Esco Mafor

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Esco Mafor

Rapport final de l'ESCo "Matières fertilisantes d'origine résiduaire" – octobre 2014
Chapitre 2.
Caractéristiques physico-chimiques et
biologiques des Mafor
Auteurs principaux :
Pierre Benoît
Hubert Brugère
Magali Casellas
Patrick Dabert
Jacques Fuchs
Laure Giamberini
Dominique Patureau
Marie-Noëlle Pons
Anne-Marie Pourcher
Ed Topp
Chapitre 2
115
Sommaire
Introduction…………………………………………………………………………………………………………………….… ...…..117
2.1. Caractéristiques physico-chimiques des Mafor………………………………………………………..………...….. .…....118
2.1.1. Composition des déjections animales et de leurs co-produits……………………………………………..……. …….121
2.1.2. Composition des boues d’épuration, eaux usées et effluents………………………..………..………………… ….…128
2.1.3. Composition des composts…………………………………………………………………………...……………... ….....144
2.1.4. Composition des digestats………………………………………………………………...……….…...…………… ….....156
2.1.5. Composition des biochar………………………………………………………………………..….………………... …….126
2.1.6. Composition des cendres………………………………………………………………………..….……………….. …….128
2.1.7. Composition des Mafor « exotiques »……………………………………………………………….…………..…. ….....163
2.1.8. Composition des sédiments de dragage…………………………………………………………….….........……. ….....169
2.1.9. Conclusions sur la composition en macroéléments des Mafor…………………………………….…...……….. …….172
2.2. Eléments traces métalliques……………………………………………………………………………………………... .……175
2.2.1. ETM dans les Mafor « urbaines/domestiques »………….………………………………………………...…….. ….…180
2.2.2. ETM dans les Mafor « agricoles »………………………….……………………………………...…………......… ….…208
2.2.3. ETM dans les Mafor « industrielles »……………………….………………………………………………...…..... ….…217
2.2.4. ETM dans les biochars……………………………………….…………………………………………...…………. …….222
2.2.5. Les cendres………………………………………………….………………………………………………...……… …….227
2.2.6. Les sédiments……………………………………………….…………………………………………………...…… …….231
2.2.7. Conclusion………………………………………………….……………………………………………………...….. …….233
2.3. Les nanoparticules………………………………………………………………………………………………………… …….239
2.3.1. Flux estimés de nanoparticules manufacturées…………………………………….…………………………...... …….240
2.3.2. Physico chimie des nanoparticules dans les boues et implications environnementales……….…………….. …….242
2.3.3. Conclusion…………………………………………………………………………….……………………………..... …….243
2.4. Contaminants organiques dans les Mafor………………………………………………………………………..…… …….245
2.4.1. Les contaminants réglementés (en France)…………………………………………….……………………...….. …….247
2.4.2. Les contaminants non réglementés…………………………………………………….…………………………... …….253
2.4.3. Conclusions principales………………………………………………………………….…………………………... …….272
Annexe. Détail des mots-clefs utilisés dans les requêtes bibliographiques………………….……………………..…. …….281
2.5. Caractéristiques biologiques………………………………………………………………………………………..…… …….282
2.5.1. Mafor d’origine animale : les effluents d’élevage………………………………………….…………………........ …….282
2.5.2. Mafor d’origine humaine………………………………………………………………….…………………...……... …….297
2.5.3. L’antibiorésistance………………………………………………………………………….…………………...……. …….311
2.5.4. Les phytopathogènes contenus dans les Mafor………………………………………….…………………...…... …….323
2.5.5. Teneurs des Mafor en graines ou autres organes viables d’adventices………………………………………... …….327
Annexe. Requête bibliographique utilisée pour les sections 2.5.1 à 2.5.3……………………….…………….……… …….328
Références bibliographiques citées dans le chapitre 2………………………………………………………………….. …….329
Chapitre 2
116
Introduction
L’objectif de ce chapitre est d’offrir une vision de la composition moyenne et de la variabilité des Mafor ainsi
qu’éventuellement, lorsque c’est possible, faire le lien entre intrant/procédé/Mafor.
Il regroupe les caractéristiques biologiques et physico-chimiques des Mafor, c’est à dire :
• les données de base de leur composition telles que leur taux de matière sèche, matière organique,
Macro éléments (N, P, K, etc.), micro éléments, ETM, CTO, microorganismes,
•
quelques propriétés physico-chimiques telles que leur granulométrie, pH, alcalinité, capacité d’échange
cationique (CEC), salinité, conductivité, densité lorsqu’elles sont disponibles,
•
quelques propriétés biologiques telles que les mesures de biodégradabilité, lorsqu’elles sont
disponibles.
Ces données constituent souvent la première étape de la caractérisation des Mafor car elles permettent d’en
déduire a priori des propriétés d’usage et une éventuelle innocuité. Comme nous le verrons dans les chapitres
suivants, elles doivent être complétées par des tests biologiques plus poussés et des essais au champ pour
réussir à approcher les impacts et bénéfices réels de l'application au sol des Mafor.
Un point important à intégrer lors de la lecture de ce chapitre est la distinction à faire entre :
• les Mafor qui proviennent d’un procédé de traitement (comme les digestats ou les composts) de celles
qui sont « naturelles » (déjections animales ou sédiments). Cette différence d’origine peut conduire à
des variabilités différentes et importantes sur les caractéristiques des Mafor considérées.
•
Chapitre 2
les Mafor pour lesquelles la composition et les caractéristiques sont déjà soumises à réglementation
(comme les composts et certains fumiers et effluents d’élevages, par exemple) de celles qui ne le sont
pas ou pas encore (comme la majorité des effluents d’élevage et les digestats par exemple). L’existence
d’une réglementation sur les composts conduit à la mise en œuvre de traitements qui ont pour objectif
d’atteindre des critères de valeur agronomique et d’innocuité qui ont forcément impacté les résultats
présentés.
117
2.1. Caractéristiques physico-chimiques des Mafor
Patrick Dabert
Corpus bibliographique utilisé
Les bases explorées ont été :
• le WoS principalement pour la bibliographie scientifique
• la littérature grise disponible à Irstea, à l’INRA, dans les Instituts techniques, à l’ADEME, l’INERIS
• les sites internet de l’ADEME, l’INERIS, l’INRA (cahiers de l’environnement)
Pour la recherche sur le WoS, il est très vite apparu que nous aurions de grosses difficultés à gérer le corpus
pour ce chapitre. En effet, certains mots clés communs définis pour les Mafor tels que «residu» ou « biosolid »
sont trop communs dès lors qu’on les croise avec les mots clés nécessaires pour ce chapitre comme
« characterization » ou « composition ». Le nombre de références pour le corpus atteignait plus de 400 000 dont
plus de 13 000 reviews.
Un survol rapide des titres et parfois des résumés a montré qu’il existe en fait très peu de littérature scientifique
qui traite spécifiquement des caractéristiques biologiques et physico-chimiques des Mafor. En effet, ces données
sont généralement nécessaires pour publier mais elles ne correspondent pas à un questionnement scientifique.
Ainsi, de nombreuses études réalisées en laboratoire n’utilisent qu’une seule Mafor et ne définissent pas toujours
précisément son origine (exemple, digestat de déjections animales). De plus, le besoin analytique d’une
publication à l’autre étant différent, les méthodes d’analyse de la composition des Mafor, les unités d’expression
des données et quelque fois les molécules analysées ne sont pas les mêmes d’une publication à une autre
(données en Phosphore total versus P2O5 par exemple). Enfin certaines études utilisent des Mafor « artificielles »
(reconstitution d’ordures ménagères par mélange de végétaux, papier, cartons etc…). Ainsi lorsque l’on
recherche le WoS, on ne trouve pratiquement pas de revue qui détaille et compare la composition d’un grand
nombre d’échantillons d’une même Mafor ou de plusieurs Mafor. En revanche, on obtient des milliers de
publications scientifiques qui, pour un questionnement scientifique particulier, présentent un tableau introductif
souvent partiel de la composition d’une Mafor. Ces publications sont trop nombreuses pour être analysées et ne
traitent généralement que d’une ou deux Mafor.
Afin d’atteindre un corpus analysable, nous avons créé une base à partir de requêtes croisant la liste des Mafor
restreinte au titre des articles avec les mots-clefs relatifs aux notions de composition et de biodégradabilité. Puis
nous avons restreint l’analyse aux reviews plus susceptibles de s'intéresser à plusieurs Mafor et aux champs
thématiques dans le Wos pour réduire le corpus à 340 reviews. La lecture des titres et des résumés de ces
reviews a permis de réduire le corpus à 198 références et de les classer selon leur pertinence apparente vis-à-vis
de la requête (Tableau 2-1-1).
Tableau 2-1-1. Répartition des 198 références de la base selon les Mafor
Pertinence des références eu égard à notre
requête *
*
**
***
****
*****
Ash
11
0
0
0
0
1
10
Biochar
8
0
0
0
0
0
8
Boues
9
0
1
0
3
0
5
Compost
52
16
1
0
7
0
28
Digestats
3
1
0
0
1
0
1
Effluents industriels
9
0
0
0
4
0
5
IAA waste
27
0
1
0
11
1
14
Manure
21
0
0
0
6
1
14
Sédiment
25
0
0
0
8
0
17
Waste
21
0
0
0
4
1
16
Wastewater
13
1
0
0
6
1
5
Somme
198
18
3
0
49
5
123
* plus la référence semble pertinente, plus le nombre d’étoiles est élevé.
Mafor
Chapitre 2
Nombre de refs
Somme
11
8
9
52
3
9
27
21
25
21
13
198
118
Malgré cela, une lecture rapide des publications a confirmé que la majorité des reviews présentes dans la base
ne contiennent que peu de données sur les Mafor et encore moins sur les Mafor françaises qui a priori
intéressent nos commanditaires. Sachant que la composition et les propriétés d’une Mafor peuvent varier dans le
temps et d’un pays à un autre selon les pratiques et/ou les procédés qui l’ont générée, nous avons donc reporté
notre attention sur la littérature grise qui comporte beaucoup plus de données.
La démarche adoptée pour ce chapitre a donc été principalement de compiler des données présentées dans
plusieurs rapports de littérature grise pour obtenir une évaluation globale des caractéristiques des Mafor françaises,
puis d’agréger à ces données les références de publications scientifiques retrouvées dans le WoS à partir des
bases ci-dessus, ou de recherches plus spécifiques. Cette démarche s’est avérée efficace pour les composts, les
digestats, les boues résiduaires et les déjections animales. En revanche, nous n’avons pas trouvé de rapport sur les
Mafor « exotiques » tels que les cendres, les farines et les sédiments en France. Pour ces Mafor, nous avons créé
des corpus particuliers et compilé les données de publications scientifiques internationales.
Publications considérées
Les publications exploitées dans ce chapitre sont principalement des publications de synthèse auxquelles ont été
agrégées les données de quelques articles académiques. Les données ont été retranscrites telles quelles avec
simplement, lorsque c’était nécessaire, une harmonisation des unités pour faciliter la comparaison. D’une
manière générale, les données sont présentées sous la forme :
• de tableaux, lorsque les références sont peu nombreuses
• de graphiques de points ou de moyenne-minimum-maximum lorsque les données sont suffisamment
nombreuses et dispersées pour qu’une présentation sous cette forme soit pertinente.
Concernant les déjections animales
Les données proviennent principalement de littérature grise :
• Chambre d’Agriculture de Picardie, 2001.
• ITAVI, 2003
• Levasseur, 2005
• Quideau, 2010
• Loyon et al, 2011
Ces rapports regroupent les données d’un grand nombre d’analyses (plusieurs dizaines à plusieurs centaines) et
sont donc particulièrement fiables.
Certaines valeurs présentées dans les rapports Biomasse Normandie (2002) et ADEME (2005) ont été enlevées
de ce chapitre car visiblement très en dehors des gammes actuelles ou parce que ne résultant pas d’analyses
réelles mais d’estimations :
• Biomasse Normandie, 2002
• Ademe, 2005
D’autre part, il faut souligner que les valeurs présentées dans les publications internationales ne sont pas toujours
directement comparables aux valeurs françaises ; soit parce que le mode de gestion des déjections est très différent
de celui pratiqué en France et conduit à des matériaux différents (déjections très diluées par exemple), soit parce
que le vocabulaire employé est trop vague et ne permet pas de classer les déjections dans une catégorie claire
(« bovine manure » par exemple peut être employé pour des bouses, des fumiers, des lisiers).
Concernant les boues d’épurations, eaux usées et effluents
Les données présentées proviennent principalement des rapports de littérature grise française :
• Chambre d’Agriculture de Picardie, 2001
• A.N.D. International, 2002
• Ademe, 2005
Pour l’ensemble de ces données, il est difficile de donner un nombre d’analyses par type de Mafor, soit parce que le
nombre de prélèvements réalisés n’a pas été mentionné dans les rapports, soit parce que ce nombre varie entre 1 et
parfois quelques dizaines d’analyses. De plus, dans le rapport des Chambres d’Agriculture Picardie (2001), les valeurs
données sont souvent une moyenne de plusieurs analyses réalisées sur un même site à différentes périodes.
Chapitre 2
119
Ces références ont été complétées par des revues récentes de la littérature internationale, principalement pour
l’utilisation des eaux usées et effluents en irrigation, et pour la composition des boues et effluents issus des
industries agro-alimentaires. En revanche, nous n’avons pas trouvé de références internationales récentes qui
résumeraient la composition des rejets des industries non agro-alimentaires.
Dans l’ensemble, les données obtenues couvrent des gammes très larges de composition et sont difficiles à
agréger car la composition de ce type de Mafor est très dépendante des matériaux entrant dans les procédés et
des types de procédés appliqués.
Concernant les composts
Les données présentées proviennent principalement des rapports listés ci-dessous et des références
internationales obtenues dans le corpus :
• Chambre d’Agriculture de Picardie, 2001
• Houot et al, 2003
• Levasseur, 2005
• Ademe, 2000
• Ademe, 2005
• ADEME 2007
• Ademe, 2011.
• Zdanevitch, 2012
• Kupper et Fuchs, 2007
• Saveyn et Eder, 2014.
Dans tous ces rapports le nombre de données par paramètre est variable mais suffisamment important et de
sources suffisamment variées pour que les moyennes et variabilités annoncées soient fiables.
Concernant les digestats
Les données présentées proviennent principalement des trois études suivantes :
• Ademe, 2011.
• Kupper et Fuchs, 2007.
• Saveyn et Eder, 2014
Ces rapports sont une compilation de plusieurs rapports antérieurs réalisés à base d’enquêtes et d’analyses. Les
données les plus consolidées concernent les digestats de boues urbaines qui portent sur plus de 400 analyses.
Les données concernant les autres types de digestats regroupent entre une dizaine à une cinquantaine de sites.
Cette disparité des données correspond au stade de développement des différentes filières de méthanisation : la
méthanisation des boues fut la première à se développer en France, suivie par la méthanisation des ordures
ménagères et la méthanisation agricole. Le faible nombre d’installations pour ces deux dernières filières n’a pas
engendré un grand nombre d’analyses. De même, les publications scientifiques internationales concernant la
composition des digestats sont rares. Les quelques données obtenues dans le corpus ont été ajoutées aux
données françaises. A noter que plusieurs programmes de recherche sont en cours sur cette thématique et que
des publications devraient apparaitre dans les 3 années à venir.
Concernant les Biochar
Les données présentées proviennent des quelques articles scientifiques obtenus dans le corpus. Il existe très
peu de publications qui traitent de la composition des biochar, la majorité d’entre elles portent sur l’intérêt
environnemental (séquestration de carbone) et/ou agronomique (stratégie de gestion) du retour au sol des
biochar. Cependant, les relations entre les propriétés des Biochar (propriétés principalement physiques et
chimiques) et leur applicabilité comme amendement de sol sont toujours peu claires et restent à investiguer. Il en
est de même des processus qui conditionnent la production de biochar avec les caractéristiques désirées.
Cendres
Les données recueillies pour les cendres proviennent de 9 revues récentes obtenues par le corpus et d’une
recherche spécifique effectuée pour ces Mafor. Au cours de cette recherche, 46 publications ont été répertoriées
et analysées pour construire des tableaux de synthèse.
Chapitre 2
120
Mafor « exotiques »
Cette catégorie concerne un certain nombre de matériaux utilisés en agriculture (souvent biologique ou en
cultures domestiques) ou agronomie qui n’appartiennent pas aux catégories citées ci avant. Il s’agit par exemple
de farines d’os ou de cornes, de farines animales, de granulés ou farines de végétaux, de sang séché, d’urine, de
guano, de plumes etc… Nous n’avons récupéré que peu de références (traitant de la composition de ces Mafor).
Les Sédiments
Sur les 25 articles présents dans le corpus initial, seulement un s’est finalement avéré présenter des données sur
les macroéléments des sédiments (Sigua, 2009). Les autres articles portaient principalement sur la recherche de
métaux lourds et polluants organiques (en lien avec la législation) et/ou les perturbations géologiques et
biologiques apportées par le dépôt de sédiments dans les estuaires et les côtes de divers pays du monde,
hormis la France. Une recherche spécifique du WoS effectuée par les documentalistes INRA-Irstea et pour les
sédiments a permis de cibler 72 publications scientifiques internationales dont 12 présentaient des compositions
en macroéléments. Ces données ont été complétées par 4 rapports d’études, 2 publications françaises, un
chapitre d’ouvrage et une thèse obtenus sur internet via Google scholar. Au final, les données présentées dans
ce rapport proviennent donc de 22 publications et concernent 15 sédiments. A noter que, les données publiées
par Sigua et al. (2004, 2005, 2006 et 2009) proviennent d’un seul et même prélèvement. Il en est de même pour
les deux publications de Chen et al. (2002, 2003). Seulement 5 ouvrages concernent des données françaises.
2.1.1. Composition des déjections animales et de leurs co-produits
Composition des déjections animales en France
La particularité des déjections animales est leur grande diversité de composition qui dépend logiquement du type
d’animal considéré, de son stade de développement, de son alimentation, du mode de gestion de l’élevage (sur
caillebotis ou sur litière) et enfin du moment du prélèvement (déjections fraiches ou stockées). A cette grande
diversité s’ajoute une diversité des moyens de gestion et de traitement de ces déjections qui peuvent générer
différents co-produits (stockage simple, compostage, traitement de l’azote, méthanisation). Les Mafor obtenues
peuvent donc être très différentes (Loyon et al., 2011 ; Etude MAREEF) :
o Les lisiers sont des mélanges de fèces, d’urine et parfois de résidus de litière des animaux, complétés
d’eaux de lavage et de pluies, de résidus alimentaires et d’additifs divers.
o Les fumiers sont des mélanges de fèces et d’urine avec une quantité importante de litière. Ces effluents
sont très hétérogènes et difficiles à caractériser. Ils ont une structure et une composition très variables
suivant le type de litière utilisé et le mode de conduite de l’exploitation.
o Les fientes de volaille sont des produits pâteux issus des élevages de volaille.
o Les boues, refus de séparation et eaux résiduelles sont produits lors de la mise en œuvre d’un procédé
de traitement biologique des lisiers.
o Les composts de déjections animales sont produits lors de la mise en œuvre d’un procédé de
stabilisation aérobie par compostage.
o Les digestats de déjections animales sont les résidus produits lors de la mise en œuvre d’un procédé de
méthanisation.
Les tableaux 2-1-2 et 2-1-3 illustrent à la fois la diversité des types de déjections animales et la variabilité de
quelques paramètres en fonction des filières d’élevage considérées (Tableau 2-1-2) puis au sein d’une même
filière (Tableau 2-1-3). Toutefois, malgré ces différences importantes, les déjections animales sont généralement
classées en grandes catégories (lisiers, fumiers, fientes et composts) dont les plus courantes sont résumées
dans le Tableau 2-1-4.
Ainsi, les déjections animales ont un pH neutre à basique entre 6,5 et 8,8 avec une tendance plus acide pour les
fumiers de volaille et plus basique pour les fumiers et composts bovins et porcins. Les fientes de volailles non
séchées et les lisiers de volailles et de porcs présentent un ratio C/N bas (entre 3 et 8) du fait de la présence
d’ammonium. Cet ammonium est généralement absent ou en faible concentration dans les déjections bovines,
les fumiers et les déjections séchées ou compostées.
Chapitre 2
121
Les paramètres physiques tels que le taux de matière sèche et de matière organique varient d’une Mafor à une
autre selon le mode de gestion des déjections avec des valeurs de 1 à 12,5 % de MS pour les lisiers, 20 à 40 %
pour les fientes humides et 14 à 80 % pour les fumiers et composts (les plus secs étant les fumiers de volailles).
Les teneurs en MO suivent les tendances des MS mais le carbone des effluents avicoles est principalement sous
forme d’acide urique facilement dégradable (Velthof et al, 2000 ; Moral et al, 2005) tandis que le carbone des
effluents bovins est relativement stable.
Tableau 2-1-2. Ordre de grandeur des caractéristiques physico-chimiques des principaux effluents d’animaux
Fumier de litière accumulée
Fumier mou de logettes
Compost de fumier pailleux
Lisier de bovin non dilué
Lisier de bovin dilué
Lisier de veaux de boucherie
Effluents peu chargés en mélange
LB mixte (fosse extérieur)
Fumier frais accumulé (paille)
Fumier frais accumulé (copeaux)
Fumier frais accumulé (sciure)
Compost (paille)
Compost (copeaux)
Compost (sciure)
Compost lisier + paille
Lisier aéré
RF* vis compacteuse
RF décanteuse centrifuge.
Boue biologique
Surnageant
Matière Sèche Matière Organique Azote total (Nt)
(% d’effluent brut) (% d’effluent brut)
g/kg
Bovin1
22
18
5,8
19
16
5,1
33
21
8
10
8
3,5
5
4
1,6
1,1
0,5
1,5
0,2-0,5
0,1-0,03
0,2-0,5
Porcin2
3,4
1,9
3,6
33
26
9,7
42
37
6,1
32
27
7,5
50
33
14,8
30
23,5
5,5
31
25
5,8
42
14,5
5,1
4,5
2,7
1,4
36
30
7,9
41
27
13,8
7,2
4
3
0,7
0,2
0,3
Volaille3
Fientes
sous forme de lisier
20
18
sous forme séchée
fosse profonde
80
54
tunnel de séchage
85
63
Préséchage en bâtiment + stockage hangar
78
55
Séchage en bâtiment dur
80
59
Séchoir intégré à l’élevage
77
56
Fumier
Poulet de Chair Standard
62
53
Poulet de Chair Certifié
52
43
Poulet de Chair Label
61
49
Dinde Standard
49
41
Dinde Certifié
55
46
Dinde Label
47
34
Poulette
56
44
Repro gallus
53
32
Repro Dinde
53
37
Lisier de canard
12,5
10
Extrait de Loyon et al., 2011 d’après Quideau (2010) ; Levasseur (2005) et Itavi (2003)
(*) RF : refus de séparation
NH4+ NH4+/Nt
g/kg
(%)
-
5-20
20-40
0-10
40-60
40-60
80-87
60-70
2,7
3,4
1,3
1,3
2,4
0,7
2,0
0,1
0,02
2,0
5,0
0,2
0,02
75
35
21
18
16
13
33
2
2
27
38
8
7
17
8
48
37
40
37
46
43
4
3
5
3
10
10
8
13
6
24
23
21
22
26
27
18
17
16
26
8
4
7
4
7
8
5
3
5
11
3
17
32
18
29
28
27
17
32
41
40
Les teneurs en azote des lisiers porcins sont supérieures à celles des lisiers bovins. Elles se situent, selon le stade
physiologique et le niveau de dilution, entre 1,5 à 9,6 gN/kg de MB pour les lisiers porcins et entre de 0,9 à
5,4 gN/kg de MB pour les lisiers bovins. Les teneurs des lisiers avicoles varient entre 1,5 et 6,8 gN/kg de MB et sont
donc parfois jusqu’à quatre fois plus élevées que celles des déjections porcines ou bovines (Itavi, 2003 ; Loyon et al,
2008). La teneur en azote total des fientes de poules pondeuses varie en moyenne de 15 à 46 gN/kg de MB selon
les systèmes de pré-séchage ou de séchage installés à l’intérieur ou à l’extérieur des bâtiments (Itavi, 2003).
Chapitre 2
122
L’azote ammoniacal (NH4+) représente en moyenne 70 % de l’azote total des lisiers porcins et 40 % pour les
lisiers bovins suite à l’hydrolyse rapide de l’urée. Le NH4+ est à 70 % dans la phase dissoute, le reste est associé
à des protéines ou à des précipités minéraux (Christensen et al., 2009). Pour les lisiers de volaille, la teneur en
NH4+ évolue au cours du temps du fait de la transformation de l’acide urique (Norg), principal composé des
déjections avicoles (Koerkamp et al., 1998).
Tableau 2-1-3. Composition moyenne des déjections porcines et co-produits de leur traitement
d’après Levasseur ,2005
Mafor
Lisier Mixte
Lisier d'engraissement
Lisier de truies gestantes
Lisier de truies allaitantes
Lisier de porcelets
Fumier d'engraissement à base de paille
Fumier de porcelets à base de paille
Fumier d'engraissement à base de sciure
Fumier d'engraissement à base de copeaux
Vieux fumier à base de paille
pH C/N MS MO
% de MB
7,7 2,9 3,63 2,53
7,6 4,1 6,84 4,59
7,7 3,3 2,33 1,17
7,3 3,8 3,15 1,69
7,3 5,1 6,73 4,92
8,4 15,5 30,8 23,6
8,3 17 33,4 28,7
8,6 17,8 37,3 31,6
8,7 26,1 38,6 32,6
8,6 12,9 34,2 29,1
Compost de fumier à base de paille
Compost de fumier à base de sciure
Compost de fumier à base de copeaux
8,7 10,8 45,3 28,3 13,3
8,6 21,1 39,5 32,5 8,7
8,3 26,1 41 32,9 6,3
Lisier aéré
refus de vis compacteuse sur LB*
refus de décanteuse centrifuge sur LB
refus de décanteuse centrifuge sur LB et boues
Boues biologique sans séparation de phase en tête
Boues biologique après vis compacteuse
Boues biologique après décanteuse centrifuge
Surnageant décanteur de lisier aéré
Eau après extraction des boues d'une station de traitement de lisier
7,4
8,1
7,4
8
8,2
8,3
Compost de lisier sur paille
Compost de lisier sur déchets verts
* Lisier brut
NTK N-NH4 P2O5 K2O
g / kg de MB
3,5
2,5
2,1 2,5
5,8
3,7
3,2 4,8
2,2
1,7
1,5 1,5
2,8
1,7
1,9
2
5,2
2,7
3,6 4,5
9,4
3
7,7 14
8,9
3
6,7 11,9
7,5
1,3
9 12,6
6,5
1,2
8,7 13
11,3 2,9 12,5 23,3
MgO CaO
0,6
1,2
0,3
0,4
1,2
3,4
2,3
4
3,7
6,7
1,8
4,4
1,6
1,6
3,8
12,8
6,4
14,5
15
24,3
1,4
1,9
1,1
18,4 24,8 7,1
12,5 18,8 4,9
11,1 15,6 4,5
23,3
19,6
17,5
1
7,9
13,7
11,2
2,3
2,5
2,3
0,18
0,06
0,2
2,4
5,1
2,9
0,68
0,33
0,22
0,05
0,01
1,7
10,3
33,7
30,7
4
4,9
2,3
0,27
0,29
2,6
3,7
4
3,4
2,7
2,6
2,8
2,11
2,09
1,3 3,4
4,9 17,5
15 28,1
12 21
1,7 5,9
2,2
7
0,22 0,11
-
8 15,7 24,8 14,7 6,1
8 11 49,3 22,8 9,6
1,7
0,65
8,8
6,4
7,4
7,4
6,2
4,4
6
16,8
8,7
10,8
8,8
7,6
6,6
3,7
-
2,87
33,4
39,9
35,3
6,1
5,8
4,6
0,67
0,76
1,76
28,3
27,1
18,7
4,21
3,32
3,03
0,21
-
12,8
17,6
Les teneurs en P et K sont variables mais suivent des tendances similaires (Figure 2-1-3). Elles sont
généralement plus faibles pour les Mafor d’origine bovine que pour celles d’origine porcine, elles même plus
faibles que celles issues de déjections de volailles. Les teneurs en Mg et Ca suivent aussi des tendances
similaires mais ces tendances sont différentes de celles du P et K. Les teneurs les plus faibles sont observées
pour les Mafor d’origine porcine. Les actions de séchage ou de compostage conduisent à une augmentation de
ces teneurs car ces éléments n’existent pas sous forme volatile et ils se concentrent dans les Mafor.
La compilation des données montre une forte variabilité de composition au sein de chaque groupe de Mafor qui
peut être appréciée dans les Figures 2-1-1 à 2-1-3. Face à cette grande variabilité, il est difficile de donner mieux
que des tendances concernant chacun des paramètres de leur composition.
Tableau résumé déjections animales
Déjections
animales
pH
C/N
MS
MO
NTK
N-NH4
Min
max
6,5
8,8
2
26,1
% de MB
1,1
1,17
85
63
0,9
46
0,1
22
Chapitre 2
P
K
en g / kg de MB
0,2
0,35
17,5
19,9
Mg
Ca
0,18
4,8
1,1
75,9
123
Tableau 2-1-4. Composition moyenne et/ou minimum-maximum des grandes classes de déjections animales (d’après Loyon et al., 2011 ; Levasseur, 2005 ; Itavi, 2003 ; Chambre d’Agriculture
de Picardie, 2001 ; Ademe ; 2005).
pH
Lisier de veaux
Lisier bovin
Lisier porcin
(* en g / kg de MS)
Lisier de canards
Lisier de volailles
Fientes de volailles humides
Fientes de volailles séchées
Fumier bovin
Fumier porcin
(* en g / kg de MS)
Fumier ovin
Fumier de volailles
Fumier de canards
Fumier de dindes
Compost de lisier porcin
(* en g / kg de MS)
Compost de fumier bovin (* g / kg MS)
Compost de fumier porcin
(* en g / kg de MS)
C/N
7,5 (7,3-7,7)
7
8,4
8,3 (7,8-8,8)
8,5 (8,3-8,7)
6,5-7
6,5-7
8
8,5 (8,3-8,7)
-
MS
MO
% de MB sauf *
1,1-4
7 (5-9)
7,6 (3-11)
6 (4-8)
4,53 (2-8)
5 (2-8)
3,4 (1,2-7)
67,8* (60,9-75)
3-5
1-12,5
10
10
3-6
27,5 (20-40)
15,9-18
8
71,1 (40-85)
47,6 (23,5-63)
12,5 (10-15)
21,1 (14-30)
16,5 (13,82-18)
17,9 (12,9-26,1) 32,9 (24-38,6) 29,1 (23,6-32,6)
80,2* (74,2-85,6)
30,3 (25-35)
6-10
56,3 (35-75)
44,6 (32-53)
24-40
10
54 (40-80)
39,6 (34-46)
11-15,7
38,7 (24,8-49,3) 17,3 (14,5-22,8)
46,5-61,6*
33
21
19,3 (10,8-26,1) 39,5 (30-50)
29,2 (23,5-33)
74,8* (65,6-80)
NTK
N-NH4
1-4
2,3 (0,9-5,4)
4,5 (1,5-9,6)
90* (69-109)
1,5-5,9
6,8
16,3 (15-20)
35 (22-46)
5,7 (4,5-7)
8,1 (5-11,3)
25,8* (17-33)
6-10
20,3 (8-29)
4-6
26 (18-32)
6,9 (5,1-9,6)
20-26*
8
9,1 (5,5-14,8)
22,3* (16-30)
2,5 (1,7-3,7)
64,6* (41-90)
3
8
5 (3-10)
2,3 (1,2-3)
6,9* (3,1-10)
7,5 (3-22)
12
80
g / Kg de MB
100
9
6
40
LC-NH4
LP-N-NH4
LC-NTK
LP-NTK
LB-NTK
LV-NTK
LC-MS
LP-MS
LB-MS
LV-MS
LC-MO
LP-MO
LB-MO
LV-MO
0
LC-C/N
0
LP-C/N
20
LB-C/N
1,9 (1,1-3,1)
52,2* (40,7-75)
22,51
37,2-75,9
3,6-9,1
10,4 (4,6-17,4)
27,7* (14,3-40)
10,4-20
13,9-25
9,2-12,6
25-29,3*
14,4 (12,5-16,7)
35* (31,5-39,3)
60
3
Chapitre 2
Ca
Figure 2-1-2. Variabilité des données de composition moyenne des fumiers bovins (FB),
porcins (FP), de volailles (FV) et de dindes (FD) ainsi que des fientes de volailles humides
(FHV) et séchées (FSV).
15
LP-pH
g / Kg de MB
Figure 2-1-1. Variabilité des données de composition moyenne des lisiers porcins (LP), bovins
et de veaux (LB et LV) et de canard (LC).
10,6 (5-22)
0,8 (0,1-1,7)
1,3-7,4*
1,6 (0,7-2,4)
3,4* (2,6-4,5)
P
K
Mg
en g / kg de MB sauf *
0,8-2,5
1,3-4
0,6 (0,22-0,87)
2,2 (1,1-3,6)
1,1 (0,65-1,57)
2,5 (1,1-4,3)
0,5 (0,18-0,72)
17,2* (0,4-28,4) 34,3* (1,1-56,1) 11,2* (9,1-12,7)
0,79-2,57
0,35-2,91
4,2
3,9
6,1
8,5
1,7
12,6 (8,7-17,5)
15,1 (8,5-19,9)
2,5-4,6
1,3 (0,4-2,2)
5,7 (2,8-8,5)
1,2-1,6
3,9 (2,9-5,5)
10,6 (8,4-16,5)
2,4 (1,4-4)
11,4* (8,7-16,2) 28,2* (17-43,29)
6,3* (4,2-9,1)
3,1
7,1-9,9
8,6 (2,6-12,7)
11 (4,3-14,2)
2,8-4,8
1,7-3,9
2,1-4,9
10,9-11,8
12,8-14,2
2,3-4,8
2,8-3,8
5,3
2,7-3,7
5,7-15,3*
11,4-22*
5,1-12,1*
2,18*
9,93*
6,1 (4,8-8)
14 (11,1-17,6)
3,3 (2,7-4,3)
14,7* (12,2-18,3) 33,4* (27,7-39,7)
8* (6,6-10,3)
FB-pH
FP-pH
FV-pH
FD-pH
FHV-pH
FSV-pH
FB-C/N
FP-C/N
FV-C/N
FD-C/N
FHV-C/N
FSV-C/N
FB-MO
FP-MO
FV-MO
FD-MO
FSV-MO
FB-MS
FP-MS
FV-MS
FD-MS
FHV-MS
FSV-MS
FB-NTK
FP-NTK
FV-NTK
FD-NTK
FHV-NTK
FSV-NTK
FP-N-NH4
FV-NH4
FD-NH4
FSV-NH4
Mafor
124
Figure 2-1-3. Comparaison des teneurs en P, K, Mg et Ca des différents types de déjections animales (La ligne pointillée sépare les teneurs sur MB à gauche des teneurs sur MS* à droite) :
Lisiers de veaux (LV) et lisiers, fumiers et composts de fumiers bovins (LB, FB, CFB)
Lisiers, fumiers, composts de fumiers et composts de lisiers porcins (LP, FP, CFP, CLP)
Fumiers de mouton (FM)
Lisiers et fumiers de canard (LC, FC), fumiers de volailles (FV) ou de dindes (FD).
Fientes humides ou séchées de volailles (FHV, FSV)
T e n e u r s e n K d a n s le s d é j e c t io n s a n im a l e s
30
60
25
50
FV-K*
FD-K*
FHV-K*
CFP-K*
FP-K*
CLP-K*
LP-K*
LV-K*
FB-K*
FV-K
FSV-K
FC-K
80
15
12
g / Kg de MB ou MS*
9
6
60
40
20
3
125
FD-Ca*
FSV-Ca*
FHV-Ca*
CFP-Ca*
CLP-Ca*
FP-Ca*
LP-Ca*
FV-Ca
CFP-Ca
CLP-Ca
FP-Ca
FD-Mg*
FSV-Mg*
FHV-Mg*
CFP-Mg*
CLP-Mg*
FP-Mg*
LP-Mg*
FV-Mg
CFP-Mg
CLP-Mg
FP-Mg
LP-Mg
FB-Mg
LP-Ca
0
0
FB-Ca
g / Kg de MB ou MS*
LC-K
T e n e u r e e n C a d a n s l e s d é je c ti o n s a n i m a le s
T e n e u r e n M g d e s d é j e c ti o n s a n i m a l e s
Chapitre 2
FM-K
LB-K
FV-P*
FD-P*
FHV-P*
CFP-P*
FP-P*
CLP-P*
LP-P*
LV-P*
FB-P*
FV-P
FSV-P
FC-P
LC-P
FM-P
CFP-Ptot
FP-P
CLP-Ptot
LP-P
0
FB-P
0
CFB-P
10
LB-P
5
CFP-K
20
FP-K
10
30
LP-K
15
40
FB-K
20
CFB-K
g / Kg de MB ou MS*
g / Kg de MB ou de MS*
T e n e u r e n P d e s d é je c t io n s a n im a l e s
CLP-K
-
Composition des co-produits du traitement des déjections animales
Aux différents types de déjections présentés ci-avant, s’ajoutent quelque fois des procédés de traitement qui
conduisent à la production de Mafor avec des caractéristiques encore différentes. Par exemple, dans les zones
en excédent structurel vis-à-vis de l’azote et du phosphore, des procédés d’épuration ont été mis en place sur les
élevages porcins de manière à séparer les phases liquides et solides des lisiers. Cette séparation permet de
traiter l’azote présent majoritairement dans les phases liquides et d’exporter le phosphore présent
majoritairement dans les phases solides (Béline et al. 2003 ; Loyon et al. 2005). Ces procédés de traitement
génèrent des produits organiques qui sont généralement épandus ou utilisés en irrigation. Le Tableau 2-1-5
présente les données de l’IFIP concernant la composition de ces différentes Mafor.
L'utilisation d'une vis compacteuse pour séparer le lisier brut permet ainsi de capter, dans la phase solide, une
partie des éléments non biodégradables tels que le phosphore (20-25 %), le cuivre et le zinc (8-10%). Les
performances de séparation sont plus importantes avec l'utilisation d'une centrifugeuse et peuvent atteindre 80 %
pour le phosphore et 50-70 % pour le cuivre et le zinc.
L'utilisation d'une vis compacteuse pour la séparation du lisier brut et d'un filtre à bande sous vide pour la
séparation du lisier aéré, permet de capter 90 % du phosphore et la totalité du cuivre et du zinc (Béline et al.
2003). Ces valeurs sont semblables à celles observées à l’international (Burton et al. 1997 ; Webb et al. 2013)
Tableau 2.1.5. Composition des co-produits de traitement des lisiers porcins (d’après Levasseur, 2005)
Mafor
pH
C/N
MS
MO
NTK
Lisier aéré
Refus de décanteuse centrifuge sur LB
Refus de décanteuse centrifuge sur LB et boues
Refus de séparation décanteur centrifuge
Refus de vis compacteuse sur LB
Surnageant décanteur de lisier aéré
Boues biologique après décanteuse centrifuge
Boues biologique après vis compacteuse
Boues biologique sans séparation de phase en tête
Eau après extraction des boues d'une station de Tt Lisier
8,1
7,4
8,2
8,0
7,4
8,3
6,0
8,7
10,8
16,8
3,7
6,6
7,6
8,8
-
% de MB
2,9
1,8
39,9
27,1
35,3
18,7
41,0
27,0
33,4
28,3
0,7
0,2
4,6
3,0
5,8
3,3
6,1
4,2
0,8
-
NNH4
1,0
13,7
11,2
13,8
7,9
0,2
2,3
2,5
2,3
0,1
0,2
5,1
2,9
5,0
2,4
0,1
0,2
0,3
0,7
-
P
K
en g / kg de MB
0,7
1,8
14,7
2,8
13,4
2,4
4,5
2,6
8,2
3,7
6,6
8,0
7,6
7,4
8,8
8,3
-
Mg
Ca
0,8
9,0
7,2
3,0
0,7
4,6
5,8
6,1
0,8
2,4
20,1
15,0
12,5
0,2
3,0
3,3
4,2
-
Comparaison des données françaises et internationales
La comparaison des données françaises avec les publications internationales doit être réalisée avec
discernement sous peine de montrer aussi bien des points de convergence que de grandes disparités. Par
exemple, Burton et al. (1997), Sommer et al. (2001) et Webb et al. (2013) publient des valeurs de composition de
déjections animales européennes très semblables aux données françaises (Tableau 2-1-6). Au contraire, de
nombreuses publications anglo-saxonnes ou de pays asiatiques publient des valeurs de composition très
différentes car les déjections sont gérées généralement très diluées et stockées dans des lagunes (pour exemple
Chin et al., 1993 : Singapour ; Barker et al., 2007 : USA ; Bradford et al., 2008 : USA). De même, Longhurst et al.
(2000), en Nouvelle Zélande parlent de « Farm dairy effluents » composés en moyenne de 10 % de déjections,
4 % d’eau de lavage de traite et 86 % des autres eaux de lavage de l’élevage.
Chapitre 2
126
Tableaux 2-1-6. Exemples de valeurs de composition présentées dans des revues internationales
MS
% de MB
Moy (min-max)
Burton and Turner - Europe (UK)
Cattle liquid manure
6,5
(1,5-12,3)
Pigs liquid manure
5,1
(1,5-9,2)
Poultry liquid manure
17
(1-30)
Cattle solid manure
20,8
(14-30)
Pigs solid manure
24,3
(15-33)
Poultry solid manure
45,5
(22-70)
Cattle solid manure
22,3
(16-43)
Pigs solid manure
23,8
(20-30)
Laying hens solid manure 40,6
(22-55)
Broilers solid manure
60,3
(45-85)
Chin et al. - Singapore
Pig farm effluent
3
(1,1-4,7)
Déjections animales
pH
Sommer et al. - Europe (Dk)
Cattle slurry
7,2
Pigs slurry
6,72
Poultry slurry
7,23
Cattle solid manure
7,8
Pigs solid manure
7,7
Poultry solid manure
8,5
Cattle deep litter
8,6
Pigs deep litter
8,9
Poultry deep litter
9,1
Cattle liquid manure
8,7
Barker et al. USA
Swine waste
7,29
(0,79)*
* Moyenne (Déviation standard)
NTK
Moy
(min-max)
N-NH4
en g / kg de MB
Moy (min-max)
3,9
4,8
11,1
5,3
6,9
22,5
4,8
6,8
23,6
24,5
(2-7)
(1,2-8,2)
(2-18)
(4,2-8,1)
(3,5-11)
(10-58)
(2-7,7)
(4-9)
(5,1-25)
(22-40)
2,3
3,5
5,2
1,2
2,2
6,2
1,3
2,4
10,9
8
(1-4,9)
(1,9-6,1)
(1,9-7,8)
(0,3-2)
(0,5-6)
(2,4-18)
(0,5-2,5)
(0,7-6)
(37-60)
(2-15)
0,6
0,9
3,9
1,0
2,4
7,3
1,3
2,7
7,2
8,1
(0,1-2,6)
(0,1-2,2)
(0,4-6,5)
(0,5-2,1)
(0,7-6,5)
(2,7-17)
(0,4-1,7)
(0,8-4)
(3,5-11,8)
(3-10,9)
2,2
(1-5,4)
0,72
(0,7-4,4)
0,1
(0,01-0,2)
MS
% de MB
NTK
N-NH4
7,4
3,5
21,8
18,2
22,2
57,5
26,1
41,2
57
0,2
3,9
9,4
12
4,85
10,5
29,6
5,2
11,2
27,1
2,6
1,6
3,7
5,9
1,3
4,4
5,5
0,9
2,8
6,5
2,1
5,7 (2)
3,6 (1,1)
12 (5,5)
P
Moy
(min-max)
P
K
en g / kg de MB
0,6
0,7
3,5
3,6
1,5
3,7
6
1,4
3,9
5,3
6,5
9,7
9,3
0,03
15,5
4,3
1,9 (0,74)
3,6 (1,6)
Mg
Ca
0,8 (0,17)
3,4 (1,4)
Tableau 2-1-6 suite. Bradford et al. USA (2008)
Chapitre 2
127
2.1.2. Composition des boues d’épuration, eaux usées et effluents
Les différents types de boues d’épuration, eaux usées et effluents
Les boues d’épuration (urbaines ou industrielles) sont les résidus produits par les stations d'épuration biologiques
qui traitent des effluents liquides : eaux usées urbaines, eaux usées industrielles variées. Ces boues sont
constituées majoritairement des micro-organismes impliqués dans le traitement des eaux usées et de la matière
organique résiduelle non digérée. Elles sont généralement épandues après des étapes de déshydratation
(pressage, séchage) et éventuellement hygiénisation.
Il existe donc différents types de boues selon l’origine des effluents traités (boues urbaines, boues d’industrie
chimique, boues d’industries agro-alimentaires), les procédés de traitement appliqués pour épurer l’eau
(traitement biologique, traitement physico-chimique) et le post-traitement appliqué aux boues elles même pour les
stabiliser (séchage, compostage, digestion anaérobie, chaulage, etc.)
o Les boues primaires sont les dépôts récupérés par simple décantation des eaux usées.
o Les boues physico-chimiques sont produites comme les boues primaires par décantation mais en
présence de réactifs (sels de fer, d’aluminium, et autres agents floculants) favorisant la décantation.
o Les boues biologiques (ou secondaires) sont les dépôts récupérés par décantation en sortie des bassins
d’épuration biologique des eaux usées. Ces boues sont principalement constituées de microorganismes et de leurs sécrétions.
o Les boues épaissies ou déshydratées résultent de différents procédés permettant de réduire la teneur
en eau des boues biologiques.
o Les boues chaulées résultent d’un mélange des boues avec de la chaux en vue de les hygiéniser.
o Les composts de boues sont produits lors de la mise en œuvre d’un procédé de stabilisation aérobie par
compostage. Ils sont quelque fois nommés « boues compostées ». Cette dénomination n’est pas utilisée
ici car elle suggère qu’il s’agit d’une forme de boues, alors qu’une fois le processus de compostage
réalisé, il s’agit bien de compost.
o Les digestats de boues sont les résidus obtenus lors de la méthanisation des boues. Ils sont eux aussi
quelque fois nommés « boues digérées » mais sont traités dans ce rapport au chapitre digestats.
Les eaux usées et effluents correspondent aux rejets liquides des activités humaines, qu’elles soient urbaines ou
industrielles. Les eaux usées urbaines ne sont pas épandues en France. En revanche, de nombreux effluents
organiques résultant d’activités industrielles ou agro-alimentaires sont épandus (effluents de sucrerie par
exemple).Dans ce chapitre nous avons séparé les boues d’épuration et effluents d’origine urbaine et les boues
d’épuration et effluents d’origine industrielle et agro-alimentaire qui seront traités plus loin. Les boues des
procédés de traitement des effluents d’élevage ont été présentées dans le chapitre précédent. Les composts et
digestats de boues ne sont plus, par définition, des boues et seront donc traités dans les chapitres
correspondants.
Composition des boues urbaines
La composition des boues urbaines varie en fonction de nombreux paramètres qui sont : la qualité des eaux
usées en entrée de station, le type de procédé de traitement et le procédé de gestion des boues (Fytili et
Zabaniotou (2008). La qualité des eaux usées en entrée de station est un paramètre important car elle dépend du
type de réseau (collecte séparée ou unitaire des eaux usées), du raccordement au réseau d’activités industrielles
ou artisanales et aussi dans une certaine mesure de la saisonnalité (Parnaudeau et al. 2004 ; Laurenson et al.
2012).
Les caractéristiques intrinsèques des boues urbaines (Tableau 2-1-7) sont leur pH autour de la neutralité entre
6,3 et 7,1 et leurs faibles teneurs en matières sèches et organiques entre 1,4 et 5,2 de MS et 0,96 et 3,7 % de
MB respectivement. Elles sont caractérisées également par un C/N entre 3 et 18,8, des teneurs en azote
ammoniacal très faibles (souvent non détectables par mesure sur les MB) et des teneurs en P, K, Mg et Ca
relativement faibles (inférieures à 2,1 g/kg pour le P, 0,6 pour le K, 0,3 pour le Mg et 3,4 pour le Ca).
Les traitements appliqués aux boues urbaines ont généralement pour objectif de diminuer leur volume par
déshydratation et ils modifient leurs caractéristiques en concentrant la matière organique et les macroéléments.
Chapitre 2
128
Le chaulage, utilisé pour hygiéniser les boues, a un impact important en augmentant fortement leur pH jusqu’à
des valeurs très basiques de 12 à 13 et leur teneur en Ca jusqu’à des valeurs de 83,6 g/kg de MB.
Au niveau international, la composition des boues urbaines varie aussi beaucoup avec des valeurs similaires
dans les pays européens et anglo-saxons mais avec souvent des teneurs en N, P et quelque fois K, supérieures
dans les pays en développement (Tableau 2-1-8). Cette différence peut résulter de l’absence ou d’une plus faible
efficacité du traitement de l’azote et du phosphore des eaux usées ou du raccordement d’industries sur le réseau
des stations d’épuration urbaine. Comme souligné précédemment pour les déjections animales, il est quelque
fois difficile de comparer les références françaises et internationales du fait des différences de pratiques dans la
gestion de ces boues et de l’impact de cette gestion sur leur composition. Les fortes teneurs en MO, NTK et P de
certaines boues publiées notamment en Asie (Tableau 2-1-8) suggèrent qu’elles ne sont pas stabilisées.
Composition des eaux usées urbaines
L’utilisation des eaux usées urbaines en irrigation est une autre différence importante rencontrée dans la
littérature internationale. Ces eaux ne sont pas utilisées en France pour des raisons sanitaires et parce qu’elles
ne contiennent que peu de nutriments (teneurs en N et P de l’ordre du mg ou de la dizaine de mg/L). Elles sont
en revanche utilisées ou envisagées dans de nombreux pays avec des zones arides comme l’Afrique, le Moyen
Orient, l’Amérique du Sud et même l’Australie. Selon Arienzo et al. (2009) et Laurenson et al. (2012), lors de
l’usage en irrigation des eaux municipales et hormis le risque sanitaire, il faut surveiller les teneurs en ions K et
Na qui peuvent entrainer une dégradation de la qualité des sols sur le long terme. En effet, ces ions ne sont pas
captés par les stations d’épuration et ils peuvent se concentrer sous l’effet de l’évaporation dans les zones de
stockage et/ou de traitement des eaux usées.
