distribution was, for the three reactors:

- 24.7% ± 1.1% as dissolved matter and 75.3% ± 1.1% as solid matter at the beginning of the waste digestion (percentages are expressed compared to leachate and waste dry matter);

- 28.2% ± 1.2% in the gas phase, 42.5% ± 1.7% in the solid phase and 29.3% ± 3.0% in the liquid phase at the end of the waste degradation (leachate + waste);

- 100% as solid matter at the beginning of the waste II digestion (percentages are expressed compared to waste dry matter, without taking into account the initial leachate);

- 37.5% ± 1.6% in the gas phase, 56.4% ± 2.2% in the solid phase and 6.0% ± 2.3% in the liquid phase at the end of the waste degradation (waste only);

The matter distribution was different at the end of the waste decomposition for the two kinds of wastes. Approximately the same fluxes of dry matter from waste I and II was converted into the liquid phase. For the waste II, solid phase was the main phase at the end of waste degradation. Waste I was more converted into biogas phase than waste II. This phenomenon can be explained by the fact that compost is already partly biodegraded compared to putrescible waste.

4.3 Carbon mass-balance analysis As described before (in paragraph 3. Calculations), carbon mass-balance was determined with the values of carbon as CO2, CH4, TOC and TIC. An elementary analysis of the initial waste was performed. At the time of writing, the elementary analysis of the degraded waste is not yet available. The mass-balance was calculated without this value, deducting it from the overall mass-balance analysis, considering that the carbon mass-balance was right. The carbon distribution was separated into four fractions: methane fraction, mineralized fraction (carbon converted into carbon dioxide and TIC), solubilized fraction (carbon converted into TOC) and solid fraction (separation between liquid and solid fraction was evaluated with a 2 mm-sieve).


323

The carbon distribution during waste I and waste II degradation is shown in Fig. 3a and 3b, respectively. At the end of the waste I degradation, taking into account the leachate and the waste, the carbon distribution was:

- 33.3% ± 1.2% as mineralized fraction; - 22.1% ± 2.2% as valorized fraction; - 16.5% ± 1.0% as solubilized fraction; - 28.1% ± 2.7% as solid fraction.

If we remove the carbon coming from the initial leachate, the carbon distribution was: - 30.7% ± 3.5% as mineralized fraction; - 28.6% ± 2.8% as valorized fraction; - 7.9% ± 2.5% as solubilized fraction; - 32.8% ± 3.8% as solid fraction.

When leachate was sampled, VFA were removed from the system. According to values of VFA conversion into methane (Barlaz et al. 1989), methane production would probably have been higher (480 mL of additional CH4 produced, that represents a 9% increase of the overall methane production). It was not possible to take these values into account because it was not sure that VFA would have been converted into methane, the kinetic of conversion was not known. Our results could be compared with previous study on untreated MSW (Höring et al. 1999), 134-233 L/kg of dry matter as biogaz vs 361 L/kg of dry matter in our study and 8-16 g/kg of dry matter as TOC vs 20 g/kg of dry matter without taking into account the TOC from the initial leachate. For waste II degradation, taking into account the leachate and the waste, the carbon distribution was:

- 26.9% ± 1.4% as mineralized fraction; - 18.9% ± 0.8% as valorized fraction; - 13.4% ± 1.0% as solubilized fraction; - 40.9% ± 2.4% as solid fraction.

If we remove the carbon coming from the initial leachate, the carbon distribution was: - 22.7% ± 3.1% as mineralized fraction; - 24.6% ± 1.1% as valorized fraction; - 3.6% ± 2.0% as solubilized fraction; - 49.1% ± 2.9% as solid fraction.

Figure 3. Carbon distribution during waste Ia (a) and waste IIa (b) reactor digestion (taking into account the initial leachate)

0%

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Time (days)

Carb

on

dis

trib

utio

n (

cum

ula

ted

%)

Valorized fractionMineralized fractionSolubilized fractionSolid fraction

a b


324

As previously described, VFA removed with the leachate sampled, would have probably increased the methane production (263 mL of additional CH4 produced, that represents a 6% increase of the overall methane production). Our results from waste II could not be compared to pre-treated MSW (Höring et al. 1999), because waste II was not a really complete pre-treated waste.

