GBV - Chap 10
GBV - Chap 10
GBV - Chap 10
CHA P ITR E X
Objectifs pédagogiques
• Comprendre les principales préoccupations concernant la valorisation et les moyens pour
garantir un niveau de protection approprié pour la santé humaine et l’environnement.
• Connaître les points clefs pour choisir une méthode d’épandage des boues ainsi que les
quantités applicables.
• Être capable de déterminer les modes de réutilisation appropriés de la fraction liquide des
boues de vidange et les possibilités de rejet.
• Connaître les nombreuses possibilités de valorisation des boues de vidange et les critères de
sélection des solutions les mieux adaptées.
10.1 INTRODUCTION
Les chapitres précédents ont traité de la façon dont les différentes filières de traitement per- 217
mettent d’atteindre la stabilisation, la déshydratation et la réduction des agents pathogènes dans
les boues de vidange. Chaque filière de traitement génère des produits qui, suivant le mode de
valorisation, doivent encore être traités, entreposés ou encore commercialisés. Les produits issus
du traitement - boues séchées totalement ou partiellement, compost, percolat et biogaz par
exemple - présentent tous une valeur intrinsèque qui permet de considérer le traitement non seu-
lement comme une solution pour la protection de la santé publique et de l’environnement, mais
aussi comme un moyen de recycler des ressources et de créer de la valeur. Ce chapitre porte sur
les produits issus des différentes filières de traitement des boues de vidange, traite des difficultés
potentielles et des restrictions pour leur destination ultime et présente les étapes supplémentaires
qui peuvent ou doivent être mises en place pour en tirer avantage.
La valorisation des boues la plus courante est historiquement le conditionnement des sols et
l’engrais organique, car les excreta contiennent des nutriments essentiels aux plantes ainsi que
de la matière organique permettant la rétention de l’eau dans les sols. Il existe aussi des filières
de traitement qui amènent d’autres formes de valorisation. La digestion anaérobie des boues de
vidange, par exemple, produit du biogaz et des boues digérées pouvant être utilisées comme
amendement de sol. La valorisation des boues en tant que biocarburant est en cours de déve-
loppement, notamment à travers la pyrolyse, la gazéification, l’incinération et la cocombustion.
Le traitement par des mouches soldats noires est aussi testé pour la production de protéines.
Ce chapitre porte sur les possibilités de valorisation selon les filières de traitement considérées,
d’un point de vue biologique et énergétique. Il présente les procédés bien établis mais aussi les
innovations prometteuses.
X - D E S T I N AT I O N F I N A L E D E S P R O D U I T S I S S U S D U T R A I T E M E N T
Il existe de nombreuses technologies de traitement des boues de vidange, qui peuvent être as-
sociées de différentes façons. Tous les procédés de traitement donnent lieu à des produits qui
pourront être soumis à un traitement complémentaire, stockés ou encore commercialisés en vue
de leur valorisation. L’utilisation des produits issus du traitement doit être prise en compte dès
la phase de conception globale de la filière de gestion des boues de vidange, car un produit est
intrinsèquement lié à un procédé de traitement donné (voir aussi chapitre 17). La synthèse des
possibilités de valorisation traitées dans ce chapitre est présentée dans le tableau 10.1.
PROCÉDÉ DE TRAITEMENT
PRODUIT
OU DE PRODUCTION
Amendement de sol Boues de vidange non-traitées.
Boues séchées issues des lits de séchage.
Compost.
Granulés (pellets).
Digestat issu de la digestion anaérobie.
Résidus laissés par les mouches soldats noires.
Eau recyclée Boues de vidange liquides non-traitées.
Effluent sortant des stations de traitement.
Protéine Larves des mouches soldats noires.
Fourrage et végétaux Lits de séchage plantés.
218
Poissons et végétaux Lagunage ou effluent pour l’aquaculture.
Matériaux de construction Incorporation des boues séchées.
Biocarburants Biogaz issu de la digestion anaérobie.
Incinération/cocombustion de boues séchées.
Pyrolyse des boues de vidange.
Biocarburant issu des boues de vidange.
Rupture du cycle
d’infection = Contamination des eaux
Individu infecté empêcher ou de la nourriture
la transmission
Ingestion orale
Le cycle de transmission des germes pathogènes peut être rompu par des barrières qui bloque-
ront les voies de transmission et empêcheront le déroulement du cycle. Il est nécessaire que le
traitement des boues de vidange atteigne le niveau d’hygiénisation approprié pour le mode de
réutilisation ou de mise en dépôt envisagé. Néanmoins, les voies d’exposition sont très diffé-
rentes, que ce soit par exemple pour des boues traitées déversées dans l’environnement, pour
celles utilisées dans l’agriculture ou encore pour celles qui sont incinérées. Les recommandations
pour des pratiques agricoles sans danger de l’Organisation mondiale de la santé (OMS), publiées
en 1998, avaient fixé à un œuf d’helminthe par gramme de matière sèche le seuil pour l’épan- 219
dage non-restrictif. De nouvelles recommandations de l’OMS pour l’utilisation sans danger des
eaux usées, des excreta et des eaux grises dans l’agriculture et l’aquaculture ont été publiées en
2006. Elles ne mettent plus tant l’accent sur des niveaux d’hygiénisation que sur une approche
multi-barrière : des niveaux d’hygiénisation plus faibles peuvent être considérés comme accep-
tables lorsqu’ils sont associés à d’autres barrières dans le processus de valorisation. Ce concept
d’approche multi-barrière, associé à un protocole d’évaluation et de gestion des risques pour
protéger la santé publique, est expliqué en détail dans le guide de l’OMS Guidelines for the Safe
Use of Wastewater, Excreta and Greywater in Agriculture and Aquaculture (OMS, 2006). Il est
aussi renforcé dans l’approche de « Planification de la gestion de la sécurité sanitaire de l’assai-
nissement » (Sanitation Safety Plan, SSP) pour une utilisation et une élimination sûre des eaux
usées, des excreta et des eaux ménagères (OMS, 2016)
La première barrière est assurée par la réduction des germes pathogènes dans la filière de trai-
tement. Les barrières post-traitement sont notamment : des restrictions d’utilisation dans les
cultures consommées crues, des périodes minimales entre l’application des produits issus du
traitement et la récolte (pour permettre la dégradation des germes pathogènes), l’irrigation goutte
à goutte ou enterrée, l’accès restreint des ouvriers et du public pendant l’application, l’utilisation
d’équipements de protection individuelle et des méthodes de préparation alimentaire sans dan-
ger comme la cuisson, le lavage ou l’épluchage. Prendre en compte le risque infectieux implique
de s’intéresser à tous les groupes potentiellement exposés. Ils peuvent être classés en catégo-
ries, comme par exemple les ouvriers et leurs familles, les communautés environnantes et les
consommateurs des produits.