Ainsi, la revue de Arienzo et al. (2009) présente les concentrations en K et Na de nombreuses eaux usées et
effluents agro-industriels (Tableaux 2-1-9 et 10). les auteurs montrent que les teneurs en K des eaux usées
urbaines sont généralement basses entre 13 et 20 mg/L, même si des teneurs un peu supérieures ont été
rapportées (jusqu’à 30 mg/L dans l’Alberta au Canada ; Arienzo et al., 2009). En revanche, les auteurs
conseillent de mesurer les teneurs en Na qui, sur ce type d’effluent sont plus gênantes que le K, car elles
peuvent atteindre des valeurs importantes jusqu’à 250 mg/L (Tableau 2.1.9).
Tableau résumé boues urbaines (références françaises)
Boues urbaines
pH
C/N
C%
Min
Max
5,8
13
3
18,8
17,7
40,3
Chapitre 2
MS
MO
% de MB
1,4
1,8
30
17
NTK
N-NH4
0,6
13,2
-
P
K
en g / kg de MB
0,2
0,07
9,6
1,6
Mg
Ca
0,06
1,7
0,1
83,6
129
Tableau 2-1-7. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des boues d’épuration urbaine (références françaises)
Mafor
Boues urbaines
(* en g / kg MS)
Boues urbaines chaulées
Boues urbaines déshydratées
Boues urbaines épaissies
(* en g / kg MS)
Boues urbaines épaissies
chaulées
(* en g / kg MS)
Boues urbaines physicochimiques, épaissies, chaulées
pH
C/N
C%
MS
MO
% de MB sauf *
5,2 (1,4-5,2)
1,8 (0,96-3,7)
59* (2-97)
15-18
10 (8-11,5)
4,3-5,8
3,11 (2,5-3,6)
-
NTK
N-NH4
1,6 (0,6-4,1)
57,1* (0,6-211)
24,9*
9 (7,4-12,8)
3,8 (2,4-7)
70,6* (64-77,3)
18,6*
0,2*
6,5* (3,3-9,6)
P
K
en g / kg de MB (sauf * en g / kg MS)
0,7 (0,2-2,1)
0,14 (0,07-0,6)
36,15* (0,07-257) 12,75* (0,35-464)
3,71 (1,88-6,02)
0,71 (0,35-1,56)
1,18 (0,92-1,4)
0,43 (0,21-0,57)
-
7,1 (6,3-7,1)
6 (5-8)
-
6-8
5,8-7,4
-
12,5
4-5
5,9 (4-6)
-
32,5
38,6 (36,9-40,3)
-
12-13
10,4 (6-12)
22,1 (17,7-29,4)
20-30
11 (8,2-17)
9,3(7,7-13,2)
-
5,19 (2,3-9,6)
-
-
-
-
-
20,8* (16,1-26,5)
0,3* (0,1-0,4)
-
-
15,9 (13-18,8)
31,8 (27,9-35,7)
27,9
-
20,4* (20,1-20,7)
1,6* (0,8-2,5)
-
Mg
Ca
0,12 (0,06-0,3)
3,9*
0,54 (0,36-0,72)
0,18 (0,06-0,36)
-
1,36 (0,1-3,4)
66,45* (0,6-434)
7,15 (2,8-11,4)
3,36 (2,3-4,4)
-
0,78 (0,3-1,6)
0,72 (0,3-1,7)
43,17 (25,9-83,6)
-
-
-
-
-
-
D’après Chambre d’agriculture de Picardie (2001) ; A.N.D. International (2002) ; ADEME (2005) ; Parnaudeau et al. (2004)
Tableau 2-1-8. Résumé boues et eaux usées urbaines de quelques références internationales (voir aussi tableau 2.1.9 pour K et Na)
a
Boues urbainesa
Boues urbainesa
Boues urbainesb
Boues urbainesb
Boues urbainesb
Boues urbainesc
Boues urbainesd
Eaux usées urbainese
Eaux usées urbainesf
Eaux usées urbainesg
pH
C/N
C%
6,82
8,6
7,1
6,73
6,8-7,7
7,3
6,9-7,9
3-5
6-8
-
25
-
MS
MO
% de MB
5
25
19,82
43,4
23,2
9,2-62
35,6
-
NTK
N-NH4
1-2*
34,3
25
26
2,5-75
22,6
0,008-0,03
0,090
0,01-0,1
0,061
-
P
K
en g / kg de MB
10,6
2
13,4
4,2
2,2-22,4
3,4-15,7
11,5
0,82
0,003-0,013
0,023-0,035
0,013
0,01-0,04
0,001-0,025
Mg
Ca
-
16,2
71,7
-
-
-
Gutser et al. (Allemagne, 2005) ; b Singh et al. (Thaïlande, Espagne, Inde, 2008) ; c Wang M-J. (Chine, 1997), d Wang et al. (Chine, 2008) ; e Laurenson et al. (Australie, 2012) ; f Rosolen et al. (Brésil, 2005) ; g Murtaza et al. (Pakistan, 2010)
Tableau 2-1-9. Concentrations en ions potassium et sodium des eaux usées urbaines et
d’industries agro-alimentaires
extrait de Arienzo et al,. 2009, références internationales
Chapitre 2
Tableau 2-1-10. Concentrations en ions potassium, sodium et phosphore des eaux usées
d’industries agro-alimentaires et industrielles ().
extrait de Arienzo et al., 2009, références internationales
130
Composition des boues et eaux usées des industries agro-alimentaires
Les boues et effluents des industries agro-alimentaires sont générés lors de la production ou de la transformation
des aliments (laiteries, coopératives viticoles, abattoirs et usines de transformation de la viande, du poisson,
conserveries de légumes). La grande variété de composition des intrants conduit à une grande diversité de
caractéristiques physiques et biologiques de ces Mafor et fait qu’il est difficile de proposer des directives pour leur
utilisation. Leur composition chimique peut varier non seulement entre les filières, mais aussi pour une même
filière en fonction du temps (saisonnalité, rotation des productions, changement de pratiques) et des procédés de
production ou de traitement.
Les boues d’industries agro-alimentaires (Tableau 2-1-11) proviennent d’origines très différentes et présentent
donc des caractéristiques variées en fonction de leur origine. Leur pH est en général légèrement acide mais
proche de la neutralité (entre 5 et 7,5) sauf quelques cas particuliers pour lesquels le pH peut monter jusqu’à 12
(boues de production d’aliments ou d’industries pharmaceutiques (Chambres d’Agriculture de Picardie (2001)).
Les boues de laiteries et de production de plats cuisinés présentent des teneurs moyennes en N et en Ca
relativement supérieures aux autres IAA avec des valeurs moyennes entre 6 et 9,4 g d’azote NTK et 4,5 à 5,8 g
de Ca par kg de MB. A noter des valeurs extrêmes de 59,4 g de N-NTK et 18,58 g de Ca/kg de MB rencontrées
dans certaines boues de laiteries. De même, les vinasses de distillerie sont aussi un cas particulier car elles ont
un pH plutôt acide (entre 5,5 et 6,5) et de fortes teneurs en MS (50 à 70 % MB), en azote (33 g NTK / kg de MB)
et en potassium (46 à 53 g K / kg MB). Les articles ne rapportent pas de teneurs en N-NH4.
Les mêmes remarques s’appliquent aux effluents d’industries agro-alimentaires (Tableau 2-1-12) qui possèdent
des concentrations en MS, carbone et azote très variables conduisant à des C/N pouvant aller de 4,5 (eaux
usées de conserveries de légumes) à 81,1 (effluent de coopérative viticole) et à des teneurs en azote égales à
58 g de NTK / kg de MB (effluent de production de glutamate de sodium). La différence majeure avec les boues
d’IAA réside dans leurs faibles teneurs en P, K, Mg et Ca (généralement non détectables ou de l’ordre du mg / kg
de MB). Les teneurs en N-NH4 sont aussi très faibles (de l’ordre du mg ou de dizaines de mg/L).
Au niveau international, plusieurs revues scientifiques récentes rassemblent des données sur la composition de
plusieurs effluents agroalimentaires et les procédés de traitement/valorisation envisagés. Ces revues concernent
l’industrie alimentaire (Parnaudeau et al., 2006), l’industrie laitière (Demirel et al., 2005 ; Prazeres et al., 2012 ;
Carvalho et al., 2013), l’industrie poissonnière (Chowdhury et al., 2010), la production d’huile d’olive (Morillo et
al., 2009), les brasseries (Simate et al., 2011) et les coopératives viticoles (Bustamante et al., 2008 ; Mosse et
al., 2011).
Quelques tendances générales peuvent en être tirées et sont présentées dans les pages suivantes à titre
d’exemples (Tableaux 2-1-13 à 2.1.19).
Les effluents de conserveries de légumes présentent une grande variabilité, en particulier en concentrations de C
et N mais avec généralement des concentrations en N faibles qui induisent des ratios C/N élevés. Ces faibles
concentrations sont liées à la quantité d'eau utilisée par l'usine pendant le lavage des légumes, elle-même liée à
la propreté des légumes entrant (par exemple, tubercules du sol ou légumes racines versus légumes branches et
« aériens »), elle-même liée à la qualité d’adhérence des sols aux légumes, aux conditions climatiques lors de la
récolte (Parnaudeau et al., 2006).
Les effluents de laiteries et fromageries sont des solutions salines riches en matière organique (Tableaux 2-1-9,
13 et 14). Leur composition est très variable selon le lait utilisé, les fractions de lactosérum et de fromage non
valorisées et la quantité d'eau de nettoyage utilisée. La production d’eaux usées générée est à peu près quatre
fois le volume de lait traité. Les matières grasses et le lactose peuvent être considérés comme les éléments
principaux responsables de la charge organique. Normalement, ces effluents ont un pH bas même si un large
intervalle a été rapporté (de 3,3 à 11,0). Les solides en suspension (SS), NTK, et P total oscillent respectivement
dans des intervalles de 0,01 à 2,2 % de SS; 0,01 à 1,7 g/L de NTK et 0,006 à 0,5 g/L de P. L'azote ammoniacal
(N-NH4) oscille entre 60 et 270 mg/L (Carvalho et al., 2013). En raison de la quantité totale d'azote et de leur
contenu en phosphore, ces effluents de fromagerie présentent un risque considérable d'eutrophisation dans les
eaux réceptrices (Prazeres et al., 2012). Au final, la composition des effluents de fromagerie peut être approchée
par le rapport C/N/P suivant 200/3,5/1 qui peut être considéré comme déficitaire en azote. Comme pour les eaux
usées urbaines, une particularité des effluents de laiterie et fromagerie est leur forte teneur en ions K (jusqu’à
1 680 mg/L Tableau 2-1-9) et Na (jusqu’à 2 324 mg/L Tableau 2-1-14) qui peuvent entrainer une dégradation de
la qualité des sols sur le long terme.
Chapitre 2
131
Tableau 2-1-11. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum de boues d’industries agro-alimentaires (références françaises)
Mafor
Boues de laiteries
Boues de fabrication de jus de fruits
Boues de plats cuisinés
Boues de snacks salés
Boues de snacks salés déshydratées
Boues de décantation de production
pommes de terre
Boues production pomme de terres de
centrifugées
Boues production pommes de terre
centrifugées chaulées
Boues production aliments pour
animaux épaissies
Déchets de production de gélatine
Boue de distillerie de betteraves
sucrières et molasse épaissies
pH
C/N
C%
MS
MO
NTK
N-NH4
6,8 (6,2-7,8)
5,36 (3,8-7,15)
-
5
6
5,5
7,4-8,3
8,3
7,7
7,8
4-5
-
6,2 (3,1-11,1)
5,5 (1,6-12,7)
6,7 (1,8-59,4)
-
1,89 (0,79-3,97)
4,3
13
5-7
16-20
3,51
9,3 (8,6-10,8)
2,77
8,15 (7,1-9,1)
2,3 (2-2,6)
7 (6,3-7,8)
1,9
9,4 (8,4-10,2)
-
0,61 (0,48-0,74)
2,18 (1,92-2,53)
5,80 (4,32-7,2)
6,1
24-32
-
54-58
10-11
2-2,1
-
6,6
5,1
-
12,7
6
6
12
9
-
30
1,35
7,5
8,1
8,8
-
5,8
3,45 (2,9-4,2)
2,2 (1,7-2,9)
11,8 (7,2-12,6)
-
-
44 (22-69)
-
28* (7,4-75)
-
6,1
38
-
-
7,3
17,5
7-10
-
Boue de distillerie de blé
Vinasse de distillerie de sucrerie
déshydratée
5,5-6,5
% de MB
50-70
P
K
Mg
Ca
0,43 (0,18-0,85)
0,36 (0,12-1,03)
4,55 (0,73-18,58)
0,32 (0,28-0,35)
0,50 (0,43-0,57)
1,28 (0,92-2,48)
0,09 (0,06-0,12)
0,21 (0,18-0,24)
0,84 (0,42-1,33)
1 (0,79-1,21)
5,36 (4,9-6,11)
5,79 (5,07-6,58)
0,57-0,61
1,6-1,7
1,15
6-8,43
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
1,96
1,09
0,12
6,1 (5,2-7,4)
-
-
11,8 (4,4-28,8)
1,4 (0,1-10,3)
3,9 (0,8-12,1)
56,9*
-
0,5
-
-
-
-
28,4*
-
4,8
-
-
-
-
33
-
0,65
46,1-53,2
0,3
2,8
D’après Chambre d’Agriculture de Picardie (2001), A.N.D. International (2002), Ademe (2005), Parnaudeau et al. (2004)
Tableau 2-1-12. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum d’effluents d’industries agro-alimentaires (références françaises)
Mafor
pH
C/N
C%
MS
Eaux usées de conserveries de légumes
-
5,45 (4,5-6,4)
0,22 (0,14-0,30)
0,28 (0,18-0,38)
-
Eaux usées de déshydratation d’Alfalfa
Eaux usées de déshydratation de pulpe de betterave sucrière
Eaux usées de raffinerie de betteraves sucrières
Effluent de sucrerie
Effluent de sucrerie (écume de défécation)
Effluent de production de glutamate de sodium
Eaux usées de fabrication de sucre et amidon à partir de blé
Eaux usées de production de pommes de terre
Effluent lavage pommes de terre
Soluble pommes de terre
Eaux usées de distillerie de betteraves sucrières et molasse
Eaux usées de distillerie de blé
Eaux usées de distillerie de fruits
Effluent de coopérative viticole
-
7,5 (7,3-7,7)
20,3 (18,9-21,7)
28,6 (17,1-47,8)
0,18 (0,13-0,19) 0,18 (0,16-0,2)
0,17 (0,1-0,24) 0,20 (0,11-0,28)
0,84 (0,25-1,77) 8,93 (0,41-36,29)
-
8
5,9
5
-
15-25
1,6
4,9
0,18
9
0,59-0,6
8-9
14,08 (10,4-16,3) 0,97 (0,16-2,12)
10,6
0,21
22,8
0,66
65-81,1
0,61-2,42
50-60
45
0,2
1,45-1,61
2-7
55 (45-63)
0,39 (0,11-1,12)
0,17
1,1
0,15-0,64
D’après Chambre d’Agriculture de Picardie (2001), A.N.D. International (2002), Ademe (2005), Parnaudeau et al. (2006),
Chapitre 2
% de MB
MO
4-6,5
38,22
38,5 (34-43)
-
NTK
N-NH4
0,17 (0,160,18)
0,22 (0,18-0,26)
0,09
0,08 (0,05-0,1)
0,01
0,36 (0,05-1,04) 0,01 (0-0,05)
0,05-0,08
1,7
58,3
0,35
0,17
0,65-0,67
0,12-0,19
0,05-1,9
26,63 (22,5-31)
0,62 (0,15-1,26) 0,01 (0-0,02)
0,19
0,01
0,28
0,02
0,08-0,37
0,03
0,39 (0,04-0,47)
132
P
K
en g / kg de MB
Mg
Ca
0-0,04
0-0,43
0-0,1
0-0,14
0-0,03
0
0,01-0,31
-
0,03-0,28
6,6
0,21-1,21
-
0,01-0,06
0,3
0,02-0,18
-
0,14-0,71
0,31
0,06-0,64
-
Tableau résumé boues et effluents d’IAA français
Boues IAA
pH
C/N
C%
MS
Min
Max
Effluents IAA
Min
Max
5
12,6
3,8
32
17,5
38
3,1
70
5
8
4,5
81,1
0,1
2,42
0,11
63
% de MB
MO
NTK
N-NH4
P
1,35
12,7
1,7
59,4
-
0,5
5,8
4
43
0,04
58,3
0,01
0,19
0
0,31
K
en g / kg de MB
0,18
53,2
0
6,6
Mg
Ca
0,06
10,3
0,7
18,58
0
0,3
0
0,71
Tableau 2-1-13. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum de boues et effluents d’industries agro-alimentaires (références internationales)
Mafor
MS
(% MB)
7
7
12
Boues production aliments a
(2,3-13)
(3,6-43)
(1,3-91)
6,8
2
Eaux usées de Petit-lait de fromage b
(4-13,5)
(0,11-6,24)
6,3
0,2
Effluent de laiterie b
(4-7,9)
(0-0,7)
Effluents beurrerie b
12,08
Effluents de laiterie ferme b
6,8-7,4
0,02-0,13
Effluents glacier b
5,2-6,96
0,39
Effluents de distillerie
5,9-8
Résidus de coop. Viticoles
8-10
6
D’après a Ademe (2005), b Carvalho et al. (2013), c Laurenson et al. (Australie, 2012)
Chapitre 2
pH
C/N
NTK
N-NH4
3,5*
(0,7-12)
0,4
(0-1,77)
0,1
(0,05-0,15)
0,05-0,9
0,06
3*
0,5*
(0,03-4)
0,1
(0,01-0,16)
0,005
0,02
0,002-0,008
0-0,15*
P
K
1*
1,2*
(0,04-7)
(0,08-13)
0-0,01
0,05
(0,02-0,07)
0,02-0,04
0,005
133
Mg
Ca
0,4*
(0,02-2,4)
7*
(0,9-40)
-
-
-
-
-
-
0,34-0,81
0,003-0,27
-
-
Un schéma qui résume les différentes étapes de production et valorisation des eaux usées de fromagerie est
présenté Figure 2-1-4.
Figure 2-1-4. Les différentes étapes de production et valorisation des eaux usées de fromagerie d’après Carvalho et al.,
(2013).
Tableau 2-1-14. Composition de divers effluents de laiterie et fromageries (extrait de Demirel et al.,2005 ; références
internationales).
La production d’huile d’olive est une industrie très développée dans les pays méditerranéens et qui génère des
résidus et effluents très impactant pour l’environnement. L’OMWW est l’eau usée qui correspond aux différentes
étapes du pressage traditionnel ou des procédés en 3 étapes (Figure 2-1-5) (Morillo et al., 2009). Elle est
considérée comme la plus critique en quantité et qualité. Le TPOMW est un résidu semi-solide produit par les
procédés qui mettent en œuvre une centrifugation et sont plus économes en eau.
Chapitre 2
134
Figure 2-1-5. Schéma simplifié des 3 procédés d’extraction de l’huile d’olive d’après Morillo et al., 2009.
Ces deux résidus sont fortement chargés en matière organique et en différents composés chimiques (Tableaux
2-1-9 et 2-1-15). L’OMWW a un pH acide compris entre 4 et 6, une charge organique élevée (jusqu’à 62 g/L de
MO) composée de protéines, lipides et polysaccharides et une charge en N inférieure à 2,1 g/L de N total. Il en
résulte un ratio C/N élevé d’environ 53. L’OMWW contient la majorité des espèces chimiques présentes dans les
olives et solubles dans l'eau dont des teneurs en K et Na élevées pouvant atteindre 200 000 à 450 000 mg/L de
K et 400 mg/L de Na (Tableaux 2-1-9 et 2-1-15). Cet effluent contient aussi de nombreux composants
phytotoxiques (composés phénoliques pour la plupart) qui inhibent la croissance microbienne ainsi que la
germination et la croissance végétative des plantes (Tableau 2-1-15). Le TPOMW consiste en une boue épaisse
qui contient de l'eau, des résidus de sol ainsi que la pulpe d’olives. Ce résidu semi-solide a une teneur en eau
d'environ 62%, un pH légèrement acide entre 5 et 7 et une teneur très élevée en matière organique (jusqu’à 98 %
de MB), principalement composée de lignine, hémicellulose et de cellulose (Tableau 2-1-15). Il contient
également une proportion considérable de graisses, protéines, hydrates de carbone solubles dans l’eau et une
petite fraction active de composés phénoliques hydrosoluble. L’ensemble de ces molécules conduit à des teneurs
élevées en N (12 g/kg), K (18 g/kg), Ca (5 g/kg) et Fe (1,1 g/kg) en g/kg de MB (Tableau 2-1-15).
L’industrie de conserverie de poisson est un autre exemple d’activité humaine qui génère une grande quantité
d’effluents très chargés en matière organique (Chowdhury et al., 2010). Le volume et la concentration des eaux
usées provenant de la transformation du poisson dépendent principalement de la composition des poissons, des
procédés unitaires mis en œuvre, de la source d'eau de traitement et des additifs utilisés tels que de la saumure
et l'huile pour la mise en conserve.
Les principales composantes des eaux usées sont des lipides et des protéines (Tableau 2-1-16). Malgré la
variation substantielle des valeurs, ces données fournissent un guide utile pour la connaissance de ces Mafor. Le
pH des effluents des usines de transformation de poisson est généralement proche de la neutralité entre 5,7 et
7,4 avec un pH moyen de 6,48. Au cours de la production de farine de poisson, un condensat est produit où la
gamme de pH est de 9 à 10. Ces variations de pH influent sur l’émission possible d’ammoniac en cours du
procédé de transformation des poissons. Les eaux usées ont des concentrations totales de solides généralement
élevées (2000-3000 mg/L) sous la forme de matières en suspension qui sont principalement des protéines et des
lipides. Les valeurs peuvent être très variables : de 100-1 000 mg/L dans le cas du saumon, des poissons de
fond, du flétan ou du thon mais des valeurs extrêmes ont été observées : une valeur moyenne de 17 900 mg/L de
solides totaux dont 40 % de MO a été publiée dans le cas du traitement du thon. La fraction des huiles et des
graisses est importante et dépend de l’espèce de poisson transformée : pour le hareng, le thon, le saumon et le
poisson-chat (catfish) elle est d’environ 60–800 mg/L, 250 mg/L, 20–550 mg/L and 200 mg/L, respectivement.
Les teneurs élevées en azote sont probablement dues à la forte teneur en protéines (15-20 % du poids frais) des
poissons et invertébrés marins. Les données publiées font état de concentrations en ammoniac de 0,7 mg/L à
69,7 mg/L dans les eaux usées et jusqu'à environ 2 000 mg de N/L dans le condensat de poissons. Le
phosphore provient également en partie du poisson, mais peut aussi être introduit par les procédés de traitement
et de nettoyage.
Chapitre 2
135
Tableaux 2-1-15. Composition moyenne des effluents (OMWW à gauche) et résidus (TPOMW à droite) obtenus lors de la
production d’huile d’olive (Extrait de Morillo et al., 2009, référence internationale)
Tableau 2-1-16. Caractéristiques des effluents d’usines de transformation de poissons (Extrait de Chowdhury et al., 2010,
références internationales)
Chapitre 2
136
Les brasseries, les distilleries et l'industrie vinicole produisent une grande quantité de résidus dont la gestion et
l'élimination peuvent créer des problèmes environnementaux en raison de leur caractère saisonnier et de
certaines caractéristiques polluantes. Ces activités génèrent des résidus solides et des eaux usées qui sont
généralement valorisés et/ou traités dans les grosses industries. Il arrive cependant que les résidus soient
épandus pour les petites industries ou que les eaux usées soient utilisées en irrigation (Mosse et al., 2011).Dans
le cas des brasseries, les résidus solides (drêches) sont riches en protéines et minéraux et sont généralement
valorisés en alimentation animale (bovins principalement, mais aussi porcs, volailles et éventuellement
pisciculture). Les résidus liquides représentent un volume important et de composition variable. Il est
généralement admis que pour chaque litre de bière qui est brassé, près de dix litres d'eau sont utilisés,
principalement pour le brassage, le rinçage, et les procédés de refroidissement (Simate et al., 2011). Le tableau
2-1-17 donne quelques valeurs de composition qui peuvent être très variables d’une brasserie à une autre.
Tableaux 2-1-17. Caractéristiques des effluents de brasserie (Extrait de Simate et al., 2010, référence internationale)
Phosphates en P (mg/L) = 3,26 – 16,3
Les principaux sous-produits solides et résidus générés par l'industrie vinicole et les distilleries sont les tiges de
raisin (grape stalk, GS), le marc de raisin (grape pomace or marc, GM) et la lie de vin (wine lee, WL). Ces deux
derniers résidus sont généralement envoyés en distillerie et conduisent à la production d’un marc de raisin épuisé
(exhausted grape marc, EG) et d’un résidu liquide : les vinasses. Le traitement aérobie des vinasses et des
autres effluents des coopératives conduit aussi à la production de boues (winery sludge, WS) (Bustamante et al.,
2008). Le problème environnemental majeur lié à la gestion de ces résidus est qu’ils sont produits en grande
quantité sur un laps de temps très court (août à octobre). La composition de ces résidus présente une grande
variabilité en fonction du paramètre et des résidus étudiés (Tableaux 2-1-11, 12, 18 et 19) (Bustamante et al.,
2008 ; Mosse et al., 2011).
Les résidus solides des distilleries et coopératives viticoles (Tableaux 2-1-18a et b) ont généralement un pH
faible (valeurs moyennes entre 3,8 et 6,8), des valeurs de conductivité électrique en moyenne entre 1,62 et
6,15 dS/m mais pouvant s’élever jusqu’à 13,79 pour la lie de vin. Ils ont un fort contenu en matière organique
(669 à 920 g/kg de MS) et en N total (entre 12 et 44 g/kg de MS en moyenne), ce qui est de l’ordre de grandeur
d’un fumier de porcs. Les teneurs en P sont peu élevées (entre 1 et 5 g/kg de MS en moyenne) sauf pour les
boues de traitement des vinasses où la teneur est en moyenne de 44 g/kg de MS. Parmi les macronutriments,
certains résidus peuvent présenter de fortes teneurs en K (entre 11,9 et 72,8 g /kg de MS) ou en Ca (entre 9 et
81,6 g/kg de MS). Ces Mafor présentent aussi des concentrations notables en polyphénols (1,2 à 19 g/kg de MS)
et de faibles concentrations en micronutriments et métaux lourds (Tableau 2-1-18b), comparativement aux autres
Mafor organiques telles que les fumiers et les boues urbaines. Les propriétés phytotoxiques et antimicrobiennes
des polyphénols font que ces Mafor sont généralement compostées avant utilisation à des fins agricoles
(Bustamante et al., 2008).
Chapitre 2
137
Tableaux 2-1-18 a et b. Caractéristiques des résidus solides issus des distilleries et coopératives viticoles (Extrait de Bustamante et al., 2008, référence internationale)
GS (grape stalk) : tiges de raisin ; GM (grape pomace or marc) : marc de raisin ; WL (wine lee) : lie de vin ; EG (exhausted grape marc) : marc de raisin épuisé ; WS (winery sludge) : boue de traitement des
vinasses.
Chapitre 2
138
Les effluents de distilleries et de coopératives viticoles sont riches en matière organique, contenant
principalement des sucres, des acides organiques (acides acétique, tartrique, propionique), des esters et des
composés polyphénoliques (Tableaux 2-1-19a et b) (Mosse et al., 2011). Cependant, leur composition précise
est très variable à l'intérieur et entre les vignobles. Ainsi leur pH peut varier entre 3 et 12, leur teneur en solides
de 1,6 à 79,6 g/L et leur teneur en C organique de 0 à 9 g/L. Leurs teneurs en N et P sont faibles et inférieures à
4 g/L pour le NTK et 0,19 g/L pour le P. Les concentrations en ions Na, K, Ca et Mg fluctuent selon la quantité de
jus de raisin présente dans les effluents mais celles en Na et K sont en grande partie dépendantes de l’utilisation
d’agents de nettoyage (NaOH ou KOH) qui augmentent la salinité. Contrairement aux données présentées dans
le tableau 2.1.19b, des concentrations en K jusqu'à 1 000 mg/L ont été reportées par Arienzo et al. (2009). Les
concentrations en polyphénols varient entre 0 et 1 450 mg/L et dépendent du type de vin préparé avec en
moyenne 280 mg/L pour les vins blancs et jusqu’à 1 450 mg/L pour les vins rouges. Ces valeurs, importantes
restent significativement moins élevées que celles rapportées pour les résidus de production d’huile d’olives
(3 220 à 5 780 mg/L ; Iamarino et al., 2009).
Tableaux 2-1-19 a et b. Caractéristiques des effluents des coopératives viticoles (Extrait de Mosse et al., 2011, référence
internationale)
Chapitre 2
139
Composition des boues et eaux usées agro-industrielles
Ce sous chapitre regroupe des données concernant les résidus et effluents produits par les industries du textile
(usines textiles, lavage de la laine), du papier (papèteries, imprimeries), de la chimie et de la pharmacie. Comme
vu précédemment pour les boues des industries agro-alimentaires, la grande variété des intrants et des filières
de production agro-industrielles conduit à une grande diversité de caractéristiques physiques et biologiques des
résidus utilisables comme Mafor.
Les boues industrielles (Tableaux 2-1-20 à 22) proviennent des papeteries, de l’industrie textile, des industries
chimiques et pharmaceutiques. Les données collectées montrent des pH à tendance neutre à basique pour les
boues d’industries textiles et du papier (pH moyen entre 6,8 et 12) et des pH franchement basiques pour les
boues d’industries chimiques ou pharmaceutiques (pH moyen entre 8 et 12,7) sauf cas exceptionnel de pH à 3,7.
Les teneurs en MO et macroéléments des différents types de boues sont variables avec quelques tendances
identifiables : les boues de papèteries contiennent des sources de carbone récalcitrants telles que la cellulose et
la lignine et leurs teneurs en azote sont faibles (< 2 g/kg de MB) conduisant à des ratios C/N parfois supérieurs à
Chapitre 2
140
100. Les boues de l’industrie textile et des industries chimiques et pharmaceutiques sont généralement plus
pauvres en MO mais peuvent contenir de l’azote à des concentrations élevées. Les teneurs en P, K, Mg et Ca
sont très différentes d’une boue à une autre et peuvent atteindre des valeurs importantes de plusieurs dizaines
de g/kg de MB (Tableau 2-1-10) (Arienzo et al., 2009). Les teneurs élevées en Ca (jusqu’à plus de 400 g/kg de
MB) sont généralement liées à des pH très basiques et correspondent à des boues chaulées.
Tableau résumé boues d’industries chimiques et/ou pharmaceutiques (références françaises)
Boues d’ICP
pH
C/N
C%
Min
Max
3,7
12,7
5
10
19,8
53,1
MS
MO
% de MB
0,9
6,3
52
16
NTK
N-NH4
3,5
19,8
-
P
K
en g / kg de MB
1,7
0,1
17,2
1,5
Mg
Ca
0,5
16,9
35
493,1
Le corpus étudié n’a pas fourni de revue avec références internationales sur ce type de Mafor. La figure 2-1-6
présente une comparaison des valeurs couvertes par les différents paramètres de composition des boues
urbaines, boues d’industries agro-alimentaires, boues d’industrie textile, boues de papèteries, et boues
d’industries chimiques et pharmaceutiques.
Chapitre 2
141
Tableau 2-1-20. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des boues d’industries textiles (références françaises)
Mafor
pH
C/N
MS
MO
% de MB sauf *
32-35
7,6-7,9
10 (0,7-44)
73* (16-91)
55 (7,7-73)
61*
Boue d'industrie textile
10,6
10-18
Boues industrie textile
7 (5-13)
8 (7-12,5)
Boues de lavage de la laine
6,8 (2,8-8,4)
38 (36-41)
* en g / kg de MS
D’après Chambre d’Agriculture de Picardie (2001), A.N.D. International (2002)
NTK
N-NH4
P
3,1-4,7
3,1* (2,7-17)
0,3* (0,2-1,4)
0,5* (0,06-16)
-
K
0,26-0,35
3,48-3,97
0,65* (0,48-2,36)
0,57* (0,14-1,28)
0,13* (0,09-0,39)
2,84* (0,04-5,53)
Mg
Ca
1,45-1,87
0,18* (0,18-1,45)
0,18* (0,01-0,18)
15,72-23,59
5,0* (0,5-30,73)
0,57*
Tableau 2-1-21. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des boues et résidus de papeteries (références françaises)
Mafor
pH
C/N
MS
Résidu fibreux de papier
8,2
108,9 (12-200)
Boues de papeterie
7 (4-9)
78
Boue de papeterie déshydratée
7,4
34,7
Boue de papeterie épaissie déshydratée
7-8
360
Boue de papeterie et station usine
8,2
48,1
Boues de désencrage
8
70
Carbonates de calcium et refus d'extincteur de
10-12
papeteries
MO
% de MB
37,4
24,8 (19,8-28,7)
32 (2-65)
45
9,8 (7,3-13)
25-30
13,9 (3,6-20,6)
43
28
40-50
70-90
-
NTK
P
1,3 (0,7-2,1)
1,5 (0,8-2)
2,6 (1,3-4,5)
3,5
-
0,13 (0,1-2,2)
0,85 (0,3-1,2)
0,57 (0,3-0,8)
-
-
-
K
Mg
en g / kg de MB
0,21 (0,1-0,4)
0,60 (0,5-0,8)
0,23 (0,1-0,5) 17,33 (8,2-25,3)
0,14 (1,1-0,4)
0,3 (0,1-0,5)
-
Ca
35,9 (24,3-49,5)
22,4 (12,7-36,1)
27,9 (17,2-45,7)
-
-
-
Tableau 2-1-22. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des boues d’industries chimiques et/ou pharmaceutiques (références françaises)
Mafor
pH
C/N
C
MS
Boue d'industrie chimique déshydratées
8-9
9-10
49,1
Boue d'industrie chimique pharmaceutique
12,5
5,1
34,6
chaulées déshydratées
Boue d'industrie chimique pharmaceutique
12,7
5
28-30
chaulées déshydratées
Déchets des industries chimiques et
3,7-10,5
9 (0,9-52)
pharmaceutiques
Boues d'IAA de production d'Acides
12,7
5
31-38
aminés déshydratées chaulées
Boues d'IAA de production de glutamate
12,6
7,8
30
de sodium centrifugées chaulées
Boue de production de Lysine
5,3
19,8
Boue de production de malt
6,6
53,1
* en g / kg de MS
Chapitre 2
MO
% de MB
10,04 (6,3-13,8)
NTK
N-NH4
P
K
Mg
6,98 (2,4-17,2) 0,57 (0,1-1,5)
0,90 (0,5-1,6)
6,4 (3,5-11)
-
14,65 (13,7-16)
18,2 (17,4-19,8)
-
4,19 (3,1-5)
0,71 (0,6-0,9)
0,90 (0,9-1,0)
75,97 (63,8-83,7)
6,76 (6,5-11)
10,8 (9-12,6)
-
1,92 (1,7-2,1)
0,85 (0,6-1,0)
16,28 (15,3-16,9)
418,10 (35-493,1)
-
-
-
-
-
-
-
6,73 (6,32-7,42)
7,6 (5,9-8,8)
-
2,4 (2,2-2,9)
1,06 (0,6-1,4)
0,90 (0,6-1,7)
114,35 (100,1-121,5)
14,9
11,9
-
-
-
-
-
-
28*
100,2*
0*
20,1*
-
-
-
-
142
Ca
125,93 (92-153,7)
Figure 2-1-6. Présentation de la gamme de valeurs couverte par les différents paramètres de composition des boues urbaines (BU), boues d’industries agro-alimentaires (BIAA), boues
d’industrie textile (BT), boues de papèteries, et boues d’industries chimiques et pharmaceutiques.
160
g / Kg de MB
120
80
40
BU-pH
BU-C/N
BU-C%
BU-MS
BU-MO
BU-NTK
BU-P
BU-K
BU-Mg
BU-Ca
BIAA-pH
BIAA-C/N
BIAA-MS
BIAA-MO
BIAA-NTK
BIAA-P
BIAA-K
BIAA-Mg
BIAA-Ca
BT-pH
BT-C/N
BT-MS
BT-MO
BT-NTK
BT-P
BT-K
BT-Mg
BT-Ca
BP-pH
BP-C/N
BP-MS
BP-MO
BP-NTK
BP-P
BP-K
BP-Mg
BP-Ca
BCP-pH
BCP-C/N
BCP-MS
BCP-MO
BCP-NTK
BCP-P
BCP-K
BCP-Mg
BCP-Ca
0
Chapitre 2
143
2.1.3. Composition des composts
Le processus de compostage et les différents types de composts
Les composts sont les Mafor obtenus suite au processus de compostage. Ce processus consiste à favoriser les
phénomènes naturels de biodégradation aérobie de la matière organique dans des conditions contrôlées. Ainsi,
selon Mustin (1987), le compostage peut être défini comme « un procédé biologique contrôlé de conversion et de
valorisation des substrats organiques (sous-produits de la biomasse, déchets organiques d'origine biologique,..)
en un produit stabilisé, hygiénique, semblable à un terreau, riche en composés humiques ». Bien qu’il se
produise naturellement dans l’environnement, un compostage efficace nécessite le contrôle de plusieurs facteurs
tels que l’aération, l’humidité, la température, le ratio C/N, etc. pour obtenir un produit stabilisé (c'est-à-dire ne
contenant plus de matière organique facilement biodégradable), ayant des qualités sanitaires et agricoles, et
éviter des problèmes de nuisance (odeurs, poussières) (ADAESO-APESA, 2006).
Plus récemment, le Joint Research Centre’s Institute for Prospective Technological Studies (JRC-IPTS) impliqué
dans la définition des critères européens de la sortie du statut de déchets « End-of-Waste » (Saveyn et Eder,
2014) donne la définition suivante : « le compost est le matériau solide qui a été hygiénisé et stabilisé par un
processus de traitement biologique dont la dernière étape est un compostage aérobie. Le compostage est un
processus de décomposition de matières biodégradables dans des conditions contrôlées, qui sont principalement
aérobies et pour lesquelles la chaleur biologiquement produite permet une élévation de la température à des
niveaux appropriés pour la croissance des bactéries thermophiles » 1.
Le processus de compostage comporte donc plusieurs phases : une phase active de minéralisation de la matière
organique avec élévation de la température jusqu’à des valeurs généralement supérieures à 55°C, une phase
thermique de plusieurs jours et de refroidissement avec retour à la température initiale, puis une phase de
maturation des matières digérées. L’obtention d’un compost de qualité dépend de la bonne maitrise de chacune
de ces étapes (Boulter et al., 2000). Toutefois, comme pour toutes les Mafor organiques, la composition des
composts varie en fonction des matières compostées, de la gestion du procédé et du temps de maturation
octroyé au compost (Bernal et al., 1998 ; ADAESO-APESA, 2006 ; Khalil et al., 2008 ; Bustamante et al., 2012 et
2013).
Ainsi, il existe différents composts selon l’origine des matériaux compostés : composts de déjections animales
(Bernal et al., 2009), de boues d’épuration (Trémier et al., 2009), de résidus industriels (productions viticoles,
d’huile d’olive ou de palm, canne à sucre, papier, etc.) (Hubbe et al., 2010), d’ordures ménagères brutes ou
triées à la source ou mécaniquement (Zdanevitch et INERIS, 2012), de déchets verts (Khalil et al., 2008), de
déchets de cantines et autres bio-déchets (Houot et al., 2003 ; Hargreaves et al., 2008), et plus récemment de
digestats (Bustamante et al., 2013).
Malgré cette grande diversité de composts, le fait que la composition et la qualité des composts mis sur le
marché soient encadrées par des normes tend à limiter la variabilité naturelle liée au processus de production.
En effet, le compostage étant considéré comme une technologie qui ajoute ou donne de la valeur à un déchet ou
résidu en le transformant en un produit de haute qualité pour multiples usages agricoles, la production de
compost a été encouragée au cours des 15 dernières années par l’Union Européenne et les gouvernements.
Ainsi, le compost est à ce jour un Mafor reconnu comme produit et pour lequel il existe des normes (Zdanevitch
et INERIS, 2012), un grand nombre de références et de nombreuses méthodes pour caractériser sa composition
et prédire sa valeur agronomique. Ces méthodes sont présentées dans ADAESO-APESA (2006) et Bernal et al.
(2009) (Tableau 2-1-23). Il est important de noter que de nombreuses analyses requièrent une solubilisation
préalable des composants du compost et que la mesure finale obtenue peut dépendre de la méthode d’extraction
utilisée. Ainsi, par exemple, les pH mesurés dans des extraits aqueux 1:10 sont généralement plus élevés en
moyenne de 0,5 unité comparé à ceux mesurés dans des extraits aqueux 1:2 (Kupper et Fuchs, 2007).
1
Traduit par l’auteur
Chapitre 2
144
Tableau 2-1-23. Exemple de critères utilisés pour évaluer la qualité des composts. Extrait de Bernal et al., (2009)
La composition des composts
Les données sur la composition des composts sont nombreuses et de sources suffisamment variées pour que les
moyennes et écarts types annoncés soient fiables. Les variabilités observées sont cependant souvent
importantes à cause de la difficulté d’échantillonnage de ces Mafor solides et hétérogènes et à cause du fait que
de nombreux matériaux peuvent être compostés, seuls ou le plus souvent en mélange.
Une caractéristique importante comparée aux autres Mafor est la dynamique de dégradation/maturation de la
matière organique, et plus particulièrement de l’azote, qui conduit à des variations importantes de la composition
des composts au fur et à mesure de leur maturation. Ainsi, le poids volumétrique des composts augmente avec
leur maturation tandis que leur teneur en substances organiques diminue avec leur degré de maturation (Kupper
et Fuchs, 2007). De même, l’azote présent principalement sous forme organique en début de compostage, va
libérer de l’ammonium qui sera ensuite transformé en nitrite puis nitrate. L’ammonium étant basique, cette
évolution va s’accompagner d’une chute du pH plus ou moins prononcée selon la teneur en azote des déchets.
La conséquence de cette dynamique est que, selon la maturité du compost, l’azote présent dans ce Mafor sera
plus ou moins minéralisé et donc plus ou moins disponible pour les plantes. Le rapport C/N des composts,
surtout lorsqu’il est bas, est un mauvais indicateur de la disponibilité de l’azote. De même, il n’y a pas de relation
nette entre l’état du phosphore dans les produits et leur valeur fertilisante. Le rapport NO3/NH4 a ainsi été
proposé pour évaluer le degré de maturation des composts (Kupper et Fuchs, 2007 ; Bernal et al., 2009). Un
compost biologiquement jeune aura un rapport NO3-N / NH4-N inférieur à 1, alors qu’un compost biologiquement
plus avancé aura un rapport nettement supérieur à 1. Le manque de maturité d’un compost peut se traduire par
une biodégradabilité résiduelle importante (35% du carbone minéralisé en 80 jours) qui est supérieure à la
minéralisation d’un fumier (20 % minéralisé). De même, la minéralisation d’un compost de fraction fermentescible
des ordures ménagères diminue de 15 % à 3 % en allongeant la durée de maturation du compost de 2 à 4 mois
(Houot et al., 2003).
D’une manière générale, les composts sont des Mafor plutôt sèches avec une teneur en matière organique
élevée qui leur donne des caractéristiques agronomiques intéressantes (Tableau 2.1.24). Ils se caractérisent par
des valeurs de pH neutres à légèrement basiques (7 à 8,5), un taux de MS en moyenne autour de 50 à 60 % de
MB mais qui peut varier entre 28 et 95 %, et un contenu en MO important entre 20 et 30 % de MB. Cette matière
organique est généralement stable, c'est-à-dire qu’elle est peu ou lentement biodégradable. Les teneurs en
éléments fertilisants (azote, phosphore, potasse, magnésium et calcium) varient fortement d’un compost à un
autre, voire dans une même catégorie de composts, car ce sont principalement les intrants qui les influencent.
Ainsi, les teneurs en azote et phosphore augmentent en fonction de la quantité de déjections animales présentes
dans les intrants (Kupper et Fuchs, 2007) (Tableau 2-1-25, voir aussi le Tableau 2-1-4 dans le sous-chapitre
déjections animales). L’azote ammoniacal est généralement indétectable dans les composts matures bruts
(mesures sur MB) issus de déchets verts, de biodéchets, d’ordures ménagères, voire de boues de stations
d’épuration et de fumier bovin. Des concentrations entre 0,1 et 2,4 g/kg de MB en N-NH4 ont été observées dans
des composts de lisier et fumier porcins. A noter que le compostage d’ordures ménagères brutes n’existe
pratiquement plus car il produit des composts de mauvaise qualité.
Chapitre 2
145
Tableau 2-1-24. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des composts français et Suisses (hors compostage à la ferme de déjections animales)
Mafor
pH
C/N
8
(4,8-9)
13,5
(9,1-45,1)
-
-
7,32
(4-8,6)
14,63
(6,6-65)
-
-
8,51
(7,1-9,2)
13,07
(7,6-35,4)
(* en g / kg MS)
-
-
Composts d’OM
8,24
(7-9)
16,6
(9,7-28)
(* en g / kg MS)
-
-
Composts
déchets verts
de
(* en g / kg MS)
Composts de boues
(* en g / kg MS)
Composts
biodéchets
Composts
digestats
biodéchets
de
de
de
de
Ctot
NTK
N-NH4
P
K
1,85
4,21
(1,4-2,6)
(2,4-7,8)
0,77*
4,03*
9,75*
(0-7,45)
(0-44)
(0,15-101)
4,93
2,67
(0,5-12,3)
(0,92-6,9)
2,1*
11,1*
3,87*
(0,01-12)
(0,42-55,3)
(0,41-12,8)
3,23
9,3
(2,4-5,54)
(4,9-11,1)
0,1*
3,11*
4,51*
(0-0,26)
(0,2-19,1)
(0,67-10,8)
Mg
Ca
2,25
(0,7-4,2)
1,89*
(0,1-4,22)
1,45
(0,6-2,5)
1,65*
(0,23-6,39)
3,92
(3,-6,5)
4,05*
(0,2-7,6)
35,9
(15,7-100)
28,34*
(2,1-199)
32,97
(12,8-66,9)
27,5*
(2,4-157)
33,7
(25,8-48,7)
29,57*
(2,5-53)
24,1*
(16,4-35,4)
8,33
(6-10,1)
13,77*
(0,89-52,3)
10,83
(5-29)
17,21*
(1,18-55,7)
10,1
(7,3-13,2)
13,9*
(1,1-43,2)
-
4,4
-
1,48-1,66
2,98-3,9
4,4-4,7
36,6-40,6
-
16,5*
(7,3-23,2)
1,68*
(0,02-4,2)
3,5*
(1,6-6,5)
0,94*
(5,6-15,4)
-
-
-
-
27,*
(17,3-47,7)
28,6*
(14,7-38,1)
-
15,23
(8,8-23,3)
57,34
(45,7-82,7)
30,6
(19,2-58,4)
-
-
-
-
-
-
-
-
50,7*
(31,6-96,1)
-
15,9*
(8,8-47,6)
-
5,04*
(2,1-13,2)
9,89*
(9,1-10,6)
8,03
(7,2-8,7)
-
53,53
(28,2-73,4)
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
39,77*
(17-80,1)
-
15,8*
(8,6-27,6)
0,18*
(0-1,24)
3,4*
(1,3-12,6)
11,7*
(2,2-27,8)
6,63*
(3,6-13,3)
59,43*
(23,1-91,5)
(* en g / kg MS)
Composts
biodéchets
(Suisse)
MS
MO
% de MB sauf *
56,6
23,9
(36,1-74,7)
(15,7-32,7)
41,78*
(14-93,4)
49,2
24,8
(28-86,9)
(15,5-34)
61,5*
(21-95)
62,29
29,3
(37,5-94,7)
(15,1-58,2)
45,7*
(15,8-89,2)
65,7
20,7-23,5
(35-92)
42,2*
(17,4-71,2)
(* en g / kg MS)
D’après Chambre d’Agriculture de Picardie (2001), Ademe (2000, 2005, 2007, 2011), Zdanevitch et INERIS (2012), Houot et al. (2003), Kupper et Fuchs (2007)
Tableau 2-1-25. Résumé des composts français avec rappel des données pour les composts de déjections animales
Composts
pH
C/N
C%
MS
Min
Max
Compost de lisier
porcin
Compost de fumier
bovin
Compost de fumier
porcin
4
9,2
6,6
65
-
28
94,7
8
11-15,7
-
-
9,7-19,3
8,3-8,7
10,8-26,1
Chapitre 2
MO
NTK
N-NH4
P
15,1
58,4
4,4
29
-
0,5
19,1
24,8-49,3
14,5-22,8
5,1-9,6
0,1-1,7
2,8-3,8
-
33
21
8
-
-
30-50
23,5-33
5,5-14,8
0,7-2,4
% de MB
Mg
Ca
0,6
6,5
12,8
100
5,3
2,7-3,7
9,2-12,6
-
-
-
-
4,8-8
11,1-17,6
2,7-4,3
12,5-16,7
146
K
en g / kg de MB
0,92
11,1
Les différents types de composts et leurs particularités
Le rapport ADAESO-APESA (2006) présente bien les différents types de composts et les outils de caractérisation
de leur valeur agronomique même s’il s’appuie sur un nombre de références restreint (27 références
bibliographiques). Il souligne que la composition d’un compost peut varier en fonction du processus de
compostage, du ou des produits compostés et des conditions climatiques (humidité, émissions d’ammoniac). Il
présente les propriétés de plusieurs types de composts selon une classification que nous avons gardée et à
laquelle nous avons agrégé les données des autres références.
Le compost de déchets verts est généralement assez pauvre en azote total (6 à 10 g/kg de MB) et dans une
moindre mesure en phosphore et potassium (moins de 3 et 8 g/kg de MB respectivement). Il possède un rapport
C/N voisin de celui d’un sol (proche de 15) mais qui peut aller de 9 à 45. Il est riche en calcium et peut posséder
des teneurs en magnésium et en oligo-éléments assez intéressantes. Il est riche en lignine, molécule très stable
et a un fort pouvoir amendant. Selon l’origine des matières premières, il sera plus ou moins riche en éléments
minéraux. Ainsi les composts contenant beaucoup de tontes de gazons et feuilles sont plus riches en azote,
phosphore et potasse.