4. CONCLUSIONS AND PERSPECTIVES Our experimental system appears reproducible and enabled a good methane yield. This study enabled to show the importance of the initial waste composition on the matter and the carbon distributions during the waste digestion. In our case, for a classical French MSW (Waste I), degradation in optimal water hygrometric conditions and in a strong buffer enabled to transform into methane 29% of carbon, to mineralize 31% of carbon, to solubilize 8% and to keep under solid form 32% of carbon. The solid form could be considered as a carbon storage. A comparison between different biological waste management strategies should take into account a complete mass-balance analysis of the process. Our preliminary results give a first set of mass-balance analysis data for anaerobic digestion of MSW. Analysis of carbon in the final solid fraction is in progress. These data will allow us to evaluate the experimental uncertainty of the whole carbon mass-balance calculation. The biological reactivity of carbon in the final waste will also be assessed using a combination of BMP (Biochemical Methane Potential) / respirometric and acidification tests. At least, the same kind of analysis for nitrogen are also under progress.

ACKNOWLEDEMENTS

This study was supported by Cemagref, Ademe, SUEZ-ENVIRONNEMENT and the Région Ile-de-France. We would like to thank the Vert-le-Grand manager for allowing us to sample in his management facility. We would like to thank Nancy Mailly and Daniel Stadtmuller for their technical assistance.

REFERENCES Ademe (1999) Composition des ordures ménagères en France (données et références). 60 pp.

Barlaz, M. A.,. Ham R. K and Schaefer D. M. (1989) Mass-Balance Analysis of Anaerobically Decomposed Refuse. Journal of Environmental Engineering-Asce 115(6): 1088-1102.

Eleazer, W. E., Odle W. S., Wang Y. S. and Barlaz M. A. (1997) Biodegradability of municipal solid waste components in laboratory-scale landfills. Environmental Science & Technology 31(3): 911-917.

El-Fadel, M., Findikakis A. N. and Leckie J. O. (1996) Estimating and enhancing methane yield from municipal solid waste. Hazardous Waste & Hazardous Materials 13(3): 309-331.

Harries, C. R., Cross C. R. and Smith R. (2001) Development of a biochemical methane potential (BMP) test and application to testing of municipal solid waste samples. Proceedings Sardinia 2001, Heighth

International Waste Management and Landfill Symposium, S. Margherita di Pula, Cagliari, Italy, CISA.

Höring, K., Kruempelbeck I. and Ehrig H.-J. (1999) Long-term emission behaviour of mechanical-biological pre-treated municipal solid waste. Proceedings Sardinia 1999, Seventh International Waste

Management and Landfill Symposium, S. Margherita di Pula, Cagliari, Italy, CISA.

325

Article de colloque n°3 : Nitrate Injections During Municipal Solid Waste

Anaerobic Digestion

Vigneron, V., M. Ponthieu, L. Mazéas, G. Barina, J.-M. Audic, N. Bernet et T. Bouchez (2005). Nitrate Injections During Municipal Solid Waste Anaerobic Digestion. Sardinia 2005.



Reactor Ia P(1) Reactor Ib P(2) Reactor Ic P(3) Reactor Id Pnitrate(1) Reactor Ie Pnitrate(2) Reactor IIa C(1) Reactor IIb C(2) Reactor IIc C(3) Reactor IId Cnitrate(1) Reactor IIe Cnitrate(2)

:

Article de colloque n°3 : Nitrate Injections During Municipal Solid Waste Anaerobic Digestion

327

NITRATE INJECTIONS DURING MUNICIPAL SOLID WASTE ANAEROBIC DIGESTION

V.Vigneron1, M. Ponthieu1, L. Mazéas1, G. Barina2, J.-M. Audic3, N. Bernet4,

T. Bouchez1

1Cemagref-HBAN, parc de Tourvoie, BP 44, 92163 Antony cedex, France 2SUEZ-ENVIRONNEMENT, Fairtec, 38 avenue Jean-Jaurès, 78440 Gargenville, France 3SUEZ-ENVIRONNEMENT, Cirsee, 38 rue du Président Wilson, 78230 Le Pecq, France 4Inra-LBE, avenue des Etangs, 11100 Narbonne, France