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L’Agence de protection de l’environnement des États-Unis (USEPA) a fixé des limites en termes
de concentration de métaux lourds pour l’épandage des boues issues du traitement des eaux
usées en se basant sur la somme de l’accumulation des métaux dans le sol après 100 ans
d’épandage, soit un « scénario du pire ». Ces concentrations fixées pour la protection de la santé
humaine et environnementale sont conservatives, mais moins que celles fixées par les réglemen-
tations existant en Europe. Un aperçu de ces limites réglementaires est présenté dans le tableau
10.2.
Tableau 10.2 : Limites réglementaires pour l’épandage de boues des stations de traitement des eaux usées aux États-Unis
220 d’Amérique et en Europe concernant les concentrations en éléments traces dans les biosolides.
AS 41
Hg 17
Fe nm - -
Pb 300 100 750
Ni 420 50 300
Cr 1 200 100 1 000
Cd 39 1 20
Cu 1 500 100 1 000
Zn 2 800 50 2 500
Se 36 - -
mieux acceptée car les boues traitées présentent une apparence, une odeur et des risques pour
la santé moins défavorables. Là où l’utilisation des boues de vidange est absolument taboue,
d’autres solutions peuvent être plus appropriées et mieux acceptées. Il s’agit par exemple du
cotraitement avec d’autres déchets, de l’utilisation dans les matériaux de construction ou comme
combustible. Cela met en évidence la nécessité d’évaluer la demande du marché en produits
issus du traitement en amont du choix d’un procédé de traitement et d’une destination finale des
produits (Diener et al., 2014).
Tableau 10.3 : Quantités de nutriments contenus dans les urines et les fèces pour cultiver 250 kg de céréales, selon Dran-
gert (1998).
BESOINS EN NUTRIMENTS
URINE1 FÈCES2 TOTAL
NUTRIMENTS POUR 250 KG DE CÉRÉALES
(kg) (kg) (kg)
(kg)
Azote (N) 4 0,5 4,5 5,6
Phosphore (P) 0,4 0,2 0,6 0,7
Potassium (K) 0,9 0,3 1,2 1,2
Quantité totale
5,3 1 6,3 7,5
de N + P + K
1
500 L/personne/an.
2
50 L/personne/an.
Il est important de déterminer le taux d’épandage des boues traitées selon des considérations
agronomiques, dans le but de maximiser les bénéfices et d’éviter la contamination de l’envi-
ronnement liée à une application excessive. Les nutriments sont présents dans les boues sous
formes organiques et inorganiques. Les formes inorganiques (par exemple NH4+/NH3, NO3-/NO2-)
sont plus facilement assimilables par les plantes et la faune microbienne que les nutriments orga-
niques. Les nutriments liés à la matière organique sont relâchés lentement dans le temps à travers
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les processus de minéralisation, pour devenir biologiquement disponibles. Si l’azote est appliqué
en excès par rapport à la demande des plantes et des communautés microbiennes du sol, de
l’azote ammoniacal peut être perdu par volatilisation et des nitrates par lessivage à travers le sol.
Le lessivage peut conduire à l’eutrophisation des eaux de surface et à la contamination en nitrates
des ressources en eau potable (ce qui peut résulter en méthémoglobinémie chez l’humain).
Des taux limites pour l’épandage des boues de vidange sont fixés dans de nombreux pays
(comme par exemple en Afrique du Sud et en Chine). Il s’agit généralement de taux autorisés
maximum (c’est-à-dire des volumes de boues de vidange maximum par unité de surface d’épan-
dage). Les ratios d’épandage peuvent être aussi déterminés sur la base de l’expérience : on
estime par exemple que 56 m3 de boues de vidange sont nécessaires pour fertiliser un hectare
de culture de maïs, de mil et de sorgho en climat tropical (Asare et al., 2003). Il existe également
des méthodes pour calculer les taux d’épandage sur la base de la demande en nutriments des
plantes. La méthode du « bilan d’azote » utilisé pour les boues d’épuration en est un exemple,
comme l’illustre la figure 10.2 (Henry et al., 1999). On calcule tout d’abord la quantité d’azote
absorbée par les plantes sur la base de la quantité d’azote présente dans les produits récoltés.
La quantité d’azote d’origine naturelle déjà présente dans le sol est ensuite quantifiée. Le besoin
en azote à apporter par l’épandage correspond à la différence entre les deux (Henry et al., 1999).
Des études ont mis en évidence des réactions différentes des cultures à l’application d’azote
sous forme de compost et de cocompost selon la phase de croissance des plantes. Lors de la
phase végétative (les 6 premières semaines), l’absorption (mesurée par l’efficience de transpi-
222 ration1) par le maïs est allée jusqu’à 150 kg de N/ha, pour ensuite diminuer, alors que l’apport
d’azote était augmenté à 210 kg de N/ha (Adamtey et al., 2010). Par ailleurs, lors de la phase
de reproduction (après la semaine 8), l’absorption d’azote de la plante a augmenté en lien avec
les doses appliquées (Adamtey et al., 2010). Ces observations ne s’appliquaient pas aux sols
fertilisés avec des engrais inorganiques.
Comme pour les autres formes d’épandage agricole, la charge en nutriments est un point d’at-
tention pour éviter la contamination de l’environnement. Des travaux de recherche sur l’enfouis-
1
Efficience de transpiration (transpiration efficiency) : matière sèche totale produite par unité d’eau transpirée par la plante.