Les composts de déjections animales forment une catégorie très diverse (Georgacakis et al., 1996 ; Bernal et al.,
1998 ; 2009 ; Larney et al., 2007). En effet, les caractéristiques physiques et chimiques des déjections font
qu’elles ne sont pas adaptées pour le compostage : excès d'humidité, faible porosité, forte concentration en azote
minéral comparée à la concentration en C-organique, faible ratio C/N, et dans certains cas, un pH élevé. Des
structurants et/ou des co-substrats doivent donc leur être ajoutés pour optimiser le processus. Les plus
fréquemment utilisés sont des résidus lignocellulosiques agricoles et forestiers à faible teneur en azote tels que la
paille de céréales, les déchets de coton, le foin, et des sous-produits du bois (copeaux de pin, feuilles, sciure)
(Bernal et al., 2009). Comme discuté précédemment la teneur en azote et phosphore de ces composts dépend
principalement de la quantité de déjections porcines présente dans les intrants.
Le compost de fumier de bovin compact ou très compact est plus stable que le fumier d’origine et sa valeur
d’amendement organique est plus élevée. Il est aussi plus concentré en éléments fertilisants, notamment en
azote qui, cependant, reste surtout sous forme organique. Il n’a pratiquement pas d’azote minéral et moins
d’azote rapidement minéralisable que les fumiers mûrs correspondants. Il possède un rapport C/N qui reste
globalement autour de 15 (entre 9,7 et 19,3). Il s’agit avant tout d’un amendement organique même si sa
capacité amendante est inférieure à celle des composts de déchets verts. Il est moyennement riche en éléments
fertilisants mais d’avantage que le compost de déchets verts.
Il y a très peu de données sur le compost de fumier d’ovins qui est supposé assez peu différent de celui de
fumier de bovins, hormis qu’il serait essentiellement riche en potasse et ne possèderait pratiquement pas d’azote
minéral comparé aux fumiers correspondants.
Le compost de fumier de porcs à l’engrais est un produit plus homogène, plus sec et beaucoup plus riche en
azote total, phosphore et potassium que le fumier correspondant. Ses teneurs en P, K, Ca et Mg sont
généralement supérieures à celles du compost de fumier de bovin. Ce compost présente des concentrations non
négligeables en oligo-éléments notamment pour le zinc et le cuivre. Le compost de fumier de porcs élevés sur
litière accumulée possède plus de paille ou de sciure que celui obtenu sur litière raclée, ce qui lui confère un C/N
élevé et des teneurs en N, P et K plus faibles. Le compost de fumier de porcs est généralement un amendement
organique.
Les composts de fumier de volailles proviennent essentiellement d’élevages de poulets de chair car les poules
pondeuses ne sont pas élevées sur litière. Au cours du compostage, les éléments fertilisants augmentent tandis
que le rapport C/N et la matière organique diminuent. Ainsi, pour un compost mûr, le C/N est bas (<8-9) et le taux
d’azote est élevé (30 à 44 g/kg de MS de N total). Les taux d’azote organique sont plus élevés dans les composts
par rapport aux fumiers d’origine surtout pour les poulets (+25 %) contre les dindes (+6 %). Le taux d’azote
ammoniacal est élevé (15 à 20 % de l’azote total du compost) et proche des taux de départ car il se reconstitue
au fur et à mesure des dégagements gazeux. Les taux en P, K et S sont plus élevés dans le compost que dans le
fumier d’origine. Le compost de fumier de volailles est « l’engrais de ferme » qui apporte le plus d’azote aux
cultures, en comparaison des composts de fumier de porcins ou de bovins. C’est une matière fertilisante à faible
capacité amendante.
Chapitre 2
147
Le compost de fumier de cheval possède un taux intéressant d’azote qui est majoritairement organique ainsi
qu’un rapport C/N final proche de celui de l’humus ce qui traduit un produit stable à caractère amendant. Il est
globalement assez proche du compost de fumier de bovins.
Les données sont en trop petit nombre pour les composts de lisier de porcs pour en tirer des conclusions. Le
lisier de porcs ne peut pas être composté tel quel. Il doit être mélangé à de la paille ou tout autre produit riche en
lignine.
Les composts de déchets urbains regroupent les composts de déchets verts, boues d’épuration, biodéchets des
ménages, ordures ménagères, fraction fermentescible des ordures ménagères et autres déchets. Ils peuvent être
compostés seuls ou en mélange. La particularité de ces composts, hormis les composts de déchets verts, est la
possibilité qu’ils contiennent des matières indésirables telles que du verre, des plastiques, des métaux lourds,
des micropolluants, etc. C’est pourquoi les références un peu anciennes présentent plutôt la valeur agronomique
des composts (Houot et al., 2003 ; ADEASO-APESA, 2006, Ademe, 2007 ; Kupper et Fuchs, 2007, Zdanevitch et
INERIS, 2012) tandis que plusieurs rapports récents apportent en plus, ou parfois seulement, des données sur
les indésirables (Kupper et Fuchs, 2007 ; Zdanevitch et INERIS, 2012) ; Saveyn et Eder, 2014).
Concernant les éléments fertilisants, Houot et al. (2003) comparent les composts d’ordures ménagères, de
biodéchets, de déchets verts et de boues d’épuration urbaine co-compostées avec des déchets verts. Le rapport
Ademe (2007) étudie la composition physico-chimique et les critères d’innocuité de composts issus de déchets
verts, boues d’épuration, biodéchets des ménages, autres déchets (Tableau 2-1-26).
Le compost d’ordures ménagères brutes est toujours celui ayant la plus forte teneur en matière organique et le
rapport C/N le plus élevé, avec un pH légèrement plus faible que les autres (Houot et al. 2003). Cependant, ils ne
sont pratiquement plus produits aujourd’hui. Préparés à partir des ordures ménagères brutes collectées chez les
particuliers, sans tri préalable, ils ne permettaient pas l’obtention d’un produit de qualité malgré des étapes de tri
en usines (séparation des ferrailles, plastiques, papiers par aimants et souffleries).
Tableau 2-1-26 : Caractéristiques agronomiques des composts en fonction des déchets traités (Extrait de Ademe, 2007,
références françaises)
Les composts de boues de station d’épuration forment une catégorie qui a été relativement bien étudiée mais
pour laquelle il existe aussi différentes sous catégories. Ainsi, les données présentées dans le rapport Ademe
2000 (4 enquêtes et synthèse bibliographique internationale) sont difficilement exploitables car elles agrègent des
boues digérées ou non, seules ou en mélanges avec toutes sortes de coproduits dont des déchets verts, des
ordures ménagères, des copeaux, des fumiers, de la paille et pour certaines des matériaux inconnus.
Les conclusions principales de la bibliographie sont que les composts de boues présentent une grande diversité
de composition avec des teneurs en N et P très variables selon les sources (à mettre en relation avec le
fonctionnement des stations d’épuration en nitrification/dénitrification et en déphosphatation biologique ou
traitement physico-chimique du P). D’une manière générale, plus le mélange de compostage contient des boues
et plus la teneur en N minéral est élevée dans le compost, même si cette teneur diminue ensuite lors de la
maturation du compost (processus de nitrification-dénitrification). Les éléments majeurs N, P et K, sont en
quantités suffisantes mais la biodisponibilité de l’azote apparaît très faible et celle du phosphore peut diminuer
lors du compostage. La valeur agronomique des composts de boues d’épuration semble donc plus liée à leur
valeur en tant qu’amendement organique qu’à leur valeur fertilisante. Le co-compostage boues + déchets verts
Chapitre 2
148
produit un compost très concentré en phosphore total mais contenant une proportion de phosphore soluble
modérée.
Les composts de biodéchets des ménages sont produits à partir des déchets biodégradables solides des
ménages (déchets alimentaires, déchets verts, déchets de jardin, papiers et cartons) généralement associés à
des co-substrats carbonés (déchets verts) pour remonter leur rapport C/N et favoriser leur aération. Ce compost
est un amendement organique dont les teneurs en N, P et K sont relativement variables en fonction de la nature
des déchets entrants. Ainsi, Kupper et Fuchs (2007) présentent les analyses de 86 composts collectés sur 32
installations de compostage de déchets verts (déchets organiques issus de jardins privés et d’espaces verts
publics) et déchets de cuisine (déchets organiques non cuits produits dans les ménages privés et toujours
mélangés à des déchets verts). Ils montrent que la salinité des composts varie fortement d’un échantillon à
l’autre, indépendamment de son degré de maturité (Figure 2-1-7a). Ce sont les intrants qui influencent
principalement la quantité de sels se trouvant dans les composts plutôt que la conduite du procédé. Les
composts produits avec des matériaux récoltés en hiver (feuilles et bois majoritairement) contiennent en
moyenne nettement moins de sels que ceux produits avec les intrants estivaux (beaucoup de gazons et de
déchets de légumes). La présence de déchets de cuisine influence aussi la salinité, mais de façon sélective
(Figure 2-1-7b) : elle n’augmente pas de manière significative la salinité globale des composts (augmentation de
18 % en moyenne) mais augmente la quantité de sodium de 59 %.
Figure 2-1-7. Influence de la saisonnalité des déchets sur la teneur en sodium de compost et digestat.
7a (à gauche) : Relation entre les dates de collecte des intrants et la salinité des produits finis.
7b (à droite) : Influence de la présence de déchets de cuisine dans les intrants sur la teneur en sodium de compost et
digestat. (Extrait de Kupper et Fuchs 2007, références Suisse).
Les composts de digestats sont des Mafor récentes apparues avec le besoin de valorisation des digestats de
méthanisation. En effet, les digestats sont les résidus liquides ou pâteux qui persistent en fin de méthanisation
(voir sous chapitre suivant 2.1.2.4.). Ils ont aujourd’hui le statut de déchet et sont valorisés au travers d’un plan
d’épandage. Afin de les commercialiser, il faut soit obtenir leur homologation, soit les transformer, le plus souvent
par compostage caractérisé. Historiquement, les premières données ont concerné des composts de déchets
urbains et biodéchets (Ademe, 2005 ; Zdanevitch et INERIS, 2012). Avec le développement de la méthanisation
agricole, des données commencent à apparaitre concernant les composts de digestats de déjections animales
(Bustamante et al., 2012 et 2013, Trémier et al., 2013). Il n’existe encore que peu de données scientifiques sur le
compostage des digestats et il y a un fort besoin d’en acquérir. En effet, de par leur composition et leur texture,
ces matériaux sont a priori difficiles à composter du fait de : leur fort taux d’humidité, leur texture liquide ou
pâteuse, le manque de MO facilement biodégradable et la forte teneur en NH4. L’ensemble de ces paramètres
fait craindre une faible activité biologique et une montée en température insuffisante. C’est pourquoi les digestats
subissent généralement une séparation de phase (centrifugation, presse, etc.) et que seule leur fraction solide
est généralement compostée, en présence de structurant ou de co-substrats lignocellulosiques.
Les données des rapports Ademe (2005) et Zdanevitch et INERIS (2012), résumées dans le tableau 2-1-24
montrent que la composition des digestats de biodéchets reste comparable à celle des composts de biodéchets.
Cette observation est à tempérer cependant par la grande plage de valeurs couverte par les données.
Chapitre 2
149
La littérature scientifique internationale est restreinte mais quelques exemples sont présentés ici. Bustamante et
al. (2012) décrivent la cinétique de compostage de la fraction solide d’un digestat de méthanisation de déjections
bovines mélangées à de l’ensilage de maïs. Trois essais sont réalisés sur site réel avec ou sans mélange avec
des résidus de taille de vigne. Les données montrent une montée en température correcte autour de 50°C
pendant au moins 10 jours et une cinétique de compostage classique. En fin de compostage, la perte en MO est
de 58-60 % (en masse), celle du N total de 50 % (en masse), le C/N est autour de 12 et le pH est passé de 8,5 à
environ 7. Les pertes en N se font essentiellement par volatilisation de NH3 pendant la phase thermophile du
compostage. La conductivité électrique du compost a augmenté de 3,18 - 4,65 dS/m en début de compostage à
5,07 – 7,52 dS/m en fin de compostage. De même, la capacité d’échange cationique a augmenté de 48,6 –
61,9 cmol/kg de MO en début de compostage à 124 – 155 cmol/kg de MO en fin de compostage. La composition
des composts obtenus est résumée dans le tableau 2-1-27.
Le même type d’étude réalisé en pilotes de laboratoire lors du co-compostage de la fraction solide de digestats
de lisier de porcs avec divers résidus agricoles (paille, résidus de taille de vigne, marc de raisin, etc) montre un
même comportement général (Bustamante et al., 2013). Une réduction de la MO (13 à 37 % en masse), du N
total, du C/N jusqu’à 9,1 - 12,7 et une augmentation de la conductivité électrique et de la capacité d’échange
cationique. A noter que dans cette étude, le mélange lisier-marc de raisin n’a pas composté correctement et a
présenté une faible montée en température et une faible minéralisation. La composition des 5 composts obtenus
(Tableau 2.1.28) montre un fort impact des intrants sur la teneur en sels (et donc la conductivité électrique) et sur
les teneurs en Cu et Zn.
Enfin, Trémier et al. (2013) comparent les capacités de compostage des fractions solides de trois digestats
d’origine différente (déjections bovines, fraction fermentescible des ordures ménagères triées à la source ou
mécaniquement) avec le compostage des déchets correspondants. Leurs données montrent la persistance d’une
biodégradabilité résiduelle variable mais non négligeable dans les digestats (63 à 69 % de l’activité des déchets).
Tableau 2-1-27. Caractéristiques de 3 composts
obtenus à partir de mélanges de fraction solide de
digestat de déjections bovines et d’ensilage de
maïs avec des résidus de taille de vigne. (Extrait
de Bustamante et al., 2012)
Chapitre 2
150
Tableau 2-1-28. Caractéristiques de 5 composts obtenus à partir de mélanges de fraction solide de digestat de lisier de
porcs avec : paille de blé (Composts 1 et 2), marc de raisin (Compost 3), résidus de taille de vigne (Compost 4) ou de plants
de piments (Compost 5). (Extrait de Bustamante et al., 2013)
Les références internationales sur la composition des composts
Mis à part le compostage des digestats traité dans le paragraphe précédent, il existe de nombreuses références
internationales sur le compostage et la composition des composts. Les références obtenues dans le corpus et
utilisées dans cette synthèse sont résumées dans le tableau 2-1-29.
Quel que soit le matériau composté, les auteurs s’accordent pour dire que le compostage conduit à une
diminution de la quantité de MO, du NH4 et du ratio C/N des matériaux compostés en lien avec une augmentation
du contenu en lignine et l’apparition de NO3. La capacité d’échange cationique augmente aussi (Bernal et al.,
1998 ; Tableau 2-1-30). Ainsi Bernal et al. (2009) mesurent les pertes en MO et N pendant le compostage de
divers composts de déjections animales. Les pertes en C pour les déjections bovines (cattle manure) s’élèvent à
67 % du carbone initial, pour les déjections de volailles à 52 % et pour les déjections porcines (pig manure) à
72 %. Les pertes en N sont de 46 %, 58 % et 60 % pour les déjections bovines, de volailles et porcines
respectivement. Ces pertes sont très variables selon le structurant ajouté et le mode de gestion du compostage.
D’une manière générale, les fortes pertes en eau (jusqu’à 80 % pour du compostage de déjections bovines dans
Larnay et al., 2007) font que le C et le N se concentrent dans le produit.
Une fois les composts arrivés à maturité, les valeurs présentées dans ces publications sont dans la gamme des
données françaises présentées dans le tableau 2-1- 24. La revue proposée par Hargreaves et al. (2008) fait un
point sur la composition des composts issus de la fraction solide des ordures ménagères et de leur impact au sol
après épandage (Figure 2-1-8).
Chapitre 2
151
Tableau 2-1-29. Références internationales du corpus sur la composition des composts
Type de compost
Composts de fraction fermentescible des
ordures ménagères (FFOM)
Co-compostage de phase solide de lisier de
porcs et de résidus ligneux (résidus de riz et de
coton)
Co-compostage de boues d’épuration, fumier
de volailles, lisier de porcs, déchets de
production d’huile d’olives, de FFOM avec des
déchets lignocellulosiques (coton, cannes de
maïs, bagasse de sorgho)
Composts de FFOM
Composts de déjections bovines
Compost de déchets verts
Compost de « Municipal solid waste »
Compostage animal manure
Co-compostage de déchets de production
d’huile de palm
Compostage phase solide de digestat de cattle
slury
Compostage phase solide de digestat de lisier
de porcs
Paramètres étudiés
Taille des particules, composition en macro
et micro nutriments
Comparaison de composition des déchets
et des composts finaux
Procédé
Sites réels
Référence
Villar et al. (1993)
Pays
Espagne
Pilote 1.5 m3
Georgacakis et al. (1996)
Grèce
Suivi de la capacité d’échange cationique et Pilote 1.5 tonnes
des indicateurs C et N au cours du
compostage
Bernal et al. (1998)
Espagne
Composition
Composition et suivi des caractéristiques
des composts en compostage
Suivi du potentiel redox et indicateurs C et
N au cours du compostage
Composition des composts et impacts sur le
sol
Evolution globale et méthodes de mesure
Composition en macro et micro nutriments,
comparaison avec déchet entrant
Evolution globale et composition
Non mentionné
Pilote
Tas de 10 x 2 x 2 (L,l,H)
Site réel
Tas de 100 x 3 x 3 (L,l,H)
Revue de plusieurs données
Bartl et al. (2002)
Larney et al. (2007)
Autriche
Canada
Khalil et al. (2008)
France
Hargreaves et al. (2008)
International
Revue de plusieurs données
Pilote
Tas 2.1 x 1.5 x 1.5 (L, l, H)
1.8 tonnes
Pile 3 x 2 x 1.5 (L, l, H)
Pilote de 350 L
Bernal et al. (2009)
Ahmad et al. (2011)
International
Malaisie
Bustamante et al (2012)
Espagne
Bustamante et al (2013)
Espagne
Evolution globale et composition
Tableau 2-1-30. Evolution de quelques paramètres et caractéristiques des mélanges de déchets en cours de compostage
(données en % ou kg de MS). I, temps initial ; T, phase thermophile ; E, fin de la phase active et M, compost mature (Extrait
de Bernal et al., 1998)
Chapitre 2
152
Figure 2-1-8. Variabilité de composition en
macronutriments et métaux des composts de fraction
solide des ordures ménagères
(déchets de cuisine et déchets verts)
(Extrait de Hargreaves et al., 2008, références
internationales)
Les matériaux indésirables dans les composts
Une particularité des composts de déchets urbains ou de digestats de déchets urbains est qu’ils peuvent contenir
un certain nombre de matériaux indésirables tels que des pierres, du plastique, des métaux ou du verre.
Les données présentées ici proviennent de plusieurs rapports français et européens. Le rapport ADEME (2007)
étudie la composition physico-chimique et les critères d’innocuité de composts issus de déchets verts, boues
d’épuration, biodéchets des ménages, autres déchets et les compare aux normes Françaises (nombre
d’échantillons analysés non précisé). De même, le rapport du JRC de Séville (Saveyn et Eder, 2014) présente les
données de 16 échantillons de composts issus de la fraction fermentescible des ordures ménagères (FFOM), des
déchets verts, des boues de STEP, des effluents d’élevage… Enfin, le rapport de l’INERIS (2012) compare la
qualité des composts issus du traitement biologique de la FFOM, issue des deux principales filières : biodéchets
collectés séparément et ordures ménagères résiduelles (OMR) triées en usine. L’étude couvre 30 sites français,
dont 15 traitant les biodéchets collectés séparément, et 15 sites de Tri Mécano Biologique (TMB). Sept de ces 30
sites réalisent une méthanisation préalable des déchets (sur un parc de 10 installations en fonctionnement mi2011). Certains de ces sites sont communs à l’étude du JRC (Saveyn et Eder, 2014).
Une différence majeure entre ces rapports est leur référentiel : le rapport ADEME 2007 compare ses données
aux limites imposées par les normes françaises, tandis que le rapport du JRC se base sur les limites proposées
au niveau européen pour faire évoluer le statut des composts et digestats depuis un statut de déchet vers un
statut de produit, les End-of-Waste criteria (EoW, IPTS 2008). Le rapport INERIS 2012 compare ses données
aux deux référentiels.
Les rapports ADEME (2007) et INERIS (2012) montrent que, globalement, les composts Français respectent les
seuils des normes NFU 44-051 (relative aux amendements organiques) ou NFU 44-095 (relative aux composts de
boues). Toutefois, pour les impuretés visuelles (indésirables), malgré un respect de la norme, une teneur élevée en
matières minérales grossières (cailloux/terre) est souvent constatée dans les composts de déchets verts et de
biodéchets, ce qui peut dans certains cas « diluer » sensiblement la matière organique (Tableau 2-1-31).
Le rapport INERIS (2012) souligne que pour les inertes, il y a un peu plus de dépassements des valeurs limites de
la norme NFU 44-051 que pour les éléments traces métalliques, uniquement sur les composts issus de TMB. Aucun
dépassement des valeurs limites pour les 3 paramètres inertes n’est relevé sur l’ensemble des composts issus de
biodéchets collectés séparément à la source. Sur les sites de TMB, il y a 6 dépassements en tout sur 292 analyses,
pour les films > 5 mm comme pour les fragments de verres et métaux > 2 mm. Toutes les valeurs d’un site, et 50 %
des valeurs d’un autre, sont en dépassement sur les autres plastiques > 5 mm (plastiques durs).
Dans le rapport du JRC, les données concernant les impuretés physiques sont limitées à 16 échantillons de
compost (sur un total de 160 échantillons de composts de tous types prélevés dans 15 Etats membres
Européens et la Suisse, dont 35 français). La méthode utilisée a été la méthode à l'eau de javel comme dans les
autres études et comme défini dans les normes Françaises. Les résultats sont présentés dans la Figure 2-1-9.
Les données obtenues, montrent clairement que tous les échantillons de compost de FFOM et déchets verts triés
à la source, ainsi que deux des trois échantillons de compost de boues d'épuration, respectent largement la
valeur limite proposée de 0,5 % d’impuretés en % de MS. Au contraire, aucun des échantillons de compost
Chapitre 2
153
d’usine de TMB (MBT en anglais) ne respecte la valeur limite proposée. Ces échantillons montrent aussi une
grande variabilité dans la qualité pour ce paramètre.
Le rapport compile ensuite les teneurs en impuretés des composts et digestats de différents pays européens
(Tableau 2.1.32) tout en soulignant les limites à apporter à cette comparaison : les méthodes de détermination du
taux d’impuretés diffèrent selon les pays (la méthode française à l’eau de javel donne systématiquement des
valeurs plus fortes que les méthodes de tri visuel utilisées dans d’autres pays), chaque pays ne recherche pas
toujours les mêmes impuretés (verre, métal, plastique, films plastiques, pierres, etc.), les données pour les
différentes fractions d’impuretés ne correspondent pas toujours aux classes de tailles répertoriées >2 mm pour
certains pays, > 5mm pour d’autres. Pour réaliser le tableau 2.1.31, seules les données qui reflètent le mieux les
impuretés de plus de 2 mm ont été gardées, à l’exception des pierres.
Figure 2-1-9. Contenu en impuretés
physiques des composts analysés dans
le rapport du JRC en % de matière
sèche. La ligne rouge indique la limite
proposée par l'Union européenne
comme critère de sortie du statut de
déchet selon l'étude pilote JRC et
IPTS, 2008 (End-of-Waste criteria ou
EoW). (Extrait du rapport du JRC :
Saveyn et Eder, 2014)
Néanmoins, les conclusions de cette comparaison sont :
Les composts de FFOM et déchets verts (“Bio-waste and greenwaste” dans le rapport) dérivés de
matériaux obtenus lors d’une collecte sélective à la source sont généralement conformes aux limites proposées
pour le critère End-of-Waste (au 90-percentile des données). Les taux d’impuretés sont cependant plus élevés en
France, Espagne et Portugal qu’en Italie, Pays Bas et Belgique. Quoique les raisons de cette différence ne soient
pas claires, elle pourrait résulter : (i) de la méthode de détermination des impuretés, (ii) des contrôles imposés
par les états et/ou (iii) de la date de mise en place des filières, les filières les plus récentes n’étant pas encore
optimisées. La différence entre les Pays Bas et la France est bien connue mais il est toujours surprenant de voir
que seulement 6 % des composts hollandais analysés ne sont pas dans le critère EoW alors que le taux s’élève
à 26 % pour les composts français.
Les données sur les composts de boues d’épuration montrent qu’une grande majorité d’échantillons (>
80%) satisfait aux limites proposées.
Les données françaises et espagnoles montrent que plus de 90% des composts de FFOM obtenus dans
les usines de TMB ne satisfont pas au critère EoW. Les problèmes rencontrés sont généralement la présence de
verre dans le compost qui peut s’expliquer en partie par la méthode de détermination mais surtout par une
combinaison de mauvais comportement des consommateurs et de mauvais fonctionnement /réglage des usines
de tri. Ainsi, il apparait une très grande différence de rendement des usines de TMB pour lesquelles certaines
atteignent la limite de 0,5 % d’impuretés (en MS) dans plus de 30 % des cas (3 usines sur 15), alors que d’autres
ne l’atteigne jamais. Les rapports soulignent toutefois que beaucoup de dépassements sont relevés sur des sites
de TMB d’installation récente (moins de deux ans) pour lesquels une marge de progression sur la qualité du tri
peut être attendue. Il est donc nécessaire de poursuivre l’acquisition de données sur ces sites, afin d’avoir une
meilleure vision de l’influence des options technologiques sur la qualité des composts et de l’impact des critères
en cours de discussion sur l’ensemble de la filière du traitement biologique de la FFOM.
Chapitre 2
154
Enfin, ces données suggèrent de manière indirecte que des installations de fonctionnement technique a priori
similaire produisent des composts de qualité différente selon l’investissement des opérateurs dans leur design et
leur management qui, lui-même, dépend principalement des législations nationales. En d’autres termes, le
rapport conclus que les installations fonctionnent mieux dans les pays qui mettent en place une législation plus
stricte (Saveyn et Eder, 2014 : rapport JRC).
Tableau 2-1-31. Présence d’inertes et indésirables dans les composts français (d’après ADEME, 2007) en g / 100 g de MS
type de
Films
Matières
déchets
plastiques plastiques
entrants
et PSE
> 5 mm
(N)
> 5 mm
Autres déchets
0,00
0,00
(18)
Biodéchets
0,08
0,07
(15)
(0-0,31)
(0-0,61)
Boues
0,00
0,01
(20)
(0-0,11)
Déchets verts
0,00
0,01
(45)
(0-0,25)
Métaux
> 5 mm
Verre
> 5 mm
Cailloux- Métaux
calcaire
entre
> 5 mm 2 et 5 mm
0,01
(0-0,2)
0,03
(0-0,18)
0,03
(0-0,43)
0,08
(0-1,4)
0,06
(0-0,74)
0,08
(0-1,07)
0,07
(0-0,55)
0,02
(0-0,83)
3,02
(0-9,89)
3,59
(0-9,52)
3,27
(0,31-9,9)
4,69
(0-21,06)
0,03
(0-0,15)
0,05
(0-0,11)
0,04
(0-0,12)
0,06
(0-0,2)
Caillouxcalcaireverre entre
2 et 5 mm
4,12
(0-10,51)
5,91
(0,83-13,08)
3,52
(0,08-10,52)
5,92
(0,28-15,48)
Verre et
métaux
> 2 mm
Fines
< 2 mm
0,01
(0-0,17)
0,17
(0-0,84)
0,02
(0-0,15)
0,04
(0-0,29)
4,11
(0-10,51)
5,73
(0,79-12,24)
3,50
(0,08-10,49)
5,87
(0,17-15,44)
Verre
compris
entre
2 et 5 mm
0,12
(0-0,77)
0,34
(0,02-1,2)
0,16
(0-0,73)
0,20
(0-1,44)
Caillouxcalcaire
entre
2 et 5 mm
13,91
(1,16-30,62)
24,23
(8,7-40,85)
18,97
(4,24-40,48)
21,35
(2,05-59,56)
Tableau 2-1-32. Teneurs en impuretés des composts et digestats de différents pays européens en % de MS
Les composts qui dépassent la valeur limite proposée pour le critère End-of-waste (EoW) sont présentés en nombre absolus ou pourcentages.
Les cellules du tableau sont colorées selon : Rouge = les limites du EoW sont dépassées, Orange = 90% des limites du EoW sont dépassées,
Vert = valeur inférieure à 50% de la limite proposée pour l’EoW (ce dernier code ne s’applique que pour la valeur 90-percentile. (NN= no
information available; Co=compost; Di=digestate; BW=source separated waste; GW= source separated green waste; SS=sewage sludge;
MBT=mechanical biological treatment; Man=manure; ECr=energy crops). Extrait du rapport du JRC (Saveyn and Eder, 2014).
Chapitre 2
155
Conclusion pour les composts
Les composts sont des Mafor qui se caractérisent par des valeurs de pH neutres à légèrement basiques (7 à
8,5), un taux de MS entre 15 et 58 % de MB et une faible teneur en azote ammoniacal. Ils présentent aussi des
valeurs en P, K, Mg et Ca supérieures à celles des autres Mafor. Leur composition varie quelque peu selon le
matériau composté. Cependant, pour un même type de compost, les différentes données recueillies présentent
généralement, à peu de chose près, les mêmes caractéristiques.
Le compost de déchets verts est riche en composés ligneux et se révèle donc être le compost dont la matière
organique est la plus stable. C’est lui également qu’on apporte aux autres produits pour que le co-compost ait
une bonne structure.
Les composts de fumiers présentent des différences entre eux notamment en fonction de leur origine animale.
Ainsi, les composts de fumiers de volailles et de porcs sont généralement plus riches en éléments fertilisants que
les autres (bovin, chevaux,…).
Le compost de boues de station d’épuration possède de son côté une valeur fertilisante moyenne mais non
négligeable. Le taux de matière organique est généralement assez important, mais cette matière est peu stable
et se dégrade assez rapidement.
L’ensemble des résultats obtenus au laboratoire montre l’importance de bien gérer la phase de maturation sur les
plates-formes de compostage. En effet, la plupart des effets des apports de composts sont liés au degré de
stabilité de la matière organique des composts. Cependant, le degré de stabilité optimum semble varier en
fonction des propriétés auxquelles on s’intéresse :
- la valeur fertilisante azotée et phosphatée des composts diminue en cas de trop grande stabilisation de la MO
des composts
- la valeur amendante au contraire (capacité à augmenter le stock de MO du sol) augmente avec la stabilité de la
MO
Quel que soit l’indicateur choisi, la valeur fertilisante à court terme est dans l’ordre croissant compost de
FFOM < de déchets verts et boues < de déjections animales < d’ordures ménagères.
Tous les composts se comportent comme des amendements organiques, du moins la première année, puisque
la matière organique facilement dégradable a été transformée en composés humiques. Cependant, il est très
difficile d’apprécier la valeur amendante d’un compost qu’avec sa seule valeur C/N.
Concernant les indésirables, il apparait que les composts issus de déchets ménagers ou de digestats de déchets
ménagers ont de grandes difficultés à satisfaire aux normes lorsqu’ils sont issus d’une usine de tri mécano
biologique. Les composts et digestats produits à partir des mêmes matériaux mais triés à la source en revanche
ont de teneurs en indésirables moindres.
2.1.4. Composition des digestats
Définition et limitations des données bibliographiques
Les digestats sont les résidus obtenus après dégradation biologique de la matière organique en absence
d’oxygène. A son stade le plus complet, ce processus conduit à une minéralisation de la matière organique en
biogaz composé principalement de méthane et de CO2. Ce processus naturel qui se produit dans les sédiments
ou les tourbières peut être mis en œuvre dans des réacteurs biologiques appelés digesteurs anaérobies ou
méthaniseurs. Les digestats correspondent alors aux résidus liquides ou pâteux qui sont extraits du digesteur et
qui sont composés de matière organique partiellement dégradée, de microorganismes et de matières
inorganiques.
Les digestats ayant aujourd’hui le statut de déchets, ils sont gérés en France majoritairement par l’intermédiaire
d’un plan d’épandage ou sont compostés pour leur donner le statut de produit (voir sous chapitre précédent
2.1.2.3.). Avec le développement de la méthanisation, de nouveaux modèles de gestion des digestats
apparaissent, généralement initiés par une séparation de phase. Les digestats bruts sont soit centrifugés, soit
pressés pour produire des digestats solides et liquides qui vont pouvoir être gérés séparément : séchage,
granulation, compostage pour les digestats solides et traitement biologique, évaporation ou filtration membranaire
Chapitre 2
156
pour les liquides (Fuchs et Drosg, 2013). La littérature scientifique est globalement pauvre sur le sujet de la
composition des digestats et de leur valorisation agronomique. Elle est quasi inexistante dès lors que l’on
s’intéresse à la valeur agronomique des digestats séparés (Möller et Müller, 2012) (Tableau 2-1-33).
Tableau 2-1-33. Références internationales du corpus sur la composition des digestats
Type de digestat
Lisier de porcs
Stockage de digestat de co-digestion déjections
bovines et déchets des ménages
Revue des méthodes d’analyse de la composition et
valeur agronomique des digestats solides
Essais de compostage de 6 digestats issus de
méthanisation de boues de STEP, déchets d’élevage
et déchets urbains
12 digestats de déjections animales en mélange à
déchets agricoles ou agro-alimentaires
Comparaison digestat de lisier de porcs et fumier de
bovin
Cycles bio et physico-chimiques dans les digesteurs
anaérobies
Composition d’un digestat de lisier de bovin brut et
phases séparées avec le lisier brut
Co-digestion déchets alimentaires et excréments
humains
Paramètres étudiés
Macro et micronutriments, partition du Cu et
du Zn
Temps de stockage sur C et N et microorganismes
-
Référence
Procédé
Marcato et al.,2008 Pilote 11 m3
Pays
France
Paavola et Rintala,
2008
Téglia et al., 2010
Labo 4.2 L
Finlande
-
International
Composition, biodégradabilité résiduelle,
valeur agronomique, comportement en
compostage
Composition et valeur agronomique
Téglia et al., 2011
Digestats de
procédés réels
France
Albuquerque et al.,
2012a
Albuquerque et al.,
2012a
Möller et al., 2012
10 Labo 2 à 6L
2 réels 3000 m3
Essai au champ
Espagne
-
International
Labo 40 L
Nigeria
Composition et valeur agronomique
Compare la composition des intrants avec
celle des digestats bruts et séparés
Minéralisation, valeur agronomique
Evolution du C et N et coliformes
Espagne
De la Fuente, 2013
Owamah et al.,
2014
Les données de composition des digestats présentées dans le tableau 2.1.34 proviennent donc principalement
des rapports ADEME (2011), Kupper et Fuchs (2007) et Saveyn et Eder (2014). Ces rapports sont une
compilation de plusieurs rapports antérieurs réalisés à base d’enquêtes et d’analyses. Les données les plus
consolidées et les plus anciennes concernent les digestats de boues urbaines qui portent sur plus de 400
analyses. Les données concernant les autres types de digestats regroupent entre une dizaine à une centaine de
sites. Contrairement aux tableaux précédents, ces valeurs sont exprimées par rapport à la teneur en matières
sèches. Les valeurs présentées étant des moyennes, il n’a pas été possible de les transformer en matières
brutes.
La difficulté concernant les digestats, outre le faible nombre de données, réside dans le fait qu’un grand nombre
de matériaux sont utilisés comme substrats dans les méthaniseur, et le plus souvent en mélange. Il s’agit des
déjections animales, des boues d’épuration urbaines ou d’industries agro-alimentaires, de graisses, de résidus de
cultures, de cultures énergétiques, de déchets alimentaires, de biodéchets, d’ordures ménagères, etc… Comme
pour le procédé de compostage, il est évident que la composition des matériaux entrant dans les méthaniseurs et
le type de méthanisation (méthanisation humide ou sèche, mésophile ou thermophile) vont influer dans une
certaine mesure sur la composition des digestats. Cependant, les rapports et quelque fois même la littérature
scientifique, ne précisent pas clairement l’origine des matières entrant dans les méthaniseur (origine des inocula,
type de déchets) et/ou leur quantité (proportions de déjections animales, biodéchets, ordures ménagères, etc.).
De plus, ayant peu de données, les auteurs ont quelque fois tendance à agréger les données sur les digestats
bruts et les digestats solides, ou à ne pas citer le procédé de séparation de phase utilisé. Enfin, certaines études
classent les « composts de digestats » dans la catégorie des « digestats », alors que par définition (et dans la
réalité) ce sont deux Mafor différentes. Une fois composté, le digestat est un compost et n’est plus un digestat,
tant sur le plan physico-chimique que réglementaire. Ainsi, les données présentées dans l’étude Zdanevitch et
INERIS (2012) « Etude comparative de la qualité de composts et de digestats issus de la fraction fermentescible
d’ordures ménagères, collectée séparément ou en mélange » ont été présentées dans le chapitre précédent
concernant les composts (2.1.1.3.)
Composition des digestats
Les données recueillies sont présentées dans le tableau 2-1-34. On observe une grande variabilité dans la
composition des digestats liée en partie au fait que tous les types de digestats (bruts, solides et liquides) sont
regroupés dans une même catégorie. Du fait de cette grande variabilité, seules des tendances peuvent être
mises en évidence, principalement sur l’azote.
Chapitre 2
157
D’une manière générale les digestats sont des Mafor qui présentent un pH basique (entre 7 et 8), des teneurs
variables en N et P en fonction des intrants. Les digestats issus de la méthanisation de déjections animales
(volailles et porcs), de boues d’épuration, de résidus de céréales, ainsi que certains digestats d’industries agroalimentaires, présentent des teneurs élevées en azote (jusqu’à 150 g/kg de MS) avec une proportion en azote
ammoniacal pouvant représenter jusqu’à 65 % de l’azote total des digestats bruts ou de la fraction liquide des
digestats. A l’opposé, les teneurs les plus faibles sont associées à des digestats issus de la méthanisation de
biodéchets, de déchets verts, de résidus fibreux (maïs ensilage) et dans une certaine mesure, de lisiers-fumiers
bovins. A noter que lors de la séparation de phase des digestats la majorité du NH4 passe dans la phase liquide
ce qui conduit à sa concentration dans cette phase. Les teneurs en P, K, Mg et Ca varient selon la nature et le
mélange des intrants mais aussi en fonction de la partition de ces éléments lors du traitement des digestats. Le P
semble se partitionner de manière similaire entre les phases liquides et solides, le K et le Mg sont retrouvés
préférentiellement dans la phase liquide, le Ca est concentré dans la phase solide (Tableau 2-1-35). Ces
données sont en accord avec la littérature scientifique présentée dans le détail ci-dessous. Möller et al. (2012)
soulignent aussi un changement physique important entre les intrants plutôt solides (fumiers) et les digestats
plutôt liquides, permettant une meilleure répartition lors des épandages et une meilleure pénétration dans le sol.
Albuquerque et al. (2012b) ont comparé la composition de 12 digestats produits à partir de mélanges composés
majoritairement de lisier de porcs ou de bovins et de résidus de culture, déchets d’abattoir ou résidus agroindustriels (glycérine, peau d’orange, …) (Tableaux 2-1-36a et b). Les résultats montrent bien l’impact des
mélanges et du mode de fonctionnement du procédé sur la composition des digestats et leur biodégradabilité
résiduelle (évaluée par la mesure de DBO5). Le pH des digestats est supérieur à 7,5 pour tous les digestats mais
les digestats de lisier porcin ont un pH autour de 8 et une plus forte alcalinité. De même, le lisier de porcs induit
des teneurs plus élevées en N (3,6 contre 1,7 N total), en P (0,9 contre 0,3), en K, Cl et Zn. En conséquence, les
ratios C/N sont globalement inférieurs à 4 pour les digestats de lisier de porcs et supérieurs à 4 pour les digestats
de lisier de bovins. Plus de 70% de l’N est sous forme NH4 pour les digestats de lisier de porcs et entre 39 et
61 % pour les digestats de lisier de bovins. Les valeurs de conductivité électrique (EC) sont plus élevées pour les
digestats de lisier de bovins. Enfin, pour une même base de lisier de bovins (CS), l’apport de glycérine (matériau
facilement biodégradable) conduit à un digestat encore très réactif alors que le mélange avec des déchets agroindustriels donne des digestats stables (peau d’orange) ou de stabilité intermédiaire (ensilage de maïs).
Enfin, les digestats obtenus lors de la méthanisation des ordures ménagères (fraction fermentescible triée à la
source ou par TMB) peuvent contenir des indésirables comme présenté dans le chapitre précédent à propos des
composts. Le tableau-.-.32 du chapitre précédent présente quelques données obtenues pour les impuretés > 2
mm sur des digestats de méthanisation de déchets ménagers triés à la source.
Tableau résumé des digestats français
Digestats
pH
C/N
C%
Min
Max
3,7
12,6
0,3
86,6
-
Chapitre 2
MS
MO
% de MB
1
54,5
-
NTK
N-NH4
1,1
172,6
0,13
166
P
K
en g / kg de MS
0,44
0,28
55,03
185
Mg
Ca
0,1
12
3,7
285
158
Tableau 2-1-34. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des digestats français qu’ils soient bruts, solides ou liquides (Attention, à part le pH, C/N et MS, les valeurs sont
données en g / kg de MS).
Mafor
Digestats de déjections animales (DA)
Digestats de DA & sous produits
animaux (SPA)
Digestats de DA & SPA & biodéchets
Digestats d'IAA
Digestats de Lisier / Fumier bovin
Digestats de Lisier / Fumier porcin
Digestats Autres
Digestats de déchets verts & biodéchets
Digestats de biodéchets
Digestats de boues urbaines
D’après ADEME (2011)
pH
C/N
NTK
N-NH4
5,9 (4,5-7,4)
MS
en % de MB
11,5 (1,7-41,6)
8 (7,1-8,5)
7,6 (7,1-8)
67,59 (20,1-160)
-
13,5 (4,6-27,5)
58,13 (19,8-94,3)
8 (7,7-8,2)
7,7 (3,7-12,6)
7,7 (6,2-8,7)
7,7 (6,4-9,9)
7,5 (7,4-8,2)
7,8 (7,5-8,3)
8,2 (7,8-8,5)
8,7 (7-12,7)
10,1 (5-17)
16,4 (3-34)
2,1 (0,3-4)
19,1 (3,7-38,5)
18 (5,8-39,3)
18,2 (3,1-45,7)
26 (2,1-86,6)
7,5 (4,3-18,5)
18,3 (2,6-49)
16,7 (4,4-34)
8 (1-42,2)
8,6 (2,5-20,3)
26,5 (4,5-54,5)
-
72,41 (43,1-97,5)
52,4 (8,1-172,6)
15,97 (1,1-64,9)
75,43 (1,5-240)
35,13 (13,2-102)
23,74 (8,4-55,5)
49,49 (3,8-98)
55,38 (4,34-21,9)
P
Mg
Ca
39,04 (0,93-120,59)
K
en g / kg de MS
11,68 (0,92-50,23)
42,55 (3,26-109,28)
3,56 (1,87-4,84)
25,06 (19,65-33,56)
40,24 (22,65-53,04)
9,40 (4,94-17,92)
19,36 (4,95-70,84)
2,20 (1,2-4,76)
-
47,62 (13,3-88,32)
25,51 (0,4-128,57)
13,17 (0,19-32,1)
34,53 (0,13-166,15)
23,64 (1,05-70,12)
7,15 (0-31,46)
15,88 (2-35)
5,93 (0,55-36,6)
13,28 (8,6-17,39)
12,41 (0,89-40,15)
11,94 (2,05-25,04)
20,19 (0,79-42,3)
4,77 (1,48-10,1)
4,43 (1,96-7,41)
14,13 (0,44-25,75)
21,17 (2,85-55,03)
44,31 (31,11-65,72)
20,04 (0,28-101,47)
35,31 (10,34-80,96)
144,80 (134,2-155,4)
45,10 (12,2-185)
16,07 (4,99-41,1)
68,44 (4,61-173,14)
3,04 (0,16-20,58)
5,90 (4,47-9,03)
4,99 (0-10,55)
2,73 (0,96-5,85)
4,20 (1,9-7,5)
12,00
4,20 (0,37-8,04)
25,59
76,09 (3,7-285)
64,86 (49-75,5)
32,02
83,96 (7,01-283,74)
Tableau 2-1-35. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des digestats français en fonction de leur type : brut, liquide ou solide (Attention, à part le pH, C/N et MS, les valeurs
sont données en g / kg de MS).
Mafor
Digestats bruts
issus de déchets
agricoles et
matières végétales
Digestats liquides
issus de déchets
agricoles et
Digestats solides
issus de déchets
agricoles et
Digestats liquides
de biodéchets et
IAA (Suisse)
Digestats solides de
biodéchets et IAA
(Suisse)
Chapitre 2
n
pH
C/N
10-57
7,4
(3,7-8,4)
9,12
(4-17)
36-54
7,9
(7,3-9,9)
38-46
MS
en % de MB
MO
NTK
N-NH4
-
63,6
(38,6-75,1)
65,2
(1,1-240)
32,6
(0,1-129)
7,86
(0,3-12,9)
-
56,7
(28,6-76,5)
52,43
(6,1-149)
8
(7,1-12,6)
26,07
(4,9-39,3)
-
-
4
-
-
12,7
(7,5-15,5)
11
-
-
55,9
(45,5-75,2)
K
Mg
Ca
12,8
(0,79-42,3)
49,6
(1,2-155)
13,8
(0,47-190)
48,3
(17,6-254)
18,78
(0,6-93,8)
8,61
(0,9-25)
34,27
(0,28-185)
13,98
(1,87-286)
33,68
(3,7-59,2)
20,56
(1,4-76)
1,78
(0-10,3)
7,23
(0,9-50,2)
10,33
(0,6-32,3)
5,23
(0,2-20,4)
63,97
(7,2-286)
43
(39,4-47,4)
23,1
(21,2-25,1)
-
6
(5,2-6,5)
30,1
(26,5-32,9)
9,5
(8,5-10,8)
33,6
(31,1-37,5)
49,7
(28,9-73,4)
15,1
(9,4-20,3)
0,45
(0,25-0,82)
3,9
(2-8)
12,6
(6,4-20,8)
6,8
(3,7-9,7)
71,4
(23-152)
159
P
en g / kg de MS
Tableau 2-1-36a. Caractéristiques principales des digestats à base de lisier de porcs (PS) ou de bovins (CS) en mélange
avec divers co-substrats agro-industriels. Valeurs exprimées en MB. Extrait de Albuquerque et al. (2012b)
Tableau 2-1-36b. Concentrations en éléments des digestats à base de lisier de porcs (PS) ou de bovins (CS) en mélange
avec divers co-substrats agro-industriels. Valeurs exprimées en MB. Extrait de Albuquerque et al. (2012b)
Composition des digestats et valeur agronomique
Avec le développement de la méthanisation et la production de volumes grandissants de digestats, la question
s’est posée rapidement de leur valorisation agronomique directe par épandage ou de leur transformation par
différents post-traitements pour leur faire acquérir le statut de produit. Les travaux ont d’abord porté sur la
composition des digestats, leurs qualités agronomiques et la stabilité de ces paramètres en fonction du temps.
Chapitre 2
160
Puis la littérature scientifique s’est intéressée à chercher un lien entre composition des intrants, fonctionnement
du procédé de méthanisation, composition des digestats et valeur agronomique. Cette dernière est généralement
déclinée sous la forme de valeurs fertilisante et/ou amendante, avec quelque fois des comparaisons avec les
composts correspondant ou avec les réglementations en vigueur pour les produits fertilisants ou les
amendements.
Marcato et al. (2008), dans un procédé de méthanisation de lisier de porcs, montrent que le processus de
digestion anaérobie a consommé 53 % des composés volatils. Pendant la digestion, la plupart des éléments
minéraux sont conservés sans aucune perte significative pour N, K, Fe, S, Al-, Cu et Zn. La fraction azotée totale
persiste essentiellement dans la phase liquide du digestat. Cependant, des pertes significatives sont observées
pour le P, Ca, Mg et Mn avec respectivement, 36 %, 44 %, 32,5 % et 32 % des éléments respectifs manquant
entre les intrants et le digestat. Cette perte est liée à la formation de précipités dans les conditions anaérobies du
digesteur (cristallisation de phosphates de Ca et de Mg, et formation de struvite).
Tambone et al. (2009) comparent sur site réel les intrants et sorties d’un digesteur (TSH 2 de 40 jours) et post
digesteur (TSH de 50 jours) traitant en majorité la FFOM, des déjections bovines et des déchets agro-industriels.
Le suivi de 10 échantillons sur 7 mois montre que, excepté pour le taux de solides qui varie d’environ 28%, les
autres paramètres physico-chimiques mesurés (C et N totaux, NH3, C/N, AGV) sont stables (< 4% de variabilité).
En revanche, les mesures de biodégradabilité résiduelle (par BMP ou respirométrie aérobie) montrent des degrés
de stabilité différents qui peuvent varier jusqu’à 20%.
En 2010, les mêmes auteurs (Tambone et al., 2010) comparent la composition et les valeurs fertilisantes et
amendantes de 8 intrants et digestats associés, avec celles de composts et digestats de boues d’épuration
urbaines déshydratés(DSs) (Tableaux 2.1.37a et b). Les données présentées montrent que la digestion
anaérobie permet de produire un digestat avec une forte teneur en N minéral accompagnée de composés
carbonés moins biodégradables comparé aux intrants bruts. Ils montrent aussi que même si la composition des
intrants joue dans une certaine mesure sur celle des digestats (notamment pour les teneurs en N, P et MO
résiduelle), la variabilité observée sur les digestats est moins importante que celle relevée pour les intrants. Les
post-traitements appliqués aux digestats ont en revanche un impact fort sur la teneur en NH3. Ainsi, on n’observe
que peu ou pas de NH3 dans les composts (lié au stripping durant la phase thermique du compostage) et les
digestats de boues déshydratés (pertes liées au séchage). Les teneurs observées sont :
o Pour le N total : digestats > DSs > intrants > compost
o Pour le C/N : composts > DSs = digestats
o Pour le P : digestats = DS > compost = intrants
o Digestats sont plus riches en K
Tableaux 2-1-37a et b. a. Mélanges utilisés
comme intrants de méthanisation (I1 à I8) et
compostage (C1 à C3). b. Caractéristiques des
intrants, digestats et composts. Extrait de
Tambone et al., 2010.