SUMMARY: Nitrate injections were performed during anaerobic digestion of two kinds of wastes in order to better understand the nitrate conversion reactions which can occur in landfill when nitrified leachate is recirculated. Heterotrophic denitrification was the main nitrate conversion reaction observed. When H2S concentration exceeded 0.18 mmol/L in the headspace, denitrification was replaced by DNRA (Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonia). When nitrate injections were performed in reactor containing stabilized waste, autotrophic denitrification was observed. A modification of the waste degradation process was observed with nitrate injections: more dissolved matter and less matter converted as biogas were produced. The three nitrate injections performed at days 3, 17 and 45 delayed the beginning of the methanogenic phase compared to control reactors.

1. INTRODUCTION In landfill bioreactors, leachate is recirculated through the waste mass in order to increase moisture content and to enhance anaerobic digestion of the readily biodegradable organic fraction of refuse. However, the recirculated leachate also contains hardly degradable pollutants that are reinjected into the waste mass. Accumulation of ammonia has especially been recognized as being problematic in the long run (Burton and Watson-Craik 1998), given that there are no natural elimination processes for this substance under the anaerobic conditions


328

prevailing within the landfill body. New sustainable landfill bioreactor management strategies should be elaborated.

With leachate recirculation, NH4+ may accumulate to higher levels than during conventional

single pass leaching. One strategy for NH4+ removal is to treat aerobically the leachate outside of

the landfill to convert NH4+ to NO3

-. With nitrified leachate recirculation the landfill is used as an anaerobic bioreactor for the reduction of NO3

- to N2 by denitrification. This study presents results obtained at laboratory-scale in order to better understand which kind of nitrate conversion reaction can occur in a landfill. The originality of our work was to observe nitrate conversion at different phases of waste degradation. Comparison of the matter distribution and of the carbon emissions after the waste degradation in test reactors with nitrate injections and in control reactors are presented.

2. MATERIAL AND METHODS 2.1 Experimental design and waste composition

Anaerobic bioreactors were graduated glass bottles with a useful volume of 1.1 L. They were hermetically closed with a screw cap and a septum enabling anaerobic leachate and biogas sampling with a syringe fitted with a 0.7 mm diameter needle. Experiments were performed with two kinds of waste: waste I and waste II. Waste I is a reconstituted shredded municipal solid waste (MSW) which composition is representative from a mean French MSW (Ademe 1999). It contains 28.8% of putrescible matter (bread, vegetable, meat, leaves...). In waste II, the putrescible fraction was replaced by mature compost of green waste (three months old). This second kind of waste was aimed to simulate a MSW for which the putrescible fraction had been pretreated. 680 mL of predigested leachate (3 weeks at 35 °C) originating from Vert-le-Grand (France) was added. The reactor filling is well described elsewhere (Vigneron et al. 2005). Control reactors filled with waste I (reactors Ia, Ib, Ic) or filled with waste II (reactors IIa, IIb, IIc) were operated as control replicates without any nitrogen injection. In test reactors Id, Ie, IId and IIe 250 mg N-NO3

-/L were injected during different phases of the waste degradation process (Days 3, 17, 45, 145 and 271). Bottles were placed at 35 °C ± 2 °C for waste degradation during almost 500 days. Cumulated gas productions were calculated on the basis of mass conservation rules as described previously (Vigneron et al. 2005).

2.2 Analytical methods

For a description of the analytical techniques used by the authors the reader is referred to (Vigneron et al. 2005). Metals (Zn, As, Sn, Cu, Se, Cd, Sb, Pb, Cr, Pb, Cr, Mn, Fe, Sr) were analysed by inductively coupled plasma mass spectrometry (ICP-MS) using an Agilent 7500c. Before analysis samples were mineralized using nitric acid by microwave digestion.