TECHNOLOGIE
sement en tranchées profondes en foresterie ont été effectués en Afrique du Sud. Ils démontrent
une meilleure croissance des arbres et l’absence de signes de contamination des eaux souter-
raines (Still et Taylor, 2011). L’impact sur les eaux souterraines est néanmoins un point à appro-
fondir et à prendre en compte au cas par cas pour garantir l’absence d’impact de cette solution
sur l’environnement. Les paramètres clefs à considérer sont le type de sol et sa porosité, la pro-
fondeur des eaux souterraines, la proximité des sources d’eau potable et les concentrations en
nutriments existantes. Une longue expérience en enfouissement en tranchées profondes existe
aussi aux États-Unis. Cette méthode a été utilisée pour la réhabilitation des sites d’extraction de
gravier en plantations d’arbres (Kays et al., 2000).
Objectifs :
• Maximiser la production de bois
• Éviter la contamination de l’environnement par l’azote
• Maintenir une rentabilité
Figure 10.2 : Bilan en azote pour l’épandage de boues (figure : Linda Strande).
Épandage
L’utilisation directe des boues de vidange est une pratique historique dans certaines parties de la
Chine, de l’Asie du Sud-Est et de l’Afrique. L’épandage direct présente un haut risque d’impact
sur la santé humaine et n’est donc généralement pas recommandé. Cette pratique est préférable
pour les régions arides et semi-arides. Elle implique la mise en place de barrières appropriées
et une grande superficie de terrain. Les boues brutes sont épandues sur les champs lors de la
saison sèche, puis incorporées dans les sols lors de la plantation des cultures pendant la saison
des pluies (Cofie et al., 2005). Une autre méthode consiste à enfouir les boues avec d’autres
résidus végétaux dans des trous et à les laisser évoluer quelques mois avant l’utilisation. Cette
pratique existe là où il y a une forte demande en boues de vidange. Dans le nord du Ghana par
exemple, 90 % des boues de vidange sont utilisées comme engrais. Les agriculteurs perçoivent
la compétition pour l’approvisionnement en boues comme l’une des principales contraintes de
leur utilisation dans leurs exploitations agricoles (Cofie et al., 2005).
Lits de séchage
Les boues résultant du traitement par lits de séchage plantés et non-plantés présentent des ca-
ractéristiques très différentes. Elles donnent donc lieu à des considérations différentes pour leur
épandage agricole. Pour les deux procédés, la majorité des œufs d’helminthe sont retenus dans
la couche de boue (Cofie et al., 2006). Le temps de séjour dans les lits de séchage non-plantés
(quelques semaines) étant faible, les boues séchées nécessitent un traitement supplémentaire,
ou simplement un temps de stockage, pour réduire les germes pathogènes. Le temps de séjour
plus long des boues dans les lits de séchage plantés (quelques années) entraîne une réduction si-
gnificative des germes pathogènes qui est à évaluer au cas par cas. Une étude sur la rémanence
des œufs d’helminthe dans les biosolides issus de lits de séchage plantés a permis d’observer
que 6 œufs/g de MS sur les 127 œufs présents étaient encore viables (Koottatep et al., 2005a).
Une autre étude a mis en évidence une diminution des œufs totaux de 78,9 à 7,5/g de MS en
six mois. Cette diminution était de 38,5 à 4/g de MS pour les œufs viables (Kengne et al., 2009).
Grâce au temps de séjour élevé des lits de séchage plantés, les biosolides qui en sont extraits
présentent de plus des propriétés et un contenu en nutriments similaires à ceux d’un compost
mûr.
Le traitement et l’extraction des boues des lits de séchage sont traités aux chapitres 7 et 8. La
quantité de boues à extraire est fonction de paramètres comme la concentration en MS des
boues brutes, la fréquence d’alimentation et la charge organique appliquée au lit de séchage.
Pour les lits de séchage non-plantés, des charges de 100 à 200 kg de MS/m2/an ont donné
lieu à des épaisseurs de boues séchées produites de 25 à 30 cm pour un temps de séjour de
224
15 jours (Cofie et al., 2006). Pour les lits de séchage plantés, des charges de 100, 200 et 300 kg
de MS/m2/an ont donné lieu à une production de biosolides de, respectivement, 30 à 40, 50 à 70
et 80 à 113 cm/an (Kengne et al., 2011). Des charges plus élevées ne sont pas recommandées.
Il est rapporté que des charges supérieures à 500 kg de MS/m2/an réduisent les performances
du traitement et entraînent le dépérissement des végétaux (Koottatep et al., 2005b). Il existe des
possibilités d’innovation au niveau des régimes de mélange, de l’épaisseur des couches d’ali-
mentation, des charges applicables et des processus solaires/thermiques.
Cocompostage
Le cocompostage désigne le compostage des boues de vidange avec d’autres déchets, comme
les déchets organiques municipaux (figure 10.3). Les boues de vidange de faibles concentrations
en matières sèches doivent être concentrées et déshydratées au préalable, par exemple à l’aide
de bassins de décantation ou de lits de séchage. La réduction des germes pathogènes a lieu
pendant le processus de compostage, grâce aux températures élevées atteintes et/ou à la durée
du processus. Quand le traitement est effectué correctement, le produit sortant est un biosolide
stabilisé qui peut être manipulé, stocké et utilisé en toute sécurité dans les champs, puisque sa-
tisfaisant aux recommandations de l’OMS mentionnées auparavant, sans risque de transmission
de germes pathogènes (Banegas et al., 2007 ; Koné et al., 2007). Des informations plus détaillées
sur le cocompostage se trouvent dans les chapitres 3 et 5. Si le compostage est une technique
éprouvée pour produire un amendement de sol sans danger pour son utilisation, la demande du
marché local doit être évaluée au préalable. Le compost n’a généralement pas une valeur mar-
chande élevée. Il amène néanmoins d’autres avantages que sont la valorisation et la contribution
à l’équilibre des coûts du traitement (Diener et al., 2014).
TECHNOLOGIE
Figure 10.3 : Cocompost de boues de vidange et de déchets organiques municipaux réalisé par Sanergy à Nairobi, Kenya
(photo : Linda Strande).
Danso et al. (2002) ont évalué la volonté à payer des agriculteurs pour du compost réalisé à partir
de déchets organiques municipaux et de boues de vidange au Ghana. Ils ont interviewé 700 agri-
culteurs dans trois villes différentes, dont des utilisateurs de compost et des non-utilisateurs.