2
TSH : Temps de séjour hydraulique
Chapitre 2
161
Attention, les valeurs de moyenne sont décalées d’une colonne vers la droite (erreur de formatage dans la publication).
Partant de ces données, les auteurs proposent d’approcher la valeur agronomique des digestats par des
analyses chimiques, spectroscopiques et biologiques. Les digestats de boues ayant une teneur élevée en N et P
et un C/N bas, ils sont a priori plutôt des fertilisants avec des effets amendants seulement à fort volume d’apport.
Les composts au contraire sont à utiliser plutôt pour leurs propriétés amendantes car ils ont peu de N et de P et
sont riches en C stable. Les auteurs soulignent que les digestats peuvent présenter des propriétés intermédiaires
entre fertilisants et amendements. La vérification de ces aspects requiert des essais agronomiques à long terme.
Möller et Müller (2012) proposent une revue qui présente les cycles bio et physico-chimiques à l’œuvre dans les
digesteurs anaérobies et compare la composition des intrants avec celle des digestats (Tableau 2-1-38a et b).
Leurs données confirment celles présentées ci-avant avec 20-95 % de la MO dégradée pendant la digestion, une
minéralisation importante de l’N et un C/N < 8,5. Ils insistent sur les conséquences de la forte teneur en NH3 des
digestats qui conduit :
o à des valeurs de C/N où le N est majoritairement directement accessible par les plantes comparé à un N
de Mafor qui serait en majorité organique et moins rapidement accessible.
o A des risques forts de volatilisation lors du compostage, du séchage ou de l’épandage de ces digestats
Ils présentent aussi l’impact de la séparation de phase sur la composition des digestats liquides et solides. Selon
eux, la phase solide contient 20-25 % de la matière du digestat frais mais le taux de séparation peut varier
grandement selon le taux de MS de celui-ci. Plus le digestat possède un contenu élevé en MS et plus faible est la
proportion de phase liquide recueillie.
La phase solide peut être considérée comme un engrais organique comparable au fumier, mais avec un contenu
en N fortement disponible et un contenu en P ayant un fort potentiel, convenant mieux à une application sur les
terres arables pour augmenter la production d'humus du sol et substituer les pertes en P via la biomasse
récoltée. Le digestat liquide est plutôt à considérer comme un engrais N et K comparable aux engrais minéraux
N-K ou à l'urine animale.
Chapitre 2
162
Tableau 2-1-38a. Caractéristiques (Absolute values) et effet de la digestion anaérobie (Change) sur différents paramètres de
composition des digestats. Extrait de Möller et Müller (2012).
Tableau 2-1-38b. Caractéristiques des digestats liquides et solides après séparation de phase. Extrait de Möller et Müller
(2012).
2.1.5. Composition des biochar
Selon l'Initiative Biochar Internationale (IBI), le biochar est un charbon de bois qui est obtenu par pyrolyse de
matières organiques et qui est destiné à être appliqué au sol pour obtenir des gains tant agricoles
qu'environnementaux. Son utilisation le distingue du charbon de bois classique qui est utilisé comme carburant
pour la production de chaleur, comme matériel adsorbant (filtres à charbon) ou comme agent de réduction dans
les procédés métallurgiques.
Le biochar peut être produit par plusieurs processus thermochimiques (Manyà, 2012) : la carbonisation
conventionnelle ou « flash », la pyrolyse lente ou rapide et la gazéification. La pyrolyse lente a l'avantage de
conserver jusqu’à 50 % du C du produit dans le biochar. La pyrolyse de la biomasse et la gazéification sont des
technologies connues pour la production de biocarburants et de gaz de synthèse. Cependant, leur exploitation
commerciale pour la production de biochar reste encore peu renseignée. Le processus de pyrolyse et ses
paramètres (principalement la température finale, le taux de chauffe, la pression et le temps de séjour à la
Chapitre 2
163
température finale) conditionnent grandement la production et la qualité du biochar. La nature intrinsèque de la
biomasse utilisée interagit aussi avec le reste des variables dans la détermination des propriétés du biochar.
Figure 2-1-10. Représentation schématique de la
production de biochar. Extrait de J. Manyà
(2012).
Nous n’avons pas trouvé de référence comparant la composition de plusieurs types de biochar. Selon la
littérature, le biochar est une substance riche en hydrocarbones aromatiques polycycliques lentement
biodégradable (« black carbon » stable sur des centaines voire des milliers d’années), au grain fin, poreuse,
présentant une grande surface d’échange, et qui est produite par la décomposition thermique de biomasse dans
des conditions limitées d'oxygène et aux températures relativement basses (700 °C) (Atkinson et al, 2010). Les
propriétés de surface des biochar peuvent être selon les cas étudiés hydrophiles ou hydrophobes, acides ou
basiques. Ces caractéristiques dépendent des matériels pyrolysés et des paramètres de pyrolyse comme la
présence d’oxygène et la température. La porosité des biochar est aussi très variable pouvant aller de nano(<0,9 nm), micro- (<2 nm) à macro-porosité (>50 nm). Cette porosité serait importante pour l’aération et
l’hydrologie des sols supplémentés en biochar, ainsi que pour l’installation des micro-organismes, des
champignons filamenteux et des mycorhizes des plantes. La majeure partie du N présent est organique et a priori
peu disponible pour les plantes.
Le tableau 2-1-39 montre quelques exemples de composition de biochar obtenus à partir de plusieurs substrats
organiques (Atkinson et al., 2010). Le pH varie entre 6,2 et 9,9. Les teneurs en C et nutriments sont élevées et le
ratio C/N est particulièrement élevé.
Tableau 2-1-39. Composition chimique de quelques biochar. Extrait de Atkinson et al. (2010)
Chapitre 2
164
Résumé du
tableau 2.1.39
moyenne
min
max
pH
6,2
9,9
C
g/kg
623,2
172
884
N
g/kg
11,7
1
64
C/N
162,9
7
759
P
g/kg
24,9
0,2
73
K
g/kg
13,9
0,9
58
A noter que la littérature encourage à la production de biochar dans le triple objectif d’améliorer la qualité des
sols, de valoriser la biomasse superflue et de produire de l'énergie. Par biomasse superflue, il faut entendre les
résidus agricoles, la biomasse forestière et même les résidus animaux qui sont incinérés (Vassilev et al, 2013a).
2.1.6. Composition des cendres
Contrairement aux biochar, il existe de nombreuses références sur la composition des cendres en fonction de
leur origine (Tableaux 2-1-40 et 2-1-41). Cette composition varie d’un type de cendre à l’autre selon les matériaux
incinérés (bois, déchets, etc.) et éventuellement les conditions d’incinération (mélange, co-substrats) (Vassilev et
al. 2003b, Tan et Lagerkvist, 2011). Selon le type d’incinérateur, les cendres représentent 1-30% du poids frais
des matériaux entrants, soit 5-15% du volume des matériaux frais. Deux types de cendres sont produits : les
cendres volantes fines et légères (fly ash) et les cendres qui restent dans le fond de l’incinérateur qui sont larges
et lourdes (bottom ash). Les « bottom ash » représentent 75-80 % des cendres totales.
La quantité de cendre produite dépend du type de matériau et de la température d’incinération. Dans le cas du
bois, la quantité de cendres représente généralement entre 6-10 % du poids frais. Les bois durs produisent plus
de cendres que les bois tendres et l’écorce et les feuilles produisent plus de cendres que les parties internes du
bois. Enfin la composition des cendres varie selon l’essence du bois, la région et les conditions de brulage du
bois. Une attention particulière doit être portée sur les co-produits utilisés parfois en brulage du bois (Siddique,
2012).
Comme pour les biochar, une caractéristique importante est l’effet de concentration dans les cendres des
éléments présents dans les matériaux à incinérer. Cet effet peut être bénéfique ou délétère selon l’élément
considéré (P ou métaux lourds par exemple). Lors de la combustion, les composés organiques sont minéralisés
et les cations élémentaires sont oxydés. Ces oxydes sont ensuite lentement hydratés puis carbonatés au contact
de l’air (Demeyer et al., 2001). Dans le cas de l’incinération de bois, le principal composé des cendres est la
calcite (CaCO3). L’incinération des boues des stations d’épuration peut conduire à des cendres riches en
nutriments, et notamment en phosphore P jusqu’à 5-10 % de la masse, mais il y a aussi concentration en métaux
lourds et en cations utilisés lors de la précipitation chimique du P (Vogel et Adam, 2011). De même, Siddique
(2010) souligne la présence de plomb, cadmium et dioxines dans les cendres de déchets municipaux qui sont
composées majoritairement d’oxydes de silice, de calcium, d’aluminium ou de fer (Tableau 2.1.42).
Tableau 2-1-40. Plusieurs publications fournissent des données de composition des cendres volantes ou de fond
d’incinérateur
Type de cendres
Bottom
Fly
Bottom
Fly et bottom
Bottom
Bottom
Bottom
Bottom
Bottom
Matériau incinéré
Bois et papier
Charbon
Déchets de production d’huile de palme
Déchets municipaux solides
Boues de stations dépuration
Biomasse
Bois
Charbon et biomasse
Biomasse
Pays
International
Australie
Malaisie
International
Allemagne et Pays Bas
International
International
International
International
Référence
Demeyer, 2001
Pathan et al., 2003
Yin et al., 2008
Siddique, 2010
Vogel et Adam, 2011
Tan et Lagerkvist, 2011
Siddique, 2012
Kalembkiewicz et Chmielarz, 2012
Vassilev et al., 2013b
A titre d’exemple, les tableaux 2-1-41 à 2-1-43 ci-dessous donnent la composition élémentaire des cendres
obtenues après incinération de différents matériaux.
Chapitre 2
165
Tableau 2-1-41. Composition élémentaire des cendres obtenues après incinération de différents matériaux. Extrait de Tan et
Lagerkvist, 2011)
Tableau 2-1-42. Concentrations en métaux dans les cendres de fond (bottom) et dans les cendres volantes (fly) lors de
l’incinération de boues de stations d’épuration. Extrait de Siddique, 2010.
2.1.7. Composition des mafor « exotiques »
Cette catégorie concerne un certain nombre de matériaux utilisés en agriculture (souvent biologique ou en cultures
domestiques) ou agronomie qui n’appartiennent pas aux catégories citées ci avant. Il s’agit par exemple de farines d’os ou
de cornes, de farines animales, de granulés ou farines de végétaux, de sang séché, d’urine, de guano, de plumes etc…
La composition de ces Mafor dépend évidemment du matériel utilisé (Tableau 2-1-44). Les articles considérés ne
s’intéressent généralement pas à la composition de ces Mafor mais plutôt à leur apport en N et P. La forme du N est
particulièrement importante dans le sens où il s’agit généralement de N organique avec des capacités de minéralisation
variables d’un Mafor à un autre (Gutser et al, 2005 ; Agehara et Warncke, 2005 ; Gaskell et Smith, 2007). Ainsi, Agehara
et Warncke (2005) comparent la libération d’N par plusieurs Mafors, en % du N organique, urée (91-96 %) > farine de
sang (56-61 %) > granulés d’Alfalfa (41-52 %) > compost de fumier de volailles partiellement mature (37-45 %).
A noter l’apparition des farines animales qui jusque dans les années 2000-2005 étaient essentiellement valorisées en
alimentation animale mais qui suite à la crise de l’ESB ont recherché des modes de valorisation on alimentaire au
travers de la production d’énergie ou/et de fertilisant.
Chapitre 2
166
Tableau 2-1-43. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des cendres (références internationales)
Cendres
n
pH
Déchets municipaux
4
-
-
-
6,17
52,1
(3-176)
0,57
(0,02-1,5)
164,8
0,73
(0,25-1,2)
0,92
(0,2-2)
0,4
-
STEP urbaines
13
Déchet production huile de palme (coque)
1
-
Bois et dérives de bois
14
10,50
Papeterie
2
Volantes de charbon
20
Volantes de lignite
Volantes de charbon bitumeux
Pneus usagés
2
1
1
9,61
(7,1-13,3)
10,54
8,28
-
C
357
(100-561)
2-216
19,51
(1,5-66)
1,7
2,9
-
N
P
8,67
(2,9-16,3)
46,2
(0,0001-90)
130,7
(0,4-1760)
8
1,54
(0,07-10,8)
0,0037-0,086
2,9
-
K
9,51
(0,03-18,2)
9,43
(1,19-14)
160,4
43,14
(0,09-269)
35-64
3,13
(0,09-12,2)
0,0653-0,931
4,3
-
Mg
6,50
(0,01-9,8)
9,48
(1,1-20,2)
22,7
15,7
(2,1-26,4)
14
3,03
(0,01-11,5)
0,0351-14,5
-
Ca
55,94
(0,15-107,5)
90
(7,15-270)
13,6
129,38
(19,2-297)
137-152
35,53
(3,47-255)
0,155-10,34
7,86
Tableau 2-1-44. Données de composition moyenne et/ou minimum-maximum des boues d’industries agro-alimentaires (références internationales)
Mafor
Granulés d'Alfalfa et
protéines animales
Farine d’Alfalfa
Farine de résidus végétaux
Farine de plumes
Farine de poissons
Farine de sang
Farine de viande et d’os
Farine d’os
Farine de corne, plume et
cuir
Farine de viande sang et os
Petit-lait de fromage
Urée
Urine
Guano d’oiseaux marins
Pays
(n)
USA
pH
C/N
5,73
11,13
USA (1)
International (1)
-
10-13
-
95
-
USA (2)
USA (2)
USA (3)
USA, Quebec, (4)
USA (1)
International (1)
7,3
-
3,5
3,4
3,1-3,3
-
95
93
-
-
3-4
49
47
49
-
International (1)
-
3-5
-
95
International (16)
5,13 (3,87,6)
6,99
-
USA (1)
International (1)
USA, Israel (3)
0,43
12
1-3,3
C%
-
-
39
D’après Gutser et al. (2005), Carvalho et al. (2013), Garcia et al. (2008)
Chapitre 2
MS
(% MB)
95,54
95
4,49 (0,32-7,09)
98,59
2
MO
NTK
N-NH4
36*
40*
40-60*
-
75-120*
-
-
68*
P
K
Mg
Ca
0,49*
5,8*
45,5*
1,6*
11,2*
-
<10*
-
<10*
-
-
-
120-142*
100-137*
134,8* (120-158)
81,7* (68,2-95,6)
20*
<1*
2*
0,15-<1*
-
0-2*
6-13*
0-5,1*
37,2* (22-66,1)
<10*
0-1*
<10-11*
2,47* (0-6,4)
8,4* (3,15-13,3)
0
1,1*
4,77* (1,6-10,2)
-
144,2*
88,13* (61,5-148)
-
130*
0-6,5*
-
-
-
-
-
-
-
-
0,12
5,1
0,94 (0,01-1,77)
0,14 (0,06-0,27)
0,49 (0,12-0,54)
0,22
460*
4*
162* (90-207)
3,2-3,6*
8-21,4*
<10-49*
<10-25
167
2.1.8. Composition des sédiments de dragage
Définition et gestion des sédiments de dragage
Les sédiments constituent les dépôts formés dans les milieux aquatiques (cours d’eau, lacs, étangs, milieu marin)
par la précipitation de substances d’origine minérale (érosion de sols et des roches), biologique ou organique
(décomposition de matières végétales, d’animaux aquatiques…) (Schneider, 2001 ; Nguyen, 2008). Ils sont
connus depuis toujours pour améliorer la fertilité des sols (exemple du delta du Nil dans l’antiquité) et l’on retrace
leur utilisation « intentionnelle » (dragage, séchage, transport) dès le Moyen Âge (Bourret, 1997). Toutefois, avec
le développement des activités humaines, il a été constaté que ces sédiments sont souvent contaminés par des
rejets anthropiques (agricoles, industriels et/ou urbains) qui apportent des éléments nutritifs (phosphore et
composés azotés…) mais aussi des métaux lourds et/ou des substances organiques (hydrocarbures
polycycliques aromatiques, pesticides, solvants chlorés). Ces contaminations entraînent la classification des
sédiments de dragage comme des déchets dangereux (Nguyen, 2008 ; INERIS, 2009).
L’accumulation des sédiments fins dans les zones d’eau calme conduit à l’envasement des cours d’eau, des
canaux et des installations portuaires. Des opérations de curage sont réalisées pour restaurer, entretenir voire
assainir les cours d’eau afin de prévenir les risques d’inondation, rétablir le tirant d’eau pour la navigation, et
aussi restaurer le milieu naturel (Nguyen, 2008). Ainsi, en France, chaque année, 525 000 km de cours d’eau
sont curés conduisant à l’enlèvement d’environ 6 millions de m3 de sédiments fluviatiles. Ce volume important,
est toutefois très inférieur au volume du dragage des sédiments marins. L’entretien des ports français est estimé
à plus de 60 millions de m3 par an. Les trois principaux ports d’estuaire, Rouen, Nantes-Saint-Nazaire et
Bordeaux, font état d’un volume moyen annuel de l’ordre de 25 millions de m3 tandis que les cinq grands ports
maritimes de Dunkerque, Calais, Boulogne, Le Havre et La Rochelle draguent un volume d’environ 6 millions de
m3 par an (Alzieu et al., 1999 ; INERIS, 2009).
Les options de gestion des sédiments dragués sont, selon les pays et les réglementations, de les réintroduire
dans les cours d’eau, de les stocker à terre tels quels, de les recouvrir de sédiments propres (capping en
anglais), de les stocker en centre d’enfouissement, de les utiliser pour des remblais ou des digues, de les
épandre sur des terres agricoles, de les traiter chimiquement et de les recycler pour la production de béton ou
autre utilisation bénéfique (Nguyen, 2008 ; Sigua, 2009).
Composition minérale des sédiments de dragage
Un sédiment se caractérise essentiellement par sa granulométrie, sa composition minéralogique, ses teneurs en
eau et en matière organique. Les sédiments de dragage peuvent comporter plusieurs classes granulométriques
(Tableau 2-1-45). Les sédiments de canaux fluviaux des zones d’eau calmes où les courants sont atténués
contiennent en majorité les éléments fins (vases, limons et sables) (Nguyen, 2008).
Tableau 2-1-45 Dénomination des classes granulaires des sédiments de dragage (extrait de Nguyen, 2008, d’après
Schneider, 2001)
La composition minérale des sédiments est différente selon leur origine (endogène, terrigène ou anthropique).
Les sables et graviers sont essentiellement quartzeux (silice SiO2) ou silicatés (micas, feldspaths), souvent
accompagnés de minéraux lourds (amphiboles, grenats, disthène…) qui dépendent de la nature des sols érodés.
On trouve aussi des sables calcaires. Les particules les plus fines sont composées de minéraux argileux d'origine
terrigène, ainsi que de squelettes d'organismes d'origine endogène (Nguyen, 2008).
Chapitre 2
168
Lorsque les sédiments sont réintroduits dans les sols et qu’ils contiennent une proportion élevée d’oxydes de
calcium et de magnésium (CaO et MgO), leur nature calcaire a un pouvoir neutralisant vis-à-vis des sols acides.
Lorsqu’ils contiennent des argiles, les sédiments favorisent l’agrégation des particules du sol et augmentent la
capacité d’échange cationique. Le sol, dont les propriétés physico-chimiques se trouvent ainsi améliorées, gagne
en fertilité. Les valeurs de CEC des sédiments sont variables et souvent exprimées dans des unités différentes
ce qui ne facilite pas la comparaison (Tableau 2.1.46).
Tableau 2-1-46 Compilation des CEC des sédiments de dragage retrouvés dans la littérature du corpus
Sédiment (origine)
Dried sediment Canal Milton
Keynes (UK)
Canal Douai (France)
Lake Albufera (Espagne)
River Illinois (USA)
Rural roadside pond (Inde)
Rivers and ponds (République
Tchèque)
CEC
Unité
Référence
33,66 +/- 1,95
meq/100g
Stephens et al. (2001)
14,2
19,1 +/- 0,4
42
114
cmol/Kg sur MS
meq/100g
cmol/Kg
cmol/Kg
Caille et al. (2003)
Canet et al. (2003)
Darmody et al. (2004)
Karak et al. (2013)
5,5–41,2
meq/kg
Vasickova et al. (2013)
Les apports d’éléments nutritionnels d’intérêt (azote, phosphore, potassium, oligo-éléments) et de matière
organique sont très variables et dépendent du site de prélèvement (Tableau 2.1.47). Ils restent faibles en
général. Un problème de disponibilité du phosphore peut se poser : en présence d’un excès de calcium, les ions
phosphates forment des phosphates tricalciques (PO4(Ca)3) qui sont insolubles (Bourret,, 1997).
Une attention particulière doit être portée au sel présent dans les sédiments marins car un excès « brûle » les
cultures (Bourret, 1997). Ainsi une concentration en Na de 73 mg/Kg MB a été publiée pour des sédiments de
rivière continentale en Illinois (Darmody et al., 2004), alors que des taux de Na de 2 900 et jusqu’à 19 666 mg/Kg
MB ont été mesurés respectivement dans le lac Albufera en Espagne (Canet et al., 2003) et dans l’estuaire du
Saint Laurent au Québec (Rapport : Environnement Canada, 2007).
Composition organique des sédiments de dragage
La composition organique des sédiments est très variable d’un sédiment à un autre selon son origine marine ou
continentale, et selon l’impact anthropique qu’il subit. La proportion de matière organique dans la matière sèche
des sédiments varie entre 90 %, dans le cas de la tourbe, et 2 % pour les sables de rivière. En général, la
proportion de matière organique est de l'ordre de 2 à 10 % pour les sédiments des cours en "eaux vives" et elle
est constituée à 60 % de composés humiques (Nguyen, 2008 et Tableau 2.1.47).
Une difficulté rencontrée lors de la compilation des données de la littérature est le manque d’information claire
sur la « fraicheur » des sédiments et leur contenu en eau qui conditionnent grandement l’échelle et l’unité des
mesures. Ainsi, certains auteurs présentent clairement des données sur poids sec, ces valeurs sont présentées
comme telles dans le tableau 2.1.47 Pour les autres, il s’agit apparemment de poids brut mais les valeurs
s’étalent de concentrations parfois très faibles à des valeurs quasi proches de celles du poids sec.
Cantegrit (2010) présente une comparaison des données de composition de sédiments de canaux entreposés
dans un site de stockage et compare leur composition à celle d’un fumier bovin (Tableau 2-1-48).
Chapitre 2
169
Tableau 2-1-47 Compilation des CEC des sédiments de dragage retrouvés dans la littérature du corpus (Moyennes et écart types)
Sédiments (origine)
Lac Panasoffkee
(USA) 1
Site de stockage
(Canal du Centre France) 2
Canal
(de la Marque France) 3
Canal
(de Charleroi Belgique) 3
Vase extraction maritime (Lyvet
France) 4
Port
(Le Croisic France) 5
Lacs
(Canada) 6
Rivière Illinois
(USA) 7
Canal
(Hangzhou Chine) 8
Déversoir de bord de route (highway
SH4, Jalsara Inde) 9
N*
pH
C/N
7,8
+/- 0,2
6,8
+/- 0,8
22,6
+/- 3,6
1
7,4
1
COT
g / kg de MB
sauf **
127
+/- 1,5
MS
MO
NTK
% de MB
P
mg / kg de MB
sauf **
1,6
+/- 1,2
800
+/- 300
K
Mg
Ca
4,3
+/- 1,8
2000
+/- 200
3
+/- 1
376,8
+/- 1
-
-
g / kg de MB
0,9
6,3
-
73,8
+/- 11
6,7
+/- 1,4
6,9
+/- 0,3
1300
+/- 400
-
-
-
-
-
2200
7000
6,6
66,5
7,2
-
-
-
-
-
1100
5000
4,8
35
-
8,3
-
-
46,9
4,5
330**
800**
5000**
10**
72**
4
-
-
34,6
+/- 1,6
2900
+/- 1,6**
-
-
-
-
-
-
-
680
+/- 79**
1133
+/- 153
-
3
22,4
+/- 3**
24,0
+/- 13,8
21667
+/- 1527
-
-
1
7,5
-
-
-
2,6
-
35
164
0,7
7
1
6,9
-
32,5
-
-
2300
1100
-
-
-
1
6,3
11,49
162
-
-
14100
860
114230
-
-
Rivières et Canaux (Jingshan Chine) 10
4
-
-
-
-
-
1055
+/- 1077
-
Lac Albufera
(Espagne) 11
4750
+/- 1707
2,5
+/- 3,1
0,5
+/- 0,2
1
7,96
16,3
-
46,5
5,79
2060
38
7900
15,4
176
1
6
-
* nombre de sédiments analysés, ** valeurs données en poids sec (soit /kg MS)
1 Sigua et al. (2004, 2006) ; Sigua ( 2005, 2009), 2 Cantegrit (2010), 3 Nguyen (2008), 4 Bourret (1997), 5 Proulhac et Marrec (2012), 6 Environnement Canada et ministère du Développement
durable, de l’Environnement et des Parcs du Québec, (2007), 7 Darmody et al. (2004), 8 Chen et al. (2002, 2003), 9 Karak (2013), 10 Xie et al. (2011), 11Canet et al. (2003).
Les sédiments présentent un pH entre 6 et 8,3 et un C/N assez élevé entre 11 et 36. Les valeurs en MS sont généralement fortes ente 33 et 85% sauf pour une étude sur les sédiments du lac
Panasoffkee (USA) où la MS est de 0,9 %. Cette étude est la seule à donner des valeurs très basses pour tous les paramètres mesurés sauf le Ca. A noter la publication de Karak et al. (2013) qui
concerne les sédiments d’un étang qui reçoit les eaux de ruissellement d’une autoroute et qui présente des concentrations élevées en NTK et K, soit respectivement 14,1 et 114,2 g/Kg de MB.
Chapitre 2
170
Tableau 2-1-48. Comparaison de la composition de sédiments de dragage de canaux entreposés dans un site de stockage
avec celle d’un fumier bovin (extrait de Cantegrit, France 2010)
Les résultats de caractérisation des sédiments montrent :
• que la teneur en phosphore assimilable des sédiments analysés est proche de celle du fumier témoin.
• que la teneur en potasse des sédiments représente 50 % de la teneur en potasse du fumier ;
• que la teneur en azote Kjeldahl, pour l'échantillon moyen, représente 21 % de la teneur en azote du fumier.
La teneur en azote est inférieure à la concentration en azote rencontrée dans les fumiers de bovins. Le rapport
C/N supérieur à 20, confirme que les sédiments analysés peuvent être assimilés à un sol « pauvre en azote ».
Par contre, les teneurs en potasse et en phosphore assimilables permettent de conclure que les sédiments de
dragage analysés possèdent un potentiel fertilisant (Cantegrit, 2010).
Compte tenu de leur structure et de leur finesse, les sédiments sont connus pour avoir un pouvoir important de
fixation des polluants. Plus de 90% des métaux lourds rejetés dans les écosystèmes sont piégés dans la matrice
sédimentaire (Calmano et al., 1993). La contamination des sédiments est principalement due aux rejets
industriels et urbains. Les contaminants à l’origine de cette pollution sont généralement classés en trois grands
groupes (Schneider, 2001 ; Nguyen, 2008) :
•
Les éléments nutritifs (notamment le phosphore et des composés azotés comme l’ammoniaque). Ils
proviennent des rejets d’eaux usées urbaines et d’effluents agricoles et industriels. Ils sont à l’origine de
l’eutrophisation des milieux.
•
Les métaux lourds. Ils se retrouvent souvent à l’état de traces. Indispensables au métabolisme pour la plupart
(sauf le plomb, le mercure et le cadmium ils sont considérés comme toxiques une fois dépassé un seuil de
tolérance. Ils peuvent être fixés sur les particules minérales ou sur les matières organiques des sédiments.
•
Les micropolluants organiques (HAP : Hydrocarbures polycycliques aromatiques, pesticides, solvants
chlorés). Ces éléments sont souvent très toxiques, solubles ou adsorbés sur les matières en suspension. Ils
peuvent poser problème lors de l’extraction des sédiments.
Par conséquent, les sédiments de dragage doivent être analysés attentivement pour évaluer leur qualité avant
toute utilisation agronomique. Les métaux lourds et micropolluants seront présentés dans les chapitres suivants.
2.1.9. Conclusions sur la composition en macroéléments des Mafor
Comme expliqué en introduction de ce chapitre, les données présentées ici sont un aperçu des données
disponibles principalement dans la littérature grise française auquel nous avons agrégé des références
internationales du corpus. En effet, il est quelque fois difficile, voire impossible, d’utiliser les données de la
littérature car les dénominations utilisées sont trop vagues (déjections animales) et/ou les unités utilisées sont
différentes (valeurs en MB ou MS).
Chapitre 2
171
L’analyse de ces données conduit cependant à plusieurs types de conclusions :
Représentativité des données et généralisation des valeurs
Il existe une forte disparité des données entre les différentes Mafor. Certaines Mafor, comme les déjections
animales, les boues d’épuration urbaine et les composts, ont été beaucoup étudiées en France comme à
l’étranger et il existe beaucoup de données disponibles. Les valeurs présentées couvrent donc relativement bien
la gamme de variabilité de composition de ces Mafor.
D’autres Mafor, comme les boues, les effluents d’IAA et les cendres, sont rarement comparées dans la littérature
car elles sont liées à chaque filière de production et représentent une très grande diversité de matériaux. Il existe
certainement un grand nombre de données sur ce type de Mafor mais ces données ne sont pas facilement
accessibles aujourd’hui car non centralisées.
Les digestats constituent une catégorie de Mafor pour laquelle de nombreux projets sont en cours et les données
commencent à apparaitre. Enfin, certaines catégories comme les biochar ou les Mafor exotiques n’ont pas été
beaucoup étudiées en France et les données sont essentiellement internationales.
Les sédiments sont une catégorie un peu à part dans le sens où il existe de la littérature scientifique
essentiellement sur les contaminants et principalement à l’étranger. Pourtant des analyses régulières sont
réalisées par les exploitants des cours d’eau français (Compagnie Nationale du Rhône, Voies navigables de
France, EDF, Ports autonomes, collectivités…) mais ces données ne sont pas facilement accessibles aujourd’hui
car non centralisées.
Enfin, la comparaison des données françaises avec les données internationales montre qu’il est important de
prendre en compte le mode de production des Mafor si l’on veut avoir des résultats corrects. Les exemples les
plus flagrants sont les déjections animales qui peuvent être très diluées dans certains pays (USA, Chine) et les
boues d’épuration pour lesquelles les teneurs en N et P dépendent de l’efficacité du procédé de traitement et du
raccordement d’activités industrielles sur les stations urbaines.
Variabilité de composition des Mafor
Les tableaux résumés ci-dessous montrent la grande variabilité de composition des Mafor. Cette variabilité est
liée principalement au fait que chaque dénomination de Mafor (déjection animale, effluent d’IAA, compost,
digestat, cendres, …) représente une catégorie trop vaste qui ne tiens pas compte de l’origine, de la composition
initiale des « déchets » et du procédé de genèse de la Mafor. Hors, l’ensemble des données analysées montre
clairement que la composition des Mafor dépend toujours au moins en partie de la composition des matériaux
initiaux et du procédé appliqué. Ainsi, il tous les composts et digestats ne sont pas de composition identique
selon qu’ils proviennent de déchets urbains ou de déjections animales.
De même, pour les Mafor issues d’un procédé biologique de traitement des déchets et effluents (tels que les
composts et les digestats), la proportion de matière organique par rapport à la matière minérale va dépendre de
la complétion du processus. Les composts matures et les digestats en sortie de post digesteur seront plus
minéralisés que les composts et digestats frais.
Grandes tendances de la composition des Mafor
La plupart des Mafor présentent la particularité de contenir les trois principaux éléments fertilisants (N, P et K)
pour partie sous forme organique plus ou moins facilement minéralisable. L’utilisation ultérieure des Mafor
nécessite donc de connaître à la fois leurs teneurs totales en C, N, P et K mais aussi les formes du C, N et P afin
d’apprécier leur biodisponibilité.
Ainsi la MO de la plupart des Mafor issues d’un processus de dégradation biologique est stabilisée et donc
lentement ou difficilement biodégradable. Il s’agit de la MO des composts et des digestats, et dans une certaine
mesure de la MO des déjections animales et des boues d’épuration. La MO de certains effluents d’IAA peut être au
contraire très facilement biodégradable (effluents de distillerie ou coopératives viticoles par exemple). Enfin, les
biochar et les cendres ne contiennent plus de MO biodégradable.
Le potassium et le phosphore se trouvent majoritairement sous forme minérale dans les Mafor. Les valeurs
mesurées sont équivalentes à celles des engrais minéraux, à l'exception des Mafor contenant des minéraux
phosphatés insolubles (les cendres, les sédiments ou les boues d’épuration ayant subi un traitement physicoChapitre 2
172
chimique par exemple). Certains sédiments et effluents d’IAA ou agro-industriels peuvent contenir des teneurs en
Na et/ou en K particulièrement élevées (effluents de laiterie, de production d’huile d’olive, de laine…).
L'azote des Mafor est essentiellement présent sous forme organique, à l’exception notable de quelques types de
Mafor comme les lisiers, les digestats bruts liquides ou les effluents agro-industriels qui peuvent contenir une part
importante d’azote ammoniacal. La proportion de N présent sous forme organique et minérale (essentiellement
ammoniacale), la stabilité de ses formes organiques et l'équilibre entre le carbone et l'azote (rapport C/N) sont
très variables selon les Mafor, non seulement entre grands types de matières (agricoles, urbaines, industrielles)
mais aussi au sein d'un même type (les fumiers, par exemple). Ainsi, l’azote organique des biochar est a priori
peut disponible pour les plantes.
Les teneurs en N organique et minéral des Mafor varient en fonction de la nature de la matière organique
présente dans la matière résiduaire initiale et de son évolution sous l'action des microorganismes, au cours du
stockage ou durant les traitements éventuels. Ainsi les Mafor qui contiennent des déjections animales (lisiers
porcins et fientes ou lisier de volailles surtout), des biomasses végétales fermentées ou hydrolysées, des farines
de plume ou de sang ont un contenu en N organique plus important que les autres.
Chapitre 2
173
Tableau résumé Mafor (références françaises) – valeurs en matière brute
Mafor
Min
max
Boues urbaines
Min
Max
Boues IAA
Min
Max
Effluents IAA
Min
Max
Boues d’Industries Chimique Pharma
Min
Max
Composts de déchets
Min
Max
Compost de lisier porcin
Compost de fumier bovin
Compost de fumier porcin
pH
C/N
C%
MS
MO
% de MB
NTK
N-NH4
P
K
en g / kg de MB
Mg
Ca
6,5
8,8
2
26,1
-
1,1
85
1,17
63
0,9
46
0,1
22
0,2
17,5
0,35
19,9
0,18
4,8
1,1
75,9
5,8
13
3
18,8
17,7
40,3
1,4
30
1,8
17
0,6
13,2
-
0,2
9,6
0,07
1,6
0,06
1,7
0,1
83,6
5
12,6
3,8
32
17,5
38
3,1
70
1,35
12,7
1,7
59,4
-
0,5
5,8
0,18
53,2
0,06
10,3
0,7
18,58
5
8
4,5
81,1
0,1
2,42
0,11
63
4
43
0,04
58,3
0,01
0,19
0
0,31
0
6,6
0
0,3
0
0,71
3,7
12,7
5
10
19,8
53,1
0,9
52
6,3
16
3,5
19,8
-
1,7
17,2
0,1
1,5
0,5
16,9
35
493,1
4
9,2
8
8,3-8,7
6,6
65
11-15,7
9,7-19,3
10,8-26,1
-
28
94,7
24,8-49,3
33
30-50
15,1
58,4
14,5-22,8
21
23,5-33
4,4
29
5,1-9,6
8
5,5-14,8
0,1-1,7
0,7-2,4
0,5
19,1
2,8-3,8
4,8-8
0,92
11,1
5,3
11,1-17,6
0,6
6,5
2,7-3,7
2,7-4,3
12,8
100
9,2-12,6
12,5-16,7
K
Mg
Ca
Tableau résumé Mafor (références françaises) – valeurs en matière sèche
Mafor
Digestats
Min
Max
Biochar
Min
Max
Cendres
Min
Max
Mafor Exotiques
Min
Max
Sédiments
Min
Max
* valeur en N et pas en NTK
Chapitre 2
pH
C/N
C%
MS
MO
NTK
N-NH4
P
3,7
12,6
0,3
86,6
-
1
54,5
-
1,1
172,6
0,13
166
0,44
55,03
0,28
185
0,1
12
3,7
285
6,2
9,9
7
759
17,2
88,4
-
-
-
0,2
73
0,9
58
-
-
-
1,5
561
-
-
Valeur en N*
0,02
164,8
6,2
13,3
-
0
1760
0,1
269
0,01
26,4
0,15
297
5,1
7,3
0,5
13
39
49
2
98,6
-
4
460
0,1
21,4
0
66,1
0
45,5
1,1
10,2
11,2
144,2
6,0
8,3
11,5
26,2
-
0,9
84,8
2,6
8,1
0,007
6,4
-
0,003
2,2
0,006
23,2
0,7
15,4
0,5
377
% de MB
174
en g / kg de MS
2.2. Eléments traces métalliques
Magali CASELLAS-FRANÇAIS
Marie-Noelle PONS (sections 2.2.5 et 2.2.6)
Introduction
L’objectif de cette contribution est de faire le point sur le contenu en éléments traces métalliques (ETM) dans les
Mafor faisant l’objet de l’expertise, les radionucléides et les nanoparticules étant traités à part par d’autres
experts. On parle d'éléments traces lorsque la teneur d'un élément dans la croûte terrestre est inférieure à un
pour mille. La fonction métal caractérise les éléments minéraux qui, à l'état d'ions, manifestent une grande affinité
pour les groupes hydroxyles de l'eau avec lesquels ils vont se lier. L'expression « métaux lourds » est
fréquemment employée pour désigner les micropolluants minéraux. Elle englobe cependant à la fois des métaux
et des métalloïdes ainsi que des éléments de masse volumique supérieure à 6 g/mL (Juste et al., 1995).
Après analyse des obligations réglementaires (Arrêté du 08/01/1998 pour les boues d’épuration considérées
comme des déchets, NFU 44-051 pour les amendements organiques et NFU 44-095 pour les boues d’épuration
considérées comme des produits) une liste de 9 éléments traces métalliques a été retenue : arsenic, cadmium,
chrome, cuivre, plomb, mercure, nickel, sélénium, zinc. Lorsqu’elles seront rapportées dans la littérature, les
concentrations d’autres éléments traces, non soumis à la réglementation mais pouvant présenter une certaine
toxicité, seront citées au cas par cas.
Les teneurs en éléments traces métalliques seront rapportées par Mafor et non par type d’éléments ce qui
permettra une analyse et une comparaison plus aisée des différents types de Mafor. A chaque fois que la
littérature le permettra un effort important sera fait pour relier les concentrations 1) aux différents procédés
utilisés pour produire la Mafor et 2) à l’origine des Mafor. Les concentrations en ETM dans les Mafor sont
présentées sous forme de tableau ce qui permet une comparaison en fonction de l’origine géographique pour un
même type de Mafor et une comparaison du contenu à la réglementation française en vigueur pour ce type de
Mafor.
Dans cette expertise nous nous sommes attachés à analyser les données de la littérature non seulement en
regard des concentrations totales en ETM mais aussi en regard de leur spéciation qui est en liaison directe avec
la mobilité des ETM lors de l’épandage de la Mafor.
Dans les Mafor, les ETM peuvent exister sous différentes formes : 1) soluble à l’eau, 2) échangeable, 3) lié à la
matière organique, 3) co-précipité avec les oxydes (Fe et Mn principalement), les carbonates et les phosphates
et 4) sous forme résiduelle. Les trois premières formes sont considérées comme les formes les plus disponibles
pour la plante (Iwegbue et al., 2007).
La mobilité des métaux dans la phase particulaire se traduit par le passage de la forme dissoute aux formes
colloïdale et particulaire, et inversement. La salinité, le pH, la dureté ou encore la teneur en matière organique
sont des paramètres physico-chimiques qui influencent ce type d’échange. La dégradation de la matière
organique entraine notamment la consommation des oxydants présents dans le milieu.
Les différentes techniques utilisées pour évaluer la distribution du métal dans la Mafor sont les suivantes : 1) le
fractionnement physique selon la taille des particules et 2) l’extraction chimique basée sur la dissolution sélective
des ETM dans différentes agents chimiques. Dans cette contribution, à chaque fois que cela fut possible les deux
approches ont été traitées.
L’évaluation de la biodisponibilité des métaux dans la Mafor est directement liée à la capacité des particules à
libérer les métaux vers la phase dissoute. Afin d’évaluer cette mobilité, différents extractants peuvent être utilisés
selon deux types d’approches : l’extraction séquentielle et l’extraction simple (voir encadré 2-2-1).
Chapitre 2
175
Encadré 2-2-1. Extraction simple et extraction séquentielle
Extraction simple
L’extraction simple consiste à fractionner l’échantillon et à traiter séparément chaque fraction par les extractants.
Ce type d’extraction a pour objectif de déterminer les formes du métal disponibles pour la plante dans la Mafor.
Selon le type d’extractant utilisé, la fraction de métal soluble alors obtenue peut être définie comme : soluble
dans l’eau, facilement échangeable, liée aux carbonates ou acido-soluble, facilement réductible, liée à la matière
organique ou oxydable, liée aux sulfures, résiduelle (INERIS, 2003). Différents réactifs d’extraction peuvent être
utilisés, soit des complexants (EDTA, DPTA, ..) soit des sels (MgCl2, BaCl2, CaCl2, KNO3, NaNO3, …) soit des
acides dilués (HCl dilué, CH3COOH, ..).
Extraction séquentielle :
La spéciation chimique peut être définie comme une méthode d’identification et de quantification des différentes
espèces formes et phases présentes dans la Mafor. L’extraction séquentielle permet donc de savoir de quelle
manière et sous quelle forme le métal est lié à la Mafor et permet aussi par conséquent d’expliquer la mobilité
biodisponibilité toxicité potentielle d’un métal dans le sol.
L’extraction séquentielle consiste à utiliser un seul et même échantillon traité consécutivement par différents
extractants. Cette méthode est utilisée pour prédire la mobilité et la biodisponibilité des ETM dans la Mafor. Au
cours des dernières décennies différentes méthodes d’extractions séquentielles ont été développées dans les
Mafor rendant les comparaisons difficiles. Pour cette raison de nombreux auteurs choisissent la méthode
proposée par le bureau des références de la communauté européenne dite méthode BCR. Les deux principales
méthodes utilisées sont la méthode de Tessier et al., 1979 et la méthode dite BCR.
-Extraction séquentielle : protocole de Tessier et al., 1979 (voir INERIS, 2003, pour le détail du protocole) :
Le protocole de Tessier permet de distinguer cinq différentes fractions dont :
- la fraction échangeable : cette fraction correspond aux éléments métalliques adsorbés sur les particules de la
Mafor.
- La fraction acido-soluble: cette fraction représente la quantité de métal dont la stabilité des liaisons peut être
affectée par des changements de pH. Dans le sédiment c’est principalement la fraction de métal liée aux
carbonates,
- La fraction réductible: cette fraction est principalement constituée d’oxydes de fer et de manganèse. Dans des
conditions réductrices, ces oxydes sont dissous et libèrent les métaux qui leurs sont associés,
- La fraction oxydable: les métaux peuvent être liés à la matière organique vivante, détritique ou enrobant les
particules minérales. La dégradation de cette matière organique oxydable peut aboutir à une libération des
métaux dans la phase soluble,
- La fraction résiduelle : cette fraction contient les métaux inclus dans la structure cristalline des minéraux
constitutifs du sédiment. Dans des conditions naturelles, ces métaux ne peuvent pas être libérés dans la phase
dissoute.
- Extraction séquentielle : protocole BCR (voir INERIS, 2003, pour le détail du protocole)
La méthode BCR permet de distinguer quatre fractions distinctes : 1) la fraction échangeable (soluble dans l’eau
et en milieu acide) : dans cette fraction le métal est adsorbé sur la Mafor ou sur ses composés (hydroxydes de fer
et de manganèse, substances humiques), cette fraction représente les métaux ayant une grande biodisponibilité ;
2) La fraction réductible : fraction associée aux oxydes de fer et de manganèse, cette fraction occupe la
deuxième place en terme de mobilité (les métaux de cette fraction sont mobilisables en conditions anoxiques) ; 3)
La fraction oxydable : fraction associée à la matière organique (le métal est complexé à la matière organique
naturelle) et aux sulfures, les formes solubles du métal sont libérées quand la matière organique est attaquée en
conditions oxydantes ; 4) La fraction résiduelle totale. Cette dernière représente la différence entre la
concentration en métal total et les concentrations des fractions définies dans le schéma d’extraction
Chapitre 2
176
Cette partie s’organise en six sections. Les sections 1, 2 et 3 traitent des Mafor brutes ou traitées par différents
procédés et ce en fonction de leur origine : origine « domestique et urbaine » pour la section 1, origine
« agricole » pour la section 2 et « industrielle » pour la section 3. Le contenu en ETM des Mafor traitées soit par
un procédé de pyrolyse (production de biochar), soit par un procédé d’incinération (production de cendres), et ce
quelle que soit leur origine, sera traité dans les sections 4 et 5. Enfin la section 6 traitera du contenu en ETM des
sédiments de dragage.
Cette contribution se positionne en préambule de la section 4.3 qui traitera du devenir des micropolluants
inorganiques après épandage.
Construction du corpus analysé 1
Le corpus analysé a été constitué à partir des données du WoS complétées avec de littérature grise (ie rapport
ADEME) ou de thèses de doctorat et de la littérature scientifique accumulée lors de précédents travaux de
recherche.
La constitution du corpus fut complexe car le seul fait de croiser « mafor » avec « trace element » génère des
milliers de références. Pour réduire la taille du corpus la dimension d’épandage a été rajoutée et aussi une
composante liée à l’aspect "mesure des concentrations/spéciation de l’élément".
Enfin une dernière requête croisant Mafor, ETM, spéciation ou concentration dans le titre uniquement a permis
de compléter le corpus. La taille du corpus final analysé fut de 4 438 documents, ce qui montre que c’est un
champ très étudié et ce depuis de nombreuses années. Les concentrations en ETM dans les Mafor constituent
un champ très étudié et ce depuis le milieu des années 70.
Ce corpus a ensuite été analysé manuellement et a conduit à l’exclusion de documents dont les mots clés sont
associés à « soil remediation », « contaminated soils », « phytoremediation », « phytoaccumulation ». En effet
ces documents correspondent à des études relatives à la dépollution des sols, sujet exclu du périmètre de
l'ESCo. Certains mots clés comme « slurry » génèrent beaucoup de bruit (car « slurry sampling » est une
méthode d’échantillonnage). Au final 1 209 publications ont été retenues.
Pour certaines Mafor (cendres, sédiments, biochar…), les bases bibliographiques spécifiquement constituées
(voir Annexe générale) ont été exploitées.
Description du corpus analysé
- part des différents types de références présentes dans le corpus : La répartition par types de références du
corpus analysé est représentée sur la Figure 2-2-1. Le corpus est principalement constitué de publications
scientifiques.
Figure 2-2-1 : Description du corpus
analysé par type de références
1,10%
7,49%
Reviews
Articles scientifiques
91,42%
Rapports
Titre=(liste des Mafor)
AND Titre=(contaminants organiques) ["trace element*" or metal* or "inorganic contam*" or "inorganic pollut*" or antimony or arsenic or
cadmium or chromium or copper or lead or mercury or nickel or selenium or tin or tellurium or thallium or iron or zinc or silver or vanadium]
AND Topic=(concentration/speciation) ["speciation*" or "sequential extraction*" or "concentration*" or "accumulation*"]
NOT Topic=[*remediation or "contaminated soil*"]
1
Chapitre 2
177
- Répartition par années de publication : la répartition du corpus par années de publications est représentée sur
la Figure 2-2-2. L’analyse du contenu en ETM dans les Mafor est une préoccupation très ancienne qui date du
milieu des années 70. D’autre part la préoccupation concernant la spéciation des éléments métalliques dans les
Mafor date elle aussi de la fin des années 70. L’intérêt pour cette thématique n’a cessé de croitre y compris dans
les dernières années, qui ont connu une l’évolution des techniques d’analyse des ETM dans les matrices
complexes, permettant l’analyse de nombreux éléments.
1,02%
Figure 2-2-2 : Description du corpus analysé
par années de publications.
17,73%
Inf 1990
Inf 2000
Inf 2013
81,25%
- Contexte géographique des travaux :
Le contexte géographique des travaux par Mafor ou par type de procédés de traitement (pyrolyse pour les
biochars ou incinération pour les cendres) ainsi que le nombre de données exploitées sont reportés dans les
tableaux 2-2-1 et 2-2-2 ci-après.
De manière globale on observe que les données françaises sont le plus souvent issues de la littérature grise
(rapports ADEME, agences de l’eau, projets ANR).
Les données concernant les boues de STEP et les déchets proviennent du monde entier. On observe que pour la
partie déchets le corpus analysé n’a pas permis de recueillir beaucoup d’information sur la qualité des digestats.
Par contre il existe beaucoup de littérature sur la partie compostage. La littérature scientifique concernant les
boues de potabilisation est majoritairement d’origine étrangère (USA et Afrique du Sud).
Pour les Mafor agricoles la littérature est elle aussi internationale. On observe aussi une littérature scientifique
moins abondante concernant les digestats.
Concernant le contenu en ETM des Mafor d’origine industrielle, il existe un manque flagrant de littérature
scientifique et aussi de littérature grise sur ce sujet en France.
Il existe peu de données concernant le contenu en ETM dans les sédiments en France.
Les données concernant le contenu en ETM des biochar sont principalement d’origine étrangère (USA, Australie,
Chine).
Pour les cendres de charbon, la plus grande partie des données viennent d’Inde (39%) et des USA (44%). Pour
les centrales à bois les données viennent majoritairement de Scandinavie (29%), des USA (29%) et d’Afrique
(18%). On rappelle qu’en France, 20% des boues de STEP urbaines sont incinérées. En 2001, on comptait 38
installations d’incinération de boues de STEP en France, dont la moitié en co-incinération (Huyard et al., 2044).
- principaux objets des travaux : Les principaux objets des travaux sont reportés dans sur la Figure 2-2-3.
Figure 2-2-3 :
Description du corpus
analysé en fonction de
l’objet des travaux.