329

Table 1 - Phases during which nitrate injections were performed

Test reactors Days of nitrate injection Id Ie IId IIe

Day 3 Beginning of the acidogenic phase Day 17 Acidogenic phase Day 45 Acidogenic phase

Day 145 Late

methanogenic phase

Methanogenic phase

Day 271 Late methanogenic phase

3. RESULTS AND DISCUSSION 3.1 Anaerobic digestion

Detailed data on the two series of triplicate control reactors can be obtained elsewhere (Vigneron et al. 2005). The main conclusions from these experiments are the followings:

- an acidogenic phase occurred between days 4 and 52 for waste I, where CO2 and VFA (Volatile Fatty Acids) were produced and then a methanogenic phase from day 52 where CH4 was produced and VFA consumed;

- an acidogenic phase occurred between days 4 and 23 for waste II, and a methanogenic phase from day 23.

- experimental reproducibility was considered to be satisfactory (Vigneron et al. 2005), so that differences observed in test reactors compared to control reactors could be interpreted as consequences of nitrate injections.

3.2 Nitrate reduction pathways

Four test reactors were performed with five nitrate injections done at different phases of the waste degradation. Times of injections and corresponding degradation phases are summarized in Table 1. After these 20 injections, three kinds of nitrate reduction reaction were observed: heterotrophic or autotrophic denitrification and Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium (DNRA). Using the results from 20 injections, hypotheses are proposed to better understand the factors controlling the different nitrate reduction pathways. The detailed description of each nitrate injection has been presented previously for test reactors Id and Ie in (Vigneron et al. 2004a) and for test reactors IId and IIe in (Vigneron et al. 2004b). 3.2.1 Heterotrophic denitrification

Heterotrophic denitrification is the reaction usually observed when an organic carbon source is available. Eq. (1) represents respiratory denitrification with the use of acetate as an electron donor. Different intermediates are produced during nitrate (NO3

-) denitrification to molecular nitrogen (N2): nitrite (NO2

-), nitric oxide (NO), nitrous oxide (N2O). NO has recently been proven to be an intermediate (Ye et al. 1994; Zumft 1997).

222333 *4*6*2*8*8*5 NOHCOHCONOCOOHCH +++→+−− (1)

In our experiments, heterotrophic denitrification was the main nitrate reaction pathway. A

representative example is shown on Figure 1. 140 mg N-NO3- was injected (250 mg NO3

-/L) on


330

Figure 1. Nitrate conversion by heterotrophic denitrification in test reactor IId (arrow represents

the nitrate injection)

day 17 in test reactor IId. Nitrate was detected during 5 days. Nitrite and nitrous oxide accumulation were detected. A N2 production was observed from day 20, without sulfate detection. Heterotrophic denitrification was observed 13 times for the 20 nitrate reduction reactions. The denitrification yield was between 76 and 100 %. This range of values was probably due to molecular nitrogen consumption. This reaction will be discussed later. 3.2.2 Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium (DNRA)

Eq. (2) represents the DNRA reaction. DNRA converts nitrate into ammonium. Nitrite and N2O are intermediates both for DNRA and denitrification (Welsh et al. 2001).

OHNHHeNO 243 *3*10*8 +→++++−− (2)

A representative example is shown on Figure 2. 140 mg N-NO3

- was injected (250 mg NO3

-/L) on day 17 in test reactor IIe. Nitrate was detected during 24 days. Nitrite and sulfate were not detected. N2O was produced. Due to ammonium concentration increase and to the absence of N2 production, DNRA was suspected to be the main nitrate conversion reaction. DNRA was observed 4 times for the 20 nitrate injections. When the overall analysis made for every reactors at each day are compared, it appears that hydrogen sulfide concentration plays a

Figure 2. Nitrate conversion by DNRA in test reactor IIe (arrow represents the nitrate injection)

0

100

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12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42

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mg

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12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42

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NO

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- co

ncen

tra

tion

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)

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SO

42- c

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) NitriteNitrateSulfate

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12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42

Time (days)

Cum

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2 p

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mg N

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mg

N)

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12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42Time (days)

NO

2- a

nd

NO

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ncentr

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mg N

)

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1600

NH

4+ c

oncen

tration

(m

g/L

) Nitrite

Nitrate

Ammonium


331

key role in the occurrence of DNRA. H2S concentration exceeded 0.18 mmol/L in the headspace in the test reactors when DNRA was observed. This observation is in agreement with previous work conducted on sea sediment (Brunet and Garcia-Gil 1996). Test was made with reactor where nitrate was injected with H2S addition (data not shown), and we showed that the presence of H2S was responsible for the absence of denitrification. The presence of H2S may have caused a decrease of the oxydo-reduction potential (ORP), resulting in the incapacity of nitrate conversion by denitrification. Understanding why DNRA was sometimes prevalent represents a major stake in nitrogen management whenever nitrified leachate has to be recirculated into a landfill. With this reaction, nitrogen is converted into ammonia, and is not released outside of the landfill.