Les résultats montrent que le compost était reconnu comme une ressource utile par la plupart
des agriculteurs (100 % des utilisateurs de compost et 80 % des non-utilisateurs). Les freins à
225
l’utilisation étaient plutôt économiques ou techniques que culturels. Tous les agriculteurs se sont
montrés disposés à payer mais à un prix modéré, trop faible pour que la production soit rentable.
Les volontés à payer annoncées par les agriculteurs étaient de 0,1 à 3 USD par sac de compost
de 50 kg, alors que les coûts de production variaient entre 4 et 7 USD (Danso et al., 2002).
Vermicompostage
Le vermicompostage permet d’utiliser des vers pour décomposer les particules organiques de
grande taille, stimuler l’activité microbienne et augmenter le taux de minéralisation. Les boues de
vidange sont ainsi transformées en substances humiques de structures plus fines que le com-
post habituel (Alidadi et al., 2005). Le vermicompostage a besoin d’une température maximale
de 35 °C pour fonctionner, afin de maintenir la viabilité des vers. Cette température n’est pas
suffisamment élevée pour assurer l’inactivation des agents pathogènes. La réduction des germes
pathogènes passe donc par des méthodes additionnelles, comme le stockage ou le compostage
thermophile (Ndegwa et Thompson, 2000).
Granulation
Les granulés secs (ou pellets) peuvent constituer une solution intéressante pour le conditionne-
ment des boues de vidange, générant un produit facile à transporter, aux caractéristiques fiables
pour la réutilisation et, selon le niveau de traitement réalisé, sans danger à manipuler. La valorisa-
tion se traduit via l’amendement de sols ou l’utilisation comme biocarburant pour la combustion.
Le procédé LaDePa (Latrine Dehydration and Pasteurisation) en est un exemple. Développé en
Afrique du Sud, il fonctionne à l’échelle pilote. Il est utilisé pour des boues sèches (issues des la-
trines à fosse sèche ou de boues déshydratées) et peut également cotraiter les boues de stations
X - D E S T I N AT I O N F I N A L E D E S P R O D U I T S I S S U S D U T R A I T E M E N T
de traitement des eaux usées qui n’ont pas reçu d’ajout de polymères (chapitre 5). Le processus
nécessite l’enlèvement préalable des détritus, suivi d’un séchage et d’une exposition au rayon-
nement infrarouge. Il produit de petits granulés qui peuvent être vendus aux consommateurs
comme amendement de sol (Harrison et Wilson, 2011). Un autre procédé de granulation est en
cours de développement au Ghana, pour produire des granulés secs enrichis en urée, avec des
propriétés fertilisantes similaires à celle du fumier de fientes. Le processus consiste en une suc-
cession d’étapes de séchage, de compostage ou d’irradiation pour l’hygiénisation, d’enrichisse-
ment en urée, puis de granulation avec un liant (Nikiema et al., 2012). La disponibilité des matières
organiques et des nutriments est un problème possible de l’utilisation de granulés secs comme
amendement de sol. Nikiema et al. (2012) ont néanmoins constaté que l’utilisation du manioc
comme liant permet une stabilité durant le transport et se décompose facilement dans le sol.
Ce paragraphe concerne la réutilisation des boues de vidange non-traitées et des effluents sor-
tant des procédés de traitement des boues de vidange. Les problèmes liés à la réutilisation des
flux liquides de boues de vidange sont légèrement différents de ceux des eaux usées qui sont 10
à 100 fois moins concentrées. Pour plus d’informations sur l’utilisation des eaux usées brutes et
traitées en irrigation, il est recommandé de se référer à des documents spécialisés comme l’ou-
vrage Wastewater Irrigation and Health (Dreschel et al., 2000) et les recommandations de l’OMS
(Safe Use of Wastewater and Excreta – OMS, 2006). Ces deux documents sont disponibles en
téléchargement gratuit (www.iwmi.cgiar.org ; www.who.int/en/).
directement dans les réseaux d’égouts). Cette pratique peut constituer une source essentielle
d’eau et de nutriments. Elle est raisonnablement sans danger à condition d’être effectuée dans
des conditions contrôlées. La possibilité d’exposition aux germes pathogènes est néanmoins
élevée, en particulier dans les cas d’une utilisation directe non-planifiée.
Des techniques de traitement en exploitation agricoles ont été étudiées au Ghana, avec l’objectif
de réduire les risques microbiologiques pour la santé (Keraita et al., 2010). À l’heure actuelle,
l’irrigation s’effectue par l’utilisation directe d’eau non-traitée polluée par des eaux usées et d’eau
noire, générant une contamination par les germes pathogènes des cultures vivrières à manger
crues. Les exploitations agricoles sont de toutes tailles, du petit producteur de légumes dans
son jardin à des tailles moyennes et grandes. Les techniques de traitement sur site maraîcher
sont les suivantes : canaux, bassins, filtres plantés et filtration sur sable ou à travers des tissus.
Les solutions de traitement appropriées dépendent forcément du contexte local, en termes no-
tamment de niveau de pollution des eaux, de superficie disponible, de climat, de statut foncier
et d’utilisation souhaitée de l’eau (comme le type de culture ou le mode d’irrigation). L’irrigation
au goutte à goutte constitue un exemple de l’impact important qu’ont les méthodes classiques
d’irrigation. Si cette technique est intéressante en termes de réduction des volumes, d’augmen-
tation du rendement et de meilleure protection de la santé humaine, elle est par contre également
l’une des techniques d’irrigation les plus coûteuses. Les développements futurs de l’utilisation
des boues de vidange liquides pourront porter sur la compréhension de l’élimination des germes
pathogènes et sur le recyclage des nutriments par différents procédés de traitement, dans le but
de pouvoir assurer des niveaux de traitement donnés.