1,78%
Boues step
Boues de potabilisation
24,05%
Déchets (ordures ménagères + déchets verts
1,86%
52,64%
Déchets industriels
Biochar
6,24%
Cendres
6,24%
0,30%
Chapitre 2
Sédiments
6,90%
178
Il existe dans la littérature un véritable déséquilibre entre les différentes Mafor et aussi entre les différents
procédés de traitement des Mafor.
Tableau 2-2-1 : Origine des données concernant les différents types de Mafor.
Mafor URBAINES
BOUES DE STEP
Boues déshydratées
Boues séchées
Boues digérées
Boues compostées
DECHETS URBAINS
Composts Ordures ménagères
Digestats Ordures ménagères
Composts déchets verts
Mafor AGRICOLES
Lisiers, fumiers : épandage direct
Digestats (déjections en mélange avec
d’autres déchets agricoles)
Composts (déjections en mélange avec
d’autres déchets agricoles)
Mafor INDUSTRIELLES
Boues de process
Boues issues du traitement des eaux
industrielles
Résidus de production (vinasses, ..)
Digestats de résidus industriels
SEDIMENTS
Nombre de
Pays
données*
13
Chine, Australie
24
Jordanie, Australie, Croatie, Danemark, Italie, Espagne
19
Brésil, Espagne, Inde, Pologne, Thaïlande, Chine, Australie, Espagne, France
18
France, Maroc, Australie, Chine, Espagne, Pologne, Italie, Taiwan, Sénégal
Nombre de
Pays
données*
55
France, Belgique, Royaume-Uni, Australie, Portugal, Espagne, Italie,
Allemagne, Luxembourg, Autriche, Tunisie, Inde, Chine, Sénégal,
Madagascar, Mali, Brésil, Japon, USA, Pays Bas, Grèce.
3
France
17
Allemagne, Luxembourg, Italie, Autriche, Belgique, Royaume-Uni, France,
Espagne, Belgique
23
France, USA, Afrique du Sud
Nombre de
Pays
données*
34
France, Chine, Tunisie, Allemagne, Hong Kong
10
France, Tunisie, USA
23
Nombre de
données*
11
5
France, Hong Kong, Sénégal, Madagascar, Japon, Chine, Corée du Sud,
Brésil, Espagne
Pays
Brésil, Inde, Canada, Irlande, Afrique du Sud, Portugal, Chili, USA, Finlande
Chine, Turquie
9
9
Nombre de
données*
Dragage des cours d’eau et voie navigables
6
Lacs, rivières
19
Canada, Italie, USA, Brésil
USA, Inde, Iran, Thaïlande, Royaume-Uni
Pays
France
Belgique, USA, Vietnam, Brésil, Chine
* il peut y avoir plusieurs données dans une référence bibliographique
Tableau 2-2-2. : Origine des données pour deux procédés d’obtention des Mafor : la pyrolyse (BIOCHAR) et l’incinération
(CENDRES).
BIOCHAR
Origine du biochar
Urbaine (boues, ordures ménagères)
Agricole (fumiers)
Déchets verts, bois
CENDRES
Origine des cendres
Déchets municipaux
STEP
Bois
Papeteries
Canne à sucre
Charbon
Cendres divers (pneus, litière de volaille,
écorce de riz, résidus industrie des olives)
Nombre de
données*
8
12
19
Pays
Australie, Espagne, Chine
USA, Australie, Thaïlande, Chine
USA, Chine, Australie
Nombre de
Pays
données*
6
Nigéria, Chine, Grande-Bretagne, USA
14
USA, Pologne, Autriche, Espagne, Pays Bas, Allemagne, Suède, Argentine
17
Ouganda, Suède, USA, Cameroun, Espagne, Finlande, Norvège, Afrique du
Sud
5
USA, Suède
3
Puerto-Rico, Venezuela
41
Finlande, Inde, USA (différents états), Chine, Corée du Sud, France, Japon
8
USA, Iran, Japon, Espagne, Nigéria
* il peut y avoir plusieurs données dans une référence bibliographique
Chapitre 2
179
→ Mafor d’origine urbaine : La littérature est extrêmement abondante sur la partie boue d’épuration, quel que soit le
pays. Il est possible de trouver des valeurs de concentration mais aussi des notions de spéciation des éléments
traces et aussi d’étudier l’effet du procédé de traitement de la boue sur le contenu en éléments traces métalliques.
D’autre part il existe aussi beaucoup de littérature grise (rapports agences de l’eau ou Ademe ou collectivités
territoriales) qui permet de faire un point de la situation française. Pour certaines Mafor (boues notamment) le
corpus était tellement important que seules les publications supérieures à 2010 ont été prises en compte.
Concernant les autres Mafor d’origine urbaine comme les ordures ménagères et les déchets verts, la littérature
est moins abondante mais est correctement documentée. Enfin il existe très peu d’informations concernant le
contenu en ETM dans les boues issues de la potabilisation des eaux.
→Mafor agricoles : Concernant les Mafor agricoles, la littérature est finalement peu abondante au regard de
l’étendue des pratiques. Les lisiers et les fumiers ont fait l’objet du plus grand nombre d’études.
→Mafor d’origine industrielle : Les documents relatifs aux concentrations en ETM dans les Mafor de type
industrielles sont finalement peu abondants.
→Sédiments de dragage : Pour les sédiments de dragage la littérature est peu abondante et est surtout d’origine
étrangère, nord-américaine en particulier.
Si on analyse le corpus selon l’angle procédé, les procédés de compostage sont correctement documentés dans
la littérature recueillie (292 références) par comparaison notamment aux procédés de digestion (33 références).
La préoccupation concernant la teneur en métaux dans les composts est ancienne (liée au contexte
réglementaire notamment) donc les dates de publications s’étendent sur toute la durée de la recherche (15 ans),
néanmoins il existe toujours de nombreuses publications très récentes.
La production de biochar (= matériau obtenu à partir de la carbonisation de la biomasse) à partir de différents
déchets (fumier, boues de step, résidus de production industrielle) est une préoccupation très récente (5
dernières années). La littérature sur le sujet est donc peu abondante (25 références).
Enfin le corpus concernant le contenu en ETM des Mafor obtenues après incinération (cendres) est extrêmement
bien documenté.
2.2.1. ETM dans les Mafor « urbaines/domestiques »
2.2.1.1. Les boues d’épuration
- Origine de la pollution en ETM
Les eaux usées urbaines contiennent des micropolluants métalliques dans des concentrations très supérieures à
celles habituellement rencontrées dans les eaux claires (eau potable, eaux souterraines, de surface). Ils
proviennent des rejets de différentes activités humaines et ont essentiellement trois origines (Tableau 2-2-3):
-Domestique : effluents domestiques (excréments...), produits cosmétiques, produits médicaux et de nettoyage...
-Industrielle et artisanale : effluents industriels (traitement de surface : Cd, Zn, Ni, Cr), produits industriels en fin
de vie (déchets), effluents de garage, teintureries, restaurants, lavage de voitures, soins dentaires...
-Urbaine (bruit de fond) : corrosion des conduites d'eau, produits de déposition atmosphérique et automobile
(échappement, freinage, pneus, fuite d'huile, d'essence...) transportés via les eaux pluviales par ruissellement sur
les toitures, la chaussée...
L’étude AMPERE réalisée en France de 2006-2009, a fourni des données de qualité sur la partition des métaux
entre les phases particulaire et dissoute dans les eaux brutes entrant dans les stations d’épuration (STEP)
(Figure 2-2-4) (Coquery et al., 2011). Les quatre métaux suivants sont majoritairement présents dans la phase
dissoute (fdiss > 70 %) : B, Li, Rb et Mo. Onze métaux sont présents majoritairement sous forme particulaire
(fdiss < 30 %) : Zn, Cd, Ag, Ti, Cr, Fe, Pb, Cu, Sn, Al et Hg et sont donc susceptibles de se retrouver dans les
boues au moment de l’épandage. Les métaux Co, Ni, As, Se, Ag, Ba et U se situent dans une gamme
intermédiaire (30 % < fdiss < 70 %).
Chapitre 2
180
Tableau 2-2-3 : Origine des ETM dans les eaux résiduaires urbaines
Minéral
Origine
Référence
Fe
Ni
Acier (ustensiles de cuisine), résistance électrique, thermocouple
Acier (ustensiles de cuisine)
résistance électrique, thermocouple
Acier (ustensiles de cuisine)
résistance électrique, thermocouple
carrosserie automobile
Soudure (pour zinc), vieilles peintures
Détergents, tubes PVC
Soudure (pour zinc)
Produits cosmétiques
Nourriture, dentifrices, shampoing, détergents
Toiture
Pigments, zéolites (détergents)
Amalgame dentaire, agents antibactériens
Amalgame dentaire
Freins de voiture, peinture routière
Echappement automobile
Echappement automobile
Toiture, tuyauterie, nourriture
Eau potable
Origines variées (usage domestique)
Pneus
Impureté du zinc
El Samrani et al., 2004
Cr
Pb
Sn
Zn
Ti
Ag
Hg
Ba
W
Co
La
Ce
Cu
Al
Cd
El Samrani et al, 2004, Houhou et al., 2009
El Samrani et al. 2004
El Samrani et al. 2004, Houhou et al., 2009
El Samrani et al. 2004 ; Houhou et al., 2009
Chebbo et al., 2001
Figure 2-2-4. Partition des métaux entre les phases dissoute et particulaire dans les eaux usées brutes
(Coquery et al., 2011)
A l'issue du traitement des eaux, les éléments traces se retrouvent dans leur grande majorité (70 à 90 %) dans
les boues produites (Karvelas et al., 2003). Le contenu en métaux lourds dans les boues avant épandage peut
varier de 0.5 à 2% et peut aller jusqu’à 4% (sur la base de la masse sèche) pour des métaux comme le Cd, le Cr,
le Cu et le Ni (Babel and Dacera, 2006). Il a été démontré dans des études concernant la spéciation des espèces
métalliques dans les boues avant épandage que certaines espèces (Zn, Cu, Ni) sont majoritairement dans les
fractions « biodisponibles » ou « mobiles » (Asik et al., 2010). Les concentrations des éléments traces
métalliques et leur spéciation dans les boues d’épuration avant épandage dépendent fortement des procédés qui
ont été appliqués en amont (ie digestion aérobie, anaérobie, chaulage, compostage…) (Andres et al., 2011 ; ,
Benitez et al., 2001, Brisolara et al., 2012 ).
Dans les boues d’épuration, les métaux peuvent exister sous différentes formes chimiques et peuvent être liés
avec différentes molécules sous leur forme ionique. La spéciation d’un métal, c’est à dire sa distribution parmi
des formes chimiques définies d’un système, aura un impact sur sa toxicité.
Chapitre 2
181
Différents mécanismes peuvent modifier la spéciation d’un métal dans la boue : adsorption, précipitation
biologique ou chimique, complexation intra ou extra-cellulaire sur des composés organiques ou inorganiques.
En France, l'ensemble des combinaisons possibles au niveau du traitement des boues dans les STEP montre
qu'il existe en théorie un grand nombre de types de boues (Ughetto, 2012) . En 2007, 70 % des boues ont été
valorisées en agriculture, 18 % ont été incinérées et 12 % ont été placées en centre d’enfouissement technique.
L’épandage agricole reste la filière privilégiée de valorisation des boues, avec une forte progression de la
valorisation sous forme de compost (24 % des boues sont compostées en 2007, contre 2 % en 1998).
- Concentration en ETM dans les boues épandues
Situation française
Il a été possible à partir de différentes sources d’avoir une indication concernant l’évolution de la concentration en
ETM dans les boues en France entre 1993 et 2009. Les valeurs sont reportées dans les Tableau 2-2-4 et
Tableau 2-2-5.
Tableau 2-2-4. Evolution des teneurs en ETM dans les boues en France.
1993(1)
4.5
64
286
2.1
35
107
3.2
761
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Se
Zn
1997 (2)
2.9
58.8
309
3
31.9
106.7
1999-2000 (3)
<4
46
301
2
28
69
1999-2000 (4)
<3
65.9
299.3
2.3
29.4
94
2007 (5)
1.5
35
324.3
1.01
26.7
52.4
2008 (5)
1.4
35.5
320.4
0.83
25.2
51.8
2009 (5)
1.4
33.3
337.4
0.86
24.5
48.2
754.2
822
773.3
718.3
719.7
700.9
(1) : données du Conseil Supérieur d'Hygiène Publique de France (CSHPF)
(2) : étude SEDE/Arthur Andersen 2001 (citée dans Huyard et al., 2004)
(3) : 60 boues étudiées spécifiquement dans Huyard et al., 2004
(4) : étude statistique de 1710 analyses provenant de 636 stations (Huyard et al., 2004)
(5) : rapportage à la commission européenne (données fournies par le Ministère de l’Ecologie)
Une seule donnée a été trouvée pour le sélénium. Une nette diminution est observée pour le cadmium, le
chrome, le mercure (Figure 2-2-5) et le plomb. Elle est moindre pour le nickel. Le zinc semble diminuer
légèrement mais le cuivre augmente.
Figure 2-2-5. Evolution des concentrations en ETM dans les boues en France entre 1993 et 2009
5
Teneur en mg/kg de MS
4
3
900
2
800
1993
1
1997
0
700
600
Cd
1999-2000 (1)
500
400
1999-2000 (2)
4
300
2007
3
200
2008
2
100
2009
1
0
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Se
Zn
0
Hg
Sources : 1993 : CSHPF ; 1997, 1999-2000 (1) et (2) : Huyard et al., 2004 ; 2007 à 2009 : Commission européenne
Pour le plomb la disparition de l’essence au plomb explique une partie de cette diminution. Il faut cependant
prendre garde au fait qu’une utilisation peut être remplacée par une autre : ainsi l’argent des émulsions
photographiques par celui des textiles antibactériens.
Chapitre 2
182
L’étude réalisée dans le cadre du programme AMPERE et publié dans Coquery et al. (2011) donne les valeurs
des concentrations en métaux dans des boues traitées par six procédés de traitement sur 17 STEP (Choubert et
al., 2011).
Figure 2-2-6. Fréquence de quantification (%) et teneurs (mg/kg matières sèches) dans les boues traitées
(17 stations d’épuration, n = 17) (Coquery et al., 2010)
En France, les métaux définis comme substances prioritaires par la DCE sont généralement retrouvés dans les
boues à des teneurs inférieures à 15 mg/kg MS pour le Cd et le Hg et entre 5 et 250 mg/kg MS pour le Ni et le Pb
(Besnault et Martin, 2011). D’autre part, le rapport SOGREAH (2007) (Tableau 2-2-5) permet d’avoir accès aux
concentrations en ETM dans les boues de 48 stations d’épuration urbaines. L’étude conclue que 1) pour chaque
élément, les teneurs sont globalement du même ordre de grandeur d’une station à l’autre et 2) globalement au
cours des 20 dernières années en France les teneurs en ETM dans les boues sont globalement en diminution.
Cette tendance pourrait témoigner d’une amélioration de la qualité des boues pour les paramètres ETM.
A une échelle plus locale, la qualité des boues épandues directement en France est notamment décrite dans un
rapport agences de l’eau (2010-2011) 2 qui concerne plus précisément le bassin Rhône-Méditerranée (Tableau 22-5). Dans cette étude 650 stations d’épuration urbaine ont fait l’objet de 2000 échantillons de boues analysés
dont 1660 résultats d’analyses de chacun des ETM. Sur le bassin, 95% des stations d’épuration urbaines
envoyant leurs boues en épandage direct produisent des boues conformes à l’arrêté du 8 janvier 1998.
Selon les conclusions de ce rapport, la variabilité des teneurs de chacun des paramètres analysés ne permet pas
de mettre en évidence une évolution significative à l’échelle du bassin. La teneur moyenne en ETM dans les
boues épandues semble être stable depuis 2000.
Pour 5% des stations d’épuration, les analyses réalisées mettent en évidence que les boues produites sont
ponctuellement ou régulièrement contaminées en éléments traces métalliques ou en composés traces
organiques. En cas de résultat d’analyse non conforme sur un lot de boues stocké, les boues sont généralement
dirigées en incinération ou en centre d’enfouissement. Mais d’autres solutions sont également utilisées : le
dépotage en tête d’une station de plus grande capacité. Cette pratique n’est actuellement pas règlementée.
Dans cette étude, aucune station n’est concernée par un dépassement ou une teneur supérieure à 75 % du seuil
règlementaire en cadmium, en chrome ou en plomb dans les boues produites, 18 sont concernées par un
dépassement en cuivre (les origines identifiées concernent les effluents d’activités artisanales ou industrielles
2
Qualité des boues d’épuration urbaines recyclées sur les bassins Rhône-Méditerranée et Corse Situation 2000-2010.
Chapitre 2
183
ainsi que les caractéristiques de l’eau potable : corrosion possible des canalisation d’adduction d’eau potable) et
5 par un dépassement en zinc (l’origine des dépassements en zinc est industrielle ou non-identifiée).
Dans l’étude menée sur le bassin RMC, une analyse de l’impact du procédé de traitement de l’eau sur la qualité
de la boue notamment en regard des dépassements de concentration pour le cuivre a été réalisée. Pour les cas
examinés, les teneurs élevées en cuivre dans les boues d’épuration s’expliquent principalement par la qualité des
effluents arrivant en tête de station plutôt que par le procédé de traitement de la boue.
Situation internationale
Dans la « Targeted National Sewage Sludge Survey » (EPA, 2009), les concentrations en cadmium varient entre
0,21 et 11,8 mg/kg MS, pour le mercure entre 0,17 et 8,3 mg/kg MS, pour le plomb entre 5,81 et 450 mg/kg MS
et enfin pour nickel entre 7,44 et 526 mg/kg MS. Pour les autres métaux, les teneurs moyennes relevées sont
inférieures à 100 mg/kg MS pour le Mn et le Cr, 300 mg/kg pour le Cu et le Fe et 1000 mg/kg MS pour le Zn. Les
valeurs données par Chen et al. (2012a) dans le cas de boues épandues en Chine sont supérieures aux valeurs
mesurées en Europe et aux USA (Tableau 2-2-5). C’est ce qui explique que l’on retrouve beaucoup de travaux
chinois sur la lixiviation des métaux dans les boues avant épandage.
Tableau 2-2-5. Teneurs moyennes en ETM (mg/kgMS) dans les boues épandues en France en comparaison d’autres pays.
Année de la
référence
Pays
As
1992-1994
France
Nd*
1995
France
1997
France
1998-2000
France
2000
France
2001
France
2004
France
2005
France
2009
France
2001
Suède
4.7
(n=48)
390
(n=48)
1.1
(n=47)
?
Chine
25.2
499
1000
Seuil réglementaire
en France
Nd* : Non déterminé.
Cu
334
(n=236)
257.5
(n=350)
258
(n=350)
287.3
(n=4307)
297
293
(n=60)
226.241
(n= 207)
330
375.603
(n=1699)
Hg
Cd
Cr
Ni
Pb
80
(n=235)
66.7
(n=350)
67
(n=350)
41.2
(n=4186)
44
49
(n=60)
33.928
(n=208)
50
31.031
(n=1660)
39
(n=236)
32.85
(n=350)
33
(n=350)
24.8
(n=4209)
27
28
(n=60)
18.717
(n=208)
40
21.365
(n=1661)
133
(n=234)
175
(n=350)
175
(n=350)
83.3
(n=4212)
85
67.5
(n=60)
67.285
(n=208)
90
41.525
(n=1660)
1.4
(n=48)
33
(n=48)
20
(n=48)
33
(n=48)
3.18
18.2
259
167
112
10
10
1000
200
800
2.7
5.3
(n=227) (n=224)
2.24
3.67
(n= 350) (n=350)
3.7
(n=350)
1.7
1.6
(n=4272) (n=4218)
1.9
2.2
2.6
(n= 60)
(n=60)
2.694
1.992
(n=208) (n=208)
2.3
2.5
0.766
1.081
(n=1660) (n=1660)
Zn
Se
921
7.4
(n=237) (n=35)
1005
(n=350)
1005
(n=350)
629.9
3.1
(n=4288) (n=853)
677
813
(n=60)
1202.166
(n=208)
800
10
632.935
(n=1659)
550
(n=48)
1.3
(n=48)
3000
Référence
Cité dans
SOGREAH,
2007
Rapport
RMC 3.
Cité dans
SOGREAH,
2007
Chen et al.,
2012
Arrêté du 8
janvier 1998
- Comparaison des contenus en ETM en fonction du type de traitement de la boue
Le contenu en ETM dans des boues simplement déshydratées issues de différents pays avant épandage est
reporté dans le Tableau 2-2-6. Les valeurs mesurées sont toutes inférieures aux critères de l’arrêtée de 1998.
L’étude de Tu et al. (2012) réalisée sur des boues de STEP issues de différents procédés et simplement
déshydratées confirme que le contenu en ETM n’est pas vraiment lié au type de procédé pour produire la boue
mais plus probablement à la qualité de l’eau entrant dans la station (Tableau 2-2-6). Dans cette étude, une
extraction séquentielle des métaux (BCR en trois étapes + extraction à l’eau) a été réalisée. Pour l’ensemble des
3
Qualité des boues d’épuration urbaines recyclées sur les bassins Rhône-Méditerranée et Corse Situation 2000-2010 ;
Chapitre 2
184
boues l’ordre décroissant de mobilité est le suivant : Zn > Mn > (Cr, Cu, Ni). Dans cette étude on notera que les
profils de spéciation sont relativement reproductibles pour l’ensemble des espèces dans les différents lots de
boues à l’exception du Ni dont la spéciation change en fonction du type de boue. Qi et al. (2011) montrent que le
conditionnement de boues déshydratées avec de la lignite permet de stabiliser le contenu en ETM : la lignite agit
comme un adsorbant qui lie les ETM et réduit leur lixiviabilité.
Tableau 2-2-6. Contenu en ETM dans des boues déshydratées.
Type de boues
Pays
S1 Boues
déshydratées A/O
S2 Boues
déshydratées SBR
S3 Boues
déshydratées
Modifiées A/A/O
S4 Boues
déshydratées SBR
S5 Boues
déshydratées CASS
S6 Boues
déshydratées A/O
S7 Boues
déshydratées A/O
Boue brute
Chine
Contenus en éléments traces métalliques (mg/kgMS)
Cd
Cr
71.05
Cu
172.30
Hg
Ni
28.26
Pb
Zn
631.75
47.19
84.06
25.47
491.69
45.28
88.78
35.01
672.00
54.58
101.24
31.14
343.18
82.29
79.82
36.73
1,196.42
107.10
106.18
38.20
803.25
64.70
95.80
25.50
475.30
As
Australie
2.0
130
600
0.75
76
61
860
6.1
(filtre presse)
+ lignite (1 :1)
+ lignite (2 :1)
Boues fraiches
Australie
déshydratées
mécaniquement
Boues déshydratées Australie
stockées
Seuil réglementaire en France
2.3
70
500
1.0
26
2.0
8.0
6.6
1.2
38
275
0.90
6.0
1.0
458
4.0
1.5
62
325
1.0
10
1.0
548
5.0
10
1000
Se
Méthode
de
dosage
ETM
Auteurs
ICP AES
Tu et al.,
2012
AAS
ICP-AES
Qi et al.,
2011
Donner et
al., 2011
286± 4
567±6
ICP-OES
871±22
1035±5
ICP-OES
1000
10
200
800
3000
Arrêté du
8 janvier
1998
Boues séchées
Les concentrations en ETM dans les Mafor épandues après un procédé extensif de traitement des boues de step
(ie : lit de séchage, lagune, lit planté de roseaux) sont reportées dans le Tableau 2-2-7. Les concentrations
mesurées dans la littérature analysée sont toutes inférieures aux critères de l’Arrêté du 8 Janvier 1998.
- Lit de séchage
Les valeurs des concentrations en ETM obtenues après un lit de séchage sont légèrement supérieures à celles
mesurées dans les boues humides. Cependant elles ne dépassent pas les valeurs recommandées par l’union
européenne (Batarseh, 2011). Par contre Shanahan et al. (2010) montrent que si on combine un lit de séchage
solaire pour des boues qui ont été d’abord digérées puis déshydratées, on observe un niveau élevé de
concentration pour le Zn et le Cu.
Chapitre 2
185
Tableau 2-2-7. Concentrations en ETM dans les boues obtenus après un procédé extensif (lit de séchage, lit planté de roseaux, lagunage).
Type de boues
Pays
Boues humides (avant le lit de séchage)
Valeur moyenne
Boues issues de lits de séchage
Valeur moyenne
Boues de lagunages issues de lits de séchage
Boues activées de départ
Boues digérées + déshydratées + passage dans lagune
Boues de lits plantés de roseaux après 20 ans d’exploitation
Surface
Boues de lits plantés de roseaux après 20 ans d’exploitation
Bas du lit
Lit planté 1 6 mois
Boues digérées déshydratées +lit séchage solaire
Boues de lits plantés à maturité
Jordanie
Lagune : Boues stockées 6 mois
Lagune : Boues stockées 5 ans
Lagune : Boues stockées 10 ans
Lits plantés
Lits plantés
Chapitre 2
Australie
Croatie
Danemark
Italie
Australie
Seva (Espagne),
1 500EH
Greve DK (50 000EH)
Hadsten DK (12 000 EH)
USA
Espagne
Cd
1.20
±0.09
2.13
±0.20
<0.1
<0.1
1.8 ±
0.6
2.2±
0.1
2.0
1.64
2.0
1.27
2.0
1.01
2.0
2.10
2
0.8
Cr
56.71
±9.23
98.04
±3.22
Cu
113.31
±18.38
131.31
±7.87
604 ±32
0.55
<1
<0.5
<0.5
42 ±1 184 ±35
Ni
21.29
±4.08
38.66
±1.86
Pb
72.13
±14.78
96.16
±8.51
<0.05
<0.05
<1
<1
30 ±1
<1
<1
61 ±1
41 ±1
152 ±1 1521 ±15
69 ±1 330 ±33
59
55
73
175
42
24
41
42
28
1
1
0.63
0.69
10
Hg
2.53
±0.10
4.53
±0.47
55.4
48.8
1000
410
550
467
588
310
466
332
478
404
265.5
372.5
214.5
807.0
801.0
661.0
392
161.7
1000
Zn
509.61
±82.92
726.48
±62.82
825 ±12
<1
<1
1098 ±17
0.95
<1.5
34
34
28
32
28
27
27
23
22.5
31
93
44
100
30
81
29
64
68
18.5
74.5
1,297
1,704
1,535
1,680
661
1,090
416
1,019
634.5
614.5
3.25
1.5
76
/
5.27
3.54
10
29.4
36.3
200
64.5
59.5
107.0
219.0
177.0
51.8
42.8
800
1031.5
1177
2,614.0
2,908.0
2,718.0
551
533.5
3000
186
As
3.13
±1.57
3.10
±1.99
Se
16.15
±5.57
8.41
±2.14
<0.1
<0.1
<0.05
<0.05
Méthode de
dosage ETM
Auteurs
ICP-MS
Batarseh, 2011
ICP-OES
AAS
Donner et al., 2011
Filipovic et al., 2013
ICP-OES
Matamoros et al., 2012
Peruzzi et al., 2011
8.5
137.0
129.0
120.0
<5
Shanahan et al., 2010
Uggetti et al., 2012
ICP AES
Stietiya et Wang, 2011
Uggetti et al., 2009
Arrêté du 8 janvier 1998
- Lagunage
Dans les boues issues du lagunage (Stietiya et Wang, 2011) la matière organique représente 38 à 42%. Le
contenu en matière organique est important pour les boues de 6 mois par comparaison à des boues plus
anciennes (5 ans et 10 ans). Le Zn est l’élément trace qui présente la plus forte concentration totale suivi du Cu
du Pb et de As.
Une extraction séquentielle des ETM (type BCR) réalisée sur ces boues montre que :
1) La majorité du Cu (47–75%), Pb (51–62%), et As (67–75%) sont liés à la matière organique (fraction oxydable).
Une faible fraction du Cu total (≤2.3%), de As total (≤1.1%), du Pb total (≤2.8%) sont dans la fraction
échangeable. La dégradation de la MO pourra donc potentiellement engendrer un relargage de ces espèces.
2) Une partie non négligeable du Zn se situe dans la fraction échangeable (14%) pour les boues de 6 mois,
(9%) pour les boues de 5 ans, et (3%) pour les boues de 10 ans tandis que la majorité du Zn (57–65%) est
lié à la fraction réductible (oxydes de Fe et de Mn). Seulement une petite fraction du Zn (7–12%) est liée à
la matière organique, ce qui reflète une faible complexation générale avec la matière organique par
comparaison à Cu, Pb et As. D’autre part, une part relativement importante du Zn se trouve dans la fraction
carbonate (15–18%), par comparaison à Cu, Pb, et As, ce qui suggère un rôle important de la fraction
inorganique des boues dans la rétention du Zn.
3) Pb est plus particulièrement lié à la fraction résiduelle.
4) Dans cette étude le fait qu’As soit majoritairement lié à la matière organique peut suggérer la présence de
formes organiques de As.
- Lits plantés de roseaux
Cette technologie permet de déshydrater et de minéraliser les boues : les boues primaires et secondaires sont
réparties à la surface du lit pendant plusieurs années et transformées en Mafor (Uggetti et al., 2012). La
concentration en métaux lourds augmente en général avec la profondeur du lit à cause de la déshydratation et de
la minéralisation de la matière mais les concentrations globales de la Mafor finalement épandue restent
inférieures à la norme européenne (Matamoros et al, (2012) ; Stefanakis et Tsihrintzis (2012) ; Peruzzi et al.,
(2011). Uggetti et al. (2012) montrent que, globalement, il existe une faible accumulation des ETM dans la Mafor
issue de lits plantés et suggère que l'absorption des ETM par les plantes est susceptible d'être le mécanisme
d'élimination biologique principal.
Une extraction séquentielle des ETM réalisée par Peruzzi et al. (2011) selon un protocole BCR montre que la
fraction la plus disponible de métaux lourds est fortement réduite au cours des trois premières années de
fonctionnement. Les métaux sont retenus dans les fractions liées à la matière organique stabilisée (matière
organique humifiée), rendant ainsi les métaux moins disponibles pour l’environnement après 48 mois de
traitement (formation de complexes stables matière organique/ métaux). En réalité, à l’issue du traitement par lit
planté de roseaux, la plupart des métaux se trouvent dans les fractions les moins disponibles comme la fraction
liée à la matière organique et la fraction résiduaire. Ce travail indique que d’autres procédés de stabilisation (ie
digestion anaérobie) conduisent à des concentrations en ETM plus élevées dans les fractions mobilisables.
- Le séchage thermique
Les objectifs du séchage thermique sont de réduire le volume des boues et d’éliminer un maximum d’eau. Il
s’applique aux boues déshydratées. Les boues sont séchées sous l’action d’une chaleur appliquée par un fluide
(séchage conductif, convectif ou mixte) ou par un rayonnement (séchage solaire). La température de séchage
des boues varie selon les technologies employées. Les boues peuvent atteindre une siccité de 95 % de MS.
Elles peuvent ensuite être épandues ou incinérées. Le séchage est un procédé éprouvé à l’échelle industrielle
mais pour lequel les études sur le devenir des micropolluants sont peu nombreuses (Ughetto, 2012).
Les procédés de traitement des boues peuvent avoir un effet sur les métaux contenus dans les boues en modifiant
leur spéciation, donc leur mobilité et leur disponibilité. L’étude bibliographique d’Ughetto (2012) montre que le
séchage thermique (traitements de 105°C, 250°C, 650°C et 900 °C) permet une diminution de la mobilité des
métaux (transformation significative des métaux dans des formes moins mobiles qu’initialement - élimination des
métaux de la phase mobile vers des phases plus stables, ETM plus fortement adsorbés sur les boues traitées) et
une élimination par volatilisation (transfert vers la phase gazeuse) (Zorpas et al. (2001) ; Obrador et al. (2001).
Chapitre 2
187
D’autre part, Lucid et al. (2013) confirment que le traitement thermique concentre les ETM de manière plus
importante que la digestion et la stabilisation à la chaux.
Une autre étude de Laurent et al. (2011) a montré qu’un traitement thermique à 170°C augmente l’affinité des
particules de boues vis-à-vis du cadmium et du cuivre. L’étude démontre que le traitement thermique agit en
modifiant la structure de la boue (augmentation de la surface spécifique du fait de la diminution de la taille des
flocs) et en modifiant la structure chimique de cette même boue au niveau de la phase soluble et de la phase
particulaire.
Boues digérées
- Digestion anaérobie : Qualité des digestats (liquides et solides)
Les teneurs en ETM dans les digestats de boue sont reportés dans le Tableau 2-2-8. La teneur en ETM des
boues digérées est systématiquement supérieure à celle mesurée dans les boues primaires ou biologiques,
suggérant un phénomène d’accumulation des métaux pendant la digestion anaérobie. Ainsi il existe un
consensus dans la littérature selon lequel, l’ensemble des ETM se concentrent lors de la digestion anaérobie des
boues. Les ETM liés à la matière organique se retrouvent majoritairement dans le digestat solide lors d’une
phase de décantation (ADEME, 2011).
Selon Chipasa et al. (2003), les contenus en Cd, Cu, Pb et Zn sont 50 à 99% plus importants dans une boue
digérée que dans une boue non digérée. Pour Karvelas et al. (2003), les concentrations sont 10 à 20 fois plus
importantes dans la boue finale après digestion anaérobie. Ce phénomène de concentration des éléments
minéraux par méthanisation s’explique en partie par la perte de matière carbonée des boues sous forme de
biogaz (CH4, CO2, N2, H2S...) au cours de la digestion anaérobie (réduction de 35 % des MS). Comme on mesure
la quantité de métaux par unité de masse sèche, la réduction de cette matière cause une augmentation des
concentrations en ETM dans la boue digérée (Chipasa, 2003). A l’issu de l’étape de digestion anaérobie, Hanay
et al. (2008) montrent que les espèces représentées en plus forte concentration sont le fer, le Zn et le Mn.
Une étude réalisée en France par l’ADEME (2011) montre que les digestats issus de la digestion de boues
urbaines ont souvent des teneurs en ETM plus importantes que les digestats d’origine agricole (à l'exception
parfois du lisier de porc). Dans cette étude, la recherche de données a été réalisée par prise de contact directe
auprès des exploitants ou des maîtres d’ouvrage des STEP disposant d’une phase de digestion : au total 22
STEP ont été contactées. Il a été collecté 24 séries analytiques de boues digérées correspondant à 18
collectivités et 21 STEP. Les données analytiques des digestats de boues sont issues pour une grande partie
(65 %) de France le reste étant presque en totalité issu d’autres pays européens. On observe un dépassement
de la NFU 44095 dans les digestats pour tous les ETM exceptés le Cr. Par contre, l’ensemble des concentrations
en ETM dans les digestats sont inférieures au seuil fixé dans la réglementation sur l’épandage des boues. Pour
l’ensemble des ETM (excepté le Cr et le Zn) le type de traitement avant la digestion a une influence sur la teneur
en ETM après la digestion. Lorsque les boues ont été chaulées, séchées ou compostées avant la digestion, la
concentration en ETM a tendance globalement à être plus élevée.
L’étude de Donner et al. (2011) permet de comparer le contenu en Zn et Cu des boues digérées en anaérobie à
celui de boues déshydratées (mécaniquement ou par lit de séchage ou compostées). La digestion conduit à une
concentration des boues comparable à celle mesurée dans les boues compostées ou déshydratées par lit de
séchage.
L’analyse statistique du Tableau 2-2-8 a été réalisée pour quelques éléments (Zn, Cu, Cr et Ni) (Figure 2-2-7). A
l’exception de quelques rares cas (Ni par exemple) l’ensemble des valeurs de concentrations en ETM dans les
boues digérées sont inférieures aux valeurs exigées par la réglementation française dans le cadre de l’arrêté de
Janvier 1998.
Enfin, à l’issu du processus de digestion, les Mafor peuvent être déshydratées séchées ou compostées (Andres
et al., 2011 ; Dacera and Babel, 2013) sans que cela n’affecte significativement la concentration en ETM.
Chapitre 2
188
Tableau 2-2-8. Teneurs en ETM dans les boues digérées.
Type de boues
Boues urbaines digérées
Boues digérées (anaérobie) déshydratées
Boues digérées (anaérobie) compostées
Boues digérées (anaérobie) séchées
thermiquement : 15 min 130°C
Boues digérées
Boues avant digestion anaérobie thermophile
Boues après digestion anaérobie thermophile
Boues digérées en anaérobie humides
Boues digérées en anaérobie déshydratées
Boues digérées en anaérobie séchées au four
(105°C, 1h)
Boues avant digestion anaérobie mésophile
Boues après digestion anaérobie mésophile
Boues fraiches, digérées en anaérobie et
déshydratées mécaniquement
Boues fraiches, digérées en anaérobie et
déshydratées mécaniquement
Boues digérées
(Valeurs moyennes)
(Valeurs min)
(Valeurs max)
Valeur limite NFU-44095 mg/kg MS
Chapitre 2
Pays
Brésil
Espagne
Inde
Pologne
Thaïlande
Cd
Cr
1.42
88.9
3.6±0.03 50.6±0.38
3.7±0.7 50.7±1.6
3.6±0.01 88.1±2.04
226.2
3.5
4.3
1.2
2.7
1.3
Chine
68.4
185
251
430.1
334.2
296.3
108.2
153
207
170.6
149.5
111.5
201
264
5, 727.1
3, 055.0
2, 246.5
293.7 ± 2.2 181.7 ± 3.5
448.4 ± 7.2 275.9 ± 10.5
530±16
Australie
Australie
Espagne
France
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
465
96.6
1670
749.1±3.17 2.6±0.08 42.6±3.49 73.6±4.31 885.2±0.24
777.3±23.6 2.6±0.00 42.5±0.50 85.4±2.62 996.8±26.24
743.6±5.02 2.7±0.14 46.1±1.01 75.5±1.02 800.7±96.7
47.3
54
70
165.3
100.0
167.1
As
Se
1690
1962
2, 387.0
1, 860.0
1, 669.5
114.8 ± 3.3 40.3 ± 1.2 1453.9 ± 19.1
157.1 ± 5.3 64.2 ± 2.1 2126.8 ± 21.6
5769±66
702±14
Auteurs
AAF
Almeida, 2012
Andres et al., 2011
AAS
AAS
Bhat et al., 2011
Dabrowska, 2012
AAS
Dacera and Babel,
2013
AAS
Dong et al., 2013
ICP-OES
Donner et al., 2011
768±13
ICP-OES
AAS
2.5±0.9
1,96
±1,18
0,05
25.5±2.4
43,71
±17,30
13,4
202±6
422,55
±183,65
116,9
1,65 ±
0,69
0,41
20.5±0.8
30,26±
18,88
12,73
164±6
78,43±
59,69
16,44
497±9
931,24±
464,08
246,0
5,0
88,5
786,3
2,78
115,0
241,88
2164,03
3
10
120
1000
300
1000
2
10
60
200
180
800
600
3000
189
Méthode de
dosage ETM
18
12
Walter et al., 2006
ADEME, 2011
Arrêté du 8 janvier
1998
Figure 2-2-7. Analyse statistique (à partir du Tableau 2-2-8) de la concentration en Zn, Cu, Ni Cr
dans les boues urbaines digérées
- Digestion anaérobie : Spéciation des ETM dans les digestats de boues.
La digestion anaérobie modifie la spéciation des ETM dans la Mafor. Ces modifications peuvent s’expliquer par
différents mécanismes chimiques et, surtout, biologiques : adsorption par chimie-sorption, précipitation chimique
ou biologique, complexation intracellulaire ou extracellulaire sur des composés organiques ou inorganiques
(Couturier, 2002).
En conditions anaérobie le principal mécanisme d’accumulation des métaux dans les boues est la précipitation
avec les ions sulfate (Jong et Parry, 2003 ; La et al., 2003), sulfures (Couturier, 2002), phosphates (van
Hullebusch et al., 2003), ou carbonate (alors qu’en aérobie c’est plutôt la biosorption), D’autre part, la réduction
des sulfates en sulfites contribue largement à favoriser le mécanisme de précipitation des métaux en anaérobie
par rapport à la biosorption notamment à cause de la faible solubilité des sulfites métalliques (Jong et Parry,
2003 ; La et al., 2003, Quan et al., 2003, van der Veen et al., 2007). Van Hullebusch et al. (2005) montrent que le
Co et le Ni ont tendance à s’adsorber ou à précipiter avec des sulfites de fer. La précipitation peut également être
d’origine biologique : elle est alors liée à la production de sulfures par les enzymes bactériennes, ce qui conduit à
la précipitation de métaux à la surface cellulaire (Couturier, 2002).
La spéciation des ETM dans la Mafor obtenue à l’issu du processus de digestion est reportée dans le Tableau 2-2-9.
Dans l’ensemble de ces études la spéciation des ETM a été réalisée via le protocole BCR. Il n’est pas possible
d’établir de tendance générale concernant la spéciation des ETM après la digestion. La spéciation varie fortement
en fonction de la nature des boues, du type de digestion (thermophile, mésophile), de l’ETM considéré et aussi du
type de séchage de la boue après la digestion, de la présence d’une étape de déshydratation (Dacera et Babel,
2013). Pousada-Ferradas et al. (2011) montrent qu’il est possible de stabiliser les ETM dans les boues digérées et
déshydratées par l’ajout de cendre de bois avant épandage (proportion 70% de cendres et 30% de boues).
La digestion anaérobie semble globalement favoriser la formation de formes chimiques stables des ETM. Des
études permettant de lier la qualité des boues digérées à la spéciation des ETM permettrait d’argumenter de
manière plus solide ces observations.
Chapitre 2
190
Tableau 2-2-9. Spéciation des ETM à l’issu du processus de digestion anaérobie des boues.
Extractions séquentielles réalisées selon le protocole BCR.
Type de digestion
fraction résiduelle
non détecté
Cr
pas d’accumulation
dans les fractions
mobilisables
(échangeable et
carbonate),
augmentation des
teneurs dans la
fraction oxydable
augmentation plus
ou moins importante
de la biodisponibilité
fraction oxydable
Boues digérées
déshydratées
fraction oxydable
Boues digérées
déshydratées
séchées au four
105°C 1h
fraction échangeable
> fraction réductible
fraction résiduelle >
fraction oxydable
Boues digérées
déshydratées
séchées à l’air
Digestion
anaérobie
thermophile, 55°C
Digestion
anaérobie
mésophile 35°C
Non mentionné
Boues digérées
humides
Non mentionné
Chapitre 2
Cd
pas d’accumulation
dans les fractions
mobilisable
(échangeable et
carbonate),
augmentation des
teneurs dans la
fraction oxydable
Spéciation des ETM
Cu
Ni
pas d’accumulation dans
enrichissement des
les fractions mobilisable
fractions oxydables
(échangeable et
échangeable :
carbonate), augmentation
accumulation du Ni
des teneurs dans la
dans les fractions
fraction oxydable
mobilisables
augmentation plus ou
moins importante de la
biodisponibilité
fraction oxydable
fraction résiduelle >>
fraction oxydable >
augmentation plus
ou moins importante
de la biodisponibilité
phase échangeable.
fraction réductible
fraction
résiduelle>>fraction
oxydable>fraction
échangeable
Fraction résiduelle >>
fraction oxydable >
fraction réductible >
fraction échangeable >
fraction oxydable
>fraction
échangeable
carbonate > fraction
oxydable, lié à la
matière organique et
inorganique
>Fraction réductible
fraction réductible
>fraction résiduelle >
Pb
forte augmentation dans la
fraction résiduaire
Zn
pas d’accumulation dans les
fractions mobilisable
(échangeable et carbonate),
augmentation des teneurs
dans la fraction oxydable
diminution de la
biodisponibilité
augmentation plus ou moins
importante de la
biodisponibilité
fraction oxydable>> fraction
réductible > fraction
échangeable>>fraction
résiduelle
fraction oxydable >> fraction
échangeable > fraction
résiduelle
fraction oxydable >fraction
résiduelle > fraction
échangeable
fraction oxydable >>fraction
réductible
>résiduelle>échangeable
Dabrowska, 2012
Dong et al., 2013
Hanay et al., 2008
Dacera et Babel,
2013}
échangeable > fraction
résiduelle
carbonate > fraction résiduelle
> fraction échangeable.
fraction résiduelle > fraction
oxydable >> fraction réductible
> fraction échangeable
la plupart des métaux se retrouvent dans la fraction oxydable liés soit aux sulfites soit à la matière organique
191
Auteurs
fraction réductible > fraction
échangeable
fraction résiduelle > fraction
oxydable
van der Veen et al.
2007
- Digestion aérobie :
Les études concernant la digestion aérobie des boues et le contenu en ETM sont peu abondantes. Lors d’une
stabilisation biologique aérobie des boues, la matière organique est dégradée, certaines bactéries pathogènes
sont détruites (hygiénisation) mais les éléments traces métalliques s’accumulent dans les boues en fin de
digestion comme dans le cas de la digestion anaérobie. Fuentes et al., 2008 montrent que le mode de
stabilisation de la boue a un impact sur la spéciation des métaux dans la boue. Plus les boues sont minéralisées
lors de l’étape de stabilisation et moins la proportion de métal disponible est importante. La majorité des espèces
métalliques se trouvent dans la fraction réductible et oxydable. Selon cette étude le fer, le nickel et le plomb
seraient fortement liés à la fraction résiduelle (et donc fortement liés aux boues), alors que le cuivre, le cadmium
et le chrome seraient associés à la fraction oxydable. Dans certaines conditions particulières (procédé ATAD
(AutoHeated Thermophilic Aerobic Digestion)) la digestion aérobie réduit fortement la concentration de certaines
espèces métalliques (Cu 78% ; Mn 79.5%, Ni 84.2%, Zn 84.2%). Dans le procédé ATAD qui se décompose en
deux étapes (digestion aérobie thermophile autochauffée + digestion aérobie mésophile 30°C), le relargage des
métaux est dû à la diminution du pH (de 7 à 4.6) observé lors de la première étape (Jain et al., 2010).
Boues compostées
Comme le mentionne le rapport de Ughetto (2012) lorsque l’on aborde le compostage par bilan de matière, il faut
prendre en compte l’ajout du structurant carboné lors du mélange avant compostage qui implique une « dilution »
des polluants contenus dans les boues. Ce structurant carboné peut par ailleurs lui-même avoir une certaine
teneur en polluants (ETM, HAP, etc.). De plus, la réduction de matière au cours du compostage (oxydation de la
matière organique) entraîne une concentration des polluants non biodégradables. Caractéristiques principales
des digestats à base de lisier de porcs (PS) ou de bovins (CS) en mélange avec divers co-substrats agroindsutriels. Valeurs exprimées en MB. Extrait de Albuquerque et al. (2012)
En général la boue n’est pas compostée seule mais en mélange avec des déchets verts ou de la paille (Jakubus,
2012). Tella et al. (2013) montrent que le contenu en métaux lourds dans les composts de différentes origines
(boues, OM, déchets agricoles) est fortement lié à l’origine de ces mêmes déchets : Cr et Ni sont plutôt d’origine
géogénique, Cu-Zn plutôt d’origine anthropique agricole et Cd Pb plutôt d’origine anthropique urbaine.
- Situation française :
Les données concernant la qualité des boues compostées sur le territoire national sont principalement issues de
la littérature grise (Tableau 2-2-10). La qualité des boues épandues après compostage en France est notamment
décrite dans un rapport des agences de l’eau (2010-2011) 4 qui concerne plus précisément le bassin RhôneMéditerranée. Dans cette étude, on constate que pratiquement la moitié des stations (47,5% des stations, soit
352 STEP) utilisant la filière de compostage, ont produit ponctuellement ou de manière régulière, des boues dont
au moins un paramètre était supérieur aux seuils spécifiques de l’Agence RMC. Pour 47 % de ces stations, le
paramètre en cause était le cuivre et pour 25%, le zinc. Pour majorité, ces boues ont conduit à la fabrication de
compost non normé utilisé dans le cadre d’un plan d’épandage.
Si l’on compare les données de Leclerc (2009) à celles du Rapport SOGREAH qui datent de 1997 on observe
que le contenu en ETM a diminué pour Cd, Cr, Hg et Se et reste relativement stable pour les autres ETM. Selon
les données du rapport RMC le contenu en Cu et Zn des composts de boues peut être légèrement supérieur aux
exigences de la NFU 44-095. Pour les autres éléments, les données montrent que les concentrations en ETM
dans les composts obtenus à partir des boues de STEP sont inférieures aux exigences de la NFU 44-095.
Le Tableau 2-2-10 montre que la concentration en Cu a augmenté dans les boues compostées entre 1997 et
2010, alors que la concentration des autres ETM s’est stabilisée voire à diminué sur la même période.
4
Qualité des boues d’épuration urbaines recyclées sur les bassins Rhône-Méditerranée et Corse Situation 2000-2010.
Chapitre 2
192
Tableau 2-2-10. Valeurs moyennes des concentrations en ETM
dans les composts de boues de STEP en France
Année de la
mesure
1997
2006
2010
Norme
Française boues
compostées
Cd
Cr
Cu
1,62
50.59
152,136
(n=91)
(n= 96)
(n= 99)
0.9±0.45 29.5±12.4 197±98
(n= 20)
(n= 20)
(n= 20)
1.17
35.96
327.10
(n= 2840) (n= 2827) (n= 2844)
3
120
300
Hg
Ni
Pb
2,2
25,81
61,81
(n= 84) (n=95)
(97)
0.7±0.36 20±8
87±47
(n= 20) (n= 20) (n= 20)
0.90
20.70
48.70
(n= 2827) (n= 2828) (n= 2833)
2
60
180
Auteurs
Zn
As
Se
404.92
3.3
4.02
SOGREAH, 2007
(n=99) (n=12)
(n=12)
385±187 2.1±2 0.62±0.64 Leclerc et al., 2009
(n= 20) (n= 20) (n= 20)
611
Rapport RMC 5
(n= 2833)
600
12
NFU 44-095
- Situation internationale :
Les concentrations en ETM contenus dans des composts issus de boues activées est reporté dans le Tableau 22-11. Si l’on compare les valeurs à celles fixées par la NFU 44-095 on observe que les dépassements de
concentrations ne sont pas rares pour le Zn et peuvent survenir pour certains lots pour le Cu. Les données ne
permettent pas de donner une explication à ces dépassements. Selon les résultats du Tableau 2-2-11, le contenu
en ETM dans les composts de boues suit en général l’ordre suivant : Zn > Pb > Cu > Ni.