Burton and Watson-Craik (1999) reported 15NH3 production from 15NO3 in batch culture with methanogenic refuse whereas Price et al. (2003) did not observed this reaction. The possible explanation was that Price et al. (2003) injected nitrate during active methane production and in well-decomposed refuse. During methanogenic phase, very little amount of H2S is produced. Whereas Burton and Watson-Craik (1999) used fresh waste (2-3 months old excavated refuse) which could have produced H2S during acidogenic phase. Our results concerning DNRA prevalence could explain these differences found in the literature. 3.2.3 Autotrophic denitrification

Autotrophic denitrification is observed when no organic carbon source is available. Micro-organisms use an inorganic electron donor. Eq. (3) represents an autotrophic denitrification with the use of metallic sulfide (MS). This reaction releases sulfate.

222

42

3 *4*4*5*5*8*8*5 NOHSOMHNOMS +++→++−++−

(3)

A representative example is shown on Figure 3. 110 mg N-NO3

- was injected (250 mg NO3

-/L) on day 271 in test reactor IIe. Nitrate was detected during 22 days. Nitrite was not detected. N2O and N2 were produced. Sulfate detection lasted between 72 and 172 days. Autotrophic denitrification after nitrate injection was observed 3 times for the 20 nitrate injections. The main explanation was the absence of VFA accumulation during these three nitrate injections. Sulfate was detected but did not stay under this form. Price et al. (2003) detected important sulfate concentration. They did not find any metal released even if sulfate was detected. They concluded that metal mobility may be limited by precipitation as hydroxides and

Figure 3. Nitrate conversion by autotrophic denitrification in test reactor IIe (arrow represents

the nitrate injection)

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240 270 300 330 360 390 420 450Time (days)

NO

2- a

nd

NO

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mg N

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0

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120

140

160

180

200

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SO

42- c

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tration

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)

Nitrite

Nitrate

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mg N

)

Molecular nitrogen

Nitrous oxide


332

Figure 4. Molecular nitrogen consumption and methane production after denitrification in test reactor IId (arrow represents the nitrate injection)

carbonates, by ion exchange and by sorption (Price et al. 2003). In our case, Zn, Cu and Pb concentrations were slightly more important in test reactors IIe than in control reactor IIc without being able to attribute formally this difference to sulfo-oxidation reaction.

3.2.4 Molecular nitrogen consumption

After the end of denitrification, N2 was consumed when methane was produced (Fig. 4). These two reactions seem to be linked. Referring to nitrogen cycle, the only N2 consuming reaction is assimilation by micro-organisms, also called nitrogen fixation. This reaction is however known to occur only when no other nitrogen form is present in the system (Raymond et al. 2004). In our case, more than 1.4 g N/L of ammonium was present in the leachate. NH4

+ assimilation needs much less energy than N2 fixation. Up to now, we are not able to explain why this reaction took place in our reactors. Complementary tests are being carried out with 15N2 to verify that biomass uses N2 even when NH4

+ is present.

3.3 Matter distribution after waste digestion

The principle was previously explained (Vigneron et al. 2005). Briefly, the matter distribution was evaluated at the end of the waste degradation with solid and dissolved matters. The

difference between the sum of dissolved and solid matters at the beginning and at the end of the waste degradation was the matter converted into biogas. The aim of this evaluation was to

compare waste degradation in control reactors and in test reactors in which nitrate was added. From Table 2, the main results were:

- the matter distribution is different for the two kinds of wastes (I and II) as it was previously explained (Vigneron et al. 2005);

- with nitrate injections, the final fraction of dissolved matter was always higher than for control reactors;

- with nitrate injections, the final fraction of matter converted into biogas was always lower than for control reactors;

- with nitrate injections, the final fraction of matter in solid form is sometimes higher (Id and IId) and sometimes lower (Ie and IIe) than control reactors.