227
Le lagunage utilisé pour le traitement du surnageant d’un bassin de décantation au Ghana fournit
un exemple de l’impact négatif de la charge élevée en nutriments. La concentration élevée en
ammoniaque a en effet inhibé la croissance des algues (l’effet toxique de l’azote ammoniacal sur
les algues commence pour 40 à 50 mg de N-NH3/L). Un effluent sortant de bassins de lagunage
peut avoir des caractéristiques similaires à celles obtenues avec des procédés plus convention-
nels de traitement des eaux usées, en fonction de l’effluent entrant, des taux de charge et de
l’exploitation-maintenance. Les effluents sortant de la station de traitement des boues de vidange
par lits non-plantés de Dakar fournissent un autre exemple de concentrations élevées : 3 600 mg
de DCO/L, 870 mg de DBO/L, 260 mg de N-NH3/L, 370 mg de NTK/L et 170 mg de N-NO3/L
(Koné et al., 2007). Les concentrations du percolat des lits de séchage plantés en Thaïlande a été
mesuré aux valeurs suivantes : 100 à 2 200 mg de DCO/L, 6 à 250 mg de NTK/L et 5 à 200 mg
de N-NH3/L (Koottatep et al., 2005a).
La salinité peut interférer avec la croissance des plantes et avoir des impacts à long terme sur les
228 sols. La conductivité électrique dans un surnageant de décanteur au Ghana a été observée à des
valeurs allant de 8 à 10 mS/cm, et entre 2 et 5 mS/cm dans un percolat de lits de séchage plantés
en Thaïlande (cette conductivité élevée était principalement due à l’ammoniaque). La conductivité
maximale acceptable pour les plantes les plus tolérantes est de 3 mS/cm (Koné et al., 2007).
L’utilisation d’effluents pour l’irrigation augmentera donc toujours la salinité du sol à long terme. Il
est recommandé d’adopter des pratiques de réduction de la salinité telles que le lavage des sols,
le drainage adéquat des sols et le contrôle des sels dans les eaux usées (OMS, 2006).
Des exigences minimales de qualité pour la réutilisation des effluents traités existent dans la
plupart des pays, mais ne sont pas forcément appliquées dans les pays à revenu faible ou in-
termédiaire car trop coûteuses à atteindre. En Chine par exemple, un abattement de 95 % des
œufs d’helminthe doit être atteint. Au Ghana, l’Agence de protection de l’environnement impose
plus de 90 % d’abattement sur la DBO et les germes fécaux (Heinss et al., 1998). Comme pour la
réutilisation des boues de vidange en conditionneur de sol, l’approche multi-barrière recomman-
dée par l’OMS est plus adaptée pour la réutilisation des effluents en irrigation. Des mesures de
protection de la santé humaine doivent être mises en place selon la qualité des effluents utilisés.
Il s’agit notamment des restrictions sur les cultures, de techniques d’irrigation, de périodes de
récolte, de la manière de préparer les aliments et du contrôle de l’exposition (OMS, 2006).
Koottatep et al. (2005b) ont observé l’impact de l’utilisation du percolat issu de lits de séchage
plantés pour l’irrigation de tournesol durant six années en Thaïlande. Différentes proportions de
percolat ont été utilisées pour irriguer des parcelles cultivées, et la croissance des plantes a été
observée. L’expérience a montré que la croissance des plantes de tournesol n’a pas été limitée
par le percolat et a même été améliorée. Les rendements en termes de graines produites et de
TECHNOLOGIE
contenu en huile ont été plus élevés avec du percolat (figure 10.6), les meilleures proportions
étant 20 % et 50 %. Des rendements légèrement inférieurs ont été observés pour une irrigation
pratiquée à 100 % avec du percolat, probablement en raison de sa forte salinité.
Rendement moyen (kg/ha)
Figure 10.6 : Rendement moyen et teneur en huile des graines de tournesol après irrigation avec différentes proportions de
percolat du lit de séchage (Koottatep et al., 2005b).
10.6.1 Protéines
Les larves de mouches soldats noires (MSN) - Hermetia illucens - peuvent être utilisées comme
source de protéines et de graisses pour l’alimentation des volailles et des poissons. Elles pour-
raient aussi facilement remplacer les farines de poisson comme élément clef de l’alimentation ani-
male (St-Hilaire et al., 2007). Les larves se développent en se nourrissant de matières organiques,
que sont par exemple les boues de vidange et les déchets organiques (Dortmans et al., 2017).
Le dernier stade larvaire, la prénymphe, présente une teneur élevée en protéines et en matières
grasses. Les risques que les MSN soient un vecteur de transmission de maladies est très faible
car elles ne se nourrissent pas au stade adulte, lorsqu’elles sont en mesure de voler (Sheppard
et al., 1994). L’utilisation de boues de vidange pour l’alimentation des larves de mouches a été
démontrée avec succès (Nguyen, 2010).
cas par cas, notamment selon l’existence d’un marché pour les produits issus du traitement et
l’impact d’autres paramètres comme le climat et la disponibilité de la matière organique.
Étude de cas 10.1 : Valeur marchande du fourrage cultivé dans des lits de séchage plan-
tés au Cameroun.
Une enquête socio-économique menée dans trois villes du Cameroun (Douala, Yaoundé et Ga-
230 roua) visant à évaluer le potentiel commercial de l’Echinochloa pyramidalis a mis en évidence
l’existence d’un marché pour des quantités journalières en saison sèche et en saison pluvieuse de,
respectivement, 5 à 8 tonnes en poids frais (figure 10.7). Cette espèce végétale est utilisée comme
fourrage par des éleveurs de chevaux, de chèvres, de moutons, de vaches laitières, de lapins, de
grands aulacodes (Thryonomys swinderianus) et de cochons d’Inde (figure 10.8).
L’Echinochloa pyramidalis est vendue dans les centres urbains et périurbains. Son prix varie tout
au long de l’année selon sa qualité (sèche ou fraîche), sa quantité et sa disponibilité. Les prix ob-
tenus varient de 0,1 à 0,2 USD/kg (poids frais) en saison sèche et de 0,2 à 0,3 USD/kg en saison
des pluies, générant un revenu journalier allant, respectivement, de 500 à 1 000 USD et de 1 600
à 2 400 USD.
Figure 10.7 : Espèces animales nourries avec de l’Echinochloa pyramidalis (herbe à antilope) à Yaoundé, Cameroun.
TECHNOLOGIE
Figure 10.8 : L’herbe à antilope est un fourrage très prisé dans les zones urbaines et périurbaines (photo : Ives Kengne).