Dans la littérature le contenu en ETM dans les boues de départ est rarement donnée ce qui rend difficile
l’évaluation de l’effet du processus de compostage sur les concentrations en ETM. Lazzari et al. (2000), Amir et
al. (2005) montrent qu’en réalité les teneurs totales en ETM diminuent au cours du processus de compostage et
se stabilisent en phase de maturation et à la fin du compostage, ce qui indique que le compostage a contribué à
une élimination des formes les plus labiles des métaux et à leur passage vers des formes plus stables (perte des
formes labiles par lixiviation). Ainsi, au cours du processus de compostage il existe deux phénomènes
concomitants : 1) augmentation de la concentration apparente des ETM du fait de la minéralisation de la MO et
de la perte de masse et de CO2 H20 associée et 2) une perte des ETM par le phénomène de lixiviation.
Pour corriger l’augmentation apparente de la concentration en ETM dans les composts, dans les résultats d’Amir
et al. (2005) et de He et al. (2009b) tous les calculs sont normalisées par rapport à la concentration en matière
minérale. Ainsi pour Amir et al. (2005), la concentration en ETM totale diminue. Cette diminution est due à la
lixiviation des ETM au cours de la phase thermophile du compostage principalement. A l’inverse pour Nomeda et
al. (2008), Liu et al. (2007) et Zheng et al. (2007) qui ne tiennent pas compte de ce calcul, la concentration totale
en ETM augmente après le compostage.
- Spéciation des ETM dans la boue compostée
Le processus de compostage affecte significativement la spéciation des ETM dans la boue compostée
notamment à cause des variations de pH et de la modification de la composition biochimique de la matière
organique (Liu et al., 2007). La biodisponibilité des métaux dans les boues compostées n’est pas due à la
concentration initiale en métal mais à la stabilité des complexes formés avec les substances de type humiques et
les acides humiques (Ingelmo et al., 2012). Ainsi, il existe un certain consensus dans la littérature selon lequel la
mobilité de la plupart des ETM et leur phyto-toxicité sont réduites par le compostage (He et al., 2009c ; Zheng et
al., 2007 et Haroun et al., 2009).
5
Qualité des boues d’épuration urbaines recyclées sur les bassins Rhône-Méditerranée et Corse Situation 2000-2010
Chapitre 2
193
Tableau 2-2-11. Contenu en ETM dans des composts issus de boues activées.
Type de déchet pour compostage
Pays
Boues lagune anaérobie (89%) + Paille (11%)
Boues activées
Maroc
Australie
Boues activées
Chine
Cd
nd*
boues + charbon de bambou
boues digérées + copeaux de bois (70 :30) (140 j)
Compost 1 (Boues 75%, sciure20%, 5% paille de blé)
Boues compostées + déchets verts ( 1/3.6 en
volume)
Boues compostées = Boues digérées et épaissies
(62%) + sciure (24%)+ Inoc (14%)
Boues stabilisées
Espagne
Pologne
0.45
Italie
1.1
±0.2
<0.02
Boues activées
Sénégal
Boues activées
France (La
Réunion)
Espagne
Boues compostées
Boues activées avant compostage
Boues activées compostées
Norme française
Chapitre 2
Taiwan
Sénégal
Chine
2.2
± 0.7
2.0
± 0.2
0.60
± 0.02
3.5
±0.3
2.39
1.31
3
Cr
Cu
62
477
±17
121.4
±6.6
128.6
±7.3
49.5
250.03
207.19
149.53
117.78
220
±20
<2
85
±20
100
340
± 40
± 30
120
200
± 20
± 20
27.6
149
± 0.9
±2
119
220
±12
±40
138.53 148.25
72.50 131.23
120
300
Hg
2.8
±0.6
2
Ni
23
2.76
22.46
21.6
14.74
10.11
35
±4
23
±3
40
± 10
44
±6
26.4
± 1.0
42.5
±4.4
59.63
21.49
60
Pb
101
57.4
Zn
233
467
±16
1293.27
±55.6
1425.7
±88.9
278.2
67
600
±7
±60
39
403
±5
±24
60
1000
±6
± 100
62
930
±4
± 80
19.7
548
± 0.4
±7
179
820
±10
±92
107.33 373.01
35.49 291.66
180
600
194
As
Se
12
Méthode de
dosage
ETM
Auteurs
ICP-OES
Amir et al., 2005
Donner et al., 2011
AAS
Hua et al., 2012
ICP
AAS
Ingelmo et al., 2012
Jakubus, 2012
ICP
Lazzari et al., 2000
AAS
Nomeda et al., 2008
ICP-OES
Tella et al., 2013
AAS
Walter et al., 2006
AAS
Zhou et al., 2010
NFU 44-095
Selon les résultats d’Amir et al. (2005), notamment une grande partie des ETM (70-80%) est associée à la
fraction résiduelle dans le compost. Moins de 2% se trouve dans la fraction biodisponible. Pendant le
compostage les fractions échangeables, liées aux carbonates, liées aux oxydes de Fe et de Mn et liées à la
matière organique sont transformée en fractions résiduelles. Cependant, la distribution des métaux dans les
différentes fractions varie très significativement d’une étude à l’autre en fonction des propriétés chimiques de la
matrice étudiée, de son origine, de l’élément en question, de la nature des extractants utilisés, de leur succession
et des paramètres expérimentaux de la méthode d’extraction utilisée.
Tella et al. (2013) montrent que Cd, Cu, Zn and Pb s’accumulent plutôt dans les fractions fines, tandis que Cr et
Ni plutôt dans les fractions grossières. Cr et Ni sont plutôt liés à des éléments majeurs (Al, Fe, etc.) et Cd, Cu Pb
et Zn plutôt à des groupements sulfures ou phosphates.
Le Tableau 2-2-12 montre que la littérature est très documentée pour le Cu le Ni le Pb et le Zn. Par contre pour
Cr et Cd la littérature est moins abondante. Il semble exister un consensus selon lequel dans les boues
compostées le Pb et le Ni seraient situés dans la fraction résiduelle (ce qui signifie faiblement mobilisable), le Cu
serait fortement lié à la matière organique. Seul le fractionnement du Zn semble être différent d’une étude à
l’autre. Il n’existe pas d’informations concernant l’As et le Se.
- Réduction de la mobilité des ETM dans les composts.
Si pour le cuivre la mobilité reste importante au cours du processus de compostage, dans le cas du Ni le
compostage des boues avec des additifs (sciure de bois) a conduit à une diminution de la mobilité de cet élément
(Jakubus, 2012). Hua et al. (2012) démontrent que l’ajout de charbon de bambou permet d’améliorer la qualité
d’un compost de boues activées. Dans cette étude la fraction extractible des métaux dans le compost a été
mesurée après extraction au DTPA. Les résultats montrent que l’ajout de charbon de bois permet d’améliorer la
croissance des plantes et de diminuer la mobilité du Zn, et du Cu par comparaison au témoin de boues
compostées sans ajout de charbon de bambou.
Wong et Selvam (2006), Fang et Wong (1999) et Samaras et al. (2008) ont étudié le co-compostage de boue
d’épuration avec de la sciure de bois et de la chaux. Après 100 jours de compostage, ils ont montré que l’ajout de
chaux permettait de réduire la disponibilité des métaux (Cu, Mn, Zn et Ni) dans la boue compostée sans
empêcher la maturation du compost de boues. Néanmoins, l’addition de chaux a un impact sur l’activité
microbienne pendant le compostage. En outre, la chaux n’est pas le seul additif permettant de réduire la mobilité
du métal lors du procédé de compostage. D’autres substances comme la zéolite et la boue rouge (résidus de
bauxite) permettent également de réduire la mobilité des métaux et de modifier leur spéciation (Qiao et Ho, 1997;
Stylianou et al., 2008).
Autres procédés de traitement des boues avant épandage
- Les procédés de réduction de la production de boues (PRPB) :
Les PRPB peuvent être utilisés pour augmenter la biodégradabilité notamment en amont de l’étape de digestion
anaérobie (Carrère et al. 2010. Ces prétraitements ont des bénéfices en termes de rendement mais aussi
améliorent la déshydratabilité et la réduction du contenu en ETM des boues (Carballa et al., 2009).
- Lixiviation / immobilisation des métaux avant épandage :
Lixiviation : Lorsque le contenu en ETM est trop important avant l’épandage il est possible d’appliquer des
procédés permettant de réduire ce contenu. Différentes techniques de lixiviation des métaux dans les boues
avant épandage existent parmi lesquelles on peut citer : la lixiviation des métaux aux ultra-sons (de La
Rochebrochard et al., 2013) ; la lixiviation chimique (acide citrique et oxalique, acide nitrique et hydrochlorique et
EDTA) (Gheju et al., 2011), le bioleaching c'est-à-dire le rajout de bactérie (ie sulfato-réductrice) permettant la
lixiviation de certains métaux (Liu et al. 2012 ; Peng et al., 2011).
Chapitre 2
195
Tableau 2-2-12. Résultats de la spéciation (déterminée par extraction séquentielle) des ETM dans des composts de boues.
Type de
compost
Pays
Boues + sciure
ou paille de
blé
Pologne
Boues
Chine
Boues
Review
compost de
boues (après
filtre presse) +
déchets verts
boues
compostées =
mélange de
boues
digérées +
boues
déshydratées
+ sciure +
inoc.
Italie
Chapitre 2
Taiwan
Résultat extraction séquentielle
Cd
diminue
Lié à la MO
(Cd>Cu>Zn)
Cr
formation de
complexes très
stables avec la
matière organique
humifiée
diminue
Cu
Ni
formation de
complexes très stables
avec la matière
organique humifiée
Pb
Zn
fraction
résiduelle reste
constante
augmente
fraction
résiduelle diminue
fractions mobiles*
augmentent
Liu et al.,
2007
la majorité est
dans les fractions
résiduelles ou liée
à la matière
organique.
Consensus dans la
littérature : la majorité
du Ni dans est dans la
fraction résiduelle.
fraction
résiduelle
diminue
fractions
mobiles*
augmentent
Majorité des
études : Pb
semble être dans
la fraction
résiduelle
Quelques
papiers : Pb est
lié à la fraction
organique
fortement
associé à la MO
Fractionnement est
très variable dans la
littérature pas de
consensus : soit la
majorité est liée à la
fraction organique
soit à la fraction
résiduelle soit à la
fraction disponible.
Lié à la MO
Tandy et al.,
2009
Fraction mobile
(échangeable),
fraction carbonate
et liée au oxyde de
Fe et Mn
Nomeda et
al., 2008
Lié à la MO
Hg
Référence
volatilisé
Ni se concentre sur la
MO
Fortement
associé à des
fractions stables
(fraction matière
organique
sulfides et
fraction
résiduelle.
fortement
associés à des
fractions stables
(fraction matière
organique
sulfides et
fraction
résiduelle.
196
As
Se
Jakubus et
Czekala,
2010
Lazzari et
al., 2000
Comparaison des différents procédés de traitement de la boue :
Il existe peu d’études permettant de comparer réellement sur un même lot de boues l’effet du traitement sur la
teneur en ETM. Récemment, Andres et al. (2011) ont comparé le contenu en ETM des Mafor obtenues suite à
trois procédés de traitement d’un même lot de boues avant épandage : digestion anaérobie, compostage,
séchage thermique. Les teneurs en ETM sont relativement comparables et seul le chrome semble être plus
concentré dans les boues séchées thermiquement.
L’analyse statistique réalisée à partir de cette étude (Figure 2-2-8) montre que les boues digérées présentent
globalement le plus fort contenu en ETM par comparaison aux boues séchées, compostées, ou simplement
déshydratées.
5
4
3
0
1
2
[Cd] (mg/kg MS)
6
Figure 2-2-8. Analyse statistique (tous pays confondus) des concentrations en ETM (Cu, Zn, Ni, Cr, Cd) pour différents
traitement appliqués aux boues avant leur épandage.
Comparaison à la moyenne française (Bassin RMC – ligne bleue) et au seuil réglementaire français(ligne rouge).
Déshydratées Lagunes
Chapitre 2
Compostées Digérées
197
2.2.1.2. Les ordures ménagères et les déchets verts
Ordures ménagères (OM) compostées
- Valeurs moyennes : comparaison de la situation françaises aux autres pays.
On distingue la production de composts d’ordures ménagères (non triées ou triés mécaniquement), les composts
de biodéchets des ménages (résultant d’une collecte spécifique de la fraction fermentescible des ordures
ménagères) et les composts de déchets verts seuls (traités au paragraphe 2). Les valeurs des concentrations
moyennes en ETM obtenues spécifiquement dans les composts d’ordures ménagères en France et à l’étranger
sont reportées dans le Tableau 2-2-13.
En France, les composts d’ordures ménagères non triées présentent des concentrations en ETM plus élevées
que les composts d’ordures ménagères triées et que les composts de biodéchets. Les valeurs des concentrations
en ETM dans les composts d’ordures ménagères triées sont comparables aux valeurs mesurées dans d’autres
pays de la zone européenne. Le cuivre, le plomb et le zinc sont les éléments les plus problématiques, mais
certaines plates-formes de compostage arrivent cependant à produire des lots qui respectent les seuils du
règlement (CE) n° 889/2008 pour tous les ETM (Leclerc, 2012).
Selon le rapport SOGREAH (2007) les teneurs en ETM des composts d’ordures ménagères ont pu diminuer
grâce aux progrès de réduction à la source des quantités de métaux « émises » dans l’environnement.
Les teneurs en ETM sont toujours supérieures dans les composts d’OMR par comparaison au compost de boues
et la moyenne des analyses dépasse les teneurs réglementaires en vigueur (Arrêté de Janvier 1998) depuis 2007
pour le Cr et le Pb (Houot et al., 2009).
Afin d’apporter des éléments techniques de discussion, l’INERIS a entrepris une enquête sur la qualité des
composts issus du traitement biologique de la fraction fermentescible des ordures ménagères (FFOM),
comprenant une éventuelle étape de digestion anaérobie, issue des deux principales filières : biodéchets
collectés séparément et ordures ménagères résiduelles (OMR) triées en usine (Zdanevitch, 2012). Les composts
étudiés ont tous une qualité qui répond généralement aux exigences de la norme française NF U 44-051, et ce
quels que soient les intrants (biodéchets ou OMR) et le type de traitement (méthanisation puis compostage ou
compostage seul), pour l’ensemble des éléments traces métalliques (ETM). Seuls quelques dépassements sont
recensés sur certains ETM. Les concentrations en ETM mesurées dans les composts obtenus après un tri
mécanique des ordures ménagères sont globalement plus élevées que les concentrations mesurées dans le
compost obtenu après une collecte séparée. Selon ce rapport, à l’heure actuelle en France, la majorité des
installations de traitement mécano-biologique fonctionnant depuis plusieurs années produisent aujourd’hui un
compost de qualité satisfaisante d’après les critères de la norme obligatoire NF U 44-051, et ce, de façon
reproductible au cours du temps. Plusieurs composts issus d’OMR triées en usine ont un agrément CERAFEL,
qui leur permet d’être utilisés en maraîchage notamment. Enfin, ce rapport mentionne qu’il serait cependant
nécessaire de poursuivre les analyses des données, afin d’avoir une meilleure vision de l’influence des options
technologiques sur la qualité des composts.
Le rapport de Zdanevitch (2012) mentionne aussi des travaux menés au niveau de l’union européenne sur la
qualité de composts d’ordures ménagères. Les travaux européens sont pilotés par le Joint Research Centre
(JRC) de Séville, qui a lancé mi-2011 une large campagne d’échantillonnage et d’analyse de composts de tous
types au niveau européen : 160 échantillons en tout, dont 45 français, comprenant des composts issus de la
Fraction fermentescible des ordures ménagères (FFOM), des déchets verts, des boues de STEP, des effluents
d’élevage…. Certaines des valeurs limites proposées par le JRC ne posent pas de problème majeur pour les
composts étudiés ici (le chrome, le mercure, le nickel). En revanche, la majorité des composts issus du traitement
mécano-biologique, mais également certains des composts issus de la collecte séparée, dépassent les valeurs
proposées pour le cuivre ou le zinc. De plus, certains composts issus du traitement mécano-biologique
dépassent les valeurs proposées par le JRC pour le cadmium ou le plomb.
Chapitre 2
198
Tableau 2-2-13. Valeurs moyennes des concentrations en ETM (mg/kgMS) dans les composts d’ordures ménagères.
As moy
(mg/kgMS)
9,05
12
12,69
Cd moy
(mg/kgMS)
1,07
26
4,62
Cr moy
(mg/kgMS)
42,81
26
126,34
Cu moy
(mg/kgMS)
109,77
25
164,37
Hg moy
(mg/kgMS)
0,63
23
1,64
Mo moy
(mg/kgMS)
1,81
9
2,95
Ni moy
(mg/kgMS)
25,51
26
60,35
Pb moy
(mg/kgMS)
106,05
26
352,92
Se
moy(mg/kgMS)
0,78
14
0,37
Zn moy
(mg/kgMS)
325,66
27
554,28
9
46
38
55
41
5
44
50
14
56
France
7
0,3
24,5
76
0,1
16
77
0
202
France
5,1
0,45
25,4
63
0,15
15,7
43
<3
175
18
3.58
18
0.59
1.10
3
1.07
26.4
43
120
43
65.7
128
300
110
0.19
0.51
2
0.63
17.1
26.1
60
26
57.1
93.3
180
106
Autriche
0.42
27
50
0.19
21
40
181
Italie
1.38
33
89
26
84
219
Luxembourg
0.41
32
39
0.12
16
49
219
Allemagne
0.78
34
43
0.33
19
78
233
16
96
182
22
210
382
nd
385
396
30
257
680
56
269
583
22
197
365
18
124
240
Type de compost
Pays
Biodéchets ménagers (1997)
n
Ordures Ménagères (1997)
France
France
n
Compost de biodéchets
n
Compost de biodéchets Hérault
n
FFOM -collecte séparée
FFOM –tri mécanique
Norme française
Ordures ménagères triées à la source
n
n
n
n
n
n
Ordures ménagères triées mécaniquement
n
n
n
n
n
Compost individuels
n
Chapitre 2
France
France
France
15
15
12-27
552-582
127
175
12
230
356
600
326
490
UK
0.63
22
49
0.22
Italie
1.95
113
158
nd
Espagne
1.49
nd
362
nd
Australie
1.15
20
309
1
Portugal
4.3
56
357
nd
Australie
1.18
27
108
0.32
UK
1.77
28
52
nd
10
Non indiqué
3
167
3
186
64
199
Référence
SOGREAH,
2007
Leclerc, 2012.
Zdanevitch,
2012
NF U 44-051
Cité dans
Smith et al.,
2009
Figure 2-2-9. Valeurs moyennes des concentrations en ETM dans les composts d’ordures ménagères.
As moy (mg/kgMS)
Cd moy (mg/kgMS)
Cr moy (mg/kgMS)
Cu moy (mg/kgMS)
Ni moy (mg/kgMS)
Pb moy (mg/kgMS)
Se moy(mg/kgMS)
Zn moy (mg/kgMS)
800
[ETM] (mg/kgMS)
700
600
500
400
300
200
100
0
Chapitre 2
200
Hg moy (mg/kgMS)
- Concentrations en ETM dans les ordures ménagères compostées : valeurs brutes à l’échelle mondiale :
En général c’est la fraction fermentescible (ou biodégradable) des OM qui est compostée mais dans certains
pays (Chine) des déchets inorganiques sont aussi compostés en mélange. L’arsenic, le sélénium et le mercure
qui font partie des éléments à mesurer dans le cadre de la norme française sont rarement documentés dans la
littérature internationale.
A l’échelle mondiale les valeurs des concentrations en ETM de différents composts issus pour la plupart de la
fraction biodégradable ou fermentescible des ordures ménagères sont reportées dans le Tableau 2-2-14. Les
valeurs mesurées ont été comparées à la NFU 44-051. Certains composts d’OM présentent des concentrations
supérieures à cette norme (valeurs notées en rouge dans le tableau) : cas du Cd ou du Pb par exemple. Dans le
cas du Cu des dépassements sont possibles si le compost est issu uniquement de la fraction fine des OM (Tella
et al., 2013). Pour le Ni, on observe des dépassements possible de la NFU notamment en Tunisie.
Les reviews de Farrell et al. (2009) et de Smith (2009) permettent d’avoir une vue assez précise de la situation
internationale pour les composts d’ordures ménagères. Les valeurs des concentrations ponctuelles relevées
dans ces revues sont répertoriées dans le Tableau 2-2-14 :
- les ETM se concentrent au cours du processus de compostage du fait de la minéralisation du compost (Farrell
et al., 2009 ; Iwegbue et al., 2007),
- le niveau de concentration en ETM varie de valeurs négligeables dans les composts issus d’une séparation à la
source de déchets alimentaires (fraction fermentescible) à un niveau toxique comme dans les composts de
d’ordures ménagères en mélange (Farrell et al., 2009),
- Les composts issus d’ordures ménagères triées mécaniquement présentent un contenu en ETM plus important
que les deux autres types de composts (triés à la source ou déchets verts) (Smith, 2009). En effet, Il y a de
nombreuses sources d’ETM dans les ordures ménagères qui peuvent passer la barrière du tri mécanique,
- Farrell et al. (2009) et Smith (2009) proposent néanmoins d’épandre cette Mafor sur des sols acides contaminés
en métaux lourds pour diminuer le risque de pollution, du fait de la forte capacité de sorption du compost produit
à partir des ordures ménagères
- tous les composts d’ordures ménagères contiennent plus d’ETM que la concentration initialement présente
dans les sols, ce qui conduira à l’augmentation du contenu en ETM si épandus sur le sol (Smith, 2009),
- cependant la concentration en métaux lourds dans les composts triés mécaniquement est inférieure à celle des
boues (de 30 à 50 % en moins) exception faite du contenu en Pb qui lui est 80% plus élevé que dans les boues
(Smith, 2009).
- la concentration en métaux dans les composts issus du tri mécanique des ordures ménagères est associée aux
fines particules (Smith, 2009).
- Zn et Pb sont les éléments présents en plus grande quantité dans les composts d’ordures ménagères. Le Pb
est l’élément limitant l’utilisation des composts séparés mécaniquement. Les composts issus d’ordures
ménagères ou de déchets verts ont une forte affinité pour les métaux (Smith, 2009).
- Fractionnement des métaux :
Le fractionnement des métaux est modifié au cours du processus de compostage du fait des modifications
physico chimiques liées à la dégradation de la matière organique, du pH (Iwegbue et al., 2007).
Fractionnement selon la taille
Le contenu en ETM dans les différentes fractions du compost d’OM est fortement dépendant de la taille des
particules du compost. Il existe peu d’études sur ce sujet cependant les études réalisées tendent vers un
consensus selon lequel les ETM s’accumulent dans les fractions les plus fines (< 5mm).
Pays
France
Chine
Chapitre 2
Cu
Cd
fractions <50μm et fraction [50μm
[50μm -5mm].
-5mm],
Fraction 0.2 et 0.8
Toutes les
mm
fractions
Pb
Zn
Ni
la fraction
fractions <50μm fractions <50μm
[50μm -5mm] et [50μm -5mm]. et [50μm -5mm].
fractions < 0.8
fractions dont la
mm
taille est < 0.8
mm
Cr
la fraction
[50μm -5mm]
fractions dont
la taille est <
0.8 mm
Auteurs
Houot et al.,
2009
Zhao et al.,
2012
201
Tableau 2-2-14. Origine et contenu en ETM de compost issus d’ordures ménagères (OM).
Pays
OM
Ordures ménagères solides (municipal solid waste
compost)
Maturation : 8 mois
OM
OM (fraction biodégradable)
OM
Compost d’OM
Compost obtenu après digestion anaérobie de la
fraction biodégradable des OM + étape de
compostage aérobie pour stabilisation
Compost aérobie obtenu
par séparation à la source de la fraction organique
des OM
Compost mélange de déchets ordures ménagères +
déchets verts
Ordures ménagères solides (municipal solid waste
compost)
Tunisie
Tunisie
Compost OM
Compost OM
Compost fraction organique des OM
Compost fraction putrescible OM
Compost fraction biodégradable OM
Fraction fine compost OM
Fraction fine compost OM
Compost OM (Déchets organiques et inorganiques)
Amendement organique
Chapitre 2
Tunisie
Inde
Chine
Tunisie
Espagne
Cd
5.17
3.37 ± 0.7
Cr
78.87
Cu
337
115.23
± 14.0
Hg
3.4±0.3
91.6 ±13
0.3
7.03
31.3
1.97 ±0.11 38.9 ±2.1
3.3 ±0.4
52 ±9 278 ±22
3.5
80
325
Ni
90.80
85
± 9.1
Pb
411.5
323 ± 34.0
Zn
1174.5
255.56 ± 33.0
255.5 ±33
92.8
44±7
57
251.6 ±12
7.9
172 ±6
325 ±24
188
9.8
77
829
75
223
1149
2.1
17
52
25
62
200
274
480
643
770
99
14
34
385
98
172
203
520
732
497
565
370
610
96
396
261
494
512
176
19
768
470
411
212
399
110±3
470±7
240 ± 80
100 ± 30
300 ± 30
2190 ± 400
1900 ± 600
535
600
1
1
28
29
38
18
23
54
39
0,6
0,67
nd
0,27
0.026
0.154
2
21
13
23
21
21
6.5±0.5
13±0.5
10 ± 2
5±1
23 ± 7
24 ± 10
36 ± 2
76.3
60
Se
410 ±26
608
3.1
Inde
1,8
153
Grèce
346
Grèce
272
Grèce
286
Pays-Bas
3
21
170
Pays-Bas
2
11
270
USA
1
24
53
Espagne
1,5
362
Espagne
128
Espagne
312
Espagne
244
USA
82
Japon
4,2
Canada
3,1
46
312
France
0,69
33
110
Brésil
1,9
91
Brésil
0,65
nd
47
Royaume-Uni
0,72
26
159
Mali
<ld
10.3 ±0.2
Belgique
<ld
31±2
Madagascar 0.27 ± 0.05 90 ± 40 48 ± 15
Sénégal
0.2 ± 0.1
16 ± 3
24 ± 6
France
1.1 ± 0.9
47 ± 4
99 ± 7
Sénégal
2.3 ± 0.4 60 ± 10 340 ± 30
Madagascar
5±3
90 ± 5 280 ± 50
Chine
2.06
89.9
546
France
3
120
300
As
224
38
101
37
470
3.4±0.1
80±5
100 ± 30
17 ± 4
90 ± 20
1300 ± 1 300
1300 ± 400
164
180
202
18
12
Méthode de
dosage ETM
Auteurs
AAS
AAS
Ayari et al., 2010
Lakhdar et al., 2009
AAS
ICP-OES
AAS
ICP-OES
ICP MS
Saha et al., 2010
Zhao et al., 2013
Ben Achiba et al., 2010
Paradelo et al., 2011
Non indiqué
Cité par Farrell et al., 2009
Non indiqué
Cité par
Smith et al., 2009
AAF
Soumare et al., 2002
ICP-OES
Tella et al., 2013
Zhao et al., 2012
NFU 44-051
Houot et al. (2009) précisent en outre que la majeure partie de Cd, Cu, Ni et Zn se trouve dans la fraction légère
[50μm -5mm] (entre 30 et 36%). La fraction minérale grossière concentre la majeure partie de Cr et Pb (plus de
60%), mais aussi 35% du Cd. On voit aussi l’importance relative, pour certains éléments, des fractions <50μm et
>5 mm. L’étude de Zhao et al. (2012) est intéressante car réalisée sur un compost issu d’une grosse production
(usine traitant 400 t de déchets par jour). Selon les résultats de cette étude le compost grossier (dont la taille est
supérieure à 0,8 mm) est plus adapté à l’épandage agricole. Enfin, selon Paradelo et al. (2011), Cu Pb et Zn sont
les ETM plus problématiques du fait à la fois de leur forte concentration totale et de leur forte disponibilité.
Biodisponibilité et spéciation chimique des ETM dans la Mafor :
La proportion de métal facilement mobilisable varie en fonction de la composition du compost et de la méthode utilisée
pour l’extraction du métal. Ainsi il est difficile d’établir des généralités. Cependant on peut citer quelques exemples dans
le Tableau 2-2-15. Le Cu, le Cd et le Pb font en général partie des éléments les plus facilement mobilisables.
Concernant la mobilité et la biodisponibilité différents types de tests ont été réalisés dans l’étude de Paradelo et
al. (2011) (Tests DTPA, TCLP, …). Les tests d’extraction au TCLP permettent de déterminer la mobilité des
contaminants présents. Les résultats de cette étude menée sur différents composts d’ordures ménagères
montrent que la séquence d’extraction est la suivante : Zn>Ni>Pb>Ni. Globalement quel que soit le test effectué
Pb Cu et Zn sont les éléments les plus disponibles dans les composts étudiés.
Tableau 2-2-25. Fraction facilement mobilisables des ETM dans des composts d’ordures ménagères (OM) par comparaison
à un fertilisant chimique.
Compost OM
Compost OM
Fertilisant
chimique
5 Composts
OM
Pays
Nigéria
Type d’extraction
Eau
Espagne
DTPA
Espagne
DTPA
Eau
TCLP
PBET
Na-Pyrophosphate
Cu
2.43 à
34.11%
18–43%
30–40%
Cd
1.6 à
23.33%
69%
7.75%
Pb
Zn
Ni
0.76 à
0.01 à
20.88% 7.11%
18–43% 18–43% 18–43%
30–40% 30–40% 30–40%
Pb>Zn>Cu
Pb>Cu>Zn
Zn>Cu>Pb
Zn>Pb>Cu
Zn>Cu>Pb
Cr
Hg
4–1.4%
2.32%
4–1.4%
Auteurs
Adekunle,
2010
Carbonell,
2011
Paradelo et
al., 2011
Selon la revue de Smith et al. (2009), il existe un consensus dans la littérature selon lequel le compostage aérobie
augmente la complexation des métaux avec la matière organique résiduelle, et que les métaux sont fortement liés à
la matrice et à la matière organique, limitant leur solubilité et leur biodisponibilité potentielle dans le sol. D’autre part,
Selon Farrell et al. (2009), la biodisponibilité des ETM diminue avec la durée du compostage notamment du fait du
processus d’humification qui génère des sites de sorption pour les ETM et inversement la fraction de carbone
soluble qui complexe les ETM et les rend moins biodisponibles diminue au cours du processus de compostage.
Ainsi, le potentiel de lixiviation des métaux lourds à partir du compost mature est très faible du fait de la formation
de complexe stables avec la matière humifiée (Smith et al., 2009). Ainsi, l’épandage ne doit se faire que pour un
compost à maturité pour réduire la dispo des métaux (Farrell et al., 2009).
Selon Smith et al. (2009) le Pb serait l’élément le plus lié au compost d’ordures ménagères et le Ni le moins lié.
Zn Cu et Cd présentent des caractéristiques de sorption intermédiaires.
Selon Iwegbue et al. (2007) et aussi selon Paradelo et al. (2011) la valeur de la concentration totale est inutile
pour prédire le devenir dans le sol des ETM, et insistent sur l’importance de prendre en compte la disponibilité et
pas seulement la concentration totale.
Déchets verts compostés
- Contenu en ETM.
Les valeurs des concentrations moyennes en ETM dans les composts de déchets verts en France et par
comparaison aux autres pays sont reportées dans le Tableau 2-2-16. Les valeurs de concentrations en ETM
dans les composts de déchets verts en France sont tout à fait comparables aux concentrations mesurées dans
Chapitre 2
203
d’autres pays de la zone européenne. Globalement on observe que les concentrations moyennes en ETM dans
les composts de déchets verts sont inférieures à celles mesurées dans les composts d’ordures ménagères.
Les valeurs ponctuelles du contenu en ETM des composts de déchets verts pour les références bibliographiques
analysées) et pour la littérature grise analysée sont reportées dans le Tableau 2-2-16. De manière générale, les
concentrations en ETM dans les composts de déchets verts suivent l’ordre décroissant suivant : Zn >Cu
>Ni=Cr>>Cd. L’étude réalisée à la Réunion (Payet et al., 2008) concernant le compostage de déchets verts de
type herbacées, palmiers feuillus montre que les éléments Cr et Ni, au regard de 13 analyses de compost,
dépassent les valeurs seuils fixées par la norme NFU 44-051. Ces dépassements sont principalement liés à un
contexte local : accumulation par le biais de la dégradation des parties métalliques des engins utilisés lors de la
fabrication du compost, présence dans le compost de terre chargée en ETM, existence de végétaux bioaccumulateurs. Pour les autres types de composts de déchets verts aucun dépassement de la norme n’est observé.
Tableau 2-2-36. Concentrations ponctuelles en ETM dans des composts de déchets verts.
Type de déchet pour
compostage
Pays
Déchets verts
Angleterre
0.8
Espagne
1.8
±0.4
déchets élagage +
biosolides ( 3//1)
Palmiers et feuillus
Herbacées
+ résidus
déchets verts +
boues
déchets verts
déchets verts
déchets verts
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
As
61.6
142
163
9.1
160.0
±6.0
80.7
±8.2
394.6
±94.8
Se
Méthode de
dosage ETM
ICP-MS
AAS
France (La
Réunion)
0.78
103
81
97
Espagne
2.7
68
200
71
180
896
ICP MS
Belgique
Royaume-Uni
Royaume-Uni
1,9
1,16
0,78
23
73
11
74
224
78
10
197
14
356
414
108
347
563
148
Non indiqué
0,37
0,18
Auteurs
Beesley et
Dickinson,
2010
Tapia et al.,
2013
Payet et al.,
2008
249
Paradelo et al.,
2011
Cité dans
Smith et al,
2009
- Biodisponibilité et spéciation chimique des ETM dans la Mafor :
Beesley et Dickinson (2010) montrent que les pourcentages de solubilité (évalués par des tests de lixiviation) des
ETM dans le compost de déchets verts sont respectivement de 3,544 % pour As, de 0,282% pour Cu, de
0,089% pour Zn, de 0,101%, pour Cd, de 0,030% pour Pb. Ces valeurs sont relativement peu élevées
(notamment en comparaison des valeurs mesurées dans les composts d’OM).
L’As a une plus forte solubilité que les autres éléments, ce qui peut s’expliquer par le fait que cet élément ne se
complexe pas autant que les autres avec la matière organique du compost. La solubilisation du Cu est quant à
elle fortement dépendante de la dégradation de la matière organique dans le compost. Dans le cas de Zn et Pb la
solubilité augmente aussi avec le processus de compostage.
L’étude de Tandy et al. (2009) rapporte les résultats de différentes études concernant le fractionnement des ETM
dans des composts de déchets verts. Selon cette étude, dans les composts de déchets verts seuls : la majorité
du Cu est dans la fraction liée à la matière organique, la majorité du Pb se situe dans fraction organique, la
majorité du Zn et Ni sont dans la fraction résiduelle.
Tapia et al. (2013) confirment ces résultats et montrent que la matière organique du compost (fortement humifiée)
présente globalement un fort degré d’affinité avec les ETM (formation de complexes organométalliques très stables)
mais le degré d’humification n’est pas le seul indicateur de la stabilité des complexes formés : les oxydes de Fe et
de Mn ont un rôle majeur dans la rétention et la réduction de la mobilité de ETM dans les biosolides.
Enfin, Hough et al. (2012) ont réalisé une étude statistique des risques liés à l’épandage de composts de déchets
verts par comparaison avec d’autres types de Mafor comme les boues, les lisiers, les fumiers, les boues de
papeterie notamment. Dans le cas des ETM et en regard de la réglementation du Royaume-Uni, l’épandage de
déchets verts poserait moins de problèmes que les autres types de Mafor.
Chapitre 2
204
Tableau 2-2-17. Valeurs moyennes des concentrations en ETM (mg/kgMS) dans les composts de déchets verts.
Type de compost
Déchets Verts
n
Déchets verts
n
Amendement
organique
Déchets Verts
(déchetterie)
n
Déchets Verts
(déchetterie+
collecte
individuelle)
n
Déchets verts +
déchets de
cuisine
n
Déchets verts
n
Déchets verts
n
Déchets verts
n
Déchets verts
n
Déchets verts
n
Pays
France
(1997)
France
UK
As
Cd
Cr
Cu
Hg
Mo
Ni
Pb
Se
Zn
8,94
1,37
45,6
50,78
0,52
3,15
22,41
87,33
1,14
186,45
22
5
106
0.2
102
18
120
49
89
0.06
19
nd
120
12
123
60
32
0
119
163
ADEME, 2006
18
3
120
300
2
60
180
12
600
NFU 44-051
3.90
28
40
<0.5
24
60
116
27
163
176
30
56
130
13
80
470
21
38
168
23
72
166
13
45
164
18
61
168
45
Référence
SOGREAH,
2007
21-22
UK
3.72
26
48
<0.5
9
UK
3.92
27
38
<0.5
Belgique
<lod
ND
31
0.15
Autriche
0.46
24
40
0.14
Italie
0.95
33
63
nd
Luxembourg
0.34
24
32
0.13
Allemagne
0.70
27
33
0.27
21
65
70
57
490
Cité dans Smith
et al 2009
Figure 2-2-10. Représentation graphique (réalisée à partir du tableau 2-2-17) des valeurs moyennes des concentrations en
ETM dans les composts de déchets verts
500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
As moy (mg/kgMS)
Cd moy (mg/kgMS)
Cr moy (mg/kgMS)
Cu moy (mg/kgMS)
Hg moy (mg/kgMS)
Ni moy (mg/kgMS)
Pb moy (mg/kgMS)
Se moy(mg/kgMS)
Zn moy (mg/kgMS)
Ordures ménagères digérées
Une étude réalisée par l’ADEME permet d’avoir accès aux valeurs des concentrations en ETM dans des
digestats issus de biodéchets ou de la fraction fermentescible des ordures ménagères (Tableau 2-2-18). Dans
cette étude, la recherche de données a été réalisée par prise de contact directe auprès des installations de
Chapitre 2
205
traitement de déchets ménagers disposant d’une phase de digestion. Au total quatre installations de traitements
de déchets ménagers ont été contactées. Les données recueillies sont issues de 15 digestats différents. Les
données analytiques des digestats de biodéchets ou issus d’OMr proviennent de France (40%), le reste étant
issu d’autres pays européens.
Tableau 2-2-18. Valeurs des concentrations moyennes en ETM (mg/kgMS) dans les digestats
issus des biodéchets et des déchets ménagers. (ADEME, 2011)
Type de substrat pour la
méthanisation
FFOM issue
d’OMR compostée
biodéchets
biodéchets + DV
NFU 44-5-051
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
0,66± 0,19
26,93 ±
0,79
/
19,6
120
64,14±
20,42
35,3
47,3
300
0,13 ±
0,01
/
/
2
17,67
±0,12
/
12,8
60
76,22 ±
10,40
2,2
45,9
180
245,0 ±
4,24
55,7
113,3
600
0,4
0,1
3
La littérature sur ce sujet est très rare et le corpus analysé ne nous a pas permis d’alimenter cette contribution
avec des données internationales et des éléments sur la spéciation des ETM dans la Mafor.
La majorité des installations utilise un digesteur de type "piston", c’est à dire un digesteur horizontal ou vertical
dans lequel le flux de substrat entrant fait progresser celui ayant été introduit précédemment. Le brassage des
déchets peut être mécanique, hydraulique ou pneumatique et permet l’homogénéisation des déchets. Le
traitement mécano-biologique peut être utilisé pour effectuer cette étape. La qualité des intrants va donc
fortement dépendre de la qualité du tri et de la préparation des déchets entrants dans le méthaniseur.
Les valeurs des concentrations en ETM dans les digestats issus de la FFOM ont des valeurs inférieures à celles
des boues urbaines mais des valeurs supérieures à celles mesurées dans les biodéchets (NB : les valeurs sont
données à titre indicatif car n’ont été réalisées que sur un seul type d’échantillon). Pour l’ensemble des ETM les
concentrations sont inférieures à celles imposées par la NFU 44-051.
2.2.1.3. Les boues de potabilisation
Il y a très peu d’informations sur le devenir des boues de potabilisation. Ces boues résultent du cœur du
traitement de potabilisation, à savoir l’étape de coagulation-floculation qui intervient après le dégrillage (tamisage
pour éléments les macro-déchets tels que des feuilles, etc. notamment s’il s’agit d’une eau de surface) et le
dessablage. La coagulation est effectuée par l’ajout d’un sel de fer ou d’aluminium et la floculation est
généralement aidée par l’ajout d’un polymère. Les boues sont récupérées après décantation et filtration finale et
peuvent être éventuellement chaulées. En France les limites de qualité pour les eaux destinées à la
consommation humaine (sauf les eaux minérales) sont fixées par décret (Décret n°2001-1220 du 20 décembre
2001 relatif aux eaux destinées à la consommation humaine) 6. Ces limites guident le choix de la ressource et
donc des teneurs en éléments traces minéraux que l’on peut trouver dans les boues. D’après la réglementation,
les boues d’eau potable sont classées comme "déchets" dans le décret n°2002-540 du 18 avril 2002 et sont
référencés comme "Déchets provenant de la préparation d'eau destinée à la consommation humaine ou d'eau à
usage industrie". Le rejet des boues d’eau potable en milieu naturel nécessite une autorisation ou une
déclaration, selon le flux massique et la composition de la boue.
Les boues de potabilisation peuvent donc être épandues à conditions qu’elles respectent les critères de l’arrêté
de janvier 1998.
Le Tableau 2-2-20 résulte du traitement statistique de données fournies par C. Chague (Afnor) et collectées dans
le cadre d’un groupe de travail en charge de la rédaction du fascicule de documentation sur les boues d'eau
potable et le Tableau 2-2-21 reprend des données françaises issues de différentes usines de traitement.
Les données reportées dans les deux tableaux démontrent que les boues issues des usines de potabilisation des
eaux sont susceptibles d’être épandues car les concentrations en ETM réglementés sont largement inférieures
aux seuils réglementaires. La comparaison avec les données d’autres pays (Tableau 2-2-19), montre que ces
conclusions sont relativement reproductibles.
6
France - Décret n°2001-1220 du 20 décembre 2001 relatif aux eaux destinées à la consommation humaine.
Chapitre 2
206
Tableau 2-2-19. Concentrations en ETM dans des boues issues de la potabilisation des eaux en France et à l’international.
Précisions sur le type de
boues
Pays
Composition des boues de
l’usine de Drezet (Morbihan)
pour l’année 2000, en aval
du bassin de la Vilaine.
Addition de chaux et de sels
d’aluminium (sulfate)
France
Station a
Contenus en éléments traces métalliques en (mg/kgMS)
Zn
Cu
22
Ni
<20
USA
19
1
0.7
Afrique
du Sud
1.48
1.76
0.56
0.66
0.20
1.16
0.42
3.01
2.04
8.64
10.27
10.89
5.78
1.39
7.16
0.41
0.29
1.34
0.61
3.39
<ld
<ld
0.42
0.45
0.5
<ld
0.3
1.07
2.67
1.43
0.79
1.64
1.18
1.45
1.86
<ld
<ld
0.63
0.70
1.06
1.82
2.59
Station b
Station c
Station d
Station e
Station f
Cd
<3
Pb
<79
Cr
40
Auteurs
Co
Hg
1
Bourrié et
al., 2002
5
Codling et
al. 2000
Titshall et
Hughes,
2005
Tableau 2-2-40. Composition de boues de potabilisation (échantillons provenant de 10 usines).
Donnés aimablement fournies par C. Chague (Afnor). Ecart-type en italiques.
Chaulage
Coag.
Destination
Nombre
MO
As
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
Ni
Non
FeCl3
Compostage
8
Non
FeCl3
Epandage
109
32.7
%MS
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
30
17.5
0.31
19.2
34.5
40.8
0.5
21.6
30.6
130
117
0.15
10.7
21
9.8
0.3
5.4
10.3
30.5
0.74
22.6
21.1
50.2
0.23
33
18
10
189
281
0.73
13.7
17.1
111
0.74
14.8
12.9
550
20.4
134
0.25
12.7
13.4
18.6
0.03
19.8
10.6
50.7
4.1
90
0.12
2.65
8.34
5.7
0.02
7.2
2.6
17
23.4
105
0.41
10.3
23.5
9.8
0.06
19.1
14.6
90
5.98
67
0.1
2.5
9.8
6.7
0.02
4.7
2.4
24
40
20.5
0.36
12.6
11.3
23.7
0.1
22.4
11.8
67.8
10.4
20.4
0.4
6
7.3
11
0.07
10.8
11.8
34
13.8
14
0.5
ND
30.8
25.7
0.1
16.8
21.6
119
5.9
4.4
0
ND
2.6
4.5
0.03
1.25
2.9
18
<10
<200
<800
<3000
6.4
Oui
Non
FeCl3
Sel Al
Compostage
Compostage
8
14
Non
Sel Al
Epandage
55
Oui
Sel Al
Epandage
29
Arrêté du 8 janvier 1998.
<10
<1000 <1000
Pb
Zn
mg/kg mg/kg
Tableau 2-2-51. Concentrations en ETM dans des boues chargées en CAP prélevées sur différents sites et comparaison
avec la réglementation concernant l'épandage agricole 7.
Usine
α
β
γ
δ
ξ
τ
η
θ
κ
Arrêté du 8 janvier 1998.
7
Cd
1,1
0,2
0,2
0,5
0,1
0,2
0,3
0,3
2,2
<10
Cr
24,3
30,0
18,4
70,1
30,2
23,0
85,3
21,1
<1000
Concentration en ETM en mg/kgMS
Cu
Hg
Ni
99,2
1,4
53,8
26,8
0,1
12,8
51,7
0,3
14,0
116,0
0,5
113,0
51,3
0,3
22,4
16,9
0,1
29,9
27,9
0,1
47,7
35,3
0,1
17,1
65,9
0,2
15,3
<1000
<10
<200
Pb
5,3
14,6
20,1
24,5
23,8
14,2
30,2
10,1
12,2
<800
Zn
115,0
86,5
129,0
187,0
118,0
92,8
132,0
53,0
119,0
<3000
Gestion des boues d’eau potable chargées en CAP. TECHNOLOGIES DE L’EAU - Alimentation en Eau Potable - 00AEP00.Juin 2007
Chapitre 2
207
2.2.2. ETM dans les Mafor « agricoles »
Les déchets de l’agriculture et de l’élevage peuvent être épandus directement ou après traitement (compostage,
digestion anaérobie, production de biochar).
2.2.2.1. Epandage direct
L’alimentation des bovins, porcins et volailles est couramment complémentée en cuivre et en zinc qui sont des
facteurs de croissance et préviennent l’apparition de certaines maladies. Ces éléments n’étant pas facilement
assimilables par les animaux, ils sont donnés en quantité importante. Par conséquent, ces deux éléments se
retrouvent dans les effluents d’élevage également dans des quantités importantes. Les effluents de ferme
contiennent également d’autres ETM mais en quantités plus faibles (Rapport SOGREAH, 2007).
D’autre part, selon la revue de Bolan et al. (2004), les ETM tels que As Cu Zn viennent de l’alimentation des
animaux mais aussi et dans une moindre mesure de l’ingestion de sols contaminés Contrairement aux boues
pour lesquelles la réglementation impose un contrôle du contenu en ETM, dans le cas des fumiers seule la
charge azoté et phosphorée est prise en compte. Le danger réside donc dans l’accumulation des métaux dans
les sols (Bolan et al., 2004). Selon cette même étude, la concentration en ETM dans les fumiers peut varier en
fonction du type de bétail (bovins, porcs, volailles, et pour une catégorie donnée en fonction de l’âge de l’animal,
de sa ration, du type d’élevage…). Les variations de composition chimique des fumiers sont aussi des sources
d’incertitude quant à la prédiction du devenir et de la disponibilité des ETM dans le fumier. En tout premier lieu le
contenu en ETM dans le fumier dépend de la quantité de nourriture ingérée par l’animal.
- Situation française :
Le rapport SOGREAH permet d’accéder aux valeurs des teneurs en ETM de différents types d’effluents
d’élevage en France. Ce rapport souligne que des informations existent de façon satisfaisante pour les bovins,
porcins, ovins, caprins et équins mais que pour les volailles, la littérature est plus rare. Les valeurs des
concentrations moyennes en ETM dans les déjections animales en France sont reportées dans le Tableau 2-222. L’analyse de ce tableau montre que les concentrations en ETM sont souvent supérieures (notamment dans le
lisier porcin pour le Cu et le Zn) aux critères de la norme NFU 44-051. Par contre les, critères de l’arrêté du 8
Janvier 1998 sont respectés.
Parmi les métaux trouvés dans le lisier de porc il y a une grande quantité de cuivre (360-1820 mg/kgMS). En
effet, l’ajout de Cu (sous la forme de CuO et/ou de Cu SO4) est autorisé dans l’alimentation des animaux même
à forte concentration (20-220 mg/kgMS) car le Cu est un promoteur de la croissance des animaux. Cependant les
porcs assimilent très peu de Cu, si bien que 80-90% du Cu est excrété et se retrouve dans le lisier (Jondreville et
al., 2002).
- Biodisponibilité et spéciation des ETM dans la Mafor:
Spéciation chimique
Le lisier de porc est une matrice complexe et il existe peu d’études concernant la spéciation des ETM dans cette
Mafor. La plupart du temps, les auteurs utilisent des protocoles de spéciation conventionnels (type BCR) et les
résultats sont souvent contradictoires (Legros et al., 2010a et 2010b). Ces disparités dans les résultats de la
bibliographie peuvent être attribuées selon ces mêmes auteurs à des biais liés à la méthode détermination de la
spéciation. Les principales formes des métaux dans les fumiers sont : la forme soluble, échangeable, adsorbée,
lié à la MO, liée aux oxydes et précipité (Bolan et al., 2004). La distribution des métaux parmi ces différentes
formes varie ensuite en fonction du métal et des propriétés du lisier (Bolan et al., 2004). Or selon la spéciation, la
disponibilité, et donc le devenir dans le sol sont totalement différents. Cependant, la plupart des études indiquent
que la majorité de Cd Cu et Zn dans les fumiers est présent sous la forme complexée à la matière organique
(Bolan et al. 2004).
Les résultats des études de spéciation réalisées sur le lisier brut sont reportés dans le Tableau 2-2-24. Les
résultats du tableau semblent converger vers un consensus selon lequel Cu est principalement lié à la matière
organique et que Zn est principalement lié aux oxydes de Mn et Fe.
Chapitre 2
208
Tableau 2-2-22. Valeurs moyennes des concentrations en ETM dans les déjections animales en France.