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50

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150

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0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17

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)

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42 46 50 54 58 62 66 70 74 78 82 86 90 94 98 102106110114

Time (days)

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Cu

mula

ted

N2 p

rod

uction

(m

g N

)

Methane

Molecular nitrogen


333

Table 2 - Matter distribution after waste degradation Final matter distribution under three states (%)

Reactors Dissolved Solid Gas

Control reactors Ia, Ib, Ic 7.8 ± 0.7% 44.1 ± 2.8% 48.1 ± 2.1% Test reactor Id 26.8% 56.5% 16.7% Test reactor Ie 25.2% 38.3% 36.5%

Control reactors IIa, IIb, IIc 6.0 ± 2.3% 56.4 ± 2.2% 37.5 ± 1.6% Test reactor IId 19.5% 61.0% 19.4% Test reactor IIe 17.7% 52.7% 29.6%

Nevertheless, the five nitrate injections (250 mg N/L) represent 510 mg N. To convert 1 mg

of N-NO3- into N2, 2.86 mg of COD is needed. Thus, in our case a maximum of 1.46 g of COD

were used assuming that nitrate was totally denitrified. This value is too low to induce measurable differences between test and control reactors. Nitrate injections had an effect on the overall behaviour of the degradation processes but other experiments are needed in order to better characterize the impact of nitrate injections on the intensity of waste degradation.

3.4 Carbon emissions analysis

Contrary to control reactors (Vigneron et al. 2005), carbon mass-balance was not evaluated for test reactors. Control reactors were performed in triplicate, which enabled to evaluate the experimental variation and to have figures with 95 % confidence intervals. For test reactors, only the carbon emissions analysis (gas and liquid) are presented (Fig. 5) from values of carbon as CO2, CH4, TOC (Total Organic Carbon) and TIC (Total Inorganic Carbon). We removed the carbon effect from initial leachate.

The main results from the comparison between control reactor filled with waste I and test reactors Id and Ie were:

- The three nitrate injections done at days 3, 17 and 45 delayed the beginning of the methanogenic phase (TOC consumption and CH4 production):

o 76 days for test reactors Id compared to 48-54 days for control reactor I (a, b and c);

o and 136 days for test reactors Ie compared to 48-54 days for control reactor I (a, b and c);

- The overall carbon production at the end of acidogenic phase was: o near 3 g for waste Ia degradation, during methanogenic phase 3 additional g

of carbon were produced; o near 4 g for waste Ie degradation, during methanogenic phase 4 additional g of

carbon were produced; o near 4.5 g for waste Id degradation, during methanogenic phase there is only a

conversion of TOC without production of more carbon; - The nitrate injection performed at day 145 in test reactor Ie induced a new period of

VFA accumulation (TOC increased); - The highest overall carbon production was obtained with the reactor Ie, then Ia and at

least Id.


334

Figure 5. Carbon emissions during the waste Ia, Id, Ie, IIa, IId and IIe reactor digestion

The main results from the comparison between control reactor filled with waste II and test

reactors IId and IIe were: - The three nitrate injections done at days 3, 17 and 45 delayed the beginning of the

methanogenic phase: o 63 days for test reactors IId compared to 23-25 days for control reactor II (a, b

and c); o 105 days for test reactors IIe compared to 23-25 days for control reactor II (a,

b and c); - The overall carbon production at the end of acidogenic phase was:

o near 3 g for waste IIa degradation, during methanogenic phase 2 additional g of carbon were produced;

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

02

04

060

80

10

01

20

14

01

60

18

02

00

22

02

40

26

02

80

30

032

03

40

36

03

80

40

04

20

44

04

60

48

050

0

Time (days)

Ca

rbo

n e

mis

sio

n (

mg

C)

Carbon dioxide and TICMethaneTOC

43%

41%

16%

Ia

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

02

04

06

08

01

00

12

01

40

160

18

02

00

220

24

026

028

03

00

32

034

03

60

38

040

04

20

44

04

60

48

05

00

Time (days)

Ca

rbo

n e

mis

sio

n (

mg

C)


50%

39%

11%

Ie

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

02

040

60

80

100

12

014

01

60

18

02

00

22

024

02

60

28

03

00

32

03

40

36

038

04

00

42

04

40

46

04

80

50

0

Time (days)