Si les poissons ne sont pas sensibles aux germes pathogènes humains, ils peuvent néanmoins
en être porteurs. Les bactéries fécales peuvent s’accumuler dans les organes internes et les
branchies des poissons. Selon les recommandations de l’OMS de 1998, les barrières de pro-
tection pour empêcher un transfert chez l’homme consistent en la cuisson des poissons avant
consommation, le transfert des poissons dans des bassins d’eau propre pendant 2 à 3 semaines
avant leur consommation ou le maintien d’un taux de coliformes fécaux inférieur à 1000/100 mL.
Les poissons peuvent également servir d’hôtes intermédiaires aux helminthes, ce qui est une
préoccupation avec les boues de vidange. Dans les zones où la schistosomiase est endémique,
les ouvriers aquacoles pourraient être en contact avec les escargots vecteurs de la maladie. Les
mesures préventives consistent en l’utilisation de boues de vidange traitées, le port de vêtements
de protection, comme des bottes, et le désherbage des berges des lagunes pour diminuer le
développement des escargots (Cairncross et Feachem, 1983).
Le faible niveau de connaissance des aspects techniques liés à l’utilisation des boues de vidange
ou des eaux usées en aquaculture est également problématique. Les paramètres d’exploitation
sont difficiles à définir et des dysfonctionnements sont à craindre, comme par exemple l’eutrophi-
sation rapide des lagunes causée par l’excès en nutriments.
X - D E S T I N AT I O N F I N A L E D E S P R O D U I T S I S S U S D U T R A I T E M E N T
Les boues de station d’épuration et les boues de vidange séchées présentent des qualités simi-
laires à d’autres matériaux de construction bruts traditionnels comme le calcaire et l’argile (Jordan
et al., 2005 ; Lin et al., 2012). Les boues de vidange sont couramment utilisées dans la produc-
tion du ciment au Japon comme carburant alternatif pour les fourneaux, les cendres résultant de
l’incinération des boues pouvant être ensuite ajoutées au ciment (Taruya et al., 2002).
Une autre méthode possible pour l’utilisation des boues de vidange dans la fabrication de ciment
consiste à stabiliser et sécher les boues dans un traitement à la chaux. Rodriguez et al. (2011)
décrivent une méthode où 20 à 30 % de chaux (CaO) est ajoutée dans des boues d’épuration.
Cela déclenche la dégradation de la matière organique et l’hydratation du CaO. La réaction entre
la chaux et les boues est exothermique, elle favorise donc le séchage des boues (la température
passe de 20 à 100 °C). Le produit obtenu présente une texture pulvérulente avec des particules
de taille inférieure à 40 μm et peut être utilisé comme matière première dans la fabrication du
ciment à la place du calcaire (Rodríguez et al., 2011). Les auteurs affirment que cette forme de
232 déshydratation des boues est moins consommatrice en énergie que les autres procédés en rai-
son de la réaction exothermique entre la chaux et les boues, qui génère suffisamment de chaleur
pour permettre le séchage sans nécessiter de combustible fossile.
Les boues de vidange peuvent aussi être utilisées dans la fabrication de la céramique. Les expé-
riences effectuées par Jordan et al. (2005) ont montré des résultats prometteurs pour l’incorpora-
tion de boues de vidange dans le mélange de préparation de céramique. De 1 à 10 % en masse
de boues d’épuration séchées ont été incorporées dans la fabrication de l’argile. Les résultats
ont montré une meilleure perméabilité de l’argile et une moindre résistance à la flexion (Jordan et
al., 2005).
10.6.5 Biocombustibles
Comme le montre la figure 10.9, plusieurs possibilités existent pour la valorisation énergétique
des boues de vidange par voies biologiques et thermiques. Elles bénéficient d’une attention
accrue en raison de l’importante demande en biocombustibles durables. Les procédés envisa-
geables sont la digestion anaérobie (production de biogaz, de chaleur et du digestat - c’est-à-
dire des boues), la pyrolyse ou gazéification (production de biocharbon, d’huiles et de gaz), le
biocarburant (qui peut être produit par fermentation ou par des réactions chimiques en chaîne) et
l’incinération ou cocombustion de boues de vidange séchées. La récupération d’énergie exploite
le potentiel énergétique présenté par la matière organique contenue dans les boues de vidange,
mais souvent au détriment de la valorisation des nutriments.
TECHNOLOGIE
Bio-huiles
Biocharbon
Gazéification
Digestion Gaz de
Biogaz Électricité
anaérobie synthèse
Biogaz
La digestion anaérobie des boues de vidange produit un mélange de composés gazeux commu-
nément appelé « biogaz ». Le mélange de gaz couramment obtenu est présenté au tableau 10.4.
Les proportions et la quantité produite sont fonction des paramètres de fonctionnement, tels que
233
le niveau de stabilisation des boues, leur DCO et la température.
Tableau 10.4 : Gaz produits lors de la digestion anaérobie (adapté de Bates, 2007).
Tableau 10.5 : Équivalence biogaz - carburants à 15 °C et à pression atmosphérique (adapté de Bates, 2007).
Le biogaz présente un fort potentiel énergétique grâce au pouvoir calorifique élevé du méthane et
peut donc être utilisé comme combustible. Il peut l’être directement pour certaines applications,
comme la cuisson. Pour un usage comme combustible de moteur, il nécessite néanmoins une
X - D E S T I N AT I O N F I N A L E D E S P R O D U I T S I S S U S D U T R A I T E M E N T
étape préalable de nettoyage pour éliminer le sulfure d’hydrogène et éviter ainsi la corrosion.
Le tableau 10.5 présente les équivalents en combustibles classiques à 1 Nm3 de biogaz2. Les
installations de digestion anaérobie ont les mêmes besoins en équipement, qu’elles soient de pe-
tites ou de grandes tailles. Les installations de petites tailles peuvent donc parfois présenter des
coûts prohibitifs et sont également plus sensibles aux chocs de charges et aux fluctuations dans
les processus. Dans la pratique, la production d’électricité n’est pas toujours évidente à petite
échelle : les installations plus grandes sont plus faciles à gérer.