Type de déchet
Pays
Bovins lisiers
France
Porcins fumiers
Porcins lisiers
Ovins
Caprins
Fumier Cheval
Lisier de cochon
France
Cd
0.3
(n=74)
0.3
(n=1)
0.5
(n=4)
0.3
(n=19)
0.3
(n=9)
0.2
Cr
Cu
8
42.8
(n=103) (n=103)
3.7
75
(n=1)
13.4
368
(n=4)
6.3
41.4
(n=210) (n=21)
7.6
34.1
(n=132) (n=13)
5.3
16
590±12
Lisier de cochon
d’engraissage
France
1820
Lisier de cochon
brut
Compost
France
353± 18
Boues
Hg
0.13
(n=7)
0
(n=1)
0
(n=4)
0.2
(n=2)
0.3
Ni
7.8
(n=103)
2.5
(n=1)
14
(n=4.0)
6.8
(n=21)
7.7
(n=13)
10
Pb
4.8
(n=96)
5.2
(n=1)
47
(n=30)
3.6
(n=20)
3.4
(n=12)
58
Zn
219.5
(n=103)
396
379
187.1
(n=21)
203
(n=13)
82
1507
±18
5080
3
120
300
2
60
180
1053
±34
600
10
1000
1000
10
200
800
3000
As
1.8
(n=95)
0.7
(n=1)
1.2
(n=3)
1
(n=19)
2.7
(n=10)
1.0
Se
0.8
(n=58)
0
(n=1)
1
(n=3)
0.4
(n=8)
0.5
(n=8)
1
Méthode de
dosage ETM
Non indiqué SOGREAH
2007
ICP-OES
ICP-OES
ICP-OES
18
12
Auteurs
Marcato et
al., 2008
Legros et
al., 2010a
et b
Marcato et
al., 2009
NFU 44-5051
Arrêté du 8
janvier
1998
Les études menées par Legros et al., 2010a ;2010b), ont permis de démontrer (grâce à l’utilisation de la µXRF)
la co-localisation de Cu et S. La technique XANES a montré que la spéciation de Cu dans le lisier brut et dans
les différentes fractions pouvait être principalement décrite par du Cu2S et que son degré d’oxydation était Cu(I).
La modélisation géochimique (construction du diagramme de Pourbaix) a montré que la chalcocite (Cu2S) était
l’espèce majoritaire du cuivre présente. Cette spéciation du cuivre dans le lisier est la principale explication à
l’accumulation de cuivre dans les sols (forme moins disponible pour les plantes). Les mêmes techniques
appliquées au Zn montrent que 49% du Zn est lié à la matière organique, 37% est sous forme d’hydroxydes de
Zn amorphes [Zn(OH)2] et 14% sous forme de sphalérite (ZnS).
Chapitre 2
209
Tableau 2-2-63. Teneurs en ETM dans les déjections animales (hors France).
Type de déchet
Pays
Fumier de bétail
Tunisie
Lisier de cochon
Chine
Fumier de cochon (n= 9)
Lisier de cochon (n=163)
Hong Kong
Allemagne
Lisier de porc
Chine
Fumier
Lisier de cochon
Lisier de cochon composté
Lisier de cochon
Tunisie
Chine
0.7±0.2
Chine
1.01 ±
0.42
0.26
±0.11
0.54
±0.31
0.26 ±
0.12
Lisier de cochon
Lisier de cochon
Lisier de cochon
Lisier brut frais (porcelets et truies
allaitantes
Lisier de porc (lagune de stockage)
Fumier d’élevage de poulet (n=12)
moyenne géométrique
Fumier d’élevage de dinde (n=7)
moyenne géométrique
Lisier de porc élevage (n=25)
Lisier de porc nursery (n=4)
Lisier de porc (truies) (n=6)
Fumier vaches laitières (n=30)
Fumier vaches à viande (n=20)
Lisier de porc (n= 114) valeur
moyenne
Fumier de bovins (n=18)
Fumier de poulet (n=71)
Fumier de mouton (n=12)
Boues de STEP
Chapitre 2
Danemark
Italie
USA
Chine
France
France
Cd
2.13 ± 0.5
Cr
10.39 ±
0.71
0.08–5.30
1.1–32.0
24±3
Cu
26.30 ±
4.5
1408 ± 9
Hg
478.8
22.4–
<2.0–26.7
3387.6
784.61 ±
22.24
26±3
623
555
699.55 ±
24.61
817.45
±28.47
827.14
±9.94
810.27
±6.55
17.7
Ni
22 ± 4.7
3.1–97.3
22±4
Pb
10.23 ±
1.2
<2.0–26.7
10±1
62.83
±6.31
69.28
±12.36
72.07
±3.52
75.58
±10.65
Méthode de
dosage ETM
Auteurs
AAS
3434 ± 12
ICP-AES
Zhou et al., 2012
638.11
93.0–
8239.0
AAS
AAS
Tiquia, 2003
Holzel et al., 2012
120±18
1631
888
590.21 ±
9.84
644.38
±41.07
712.28
±11.54
560.34
±10.69
66.9
ICP OES
AAF
Ben Achiba et al., 2010
Chen et al., 2010
AAS
Li et al., 2010
ICP-OES
Popovic et Jensen,
2012
Saviozzi et al., 1997
Sheppard et Sanipelli,
2012
Zn
120 ±11.3
As
Se
Bao et al., 2011
0.190
3.2
543
206
5.92
0.579
1351
549
0.462
2.21
0.244
4.53
211
4.93
0.754
532
0.765
1.73
0.324
0.620
0.384
0.173
0.0922
4.64
11.4
6.93
3.21
2.50
201
859
169
75.7
16.2
699.6
5.73
17
8.51
4.59
2.08
1.18
2.26
1.48
1.09
0.537
350
81.5
0.85
1.45
1.30
0.343
0.237
2.60
3.76
2.80
1.16
0.536
60
200
180
800
600
3000
18
12
3
10
120
1000
31.8
81.9
66.9
300
1000
2
10
210
ICP-MS
AAS
Xiong et al., 2010
NFU 44-051
Tableau 2-2-74. Spéciation des ETM dans le lisier brut.
Type de
déjection
Pays
Type
d’extraction
Résultat extraction séquentielle
Cd
Lisier frais
Chine
Lisier de
porc brut
France
Lisier de
porc
Chine
Chapitre 2
protocole
type BCR
protocole
AFNOR
protocole
type BCR
Fraction
échangeable :
20%
Cr
Cu
fraction liée à la
matière organique.
Cu et Zn dans la
fraction disponible
sont négligeables
75% du Cu est
associé à la matière
organique
Fraction
échangeable :2%
Cu est fortement lié
à la matière
organique
Hg
Ni
Référence
Pb
Fraction
échangeable :
15%
Zn
As
Se
fraction d’oxydes de Fe–Mn
Zhou et al., 2012
Cu et Zn dans la fraction
disponible sont négligeables
la majorité du Zn est lié dans
la fraction liée aux carbonates.
Marcato et al., 2009
Fraction échangeable :2% un
fort pourcentage de Zn se
trouve dans la fraction liée aux
carbonates (39.63–55.21%) et
dans les fractions liées aux
oxydes de Fe-Mn (26.41–
41.67%)
Li et al., 2010
211
Répartition selon la taille.
Différents auteurs se sont penchés sur la répartition des ETM dans les différentes fractions de taille du lisier brut.
Les résultats sont reportés dans le Tableau 2-2-25.
Il existe un consensus dans la littérature selon lequel, la majorité du Cu et du Zn se trouve dans la fraction dont la
taille est inférieure à 10 µm. L’étude de Popovic et Jensen (2012) permet de préciser que les concentrations
totales ne sont affectées ni par la température ni par la durée du stockage. Par contre dans le lisier brut la
répartition selon la taille des ETM est affectée : après 16 semaines de stockage à 5°C et 25°C, la proportion de
Cu et de Zn augmente dans la fraction associée aux particules de petite taille (25µm).
Tableau 2-2-85. Répartition selon la taille de Cu et de Zn dans les différentes fractions du lisier.
Fraction
Inf 0.45 µm
0.45-20 µm
20-50 µm
50-200 µm
200-355 µm
355-630 µm
630-1000 µm
Sup 1000 µm
Somme des fractions
Lisier brut de départ
% de recouvrement
1–10 µm
0.45–1
0.2–0.45
0.02–0.2
< 25 µm
25-250 µm
>250 µm
[Cu] mg/gMS
10
1540
60
80
70
80
60
70
1970
1820
108
1560 ± 34
1126 ± 148
1038 ± 135
3061 ± 171
[Cu] %
0.3
78
3.3
4.1
3.4
4.3
3.1
3.4
66.2 ± 2.2
8.0 ± 1.5
3.2 ± 0.6
22.7 ± 3.0
57
32
11
[Zn] mg/gMS
10
3720
250
300
190
200
130
160
4960
5080
98
[Zn] %
0.2%
75%
5.1%
6%
3.8%
4%
2.7%
3.2%
Auteurs
Legros et al.,
2010a ; 2010b
Bao et al., 2011
57
33
10
Popovic et Jensen,
2012
2.2.2.2. Digestats d’origine agricole
Par comparaison aux déchets industriels et aux ordures ménagères, la littérature concernant le contenu en ETM
des Mafor issues de la digestion anaérobie de déchets agricoles est plus documentée même si de nombreuses
informations manquent notamment en regard de la spéciation des ETM dans les résidus solides.
Dans les lisiers digérés, les polluants métalliques sont souvent associés à la matière fine et se retrouvent donc,
par rapport à la matière sèche, en plus grande concentration dans le digestat liquide.
C’est la raison pour laquelle les digestats liquides ont souvent des valeurs en ETM plus importantes (en mg/kg
MS) que les digestats solides (ADEME, 2011). Toutefois, par rapport aux flux des matières, la plus grande masse
des ETM se trouve dans le digestat solide, celui-ci contenant la majorité de la matière sèche produite (Tableau 22-26).
Tableau 2-2-96. Répartition des ETM après
décantation de lisier de porc méthanisé (Masse et al.,
2007)..
Chapitre 2
212
Le Tableau 2-2-27 rapporte les concentrations en ETM dans des digestats issus de la digestion anaérobie de
déchets d’origine agricole et ce par comparaison à la NFU-44051. D’autre part, un rapport ADEME (2011) nous
permet d’avoir accès au contenu en ETM suite à une enquête de terrain sur des digestats issus de déchets
d’origine agricole et de matières végétales (Tableau 2-2-28). Cette enquête a été réalisée auprès d’installations à
la ferme (9) et de quatre installations centralisées. Le nombre d’analyses récoltées est variable selon les
éléments traces métalliques.
Les mesures reportées dans les Tableau 2-2-27 et 28 montrent que (à l’exception des lisiers porcins pouvant être
riche en Cu et Zn) les ETM provenant de digestats produits à partir de déchets agricoles sont pratiquement
toujours nettement en dessous des valeurs limites des normes de mise sur le marché des amendements
organiques, et ce même si le processus de méthanisation est susceptible de les concentrer. Le taux de
concentration varie suivant les substrats : d’un facteur x4 pour le silo de maïs, de x10 pour les graines de seigle,
de x1,3 pour le lisier de porc (ADEME, 2011).
Enfin, il existe peu d’études concernant la teneur en ETM dans les digestats liquides. Récemment, Demirel et al.
(2013) ont mesuré le contenu en ETM dans les digestats issus de la co-digestion anaérobie de fumier de volaille
et de coques de tournesol. Les sources potentielles d’ETM dans le digestat sont principalement liées au fumier
de volaille. L’étude montre que les faibles concentrations (notamment par comparaison à d’autres types de
digestats) étaient en accord avec un potentiel épandage en agriculture (Tableau 2-2-27). Ces valeurs sont
inférieures à celles rapportées dans la littérature pour des digestats de résidus de culture (Lehtomaki et
Bjornsson, 2006) et des digestats de déchets domestiques (Govasmark et al., 2011).
- Spéciation des ETM dans la Mafor :
Malgré l’intérêt socio-économique que représente la digestion anaérobie de déchets agricoles il existe en réalité
peu d’études permettant d’avoir accès au contenu et à la spéciation des ETM dans les Mafor ainsi produites.
La modification de la distribution de la taille des particules suite à la digestion est un facteur important qui
détermine la distribution des métaux dans le digestat.
Selon Marcato et al. (2008), dans le digestat de lisier de porc la majorité de Cu et Zn (86%) est piégé dans les
particules dont la taille est comprise 3 et 25 µm. Au-delà de ce seuil, plus les particules sont grosses, et plus la
surface spécifique est faible et moins elles concentrent les métaux, démontrant que la matière organique en
suspension avec une forte surface spécifique présente moins de sites de fixation. Moins de 2% de Cu et Zn
totaux sont liés aux grosses particules, ce qui signifie qu’un seuil de coupure à 250 µm n’est pas suffisant pour
éliminer les ETM du lisier digéré.
Le travail de Marcato et al. (2009) permet d’avoir accès à une étude comparative (lisier de porc brut et digéré) du
contenu en Cu et Zn et de la spéciation chimique et biochimique de ces métaux. Les résultats de l’étude montrent
une plus faible mobilité du métal dans les lisiers digérés par comparaison aux lisiers non digérés.
Le fractionnement biochimique de la matrice couplé au dosage des métaux montre que dans le lisier d’origine, la
majeure partie de Cu et Zn se trouve associée avec des sucres, des protéines, des lipides ou des substances
minérales solubles. Dans les boues digérées, les quantités mesurées dans cette fraction représentent 100% du
total. L’extraction séquentielle de type chimique montre que les formes échangeables représentent les plus faibles
fractions et les formes non échangeables représentent moins de 2% du métal total dans le lisier brut et digéré.
Cependant les deux métaux ont un comportement différent dans les lisiers bruts et digérés :
-
-
Chapitre 2
La grande majorité du Cu est lié à la matière organique : 75% dans le lisier brut et 50% dans le lisier
digéré. Dans le lisier digéré Cu est plus abondant dans les deux fractions les plus stables (lié aux
carbonates et résiduelle).
Le Zn lui se situe principalement dans la fraction associée aux carbonates. Dans les boues digérées la
fraction de Zn liée à la matière organique diminue d’un facteur 3. Le Zn est plus sensible aux variations
de pH. La quantité de métal dissous n’est significativement pas différente entre le lisier brut et digéré. La
présence de Zn dans la fraction contenant des carbonates peut expliquer l’augmentation de Zn dissout
lorsque le pH diminue à cause de la dissolution des carbonates. Dans les boues digérées, les fractions
résiduelles augmentent.
Globalement le processus de digestion conduit à des formes plus stables des deux métaux considérés.
213
Tableau 2-2-27. Concentrations en ETM dans les digestats obtenus à partir de la digestion anaérobie de déchets agricoles.
Type de Mafor
Pays
Digestat liquide de digestion de fumier de volaille +
coques de tournesol Digestion anaérobie mésophile
Digestat liquide de digestion de déchets domestiques
(nourriture + déchets verts)
Digestat liquide de digestion anaérobie de saule, de
betterave et ensilage herbe
Résidus de digestion de lisier de porc Digesteur
anaérobie continu
Résidus de digestion de lisier de porc SBR
Lisier de cochon digéré (total)
Digestat solide
Digestat liquide
Fraction solide du lisier de porc
Fraction solide du lisier de porc digéré
Turquie
Cd
Cr
0.05–0.06 0.1–1.66
0.27
23.6
53
0.56–4.66
9.64–
54.76
17.53–96.54
Ferme industrielle
Etats unis
France
France
France
France
Cu
0.12–0.55
3
120
1206, 6 ± 295
1178 ,6 ± 292
1016 ± (25)
170 ± (16
1001 ± (13)
353±18
558±26
300
Hg
0.16–
1.34
0.07
Ni
0.512.01
11
Pb
0.02–0.24
Zn
0.81–43
9.8
217
0.02–
0.08
0.47–
40.35
1.35–6.62 107.23–194.12
2
60
As
Se
Méthode de
dosage ETM
Auteurs
AAS
ICP MS
Demirel et al., 2013
ICP
3448, 6 ± 735
180
2191, 6 ± 555
2628 ± (158)
519 ± (82)
2563 ± (83)
1053±34
1872±80
600
Govasmark et al.,
2011
Lehtomaki et al.,
2006
Foulkes et al., 2006
ICP-OES
ICP-OES
ICP-OES
ICP-OES
18
12
NFU 44-051
Tableau 2-2-28. Teneurs moyennes en ETM (mg/kgMS) dans les digestats d’origine agricole et des matières végétales et impact de l’origine des intrants sur ces teneurs (ADEME, 2011).
Teneurs moyennes
Elément Digestat Fraction Fraction
brut
liquide
solide
Cu
224
73
123
Zn
445
228
148
Cd
0,7
0,48
0,37
Pb
9,6
29,7
13,6
Hg
0,13
0,24
0,30
Ni
14
22
12
Cr
34
17,7
17,1
Chapitre 2
Teneurs en fonction des intrants
Teneurs moyennes : 35 mg/kg MS à 200 mg/kg MS
Teneurs les plus élevées : digestats issus de déchets de l’industrie agro-alimentaire et du lisier-fumier de porc.
Teneurs les plus faibles : digestats issus de la méthanisation du lisier-fumier bovin, de sous-produits animaux et des biodéchets-déchets verts.
Teneurs moyennes : 137 mg/kg MS à 513 mg/kg MS
Teneurs les plus élevées : pour des digestats issus de la méthanisation du lisier de porc.
Teneurs les plus faibles : digestats issus de la méthanisation de biodéchets, déchets verts et de sous-produits animaux.
Teneurs varient en moyenne de 0,26 mg/kg MS à 1 mg/kg MS
Teneurs les plus élevées : digestats issus de la méthanisation du lisier-fumier bovin. Cependant, pour ce groupe, toutes les données sont
égales à 1 mg/kg MS ce qui laisse supposer un effet de la méthode analytique (limite de détection ou de quantification).
Teneurs les plus faibles : digestats issus de la méthanisation de biodéchets, déchets verts et de sous-produits animaux.
Teneurs moyennes : varient de 5 mg/kg MS à 28 mg/kg MS
Teneurs les plus élevées : digestats issus de la méthanisation des biodéchets et des déchets verts. Il est vraisemblable que cet effet soit
principalement dû aux déchets verts qui contiennent des végétaux de voirie éventuellement chargés en plomb.
Teneurs les plus faibles : digestats issus de la méthanisation des déjections animales et des sous-produits animaux.
Teneurs moyennes : de 0,02 mg/kg MS à 1 mg/kg MS
Teneurs les plus élevées : digestats issus de la méthanisation du lisier-fumier bovin. Là encore, plusieurs valeurs des teneurs en mercure de ce
groupe sont égales à 1, ce qui laisse aussi suggérer un effet de la méthode analytique.
Teneurs moyennes : varient de 7 mg/kg MS à 20,5 mg/kg MS
Teneurs les plus élevées : digestats issus des déchets de l’industrie agro-alimentaire et des biodéchets-déchets verts.
Teneurs moyennes varient de 7 mg/kg MS à 36 mg/kg MS
Teneurs les plus élevées : digestats issus de la méthanisation de déchets d’industrie agro-alimentaire.
Teneurs les plus faibles : digestats issus de la méthanisation des déjections animales et des sous-produits-animaux.
214
Valeur limite
NFU-44051
mg/kg MS
300
Dépassements de la NFU44051
3
11% des cas
Ne semble pas dépendre de la
fraction des digestats
6% des cas
Aucun dépassement dans la
fraction liquide des digestats
Aucun dépassement du seuil
180
2
60
Un seul dépassement du seuil
120
Un seul dépassement du seuil
600
2.2.2.3. Déchets agricoles compostés
En France, le rapport SOGREAH (2007) permet d’avoir accès aux teneurs moyennes en ETM dans des
composts de déjections animales (Tableau 2-2-29).
Tableau 2-2-29. Valeurs moyennes des concentrations en ETM (en mg/kgMS)dans les composts de déjections animales
(données 1997), rapport SOGREAH, 2007.
NFU 44-051
As moy
5,49
n=15
18
Cd moy
1
n=18
3
Cr moy
53,52
n=17
120
Cu moy
249,5
n=22
300
Hg moy
0,2
n=10
2
Ni moy
34,74
n=16
60
Pb moy
45,17
n=23
180
Zn moy
626
n=22
600
Les concentrations en ETM totaux mesurées ponctuellement dans les composts issus de déchets agricoles sont
reportées dans le Tableau 2-2-30. Le contenu en Cu et Zn est très élevé dans les composts issus de déjections
animales en élevage intensif du fait de leur présence dans l’alimentation des animaux. On observe dans ce
contexte de nombreux dépassements de la NFU-44051 dans des composts produits à l’étranger à partir de lisiers
de cochons notamment. Le compostage de déchets issus de la production d’huile d’olive en mélange avec du
fumier de mouton (Compost A) ou en mélange avec du fumier de mouton et des rafles de raisin (Compost B)
permet de contourner en partie ce problème (à l’exception du Ni dans cette étude) (Cayuela et al., 2010).
Certains auteurs comme Chen et al. (2010) proposent de rajouter du charbon de bambou et du vinaigre de
bambou dans le compost de lisier de porc pour réduire la mobilité des éléments comme le Cu et le Zn (fraction
extractible mesurée avec la méthode DTPA), la réduction de la mobilité pouvant être attribué à l’adsorption des
métaux sur le charbon.
- Comparaison des modes des procédés de traitement des déjections animales :
La Figure 2-2-11 permet de comparer le contenu en ETM dans les déjections animales en fonction du mode de
traitement. Le compostage permet de réduire le contenu en cuivre par rapport à la Mafor brute par contre il
génère une augmentation du contenu en Cr et aussi dans une moindre mesure de celui du Cd et du Ni.
Chapitre 2
215
Tableau 2-2-100. Contenu en ETM totaux dans les composts issus de déchets agricoles.
Pays
Fumier
Japon
Compost A = déchet olive + fumier mouton (50/50)
Compost B = déchet olive + fumier mouton + rafles raisin
Lisier de cochon
Espagne
Fumier + boues + Mélange Bagasse de canne à sucre
25:0:75
12.5:12.5:75
0:25:75
0:50:50
0:100:0
Fumier de vaches laitières (50%), de bovins (30%) lisier de porcs (20%)
mélangés + sciure (10%) compost de 63 j
Fumier de poulet (60J)
Brésil
Chine
Corée du Sud
Cd
na
Cr
na
Cu
na
<0.5
<0.5
58
75
31
36
555
1
Ni
na
Pb
na
Zn
300
133
81
<5
<5
72
86
888
17.98
4.90
0
1.54
83.32
12.17
12.45
1.70
177.0
16.70
29.88
2.44
258.31
25.97
55.23
2.95
308.98
30.82
72.33
1.09
12.9
465.7
10.9
38.2
656.7
23
387 ±
11.6
144
33
1 319
± 65.9
689
Chine
Fumier (Vermicompost)
Espagne
2.0
Déjections de bovin
Déjections de cochons
Déjections de volaille
Fertilisant chimique (à titre de comparaison)
Lisier de porc ferme industrielle
Japon
0.42
0.53
0.74
1.96
0.3 ±
0.1
0.4 ±
0.1
1.6 ±
0.7
0.10
±0.02
4.8 ±
0.2
0.11 ±
0.02
Fumier de vache laitière, ferme industrielle
France (La
Réunion)
France (La
Réunion)
France
Fumier de cochon, petites exploitations familiales
Madagascar
Fumier de volaille élevage en batterie
Sénégal
Fumier de cheval de chevaux de trait de la famille à Dakar
Sénégal
Fumier de cochon composté (n=9)
Hong-Kong
France
Fumier de volaille, élevage en batterie
Chapitre 2
3
40 ±
10
19 ± 3
80 ±
20
30 ±
10
87 ± 1
Hg
na
27
27.8
297.6
34.5
4.7
180 ±
20
133 ±
5
200 ±
100
10 ± 1
32 ± 2
108 ±
3
13 ± 2
120
584.77
300
24 ± 8
16 ± 3
10 ± 2
0.6 ±
0.2
200 ±
100
44 ± 2
30 ±
10
7±5
2
32.5 ±
0.4
7.7 ±
0.2
6±1
60
180
216
3±2
As
na
Se
na
Méthode de
dosage TM
AAS
AAS
AAS
21.8
Asada et al.,
2010
Cayuela et al.,
2010
Chen et al.,
2010b
Cintra et al.,
2004
ICP
Ko et al., 2008
AAS
Lu et al., 2010
ICP MS
Paradelo et al.,
2011
Sato et al., 2010
145.3
739.1
304.0
58.2
700 ±
100
550 ±
30
500 ±
200
92 ± 6
662 ±
4
125 ±
3
751.11
600
Auteurs
Tella et al, 2013
18
12
AAS
Tiquia, 2003
NFU 44-051
300
2500
0
0
500
500
1000
1500
2000
[Zn] (mg/kg MS)
1500
1000
[Cu] (mg/kg MS)
2000
Figure 2-2-11. Contenu en ETM dans les déjections animales brutes, digérées et compostées.
Digérées
Compostées
Brutes
80
100
Compostées
40
20
20
0
0
Digérées
Compostées
Brutes
Digérées
Compostées
Brutes
Digérées
Compostées
250
200
150
0
0
1
50
2
100
3
4
[Pb] (mg/kg MS)
5
6
300
Brutes
[Cd] (mg/kg MS)
Digérées
60
[Cr] (mg/kg MS)
80
60
40
[Ni] (mg/kg MS)
100
Brutes
Brutes
Digérées
Compostées
2.2.3. ETM dans les Mafor « industrielles »
2.2.3.1. Epandage direct des résidus de l’activité ou du traitement des eaux usées
- Boues de process
Il existe peu de données dans la littérature concernant l’épandage et le contenu en ETM de résidus de production
industrielles ou des boues associées au traitement des eaux usées industrielles. Au niveau français, le rapport
SOGREAH (2007) montre que les cinq principaux secteurs d’activité engendrant des déchets épandables sur
sols agricoles sont :
- l’industrie du papier, générant des boues primaires et mixtes, des boues de désencrage et des cendres,
Chapitre 2
217
- la sidérurgie qui commercialise des amendements homologués fabriqués à partir de scories de
déphosphoration,
- le secteur de la chimie-pharmacie, qui produit des boues primaires et biologiques et des boues de
décarbonatation, issues du retraitement des effluents et de milieux de culture utilisés en chimie pour la production
de molécules organiques,
- le secteur de l’énergie, qui génère des boues de décarbonatation,
- le secteur du textile qui génère des boues dans les activités de l’ennoblissement, du peignage et du lavage de
la laine.
Selon ce même rapport, les rares informations existantes sur les teneurs de ces produits en ETM (industrie
pharmaceutique, industrie textile) suggèrent qu’ils ne sont pas des vecteurs privilégiés d’ETM.
Concernant le secteur de la sidérurgie, comme précisé par l’UNIFA, les scories au sens de la norme engrais NF
U 42 001 (minimum 9% de P2O5 total) ont progressivement disparu avec l'arrêt de la sidérurgie en Lorraine. Il ne
reste sur le marché agricole que des amendements sidérurgiques (amendements calco-magnésiens) et des
amendements sidérurgiques phosphatés (amendements-engrais).
A l’exception des boues de papeteries, les valeurs indiquées dans le Tableau 2-2-31 ci-après ne correspondent
pas à des données fournies par le milieu industriel mais par le rapport SOGREAH se référant lui-même aux
valeurs de la norme.
Tableau 2-2-111. Valeurs moyennes des concentrations en ETM autorisées dans des résidus industriels épandus en
France SOGREAH (2007).
Type de déchet industriel
Boues de papeteries primaires et mixtes (valeurs moyennes
réelles)
Ecumes de sucreries
Valeurs indicatives - Norme NF U 44-001 (Amendements
minéraux basiques - Dénominations et spécifications) AFNOR - 2001
Boues de désencrage papeterie
Tableau B.9 Norme NF U 44 001
Cd
1
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
As
34
61
0.2
12
13
135
nd
Se
nd
0.64
8.70
21.50
0.15
3.00
3.20
52.93
0.30
0.52
0.95
5.00
4.25
0.05
5.50
5.00
16.35
10.00
0.50
Si l’on cherche en dehors du territoire national il est possible de trouver dans la littérature des valeurs de
concentrations en ETM dans des boues issues soit directement du process industriel (Tableau) soit de l’épuration
des eaux usées industrielles (Tableau 2-2-33). Les boues que l’on retrouve le plus souvent dans la littérature
sont les boues de papeteries.
Les valeurs des concentrations en ETM rapportées dans la littérature sont très largement inférieures aux valeurs
imposées par l’arrêté du 8 Janvier 1998 concernant l’épandage des boues d’épuration. Cependant ce résultat
n’exclut pas la présence d’autres composés toxiques (ETM ou polluants organiques).
- Autres résidus industriels épandus :
D’autres résidus issus de procédés industriels ont été testés dans la littérature en tant que matières fertilisantes.
Le tableau 2-2-34 en donne quelques exemples.
La poudre de sang est un fertilisant accepté en agriculture biologique. Un de ses intérêts est sa teneur en fer, qui
permet de pallier une déficience en ce minéral (Yunta et al., 2013). Des teneurs en As dans des plumes de
volaille pouvant atteindre 1 280 µg/kg ont été observées dans de la poudre de plumes aux USA (Nachman et al.,
2012). L’origine de cet arsenic est dans l’utilisation de médicaments organo-arséniés (de type roxarsone),
autorisés aux USA pour combattre la coccidiose, améliorer le taux de conversion de l’alimentation et promouvoir
la croissance.
Chapitre 2
218
Tableau 2-2-122. Valeurs des concentrations en ETM dans des boues industrielles.
Type de boues
Pays
Boues textile brutes
Brésil
Boues textile compostées
Boues de distilleries
Inde
Déchets industrie papetière (pate)=boues papetières
Canada
Effluent de distillerie
Irlande
Boues papetières (résidus de fabrication de la pâte)
Afrique du Sud
Boues papetières primaires
Portugal
Boues papetières secondaires
Boues papetières primaires
Chili
Boues papetières chaulées
USA
Scories industrielles, cendres, boues papetières et
Finlande
déchets de chaux
Seuil réglementaire français épandage des boues
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
5.6
111.67
203.3
104.59
<0.3
73.9
110.8
30.44
2.05 ± 0.53 8.12 ± 0.18 118.96 ±2.54
27.20 ±2.64
0.7 ± 0.1
8 ± 4
0.1–0.5
0.5–5.0
5.0–40.0
0.0001–0.0009
0.5–1.5
61.7
1.4
19
13
10.5
0.34
1.9
2.8
1.5
2.35
26.45
4.19 ± 0.24 16.06 ±2.71 7.83 ±1.12
27.87 ±3.24
0.83
82
12.5
17
10
1000
1000
10
Pb
71.79
33.4
19.76 ±0.65
13.2
1.1
10.94
48.23 ±9.96
8.2
Zn
543.2
397.0
130.26 ±8.43
48 ± 13
20.0–40.0
21 . 2
83
12.9
10.65
7.23 ±1.14
41
800
3000
0.2–3.0
200
As
Méthode de
dosage ETM
Se
Auteurs
Araujo et al., 2006
Chandra et al., 2008
Gagnon et al., 2013
Galbally et al., 2013
Norris et Titshall, 2011
Ribeiro et al., 2010
AAS
ICP
2.80
0.10
AAS
3.8
<4
ICP OES
Rios et al., 2012
He et al., 2009a
Makela et al, 2012
Arrêté du 8 Janvier 1998
Tableau 2-2-133. Valeurs des concentrations en ETM dans des boues issues du traitement des eaux usées industrielles.
Type de boues
Pays
Boues issues du traitement des eaux usées : industrie pétrochimique
Boues issues du traitement des eaux usées : industrie bière
Boues issues du traitement des eaux usées : industrie papetière
Boues issues du traitement biologique d’eaux usées industrielles
(transformation de légumes)
Boues issues du traitement industrie textile et métaux
Chine
Turquie
Cd
6.97
2.99
0.90
0.7
Cr
102.04
108.46
88.90
30
Cu
472.31
120.31
169.73
42
Turquie
1.20
66.80
315.20
10
1000
1000
Seuil réglementaire français épandage des boues
Hg
–
10
Ni
93.42
34.89
15.80
40
Pb
14.10
19.11
26.98
nd
Zn
1629.89
564.24
327.03
62
29.20
10.00
756.00
200
800
3000
As
Se
Méthode de
dosage ETM
Auteurs
ICP-MS
Wang et al., 2005
AAS
Dolgen et al.,
2004
Ekmekyapar et
Kaykioglu, 2007
Arrêté du 8
Janvier 1998
AAS
Tableau 2-2-144. Concentrations en ETM dans des résidus d’activités industrielles utilisés pour l’épandage agricole (hors France).
Auteurs
Type de résidu épandu
Pays
Camilotti et al., 2009
Caramo co Junior et al., 2008
Bustamante et al., 2005, cité
par Mosse et al., 2011
Moore et al., 2010
Moore et al., 2010
Codling et al., 2002
Ciavatta et al., 1997
Garcia et Rosentrater, 2008
Chaala et Roy, 2003
Vinasse de canne à sucre
Vinasse de canne à sucre
Vinasse de raisin (moyennes)
Brésil
Brésil
Résidu de moutarde blanche (Sinapis alba)
Résidu de distillation de grains (maïs)
Résidu (riche en Fe) de l’industrie du TiO2 (pigment)
Poudre de sang
Poudre de viande et d’os
Poudre de viande et d’os
USA
USA
USA
Italie
USA
Canada
Chapitre 2
Concentrations en ETM (mg/kg)
Zn (mg/kg)
Co (mg/kg)
Cu (mg/kg)
0.82 – 4.47
580
0.17 – 2.05
170
Ni (mg/kg)
0.2
Cd (mg/kg)
0.06
Pb (mg/kg)
0.03
Cr (mg/kg)
0.05
790
120
60
1090
212
1900
0.4
1
2
42
10
14.5
22
150
(en µg/L)
23
20
237
117
93.6
99.8
219
52
3
2.9
2.2.3.2. Spéciation des ETM dans les Mafor industrielles :
Les éléments bibliographiques concernant la spéciation des ETM dans les Mafor de type industriel sont rares.
Cependant, dans les travaux de Makela et al. (2012), il est possible de trouver des résultats de spéciation des
ETM via le protocole BCR dans des boues industrielles composées de scories industrielles, de cendres, de
boues papetières et de déchets de chaux (Figure 2-2-12). Les résultats du fractionnement montrent que seuls Ba
and V présentent une certaine réelle disponibilité en conditions naturelles (i.e. lors d’un potentiel épandage).
Figure 2-2-12. Extraction séquentielle des ETM dans une boue industrielle composée de scories industrielles, de cendres,
de boues papetières et de déchets de chaux selon le protocole BCR (Makela et al., 2012).
- Déchets industriels digérés et compostés
Il existe peu de publications (Tableau 2-2-35) concernant la digestion anaérobie de déchets industriels et encore
moins concernant l’application des MaforR résultante au sol.
Babel et al. (2009) montrent qu’il est possible d’épandre des Mafor résultant de la digestion en mélange de boue
de Step et de déchets de l’industrie de brasserie en Thaïlande. Le ratio optimum pour le mélange en regard de la
concentration en ETM après la digestion est 25/75 (boue activée /boue de brasserie). Les boues de brasserie
contiennent initialement plus de Cd et de Pb que les boues urbaines mais les boues urbaines contiennent plus de
chrome et de Ni.
Les concentrations en ETM dans un digestat issu de la digestion anaérobie de résidus de distillerie de rhum sont
plus élevées que les concentrations mesurées dans des digestats issus de la digestion anaérobie de déchets
agricoles (Sweeney et Graetz, 1991).
Il existe peu d’études récentes (sup à 2010) permettant d’avoir accès au contenu en ETM dans des composts
issus de déchets industriels. Cependant les valeurs de la littérature montrent qu’à l’exception du Hg et du Se qui
n’ont pas été mesurés, les déchets industriels compostés sont conformes aux critères de la NFU-44051 française
et seraient donc susceptibles d’être épandus (Tableau 2-2-35).
Chapitre 2
220
Tableau 2-2-155. Concentrations en ETM dans les Mafor industrielles après une digestion anaérobie.
Type de Mafor
Pays
Boues urbaines brutes avant digestion
Boues de brasserie brutes avant digestion
Boues digérées
Mélange boues urbaines et boues issues du
traitement d’effluent de brasseries (25 :75)
Digestion anaérobie mésophile (40 j)
Digestat de digestion anaérobie de résidus de
distillerie de rhum
Boues digérées issues du traitement des eaux
usées d’une usine textile
Thaïlande
Iran
1.5
49.4
74
3.3
Compost de déchets de plantes issues de
l’industrie pharmaceutique
Compost Déchets de papier + Boues de peinture +
1.5% compost mature (inoculum)+ 0.3% nutriments
(0.14 g kg−1 KH2PO4, 0.16 g kg−1
K2HPO4), 6% de résidus de FGD (flue gas
desulfurization) gypse (84J)
Compost Résidus de plante + boues de peinture +
1.5% compost mature+ 0.3% nutriments
(0.14 g kg−1 KH2PO4, 0.16 g kg−1
K2HPO4), 6% de résidus de FGD (flue gas
desulfurization) gypse (84J)
Compost boues de Step + déchets verts + fibre de
papier issue du recyclage (35 :30 :35) 26 semaines
Norme Française épandage du compost
Inde
<LD
11.35–13.35
33.45–40.40
6.8–9.8
6.6–7.0
93.4–104.9
4.2–4.3
Araujo et Monteiro, 2006
Suthar et Singh, 2012
USA
0.27
8.31
31.7
6.92
0.77
109
<1.28
Tian et al., 2012
0.43
13.9
33.9
12.4
5.72
135
<1.28
359±4
75±1
166±35
239±5
60
180
600
Chapitre 2
Cd
2.5
28
22.1
Contenu en éléments traces métalliques (mg/kgMS)
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
385
4,673
0.19
156
139
16
75
0.3
7
336
69
368
0.24
30
285
90
Angleterre
France
3
120
300
2
221
Zn
2,387
691
795
As
Se
Auteurs
Babel et al., 2009
110
Sweeney et Graetz, 1991
388
Sharifi et al., 2010
Tandy et al., 2009
18
12
Norme NFU-44051
2.2.4. ETM dans les biochars
Le biochar est un matériau obtenu à partir de la pyrolyse de déchets (chauffage en absence d’oxygène). Les
matériaux carbonés tels que le biochar ont reçu une attention considérable ces dernières années comme
amendement du sol car ils sont reconnus pour séquestrer les métaux lourds du sol par sorption et ainsi réduire
leur phytodisponibilité (Boateng, 2007 ;Borchard et al., 2012 ;Cao et al., 2009 ;Cui et al., 2012).
Les travaux de Singh et al. (2010) permettent de comparer au sein d’une même étude le contenu en ETM d’une
grande variété de biochars et démontrent que le contenu en ETM est fortement dépendant du déchet d’origine.
Kookana et al. (2011) soulignent qu’il est d’autant plus probable que le biochar contienne des ETM lorsque celuici est produit plus particulièrement à partir de déchets municipaux, de boues d’épuration ou de déchets
industriels.
Les concentrations en ETM dans les biochar sont fonction à la fois de la matière première utilisée mais aussi du
procédé de production (notamment la température). En règle générale, la teneur en ETM dans le biochar
augmente avec la température de pyrolyse du fait de la volatilisation et de la décomposition de la matière
organique (Gaskin et al., 2008 ; Mendez et al., 2012).
Le contenu en espèces métalliques dans le biochar issus de déchets urbains (ie boues de step) ou industriels est
reporté dans les tableaux 2-2-36 et 37.
L’analyse du Tableau 2-2-36 montre que, exception faite des résultats obtenus par Zhao et al. (2013a), le biochar
obtenus à partir de boue d’épuration (ou de boues de papeterie) ne permettent pas d’atteindre l’ensemble des
critères de la NFU 44-051. Par contre, à l’exception des résultats obtenus par Hossain et al. (2010) le biochar
obtenus à partir de boues de Step répondent aux critères de l’Arrêté du 8 Janvier 1998. En revanche, les
biochars obtenus à partir de déchets issus de l’industrie agro-alimentaire respectent eux les critères de la NFU
44-051 (Tableau 2-2-36)
Le contenu en ETM dans le biochar obtenu à partir de déjections animales est reporté dans le Tableau 2-2-37.
Les résultats de la littérature sont extrêmement disparates : la concentration en ETM dans le biochar semble
principalement dépendre du pays d’origine. Les biochars obtenus en Thaïlande et en Chine présentent des
concentrations en ETM inférieures aux critères de la NFU 44-051. Par contre le biochar obtenu à partir de
déjections similaires (ie fumiers de volailles) dans d’autres pays présentent des concentrations en ETM bien
supérieures à celles imposées par la NFU 44-051.
Tableau 2-2-38. A l’exception de biochar obtenu à partir du bois d’eucalyptus (Singh et al., 2010), l’ensemble des
biochars présente des concentrations en ETM en accord avec les critères de la NFU-44051. Il est important de
préciser aussi que les plantes utilisées dans ces études n’ont pas été utilisées pour faire de la phytoextraction.
2.2.4.1. Spéciation des ETM dans le biochar :
Il existe peu d’études permettant de connaître la spéciation des ETM contenus dans le biochar. Cependant, les
premiers travaux de spéciation menés semblent montrer que le procédé d’obtention du biochar permet de
stabiliser les ETM dans la Mafor par comparaison au déchet d’origine (Mendez et al., 2012). Les mesures
effectuées par exemple sur un biochar obtenu à partir de boues de Step (Mendez et al., 2012) démontrent que
les formes mobiles de certains ETM (Cu, Ni, Zn, Cd) diminuent après le processus de pyrolyse, ce qui signifie
que le risque de lixiviation des métaux diminue dans les biochars par comparaison à la boue d’origine.
La fraction de métal « extractible à l’eau » d’ ETM tels que Pb, Cd, Co, et Cr est bien en dessous des limites de
détection et les concentrations des formes dissoutes de Cu, Zn, Al, Fe et Mn sont toutes inférieures à 2.0
mg.kg−1, ce qui démontre que l’apport potentiel de métaux dans le sol par lixiviation est très faible et ce quel que
soit le type de déchet à l’origine de la fabrication du biochar (Zhao, 2013a). Dans cette étude une seule
température de pyrolyse a été testée. Cependant, Kloss et al. (2012) démontrent que la fraction « facilement
disponible » ou « fraction extractible à l’eau » dans le biochar peut dépendre de la composition du déchet
d’origine et des conditions techniques de pyrolyse : dans le cas du biochar produit à partir de paille, la « fraction
extractible à l’eau » pour B, Cu, Cr et Mo augmente avec la température. A l’inverse, dans le biochar obtenu à
partir de bois la concentration en Cu diminue lorsque la température augmente.
Chapitre 2
222
Tableau 2-2-166. Teneurs en ETM dans le biochar d’origine urbaine.
Type de déchets utilisé pour la
production de Biochar
Pays
Mode d’obtention du biochar
Boues de step
Boues de step
Boues de papeterie
Boues d’épuration
Carapaces de crevettes
Os
Coquilles d’œuf
Déchets de papiers
Boues
Australie
Espagne
Australie
Chine
Pyrolyse 550°C
Pyrolyse 500°C
Pyrolyse 550°C+ activation à la vapeur
Pyrolyse 500°C
France
France
Cd
4.7
1.79
Cr
230
2.39
0.382
0.11
<ld
2.39
3
10
73.1
8.36
20.1
5.17
73.1
120
1000
Cu
2100
222
154 ± 8
Hg
300
1000
2
10
Ni
Pb
Zn
As
740
160
3300
8.8
35
196
1250
9±0
845 ± 73
73.4 90.3
<ld 0.027
<ld
<ld
<ld
<ld
73.4 90.3
60
180
600
200
800
3000
Se
7
Méthode de
dosage ETM
Auteurs
ICP
AA
Hossain et al., 2010
Mendez et al., 2012
Singh et al., 2010
Zhao et al. 2013
ICP-AES
NFU 44-051
Tableau 2-2-37. Teneurs en ETM dans le biochar d’origine agricole déjections animales.
Pays
Fumier de poulet
USA
Fumier de volaille
Australie
Pyrolyse 350°C + Activation à la vapeur
Pyrolyse 350°C – Activation à la vapeur
Pyrolyse 700°C + Activation à la vapeur
Pyrolyse 700°C – Activation à la vapeur
400°C, - activation à la vapeur
550°C, + activation à la vapeur
400°C, - activation à la vapeur
550°C, + activation à la vapeur
Pyrolyse 500°C
Pyrolyse 500°C
Bouse de vache
fumier de caille
Fumier de vache
Fumier de cochon
Fumier de poulet
Chapitre 2
Thaïlande
Chine
France
Cd
14.8
3
Cr
18.9
19.6
21.1
120
Cu
Hg
854 ± 15
451 ± 11
852 ± 3
692 ± 14
59 ± 2
84 ± 28
51 ± 1
52 ± 15
143
1.8
0.475
0.590
0.240
300
2
Ni
76.9 ± 1.9
61.2 ± 2.7
75.0 ± 1.2
79.0 ± 1.6
9±1
12 ± 2
22 ± 3
26 ± 4
60
223
Pb
Zn
1325 ± 20
811 ± 19
1108 ± 8
1107 ± 17
1449 ± 73
1642 ± 79
557 ± 75
622 ± 197
44.5
182
<ld
8.49
1.23
20.6
<ld
7.85
180
600
As
Se
Méthode de
dosage ETM
Auteurs
Hass et al., 2012
Singh et al., 2010
ICP-AES
Suppadit et al., 2012a
Zhao et al., 2013a
NFU 44-051
Tableau 2-2-38. Teneurs en ETM dans le biochar obtenus à partir de résidus de culture et de déchets verts ou de bois.
Pays
Coques de noix de pecan
USA
Paille de riz
Paille de blé
Coquilles de cacahuètes
Epi de mais
Son de riz
Résidus de canne à sucre
Coques de graines de tournesol
Bois Eucalyptus saligna
Chine
KOH + Pyrolyse à 700°C puis
activation à la Vapeur 800°C
Pyrolyse 500°C
Australie
400°C, activated
Sciure de bois
Feuilles de Eucalyptus saligna
Chine
Australie
Feuilles d’arbre
Herbe
Plante aquatique (Chorelle)
Plante aquatique (adventices)
Chine
Chapitre 2
France
Cd
1 0.1
Cr
0.124
0.064
0.134
0.300
0.202
0.110
<ld
6.81
2.10
5.65
2.91
1.86
6.41
2.23
Cu
1 34
Hg
13 ±3
5±1
550°C, activated
15 ± 2
14 ± 1
400°C, non-activated
21 ± 2
4±1
550°C, non-activated
16 ± 1
23 ± 1
Pyrolyse 500°C
400°C, activated
550°C, activated
Pyrolyse 500°C
1.31
6.67
0.364
0.075
0.309
0.255
3
18.9
6.84
14.8
18.4
120
117 ± 24
142 ± 30
300
2
Ni
1 0.3
Pb
1 2.7
<ld
<ld
<ld
<ld
<ld
<ld
<ld
2.60
2.08
2.21
7.14
1.04
2.64
0.246
<ld
13 ± 1
17 ± 2
<ld
<ld
22.9
23.2
60
5.94
36.2
8.56
5.12
3.69
180
224
Zn
1 4.7
As
Se
Méthode de
dosage ETM
Ippolito et al., 2012
ICP-AES
1312 ±
69
1599 ±
116
1661 ±
47
1366 ±
22
6±1
8±1
600
Auteurs
Zhao et al., 2013a
Singh et al., 2010
ICP-AES
Zhao et al., 2013a
Singh et al., 2010
ICP-AES
Zhao et al., 2013a
NFU 44-051
2.2.5. Les cendres
Les cendres les plus étudiées dans un but d’épandage sur des sols agricoles sont les cendres de boues de
STEP urbaines, de centrales à bois et à charbon.
Les principaux inconvénients de l’incinération des boues de STEP relevés dans la littérature, sont des coûts de
fonctionnement élevés et des problèmes environnementaux liés à l’accumulation des ETM dans les cendres et
les fumées (Chen et al., 2012a).
L’incinération des boues est un procédé qui conduit à une transformation complète de la matière organique en
CO2 et H2O (Chen et al., 2012a). Cette méthode est appliquée dans le monde entier : la quantité de boues
incinérées représente 24% des boues produites au Danemark, 20% en France, 15% en Belgique, 14% en
Allemagne, 25% aux USA et 55% au Japon (Fytili and Zabaniotou 2008). L’épandage des cendres boues de
STEP est surtout étudié en Europe (70%).
La Figure 2-2-13 donne le pourcentage de citation de valeurs suivant l’élément pour les différents types de
cendres. Cuivre et zinc sont les éléments les plus étudiés (80% en moyenne). Nickel, cadmium, plomb, fer,
chrome, manganèse et aluminium apparaissent dans 50 à 65% des cas d’étude en moyenne. Les éléments tels
que cobalt, silice, sélénium, bore, baryum, strontium, molybdène, vanadium, arsenic, mercure, bismuth, étain et
titane apparaissent beaucoup plus rarement (entre 5 et 25% des cas d’étude).
Figure 2-2-13. Pourcentage de citation en fonction des éléments étudiés dans les cendres
En France, les cendres d’ordures ménagères (REFIOM) sont envoyées en décharge. Le Tableau 2-2-39
rassemble des données de la littérature sur ce type de cendres afin de servir de comparaison.
En ce qui concernent les boues de STEP (Tableau 2-2-40), les données concernent à la fois des cendres
obtenues en laboratoire et des cendres incinérées industriellement. Les procédés (lit fluidisé sur site, calcination
en four statique en laboratoire) peuvent avoir une influence, notamment en termes de température par rapport à
la volatilisation de certains métaux comme le mercure, tout comme l’origine des boues (utilisation de sels de fer
ou d’aluminium pour le traitement chimique du phosphore par exemple).
Compte tenu du fort développement au niveau Français des chaufferies bois, la question de leur valorisation et
donc de leur contenu en ETM est centrale. Beaucoup de données sur les cendres de bois proviennent de
Scandinavie (Tableau 2-2-41). Il s’agit parfois de mélanges de combustibles (bois et écorces ou boues de
papèterie ou tourbe, etc.). La Figure 2-2-14 compare les données françaises fournies par quelques analyses
réalisées par Bois Energie 66 avec les données de la littérature et avec les lignes directrices du Ministère de
l’Agriculture pour l’utilisation de fertilisants en agriculture (Mivière, 2008). On peut voir que les cendres de bois de
rebut sont souvent au-dessus des valeurs seuils recommandées et que pour le plomb, les granulés dépassent
Chapitre 2
225
également la valeur seuil (Figure 2-2-14). Certes le nombre d’analyses est faible mais cela indique qu’il serait
souhaitable de porter une attention particulière à ce type de combustible si ces cendres doivent être épandues
sur des sols agricoles ou forestiers.