Ca

rbon

em

issio

n (

mg

C)


47%

29%

24%

Id

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

020

40

60

80

100

120

140

16

018

02

00

22

024

026

028

03

00

320

340

360

380

40

04

20

44

046

048

050

0

Time (days)

Ca

rbo

n e

mis

sio

n (

mg

C)


55%

36%

9%

IIe

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

020

40

60

80

100

120

14

016

01

80

200

220

24

026

028

03

00

320

34

036

038

04

00

420

440

46

048

050

0

Time (days)

Ca

rbo

n e

mis

sion

(m

g C

)


51%

28%

21%

IId

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

02

04

06

08

010

012

01

40

16

018

02

00

22

024

02

60

28

03

00

32

034

03

60

38

040

042

044

046

048

050

0

Time (days)

Ca

rbo

n e

mis

sion

(m

g C

)


41%

49%

10%

IIa


335

o for waste IId and IIe degradation, during methanogenic phase 1 additional g of carbon was produced. The main difference was the carbon distribution between the different fractions.

- The highest overall carbon production was obtained with the reactor IIa, then IIe and at least IId.

At the end of waste degradation, the carbon distribution between methane, TOC, carbon

dioxide and TIC (mineralized fraction) was different: - mineralized fraction was higher for test reactors compared to control reactor; - methane fraction was lower for test reactors compared to control reactor ;

4. CONCLUSIONS AND PERSPECTIVES Control experiments, performed in triplicates, showed a satisfactory reproducibility (Vigneron et al. 2005). An interesting point of our study concerned nitrate conversion. Nitrate was injected at different steps of waste degradation: beginning of waste degradation, beginning of acidogenic phase, end of acidogenic phase, beginning of methanogenic phase and during the late methanogenic phase. Three kinds of reaction were observed: nitrate was converted into N2 by denitrification (heterotrophic and autotrophic) or into NH4

+ by DNRA. This last reaction prevents the nitrogen release outside of the system. Understanding why this reaction was sometimes prevalent is a major stake for nitrogen management in landfills. The apparition of this third reaction is linked with H2S concentration. For a nitrate concentration of 250 mg N-NO3

-/L, a H2S concentration higher than 0.18 mmol/L in the headspace inhibited denitrification. An experiment is being performed with 15NO3

- to prove formally that DNRA could be prevalent in landfill when H2S is present. From a practical point of view, nitrified leachate should not be recirculated during the acidogenic phase because of possible H2S production during this waste degradation phase. This recommendation seems also to be valid when waste contains a high quantity of sulphur. If DNRA occurs, one would loose the advantage of nitrogen elimination from landfill and this will result in an increase of ammonium content. Autotrophic denitrification was observed when no VFA were present in the leachate at the time of injection. To confirm results obtained by (Price et al. 2003), showing that metals were not released due to this reaction, others metals analysis from our test reactors will be carried out. Like other authors, we observed that methanogenesis began just after the end of nitrate removal (Price et al. 2003). Unlike others, we observed an unexpected reaction: a nitrogen fixation seemed to take place. The explanation of this reaction is not understood for the moment and some complementary tests will have to be performed.

A matter distribution enabled to observe that 5 nitrate injections, performed at different phases of waste degradation, changed the waste degradation process: more dissolved matter and less biogas were obtained.

To be able to conclude on the impact of nitrate on the final waste stability, other experiments are needed under the continuous feeding of nitrate. With that kind of experiment, it would be possible to know if denitrification enables to convert more carbon from waste than under classical anaerobic conditions waste degradation.


336

ACKNOWLEDGEMENTS This study was supported by CEMAGREF, ADEME, SUEZ ENVIRONNEMENT and the Région Ile-de-France. We would like to thank the Vert-le-Grand landfill manager for allowing us to sample in his waste management facility. We would like to thank Nancy Mailly and Daniel Stadtmuller for their technical assistance. We would like to thank Pr Martine Potin-Gautier and Dr David Amouroux for allowing us to perform metal analysis at the Laboratoire de Chimie Analytique Bio-Inorganique et Environnement (UMR CNRS 5034), Université de Pau et des Pays de l'Adour.

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