La digestion anaérobie de déchets organiques génère par exemple environ 100 à 200 Nm3 de
biogaz par tonne de déchets organiques municipaux (Claassen et al., 1999). Avec un rendement
de conversion de 25 % en électricité, 1 m3 de biogaz peut produire 1,51 kWh (Cuéllar et Webber,
2008). La digestion anaérobie d’une tonne de déchets organiques municipaux présente donc
un potentiel de production électrique de 320 kWh, ce qui correspond au fonctionnement d’une
ampoule de 100 W pendant environ 132 jours ou encore de 3 200 ampoules de 100 W pendant
1 heure. Dans ce cas, il serait plus intéressant d’utiliser le biogaz comme gaz de cuisson (ou
comme combustible) que pour l’éclairage du quartier.
La fraction solide qui reste après la digestion anaérobie peut, elle aussi, être utilisée, de la même
manière que d’autres boues de vidange. Elle peut nécessiter un traitement ultérieur selon la des-
tination finale envisagée. Le niveau de désinfection obtenu par la digestion anaérobie dépend de
la température atteinte. La digestion par voie thermophile (> 50 °C) entraînera une réduction signi-
ficative des germes pathogènes, alors que les conditions mésophiles (30 à 38 °C) ne permettent
234 pas leur inactivation. Le bon mélange du réacteur entraîne un meilleur niveau d’abattement des
germes pathogènes car il évite la formation de zones mortes au sein du réacteur (Smith et al.,
2005).
Incinération/cocombustion
L’incinération correspond à la combustion complète de la matière organique à haute température.
Elle peut être aussi bien une solution de transformation ultime qu’un moyen de produire de l’élec-
tricité ou de la chaleur. L’incinération des boues d’épuration est relativement fréquente en Europe
et aux États-Unis. Elle transforme les boues en cendres (qui représentent 10 % des volumes
initiaux), principalement composées de matières inorganiques et débarrassées de tout germe
pathogène par les températures élevées (Werther et Ogada, 1999). Plusieurs méthodes d’inciné-
ration et de cocombustion sont possibles pour les boues de vidange. Elles sont résumées dans
la figure 10.10. Les cendres produites par l’incinération peuvent être mises en dépôt ou utilisées
comme matière première pour la fabrication de matériaux de construction.
Le pouvoir calorifique des boues d’épuration se situe généralement entre 10 et 29 MJ/kg de ma-
tières sèches. Celui des boues de vidange est plutôt de 17 MJ/kg et celui du charbon de 26 MJ/
kg en moyenne (Murray Muspratt et al., 2014). Les boues peuvent être utilisées en cocombustion
avec le charbon dans les centrales électriques à charbon ou encore dans d’autres procédés
industriels comme les fours de cimenterie (figure 10.11, Rulkens, 2008). L’injection directe de
boues de vidange déshydratées dans un four de cimenterie peut réduire les émissions de NOx de
2
Nm = normo mètre cube ; unité de mesure de quantité de gaz qui correspond au contenu d’un volume d’un mètre cube,
pour un gaz se trouvant dans les conditions normales de température et de pression (0 ou 15°C selon les référentiels et
l’atmosphère).
TECHNOLOGIE
40 % et produire 30 % d’émissions de CO2 en moins par rapport à l’utilisation des boues d’épu-
ration (Taruya et al., 2002). Pour que l’utilisation des boues de vidange comme combustibles soit
financièrement intéressante, il faut que les bénéfices financiers permettent d’équilibrer les coûts
économiques et environnementaux liés à leur séchage (préalablement à leur combustion).
L’incinération peut émettre des gaz polluants dans l’atmosphère. Les dispositifs de traitement
des gaz, pour en éliminer les polluants avant de les libérer, sont en général très coûteux (Rulkens,
2008). Malgré leur forte teneur en azote, les émissions d’oxydes d’azote lors de la combustion
des boues de vidange sont en réalité moindres qu’avec la combustion de charbon. Les émissions
de dioxines et de furanes sont également moindres pour l’incinération des boues de vidange que
pour les déchets (Werther et Ogada, 1999).
Boues
déshydratées
Avec du charbon
Lits fluidisés
dans les centrales
Avec les déchets
solides municipaux
Mono-
incinération Cocombustion
Fours :
235
- Fusion Dans d’autres
Combinée Avec d’autres
- Cyclone procédés (fabrication
FCM1 - CLF2 combustibles
- Rotatif de ciment, de briques…)
- Chaleur multiple
1
FCM : Fours à cœurs multiples.
2
CLF : Combustion sur lits fluidisés.
Figure 10.10 : Les différentes possibilités de combustion des boues (adapté de Werther et Ogada, 1999).
Pyrolyse/gazéification
La pyrolyse est réalisée par une montée en température en milieu pauvre en oxygène. L’absence
d’oxygène empêche la combustion et permet d’obtenir des produits carbonés différents de ceux
générés par l’incinération. Ces produits sont du biocharbon (biochar), des huiles et du gaz, dans
des proportions qui dépendent de la température du procédé et de la quantité d’agents gazéifica-
teurs présents. La gazéification a lieu à des températures supérieures à 700 °C qui produisent du
gaz de synthèse (H2 et CO). Les températures entre 350 et 500 °C donnent lieu à la pyrolyse, qui
génère une plus grande quantité de biocharbon et des gaz plus nombreux (comme par exemple
CO2 et CH4). Les deux produits issus du procédé peuvent être utilisés comme combustibles.
Les gaz générés peuvent également être récupérés (Rulkens, 2008). La littérature rapporte des
valeurs calorifiques des gaz de synthèse issus de la gazéification des boues d’épuration similaires
à ceux produits à partir du charbon, soit 7 à 9,5 MJ/m3 (Domínguez et al., 2006).
Le biocharbon obtenu peut être utilisé dans les fourneaux et les fours de la même manière que le
charbon classique. Une analyse énergétique est néanmoins utile pour vérifier que la production
de biocharbon à partir de boues humides présente un bilan positif en énergie. Le biocharbon
X - D E S T I N AT I O N F I N A L E D E S P R O D U I T S I S S U S D U T R A I T E M E N T
peut également être utilisé comme conditionneur de sol, mais les bénéfices ne sont pas encore
clairement établis. Étant donné que le biocharbon est un matériau hautement poreux, certains
avancent que la surface spécifique dans le sol, la capacité de rétention d’eau et d’aération seront
plus grandes (Chan et al., 2007). Cette technique est communément comparée aux pratiques
agricoles de « terra preta » ayant lieu en Amazonie depuis les civilisations anciennes. Le biochar-
bon n’apporte cependant pas les matières organiques et les nutriments présents dans le com-
post, qui sont perdus via le processus de pyrolyse ou de gazéification. Les tests de culture avec
du biocharbon montrent à la fois des rendements meilleurs et moins bons. Le biocharbon peut
aussi conduire à l’épuisement des nutriments du sol s’ils sont absorbés (Brown, 2011). Il semble
donc qu’il soit plus avantageux d’utiliser le biocharbon comme combustible que comme condi-
tionneur de sol. On retient néanmoins le besoin additionnel en recherches pour mieux caractériser
les propriétés du biocharbon, leurs relations avec les conditions de fabrication et les impacts sur
les sols (Manyà, 2012). À ce jour, les informations disponibles concernent seulement les boues
d’épuration (biosolides). Des recherches sont actuellement menées sur le sujet dans le cadre du
programme Reinventing the Toilet Challenge de la Fondation Bill et Melinda Gates.
236
Figure 10.11 : Four à échelle pilote du projet FaME (Faecal Management Enterprises) pour la combustion de boues de
vidange afin de chauffer les huiles d’un procédé industriel, Université polytechnique de Thies, Sénégal (photo : Linda
Strande).
La pyrolyse conventionnelle est réalisée avec des matériaux relativement secs (figure 10.12).
La carbonisation hydrothermale (HTC), ou « carbonisation aqueuse à température et pression
élevées », permet quant à elle la pyrolyse de matériaux humides. Elle consiste en la dégradation
thermique de la biomasse en présence d’eau, en dessous d’un seuil critique et en absence d’oxy-
gène (Libra et al., 2011). La matière solide issue de ce procédé est appelée « hydrochar » pour
le distinguer du biocharbon obtenu à partir de la pyrolyse sèche. On considère que l’hydrochar
présente une nanostructure hautement poreuse qui peut être utilisée pour les liaisons ioniques,
l’absorption de polluants et d’eau ou comme structure pour la liaison des particules dans les
catalyseurs (Titirici et al., 2007). À travers la production d’hydrochar à partir de boues d’épuration
digérées par voie anaérobie, Berge et al. (2011) ont constaté une teneur en carbone inférieure au
contenu initial, ce qui indique une inefficacité de la carbonisation. Les raisons avancées sont une
TECHNOLOGIE
étape initiale d’hydrolyse incomplète, le pH légèrement basique des boues digérées, leur niveau
de stabilisation élevé et leur moindre capacité à modifier la teneur en carbone (Berge et al., 2011).
Des études sont encore nécessaires dans le domaine de la carbonisation hydrothermale et de
ses applications à la dégradation de la biomasse. La littérature à ce sujet est globalement moins
développée que celle sur la pyrolyse sèche et le charbon, probablement en raison, d’une part, du
fort intérêt suscité par la découverte des sols « terra preta » (Berge et al., 2011) et, d’autre part,
des exigences énergétiques et de pression présentées par la HTC.
Figure 10.12 : Projet de gazéification Liribogo à partir de feuilles de maïs et de sciure, situé dans le sous-comté de Muduu-
ma, district de Mpigi, Ouganda (photo : Linda Strande).
X - D E S T I N AT I O N F I N A L E D E S P R O D U I T S I S S U S D U T R A I T E M E N T
La production de biocombustibles peut aussi être réalisée par la transformation du gaz de syn-
thèse en carburant utilisable pour le transport. La fermentation de ce gaz permet de générer des
alcools tels que l’éthanol. Cette fermentation implique des microorganismes qui convertissent
le gaz de synthèse en hydrocarbures. Ces microorganismes sont mésophiles. Le gaz doit donc
être refroidi avant l’étape de fermentation. La récupération de chaleur est possible pendant le
processus de refroidissement (Henstra et al., 2007). Le procédé Fischer Tropsch constitue une
autre possibilité pour transformer le gaz de synthèse en biodiesel. Il implique une chaîne de ré-
actions chimiques catalysées par un métal (comme par exemple le fer, le cobalt ou le ruthénium).
Le processus est complexe. La production d’hydrocarbures liquides à partir de la biomasse ne
constitue, de plus, que la première étape de la commercialisation (Srinivas et al., 2007).
Biocarburant
Les biodiesels sont produits à partir d’huiles et de graisses qui peuvent être extraites des boues
de vidange. Une fois les lipides isolés, ils subissent un processus d’estérification à catalyse acide
ou basique à base d’alcool. Les composés produits sont des esters alkyliques d’acides gras
(c’est-à-dire du méthyle, du propyle ou de l’éthyle), qui forment le biodiesel. La difficulté à maxi-
miser l’extraction des lipides à partir des boues et les coûts associés constituent les principaux
obstacles à la production de biodiesel à partir de boues de vidange (Kargbo, 2010).
Le biodiesel a les mêmes applications que le diesel classique à base de combustibles fossiles. Il
présente une chaleur de combustion légèrement inférieure à celle du diesel pétrolier, pour une ré-
duction de puissance équivalente de 10 %. Il présente aussi des avantages par rapport au diesel
238
conventionnel, comme l’augmentation de la durée de vie du moteur et une moindre émission de
gaz d’échappement (Demirbas, 2009).
Figure 10.13 : Refus de dégrillage de la station de traitement des boues de vidange de Niayes à Dakar, Sénégal (photo :
Linda Strande).
TECHNOLOGIE
La destination finale la plus courante pour les refus de dégrillage est la mise en décharge. L’in-
cinération n’est généralement pas une solution ultime, en raison de la présence de matériaux
non-décomposables comme les cailloux et le sable. Le compostage constitue une possibilité
pour traiter la fraction organique décomposable, potentiellement en cocompostage avec des
déchets organiques ménagers, qui permet de disposer d’une matière facilement dégradable suf-
fisante (Koné et al., 2007 ; Niwagaba, 2009).
10.8 BIBLIOGRAPHIE
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