Un certain nombre de résidus agricoles ou issus de la transformation de ressources agricoles peuvent être
incinérés. Le Tableau 2-2-42 rassemble des données de la littérature mais ne saurait être exhaustif sur
l’ensemble des types de cendres susceptibles d’entrer dans cette classe. Ce sont essentiellement le zinc et le
cuivre qui sont analysés.
Le contenu en ETM dans les cendres de charbon est reporté dans le Tableau 2-2-43.
Si l’on se réfère aux lignes directrices du ministère de l’Agriculture pour l’utilisation de fertilisants en agriculture
(ADEME, 2008), on constate que les cendres ne pourraient pas être épandues en raison des nombreux
dépassements des concentrations fixées en ETM et notamment en regard de la teneur en Cd.
Tableau 2-2-39. Concentration en ETM dans les cendres de déchets urbains.
Précisions sur l’origine
des cendres
Pays
ciel ouvert
Nigeria
usine A
usine B
usine C
Lignes Directrices du
ministère de l’Agriculture
pour l’utilisation de
fertilisants en agriculture
Chine
GrandeBretagne
USA
(MIN)
USA
(MIN)
USA
(MIN)
France
Zn
483
(n=39)
11,09
Cu
104
(n=39)
13,34a
Ni
28,6
(n=18)
0,116 a
Cd
8,6
(n=39)
0,743 a
Pb
404
(n=39)
24,47 a
449
8177
Cr
Auteurs
Co
Pasquini et Alexander, 2004
ND a
Wang, Liu et Sun, 2008
Wadge et Hutton, 1986
2395
1582
71
25
1134
140
<1,2
Rosen et al., 1994
6820
200
512
26
1447
363
10
Rosen et al., 1994
2920
2489
123
39
1950
115
<1,2
Rosen et al. 1994
1500
600
100
3
150
ADEME, 2008
Tableau 2-2-170. Concentration en ETM dans les cendres issues de boues de STEP urbaines.
Précisions sur l’origine des cendres
incinération
incinération
incinération puis stockage dans des
lagunes
Utilisation de sels de fer
calc. en labo à 950°C pendant 3h
Mono-incinération, combustion
incomplète
Lit fluidisé
Lit fluidisé
calc. en labo
Utilisation de sels de fer
Lit fluidisé
Utilisation de sels d’aluminium
Lit fluidisé
Cendres de foyer
stabilisation aérobie, séchage en
lagune, calcination en labo à 500°C
Lignes Directrices du Ministère de
l’agriculture pour l’utilisation de
fertilisants en agriculture
Boues (réglementation Française)
Chapitre 2
Pays
Auteurs
Zn
Cu
Ni
Cd
Pb
Cr
Co
USA (GA) 44,5 23,6
0,2
2,3
0,4
Paramavisam et al., 2003
USA (GA) 526
210
14,3
1,3
29,5 17,5
Paramasivam et al., 2006
USA (GA) 69,5
24
8,5
0,4
10,5
8
Paramasivam et al., 2006
Pologne
5400
540
170
20
120
700
50
Gorazda et al., 2012
Autriche
1200
380
Autriche
Autriche
Espagne
Pays Bas
2400
1990
2524
2543
680
553
674
1113
63,6
58
83,2
3,8
9
6,53
258
480
236
159
117
145
Allemagne
2146
972
49,6
3,07
109
92,2
Vogel et Adam, 2011
Allemagne
Argentine
1517
674
89,47
54,9
2,34 53,1
130,8 365,9
106
Vogel et Adam, 2011
Torri et Lavado, 2008
France
1500
600
100
Mattenberger et al., 2010
<3000 <1000 <200
3
<10
150
<800 <1000
25
Benitez et al., 2001
Vogel et Adam, 2011
ADEME, 2008
226
Tableau 2-2-181. Concentration en ETM dans les cendres de bois et assimilés.
Précisions sur l’origine des cendres
Pays
Bois
Ouganda
Granulés de bois
Suède
Bois 1-2 mm (ech C)
USA (ME)
Bois 1-2 mm (ech B)
USA (ME)
Bois + boues de papeterie 1-2 mm (ech A)
USA (ME)
Bois (pin)
USA
Résidus bois/ écorce
Résidus bois/ écorce
Cendres de papeterie
Cendres de papeterie
Cendres de bois
Cameroun
Bois mélangé à du charbon de bois
Espagne
Ecorce (Pin (85-90%), Eucalyptus)
Espagne
Mélange de types de cendres (foyer, volantes)
Bois (conifères, caduques)
Estonia
Bois en mélange
Suède
Plywood
USA (FL)
Mélange résidus bois / tourbe (cendre de foyer)
Finlande
Mélange résidus bois / tourbe (cendres volantes)
Finlande
Ecorce
Norvège
Ecorce (réacteur cyclone)
Norvège
(90% bois chips 10% tourbe)
Déchets de papèterie
Suède
(cendres durcie puis écrasée)
Déchets de papèterie
Suède
(cendres en granulés – présence d’un liant)
Cendres de bois
Afrique du Sud
Cendres de papeteries
USA (GA)
Plaquette forestière (7 analyses)
France
Chutes provenant du déchiquetage de sous sousFrance
produits de l’industrie du bois (5 analyses)
Déchets de bois (palettes, bois de déchetterie et
France
de démolition non traités (6 analyses)
Granulés de bois (3 analyses)
France
Ecorces
France
Bois propre de l’industrie du bois
France
Bois faiblement adjuvanté de l’industrie du bois
France
Déchets Industriels banaux (DIB) bois
France
Mélange contenant des DIB bois
France
Plaquettes forestières
France
NFU 44051
France
Chapitre 2
Contenus en éléments traces métalliques en m(g/kgMS)
Ni (g/kg)
Cd (g/kg)
Pb (g/kg)
Cr (g/kg)
Co (g/kg)
4,3
790
Zn (g/kg)
134
Cu (g/kg)
57
930
420
130
345
700
794
423
183
267
241
361
57
34
50
37,2
145
78
151
67
52
147
146
4340
1520
0,7
41
370
197
83
1
3,7
22
3360
108
114
3990
104
0,15
329
181
168
Auteurs
Mbaherekire et al., 2003
Pettersson et al., 2008
Zhan et al., 1996
Zhan et al., 1996
Zhan et al., 1996
Eberhardt et Pan, 2013
Etiegni et al., 1991
Huang et al., 1992
Ohno et Erich, 1993
Muse et Mitchell, 1995
Nkana et al., 1998
Omil et al., 2013
Omil et al., 2007
2
66
32
72
24
92
25
38,5
86
14
1036
75
54
53
0,65
0,65
107
81
83
264
19
10
12,7
3
76
21
1,3
86
2
12
108
56
Jacobson et Gustafsson, 2001
39
9
70
54
Jacobson et Gustafsson, 2001
37
287
101
10
26,5
25
3
1,71
2,06
60
15,95
79,4
2
33,9
51,1
2,99
5,2
Materechera, 2012
Chirenje et Ma, 2002
Bois Energie 66 (Mivière, 2008)
2332
743
112,5
9
680
405
44
935
745
119
1169
1655
1000
152
600
193
175
65
827
994
253
96
300
59,8
56,6
21,6
24,9
83,3
72,4
24,0
60
1,02
3,8
1,8
6,8
7,5
7,1
1,3
3
249
125,6
95
1461
506
259
32
180
115
91,8
45,8
1150
568,5
174,9
20,9
120
10,1
6,6
4,8
132,8
61,5
13,9
4,4
18
ADEME, 2005
ADEME, 2005
ADEME, 2005
ADEME, 2005
ADEME, 2005
47,3
47
12
65
16
7,9
5,8
1,9
4,39
21
3
As (g/kg)
11,3
4
14
Mandre et al., 2004
Klemedtsson et al., 2010
Chirenje et al., 2002
Dahl et al., 2009
Dahl et al., 2009
Ardvisson et al., 2002
Ardvisson et al., 2002
6,6
5,4
10,4
227
Figure 2-2-14. Comparaison des teneurs en métaux lourds et arsenic dans les références bibliographiques précitées et les cendres de différents combustibles en France.
Chapitre 2
228
Tableau 2-2-192. Concentrations en Zn et Cu dans les cendres de résidus agricoles.
Type
Cendres de canne à sucre
Cendres de canne à sucre
Cendres co-combustion résidus d’olives et charbon
Cendres de litière de poulet
Cendres de litière de poules pondeuses
Pays
Venezuela
Puerto Rico
Malaisie
Espagne
USA
USA
Malaisie
Zn (mg/kg)
149,39
163,5
3300
218
1542
1300
3300
Cu (mg/kg)
63,13
81,4
115
1502
352
Auteurs
Vallejo-Torres et al., 2001
Vallejo-Torres et al., 2001
Yin et al., 2008
Nogales et al., 2006
Codling, 2013
Codling, 2013
Yin et al., 2008
Tableau 2-2-203. Concentration en ETM dans les cendres de charbon.
Précisions sur le type de cendres
Pays
Cendres volantes charbon
Inde
Inde
Cendres volantes
Cendres volantes (charbon)
Cendres volantes charbon (Indian River)
Cendres volantes charbon (Edgemoor)
Zn
Cu
Ni
Cd
Pb
Cr
Co
58
38
13
0,58
50
97,84
28,92
14,23
0,81
51,90
20,84
Auteurs
Veeresh et al., 2003
Chaudhuri et al.,
2003
Singh et al., 1994
Singh et al., 1997
Pandey et al., 2009
Mishra et al., 2007
Dwivedi et al., 2007
Gupta et al., 2010b
Chaudary et al., 2011
Jala et Goayl, 2006
Kumar et Patra, 2013
Inde
153,46 76,42 296,24 52,37 94,56
Inde
170
190
0.152
Inde
82,27 58,43 204,86 42,51 40,17 40,32
Inde
340
700
190
131
200
505
670
Inde
85,82 46,33
54
1,3
178,3 8,16
Inde
12
3,2
0,9
0,7
4,2
ND
Inde
82
57,16 207,38 41,54 406,8 40,01
Inde
79
20
13
1,9
35
330
58
Inde
76,39 52,23 69,75 42,54
41,43
USA (PA)
7,3
11,8
3,7
0,4
1,4
8,9
Sims et al., 1995
USA (PA)
11,8
18,1
4,9
0,3
1,5
13,4
USA(NY)
Mbagwu, 1983
USA (IN)
Cendres volantes et cendres de foyer
19,7
85,9
0,59
22,1
Ech1
USA (IN)
18,5
83,9
0,59
21,7
Brake et al., 2004
Ech2
USA (IN)
21,2
97,9
0,71
23,4
Ech3
Cendres volantes Charbon (ech FA1)
USA (FL)
12
43
111
9
19
106
USA (SC)
6
19
2,3
0,3
1,3
3,7
USA (GA) 0.084
82
26
0,9
199
106
Sajwan et al., 2003
USA (FL)
208
48
56
20
82
115
USA (GA)
25,6
14,4
2,8
2,5
26,8
Chine
774,2 281,64
29,44
Zhang et al., 2008
Chine (HK) 124,6
88
92,5
<
Su et Wong, 2003
Corée du
Cendres volantes
Lee et al., 2008
Sud
Cendres volantes lit fluidisé (charbon
France
167
57
88
0,03
97
148
26
pulvérisé basse température 850-880°C) (Carling)
Riehl et al., 2010
Cendres volantes lit fluidisé (charbon
France
131
30,9
398
0,03
76,5
122
18
pulvérisé basse température 850-880°C) (Gardanne)
Cendres volantes charbon (USAEPA
Finlande 0.0379 34,7
33,9
11,5
35,4
16,6
Dahl et al., 2008
3052)
USA (FL) 0.194
65
80
115
USA (MI)
71,1
28,5
26,9
17,5
36,7
Li et al., 2008
USA (NC)
48,4
83,2
44,6
26
41,7
Cendres de charbon lit fluidisé
USA (MD)
7
9
6
Codling et al., 2002
Cendres volantes charbon (600 MW) Finlande
11
3,5
Dahl et al., 2008
pulverisation
Cendres volantes de lignite (total)
Inde
152,5 48,19 132 11,41 16,19 53,21 22,57
Ram et al., 2007
(max)
Cendres volantes de lignite (ext. DTPA)b
Inde
2,16
2,17
4,90
0,28
0,9
0,62
0,53
Cendres volantes +chaux (barbotteur)
USA
18
7
0,4
0,6
4
2
Ogut et al., 2009
NFU 44 051
France
600
300
60
3
180
120
ADEME, 2008
* :a : extraction à l’eau, b : extraction au DTPA = Diethylenediaminepentaacetic acid (disponibilité par les racines), c : extraction
par NaHCO3, d : extraction par NH4OAc
Chapitre 2
229
- Comparaison des différents types de cendres (Figure 2-2-15)
De fortes teneurs en cuivre sont obtenues pour les cendres d’ordures ménagères, mais les données sont
anciennes (1980-1990) ou proviennent de la Chine et du Nigéria. Les cendres issues de boues de STEP sont
plus concentrées en cuivre, zinc et plomb que les autres cendres. Par contre celles de charbon sont plus riches
en nickel. Il n’est pas possible de conclure en ce qui concerne le cadmium, les teneurs dans les cendres de
boues de STEP, de charbon et de bois étant proches.
[Zn] (mg/kg MS)
0
0
OM
STEP
Charbon
Bois
OM
Papier
STEP
Charbon
Bois
Papier
Zinc dans les cendres de OM (n=5), de boues de STEP urbaines
(n=11), de bois (n=14), de cendres volantes de charbon (27) et de
boues de papeteries (n=5)
0
1500
1000
0
100
500
200
300
400
[Pb] (mg/kg MS)
500
200
600
Cuivre dans les cendres de OM (n=5), de boues de STEP
urbaines (n=12), de bois (n=13), de cendres volantes de charbon
(31) et de boues de papeteries (n=5)
[Ni] (mg/kg MS)
1000 2000 3000 4000 5000 6000 700
2000
1500
500
1000
[Cu] (mg/kg MS)
2500
Figure 2-2-15. Analyse statistique du contenu en ETM dans les différents types de cendres.
OM
STEP
Charbon
Bois
OM
Papier
Charbon
Bois
Papier
Plomb dans les cendres de OM (n=5), de boues de STEP urbaines
(n=10), de bois (n=7), de cendres volantes de charbon (23) et de
boues de papeteries (n=4)
50
40
30
Cadmium dans les cendres de OM (n=5), de boues de STEP
urbaines (n=10), de bois (n=13), de cendres volantes de charbon (23)
et de boues de papeteries (n=4)
0
10
20
[Cd] (mg/kg MS)
60
Nickel dans les cendres de OM (n=5), de boues de STEP
urbaines (n=8), de bois (n=7), de cendres volantes de charbon
(31) et de boues de papeteries (n=5)
STEP
OM
Chapitre 2
STEP
Charbon
Bois
Papier
230
2.2.6. Les sédiments
Suivant la réglementation en vigueur pour la qualité des sédiments issus de cours d’eau et de canaux de
navigation (article 1er de l’arrêté du 9 Août 2006), il existe des seuils de qualité permettant de fixer le régime de
l’opération de dragage (autorisation ou déclaration). Ces seuils concernent huit éléments traces minéraux, des
HAP et PCB totaux. Les valeurs concernant le seuil S1 sont données dans le Tableau 2-2-44.
Tableau 2-2-214. Seuils de concentrations en ETM dans les sédiments permettant de fixer le régime de l’opération de
dragage (autorisation, déclaration).
Arsenic
Cadmium
Chrome
Cuivre
Mercure
Nickel
Plomb
Zinc
Seuil S1 (en mg/kg de sédiment sec de la fraction < 2 mm)
30
2
150
100
1
50
100
300
Dans le cadre de l’étude réalisée par INERIS (2010) sur les bases de données sur la composition des sédiments
fluviaux couvrant une période de 28 ans, différentes grandeurs statistiques ont été élaborées. Le Tableau 2-2-45
rassemble les médianes par grand bassin hydrologique. Les auteurs du rapport soulignent le grand écart entre
les données sur le mercure et le plomb de l’Agence de l’Eau et celle des Voies Navigables de France pour le
secteur Nord-Est (qui pourrait être dû à une interversion de données). Si l’on compare les concentrations
mesurées aux valeurs seuils de l’arrêté de Janvier 1998 pour les boues, on observe que l’ensemble des
concentrations en ETM sont inférieures aux valeurs seuils.
Tableau 2-2-225. Valeurs médianes des éléments traces minéraux. Les résultats d’analyse proviennent des agences de
l’eau et des Voies Navigables de France (valeurs entre parenthèses pour ces dernières).
Nord
Nbre
d’échantillons
4 423 (40%)
Bassin de
la Seine
Ouest et
Centre
Nord-Est
565 (100%)
Sud-Ouest
1 803 (1%)
Sud-Est
2 317 (5%)
Arrêté du
8 janvier
1998
1 955 (4%)
1 327 (7%)
As
(mg/kg)
4.5
(7,41)
(5,00)
Cd
(mg/kg)
0,60
(2,60)
(0,50)
Cr
(mg/kg)
(60,25)
(18,25)
Cu
(mg/kg)
23,0
(41,7)
(14,1)
Hg
(mg/kg)
0,20
(0,55)
(0,13)
Ni
(mg/kg)
16,0
(27,9)
(8,70)
Pb
(mg/kg)
39,0
(104)
(20,7)
Zn
(mg/kg)
170
(357)
(76,7)
12,3
(19,0)
13,1
(8,9)
8 ,7
(19,0)
7,20
(7,48)
0,70
(0 ,70)
0,50
(0,58)
0,30
(1,00)
0,30
(0,70)
<10
37,0
(38,0)
45,0
(54,0)
22
(40,0)
30
(23,5)
<1000
17,4
(30,0)
36,0
(30,9)
15
(72,0)
18
(20,0)
<1000
0,10
(0,10)
0,2
(32,7)
0,06
(0,50)
0,05
(0,10)
<10
19,0
(29,0)
26,0
(28,3)
14,4
(24,0)
18,2
(17,0)
<200
26,6
(42,0)
44,9
(0,30)
22,0
(28,0)
20,1
(18,5)
<800
116
(175)
212
(126)
91,9
(104)
73,3
(146)
<3000
Pour les études de la littérature, les travaux récents portant sur des sédiments susceptibles d’être épandus (mais
hors restauration de sols) ont été privilégiés (Tableau 2-2-46). L’analyse du Tableau 2-2-46 montre que certains
sédiments de dragage de rivière sont susceptibles de dépasser les seuils de l’arrêté de Janvier 1998 concernant
l’épandage des boues, pour le Cd (Capuyns et al., 2006 ; Parkpian et al., 2002), Cr (Capuyns et al., 2006), Cu
(Capuyns et al., 2006), Ni, Pb, Zn (Capuyns et al., 2006).
Chapitre 2
231
Tableau 2-2-236. Concentration en ETM dans les sédiments de dragage.
Auteurs
Canet et al.,
2003
Canet et al.,
2003
Canet et al.,
2003
Canet et al.,
2003
Vacha et al.,
2011
Origine du sédiment
Lac
(faible contamination
Lac (contamination
moyenne)
Lac (contamination
par tanneries)
Lac (contamination
par industries)
Sédiments d’étang
(champ, n = 13))
(médiane)
Vacha et al.,
Sédiment d’étang
2011
(village, n =11)
(médiane)
Vacha et al.,
Sédiment d’étang
2011
(forêt, n=5)
(médiane)
Capuyns et al., Sédiment de rivière
2006
Woodward,
Sédiment de lac de
1999
loisirs
Parkpian et al.,
Sédiment rivière
2002
Parkpian et al.,
Sédiment rivière
2002
Almeida et al., Sédiment de lagune
2001
/ rivière
(valeurs max lues
sur un graphique)
Barbosa et al., Sédiment d’un canal
2004
Chen et al.,
Canal urbain
2002
Darmody et
Sédiment de rivière
al., 2004
(frais)
Karak et
Mare de bord de
Bhattacharyya,
route
2010
McNett et
Sédiment de bassin
Hunt, 2011 de traitement d‘eaux
pluviales (zone
commerciale, 21
echs)
McNett et
Sédiment de bassin
Hunt, 2011 de traitement d‘eaux
pluviales (zone
résidentielle, 9 echs)
Sigua, 2009
Sédiment de lac
Chapitre 2
pays
Co
Concentrations en ETM (mg/kgMS)
Cr
Cu
Hg
Ni
Cd
56.3
17.5
17.3
0.31
Pb
11.8
Espagne
Zn
53.4
Espagne
46.2
52.8
15
16.3
0.19
10.9
Espagne
83.4
489.6
20.7
16.3
0.26
23.1
Espagne
151.8
58
45
20.9
0.39
30.3
République
Tchèque
39.2
11.58
42.95
24.4
0.065
11.6
0.22
9.6
9.68
République
Tchèque
144.9
14.86
62.55
39.75
0.057
39.4
0.34
24.45
18.16
République
Tchèque
52.2
8.92
36.8
24.3
0.093
30.7
0.23
32.7
9.19
Belgique
(Flandres)
USA
11544
179
2047
7163
658
23
1797
5.2c
5.2c
Vietnam
2510
240
95
19.9
349
Vietnam
709b
18.74 b
6.47 b
2.07 b
46.85 b
Brésil
≈450
≈70
≈100
≈35
Brésil
660
91
195
1.4
Chine
1257
103.2
196
0.65
USA
(Illinois)
Inde
241
48
43
356
13
USA
140
USA
58.4
USA
(Floride)
7
≈35
9
≈95
<0.01
145
3.5
133
23.4
38
3.4
40
7
121
15
15
121
20.9
28
14.4
<LdQ
13.7
23.8
18.6
16
<LdQ
12.3
14.6
2.5
8.7
0.01
276
As
4.4
232
2.2.7. Conclusion
2.2.7.1. Mafor ISSUES DE BOUES DE STEP
La littérature concernant le contenu en ETM dans les boues digérées et séchées est abondante. En revanche,
les études concernant les autres modes de traitement des boues (ie : chaulage, déshydratation, épaississement,
technologies émergentes de type sonication ozonation,…) sont plus faiblement documentées. En France, depuis
1993, le contenu en ETM dans les boues présente une nette diminution pour le Cd, le Cr, le Hg et le Pb, une
diminution moindre pour le Zn et le Ni. Par contre la concentration en Cu dans les boues a légèrement augmenté
depuis 1993 et est souvent responsable des non conformités.
La teneur en ETM des boues digérées est systématiquement supérieure à celle mesurée dans les boues
primaires ou biologiques, suggérant un phénomène d’accumulation des métaux pendant la digestion
anaérobie. Ainsi il existe un consensus dans la littérature selon lequel, l’ensemble des ETM se concentrent lors
de la digestion anaérobie des boues. Les ETM liés à la matière organique se retrouvent majoritairement dans le
digestat solide. A l’exception de quelques rares cas (Ni par exemple) l’ensemble des valeurs de concentrations
en ETM dans les boues digérées sont inférieures aux valeurs exigées par la réglementation française dans le
cadre de l’arrêté de Janvier 1998. La digestion anaérobie semble globalement favoriser la formation de formes
chimiques stables des ETM. Des études permettant de lier la qualité des boues digérées à la spéciation des ETM
permettrait d’argumenter de manière plus solide ces observations. D’autre part, les éléments traces métalliques
s’accumulent dans les boues en fin de digestion aérobie comme dans le cas de la digestion anaérobie.
La concentration en Cu a augmenté dans les boues compostées entre 1997 et 2010, alors que la concentration
des autres ETM s’est stabilisée voire à diminué sur la même période. Dans le cas de boues compostées, l’ajout
du structurant carboné lors du mélange avant compostage conduit à une « dilution » des polluants contenus dans
les boues. Il existe un certain consensus dans la littérature selon lequel la mobilité de la plupart des ETM et leur
phyto-toxicité sont réduites par le compostage.
L’analyse statistique réalisée à partir de cette étude montre que les boues digérées présentent globalement le
plus fort contenu en ETM par comparaison aux boues séchées, compostées, ou simplement déshydratées. Ainsi
globalement les procédés de traitement augmentent la concentration en ETM mais cette augmentation est limitée
dans le cas du chaulage ou du compostage par l’ajout d’adjuvants.
La littérature est peu abondante concernant le contenu en ETM des boues industrielles en comparaison des
autres types de Mafor. Cette contribution a permis la comparaison du contenu en ETM pour les boues
industrielles en comparaison des boues urbaines les plus concentrées en ETM : les boues digérées (Figure 2-216). Cette comparaison montre que, excepté dans le cas du Cd, le contenu en ETM de type Cu, Zn, Ni Pb Cr est
bien plus faible dans les boues industrielles, vérifiant pour ces paramètres les critères de l’arrêté de Janvier 1998
sur l’épandage des boues. Cependant ce résultat n’exclut pas la présence d’autres composés toxiques (ETM ou
polluants organiques). Les éléments bibliographiques concernant la spéciation des ETM dans les Mafor de type
industriel sont rares.
Chapitre 2
233
300
2500
2000
1000
500
200
0
0
Urbaines digérées
Industrielles tous types
Urbaines digérées
Urbaines digérées
Urbaines digérées
Urbaines digérées
8
6
4
150
200
[Cd] (mg/kg MS)
250
10
300
150
100
[Pb] (mg/kg MS)
400
300
0
0
100
50
200
[Cr] (mg/kg MS)
500
600
200
0
0
50
2
100
[Ni] (mg/kg MS)
1500
[Zn] (mg/kg MS)
800
600
400
[Cu] (mg/kg MS)
100
Figure 2-2-166. Comparaison du contenu en ETM dans les boues industrielles par comparaison aux boues urbaines
digérées
Urbaines digérées
2.2.7.2. Mafor ISSUES D’ORDURES MENAGERES OU DE DECHETS VERTS
Les concentrations en ETM mesurées dans les composts obtenus après un tri mécanique des ordures
ménagères sont globalement plus élevées que les concentrations mesurées dans le compost obtenu après une
collecte séparée. Les teneurs en ETM des composts de biodéchets des ménages sont en moyenne plus élevées
que celles des composts de déchets verts.
Les teneurs en ETM sont toujours supérieures dans les composts d’OMR par comparaison au compost de boues
et la moyenne des analyses dépasse les teneurs réglementaires en vigueur (Arrêté de Janvier 1998). Les ETM
se concentrent au cours du processus de compostage des ordures ménagères du fait de la minéralisation du
compost. Les études réalisées tendent vers un consensus selon lequel les ETM s’accumulent dans les fractions
les plus fines (< 5mm). Le Cu, le Cd et le Pb font en général partie des éléments les plus facilement mobilisables.
Chapitre 2
234
Il existe un consensus dans la littérature selon lequel le compostage aérobie augmente la complexation des
métaux avec la matière organique résiduelle, et que les métaux sont fortement liés à la matrice et à la matière
organique, limitant leur solubilité et leur biodisponibilité potentielle dans le sol. Ainsi, le potentiel de lixiviation des
métaux lourds à partir du compost mature est très faible.
Les valeurs des concentrations en ETM dans les digestats issus de la FFOM ont des valeurs inférieures à celles
des boues urbaines mais des valeurs supérieures à celles mesurées dans les biodéchets.
Globalement on observe que les concentrations moyennes en ETM dans les composts de déchets verts sont
inférieures à celles mesurées dans les composts d’ordures ménagères. La matière organique du compost de
déchets verts (fortement humifiée) présente globalement un fort degré d’affinité avec les ETM (formation de
complexes organométalliques très stables).
2.2.7.3. Mafor ISSUES DE DECHETS AGRICOLES
Les déchets de l’agriculture et de l’élevage peuvent être épandus directement ou après traitement (compostage,
digestion anaérobie, production de biochar).
Parmi les métaux trouvés dans le lisier de porc il y a une grande quantité de cuivre (360-800 mg/kgMS), en
raison de l’addition de cet élément dans l’alimentation animale. La plupart des études indiquent que la majorité de
Cd Cu et Zn dans les fumiers est présent sous la forme complexée à la matière organique. Il existe un consensus
dans la littérature selon lequel, la majorité du Cu et du Zn se trouve dans la fraction dont la taille est inférieure à
10 µm.
Lorsque les lisiers sont digérés avant d’être épandus, la plus grande partie des ETM (par rapport aux flux des
matières) se trouve dans le digestat solide, celui-ci contenant la majorité de la matière sèche produite. Les
résultats de l’étude montrent une plus faible mobilité du métal (Cu et Zn) dans les lisiers digérés par comparaison
aux lisiers non digérés. A l’exception des lisiers porcins pouvant être riche en Cu et Zn, les ETM provenant de
digestats produits à partir de déchets agricoles sont pratiquement toujours nettement en dessous des valeurs
limites des normes de mise sur le marché des amendements organiques.
Le contenu en Cu et Zn est très élevé dans les composts issus de déjections animales en élevage intensif du fait
de leur présence dans l’alimentation des animaux. Le compostage permet de réduire le contenu en cuivre par
rapport à la Mafor brute par contre il génère une augmentation du contenu en Cr et aussi dans une moindre
mesure de celui du Cd et du Ni.
2.2.7.4. Comparaison des Mafor compostées
Pour le procédé de compostage l’abondance bibliographique a permis d’effectuer une comparaison statistique du
contenu en ETM par Mafor. On observe que globalement le contenu en ETM pour les différentes Mafor
compostées est comparable.
Chapitre 2
235
300
2500
2000
1000
500
200
0
0
Déchets verts Déjections
Boues urbaines
OM
800
600
0
0
2
200
4
400
6
8
[Pb] (mg/kg MS)
10
100
Boues urbaines
OM
[Cd] (mg/kg MS)
1500
[Zn] (mg/kg MS)
800
600
400
[Cu] (mg/kg MS)
100
Figure 2-2-17. Comparaison du contenu en ETM pour différents Mafor compostées.
Boues urbaines
OM
Boues urbaines
OM
2.2.7.5. AUTRES TYPES DE Mafor :
D’autres types de Mafor ont fait l’objet de l’étude même si actuellement ces Mafor sont rarement épandues dans
le contexte Français.
Cendres : les concentrations en ETM dans les cendres de bois de rebut sont souvent au-dessus des valeurs
seuils recommandées. Par contre pour le plomb, les granulés dépassent également la valeur seuil. Certes le
nombre d’analyses est faible mais cela indique qu’il serait souhaitable de porter une attention particulière à ce
type de combustible si ces cendres doivent être épandues sur des sols agricoles ou forestiers. De fortes teneurs
en cuivre sont obtenues pour les cendres d’ordures ménagères, mais les données sont anciennes (1980-1990)
ou proviennent de la Chine et du Nigéria. Les cendres issues de boues de STEP sont plus concentrées en
cuivre, zinc et plomb que les autres cendres. Par contre celles de charbon sont plus riches en nickel. Il n’est pas
possible de conclure en ce qui concerne le cadmium, les teneurs dans les cendres de boues de STEP, de
charbon et de bois étant proches. Si l’on se réfère aux lignes directrices du Ministère de l’agriculture pour
l’utilisation de fertilisants en agriculture (ADEME, 2008), on constate que les cendres ne pourraient pas être
épandues en raison des nombreux dépassements des concentrations fixées en ETM et notamment en regard de
la teneur en Cd.
Les boues de potabilisation : les boues issues des usines de potabilisation des eaux sont susceptibles d’être
épandues car les concentrations en ETM réglementés sont largement inférieures aux seuils réglementaires.
Cependant ces boues sont susceptibles de contenir des éléments non réglementés comme l’aluminium.
Sédiments de dragage : Les données françaises montrent que si l’on compare les concentrations mesurées aux
valeurs seuils de l’arrêté de Janvier 1998 pour les boues, on observe que l’ensemble des concentrations en ETM
Chapitre 2
236
sont inférieures aux valeurs seuils. Cependant il faut rester prudent, car l’analyse de la littérature internationale
montre que certains sédiments de dragage de rivière sont susceptibles de dépasser les seuils de l’arrêté de
Janvier 1998 concernant l’épandage des boues, pour le Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn. Ainsi cette étude a permis de
montrer que les teneurs en ETM dans les sédiments de dragage est extrêmement variable et qu’il convient donc
de réaliser une mesure de la concentration en ETM avant un potentiel épandage sur le sol.
Le biochar : La littérature concernant le contenu en ETM dans les biochar est peu abondante, car il s’agit d’un
procédé de traitement relativement récent. D’autre part, le contenu de la littérature est fortement orienté vers la
valeur fertilisante des biochar, beaucoup plus que vers leur contenu en ETM. Il apparaît donc nécessaire de
poursuivre les investigations non seulement sur les concentrations mais aussi sur la disponibilité des ETM dans
les biochar en général. Dans la majorité des biochar étudiés le Zn et le Cu sont les ETM présents dans les plus
fortes concentrations. Les biochar obtenus à partir des boues de step et des déjections sont ceux qui présentent
les plus fortes concentrations en ETM. L’analyse de la littérature montre qu’il est difficile avec un biochar
d’atteindre les valeurs seuils de la NFU 44-051. Par contre dans le cas du biochar de boues de step il est
possible d’avoir des concentrations en en ETM inférieures aux critères de l’Arrêté de Janvier 1998. Il existe peu
d’études permettant de connaître la spéciation des ETM contenus dans le biochar. Cependant, le processus de
pyrolyse permet en règle générale de réduire les formes labiles des ETM et donc leur lixiviation dans le sol. Les
premiers travaux de spéciation menés confirment que le procédé d’obtention du biochar permet de stabiliser les
ETM dans la Mafor par comparaison au déchet d’origine.
De façon générale, les données de concentrations en ETM dans les Mafor concernant la France sont surtout
issues de la littérature grise. Par contre l’abondance du corpus au niveau international a permis d’établir des
analyses statistiques permettant dans une certaine mesure une comparaison des Mafor entre elles.
Contrairement aux ETM réglementés (7 ETM), peu de données sont disponibles sur les autres ETM tels l’arsenic,
le sélénium, l’argent, le tungstène, et autres, pourtant potentiellement préoccupants et présents dans les boues.
Cette expertise confirme les dire de nombreux auteurs selon lesquels la valeur de la concentration totale est
insuffisante pour prédire le devenir dans le sol des ETM. Il est importante de prendre en compte la disponibilité et
pas seulement la concentration totale. Cependant, des éléments concernant la spéciation des ETM ne sont pas
disponibles pour toutes les Mafor. Concernant la spéciation des ETM dans les Mafor il est difficile d’établir des
comparaisons tant les matrices sont diverses, complexes et tant les techniques de détermination de la spéciation
sont variées. Néanmoins, il apparaît que les différents procédés appliqués à une Mafor brute tels que le
compostage ou la digestion conduisent à une réduction globale des fractions facilement mobilisables et à une
plus forte stabilité des complexes formés avec la matière organique notamment lors du processus de
compostage. L’ensemble des informations recueillies sur les teneurs en ETM et leur spéciation dans les Mafor
est résumé dans le Tableau 2-2-47.
Chapitre 2
237
Tableau 2-2-47. Concentrations en ETM et spéciation dans les Mafor brutes et traitées
Traitement
Sans traitement
(matière brute)
Déshydratation
Digestion
anaérobie / aérobie
Concentration par
diminution de la matière
organique, formes
stables favorisées par
précipitation de sels
Effet général
Compostage
Boues
industrielles
Ordures
ménagères
Pyrolyse
Minéralisation  [ETM]
[ETM] relativement comparables /
origine Mafor
 formes labiles, stabilisation
Plus de variabilité sur Cu (OM,
déjections), Zn (boues,
déjections), Cd et Pb (OM)
Anaérobie :  [ETM],
[ETM] ≈ cst
mais < limites en
général. Peut y avoir des (léger effet de dilution par le
Depuis 1993, en France, Cd, Lit de roseaux :  [ETM] avec
dépassements avec Ni
substrat carboné de texture
Hg, Cr, Pb 
profondeur mais stabillisation.
apporté et concentration par
 mobilité
Possibilité de phytoextraction
minéralisation)
Zn, Ni , Cu ≈ cst
Séchage thermique (105-900°C) : Aérobie :  [ETM] ;
Pas de conclusion généralisable
 [ETM] ;  mobilité ; volatilisation  mobilité (mais moins
sur la mobilité des ETM
possible suivant les métaux
étudié)
[ETM] 
par effet de
dilution
Cendres : [Cu, Zn, Pb] >
autres cendres (sauf
cendres OM)
Si co-incinération avec
OM, mise en décharge
Littérature faible, en
général compostage
après digestion
Cendres : ne peuvent pas
être épandues légalement
en France. [ETM] OM >
[ETM]autres Mafor
Zn>Cu>Ni=Cr>>Cd
En général pas de dépassement
de la norme NFU 44-051
[ETM]compos_DV < [ETM]compost_OM
Co-digestion possible
d’herbe ensilée mais pas En général pas de dépassement
de biblio
de la norme
Procédé existant, produits
[Cu] et [Zn] très élevées
commercialisés mais de
dans effluents d'élevage
bibliographie scientifique
majorité ETM dans
digestat solide ; 
mobilité Zn et Cu
Normes sont données en
concentration totale. Nécessité
d’avoir une information sur la
biodisponibilité et sur les
facteurs qui l’influencent
Très peu d’études scientifiques,
peu de retour d’expérience
Mais biblio peu abondante
[ETM] : OM tri mécanique >
OM collecte séparée >
déchets verts
Commentaires
généraux
Biochar : possible
[ETM] : séchage thermique >
[ETM] < seuils
digestion ou chaulage
Arr. 1998
Sauf pour Cd [ETM] < boues
de STEP digérées
Mêmes effets que pour les boues de STEP (mais très peu étudiées)
Déchets verts
Fumiers
et lisiers
Incinération
Humification engendre des complexes avec les ETM qui sont plus
stables que la matière première
Séchage solaire, lit de séchage :
[ETM] augmente légèrement /
boues brutes
Boues
de STEP
Chaulage
Uniquement épandues après
compostage des OM brutes ou
digérées
Pas de dépassement de la norme Pas de dépassement de la
norme
NFU 44-051
[Cu, Zn] très élevées ;  [Cu] ; 
[Cr], légère  [Cd, Ni]
Pas de conclusion généralisable, résultats très
Fort contenu en Cu et Zn
disparates suivant le pays d’origine
Bois
Cendres bois de rebut :
[ETM] souvent > seuils,
[Pb] > seuil
Charbon
Cendres : |Ni] élevée
Très peu de
littérature
La qualité du bois de départ
peut être un problème
Pas valorisées en agriculture en
France
Boues de
potabilisation
[ETM règlementés] << aux
seuils mais attention à Al et
Fe
[ETM règlementés] largement
inférieurs aux seuils, mais
attention à Al et Fe
Sédiments
fluviatiles
[ETM règlementés] < aux
seuils
mais
doivent
respecter la classe S1
[ETM règlementés] inférieurs
aux seuils mais doivent
respecter la classe S1 pour
pouvoir être valorisés d’une
façon ou d’une autre
Chapitre 2
238
2.3. Les nanoparticules
Laure Giamberini
Introduction
L’objectif de ce chapitre est de faire le point sur le contenu en nanoparticules dans les Mafor faisant l’objet de
l’expertise, les éléments traces métalliques (ETM) dont elles peuvent faire parties sont traitées à part par
d’autres experts. En effet, les nanoparticules (NPs) peuvent être de nature organique ou minérale et seules ces
dernières font parties de l’expertise dont les plus répertoriées contiennent de l’argent (propriétés bactéricides), du
titane (propriétés optiques antiUV et transparence, photocatalytiques), de la silice (propriétés rhéologiques), du
zinc ou de l’or (propriétés optiques, conductrices) (Afsset, 2010.
Les NPs sont des particules, dont au moins une des dimensions caractéristiques est comprise entre 1 et 100 nm.
Cette caractéristique dimensionnelle confère aux NPs des propriétés particulières qui ne sont pas partagées avec
des particules de plus grande taille et de même composition chimique (Auffan et al., 2009). Le rapport surface /
volume très élevé explique ce changement de propriétés. En effet, plus la taille d’une particule diminue, plus le
nombre d’atomes de surface et donc l’énergie de surface augmentent (Doelsch et al., 2011) rendant impossible
le simple transfert de connaissance à partir des mêmes matériaux massiques. Ces NPs sont dites manufacturées
car elles sont produites intentionnellement et doivent être distinguées de toutes les particules également de
tailles inférieures à 100 nm présentes naturellement dans l’environnement ou issues involontairement de diverses
activités industrielles ou domestiques (rejets atmosphériques liés au volcanisme, aux transports et à l’industrie) et
nommées dans ce cas particules ultrafines qui ne seront pas abordées dans cette expertise (Afsset, 2010 ; Farre
et al., 2009).
Les NPs sont utilisées dans les grands secteurs de la santé, du bâtiment, de l’alimentaire, de l’électronique, de
l’informatique et des transports et se retrouvent donc dans de nombreux biens de consommation courante
comme les textiles, les produits cosmétiques, les peintures ou bien encore certains aliments (Afsset, 2010 ; Farre
et al., 2009). Bien qu’il y ait de nombreux bénéfices affichés de l’emploi des NPs dans ces différents domaines, à
l’heure actuelle leur implication environementale n’est pas complétement connue (Keller et al., 2013). En effet,
depuis un peu plus d’une dizaine d’années, leur utilisation en croissante exponentielle dans les nouveaux
matériaux développés entraine de fait un relargage de plus en plus important directement dans l’environnement
ou bien dans les déchets des activités domestiques et industrielles susceptibles d’être valorisés comme Mafor et
pouvant par ce biais avoir un impact sur l'environnement (Gottschack et al., 2009 ; 2010 ; Kiser et al., 2009 ;
Westerhoff et al., 2013).
Dans le cadre de la valorisation des Mafor sur les sols à usage agricole ou forestier, les NPs peuvent être, en
effet, transférées des Mafor vers les autres compartiments de l’écosystème comme les eaux souterraines ou de
surface, les organismes terrestres et/ou aquatiques, animaux et végétaux et potentiellement générer des effets
écotoxiques. Durant ces processus physiques, les NPs peuvent être dégradées, transformées et accumulées de
diverses manières (Lapresta-Fernandez et al., 2012)
Les références académiques utilisées ici sont celles de la base bibliographique ESCo (principalement le WoS).
Une requête initiale croisant la liste des termes désignant des Mafor avec des mots-clefs spécifiques aux
nanoparticules 1 a généré 245 références (articles académiques et reviews). La grande majorité des références
est postérieure à 2008, ce qui est lié à des limitations techniques pour caractériser correctement les NPs dans les
milieux complexes.
Les références concernant la présence de NPs dans les Mafor émanent d’équipes américaines (Principalement
USA) et européennes (Etudes suisses, anglaises, suédoises), ensuite viennent quelques études asiatiques
Title=(liste des mafor)
AND Title=(nanopartic* or “nano partic*” or "nano-partic*" or "quantum dot*")
1
Chapitre 2
239
principalement chinoises. Les références de bases concernant les NPs sont américianes et européennes,
principalmement françaises et espagnoles.
La majorité des travaux concerne les NPs manufacturées métalliques (différentes formes, enrobages,
fonctionnalisations). Les NPS sont principalement d’Ag, des oxydes de Ti et de Zn, des silicates. Les nanotubes
de carbone sont beaucoup moins étudiés. On retrouve également des travaux sur les NPs de Fe qui sont
utilisées dans les processus de traitement des eaux.
Certaines études commencent à présenter des estimations prédictives des flux et de concentrations de NPs dans
certains compartiments aquatiques (ex Rhin, Tamise) et des possibilités de transfert des NPs le long des chaines
trophiques.
Par contre beaucoup de travaux soulignent le besoin d’études in situ et tout au long du cycle de vie des NPs
avant l’utilisation en agriculture de produits en contenant. La bibliographie souligne aussi les limites
technologiques permettant de mesurer les NPs dans les milieux complexes
Plusieurs études montrent le transfert et les effets écotoxiques des différentes NPs vis à vis des organismes
végétaux et animaux du compartiment terrestre. Une étude montre par exemple que les NPs d’argent pourraient
constituer une réserve continue d’Ag biodisponible alors que l’argent sous forme de nitrate est rapidement
immobilisé dans les sols (Coutris et al., 2012).
Quelques études de synthèse américaines et européennes, sont maintenant disponibles depuis 2013 sur les
concentrations des principales NPs (majoritairement Ag et Ti) attendues dans les différents compartiments
environnementaux, sédiments et boues de step, susceptibles d’être épandus sur les sols agricoles et forrestiers
et d’être transférés vers les organismes animaux et végétaux. Les très récents travaux des groupes de Keller aux
USA et de Nowack en Europe reprennent la littérature existante mais limitée et parcellaire et modélisent en
tenant compte des connaissances actuelles qui évoluent très rapidement, les flux de nanoparticules tout au long
de leur cycle de vie depuis leur fabrication en considérant la marché mondial jusqu’à l’épandage final sur les sols
par l’intermédiaire des boues de stations d’épuration.
Actuellement peu d’études françaises sont disponibles dans ce domaine, par contre des travaux de recherches
sont en cours dans le cadre de thèses dirigées en France par le Cerege (CNRS/ Université d’Aix Marseille).
2.3.1. Flux estimés de nanoparticules manufacturées
La communauté scientifique s’accorde à dire que l’utilisation croissante des NPs nécessite de nouvelles
approches pour évaluer la probabilité d’exposition au cours du temps (i.e. dose) des hommes et des différents
compartiments environnementaux basées sur des concentrations prédictives. Dans une revue publiée très
récemment, en utilisant une approche de l’étude des nanoparticules tout au long de leur cycle de vie, Keller et
Lazareva (2013) estiment que la connaissance des concentrations prédites au point d’émission (effluents de STP
et boues d’épandage) nécessite la connaissance des quantités de NPs émises dans l’eau, les sols et l’air à un
niveau local.
Reprenant ainsi leurs études précédentes sur les flux globaux (Keller et al., 2013) ainsi que les travaux des
groupes suisses, anglais et suédois (Arvidsson et al., 2012 ; Gottschalk et al., 2009 ; 2010 ; Jonhson et al.,
2011) réalisés sous des conditions expérimentales et à des échelles spatiales différentes, les auteurs
convertissent la production globale de NPs à partir de huit grandes régions mondiales en émissions estimées à
des échelles régionales, nationales et locales en prennant en compte, le type de NPs (10 au total dont la
production est supérieure à 100t/an indiquées sur la figure 2-3-1, leurs applications diverses et les spécificités
nationales par exemple en termes de politiques de gestion des déchets et des rejets de STEP ou de niveau de
développement. Par ailleurs, ces auteurs intègrent les études de marché (simulations hautes et basses) qui
n’avaient pas été prises en compte antérieurement afin de mieux estimer les données de production et des
volumes d’application à intégrer aux modèles.
En 2010, sur les 260 000-309 000 tonnes des dix NPs produites et dominant le marché, 60 à 86 % devraient finir
en décharge, et 8 à 28 % seront épandues sur les sols par l’intermédiaire des boues de Step qui représentent la
voie dominante de contamination (Blaser et al., 2008).
Chapitre 2
240
Figure 2-3-1. Flux global estimé des NPs (tonnes/an) depuis la production jusqu’à l’utilisation et l’emission en tenant compte
des données de 2010. (Keller et al., 2013).
En tenant compte de son niveau de développement et de sa population, l’Europe occupe la deuxième place en
termes d’utilisation et d’émission de NPs, derrière l’Asie et devant l’Amérique du nord/Mexique montrant des
particularités locales selon les modes de traitement des eaux usées et la gestion des boues. Par exemple sur
une moyenne nationale de 7-29% d’émisssion des NPs sur les sols, les estimations pour l’état de l’Orégon
varieraient entre 14 et 35% et celles de Rhode Island de 7 à 29%.
A une échelle spatiale plus fine, Keller et al. (2013) ont modélisé les concentrations de ces NPs dans les effluents
de STEP et boues dans la Baie de San Francisco (Figure 2-3-2).
Figure 2-3-2. Concentrations estimées en NPs
dans les effluents de step et boues de la Baie de
San Francisco (Keller et al., 2013)
Chapitre 2
241
Si les fourchettes basses de ces estimations pour les oxydes de titane dans les boues de Step par exemple sont
retrouvées dans des études précedentes américaines (Kiser et al., 2009) et suisses (Blaser et al., 2008), les
valeurs hautes de l’estimation qui tiennent compte de la croissance de production, peuvent être 3 à 5 fois
supérieures à celles estimées par d’autres équipes suisses de Nowack et Gottschalck (Gottschalk et al., 2013b).
Cette dernière revue de synthèse qui vient de paraitre reprend une douzaine d’études de modélisation partielles
disponibles en travaillant sur six NPs (TiO, ZnO, Ag, fullerenes, CNT and CeO) dans plusieurs compartiments
environnementaux comme les eaux de surface, les eaux usées, les boues, les sédiments et les sols. Les
concentrations estimées pour ce dernier compartiment sont présentées dans la figure 2-3-3. Les auteurs de la
revue soulignent la difficulté d’évaluer les concentrations modélisées dans les sols car les modèles ne
considèrent pas forcément les mêmes sources de NPs, voies et périodes d’émission. De plus, les concentrations
dues au fond géochimique ne sont pas disponibles.
Figure 2-3-3. Modélisation (in Golttschatck et al., 2013) (moyennes et limites) des concentrations de NPs dans les sols et
sols traités par les boues de step.
Sources: 1. Concentrations environnementales prédites (PEC) pour un scénario d’exposition normal et haut à un niveau régional (Suisse);
2. PECs (quantiles 15-85% des distributiosn de probabilité modélisées à un niveau régional (Europe) reflétant l’émission des NPs pour un
champ complet d’applications; 3. PEC locales (Johannesburg Metropolitan City, South Africa) pour un scénario minimum et maximum
d’émission des NPs à partir de produits cosmétiques par l’intermédiaire de Step ; 4. PEC pour les sols près d’une autoroute en considérant
l’accumulation des NPs pendant 40 ans
Il est intéressant de noter que les estimations sur les sols traités montrent généralement un enrichissement d’un
facteur 100 en NPs par rapport aux sols non traités.
2.3.2. Physico chimie des NPs dans les boues et implications
environnementales
Plusieurs études américaines émanant des groupes de Kim et al., 2010 ; 2012 et de Colmann et al., 2013 ont
cherché à caractériser les deux Nps les plus utilisées, à savoir celles d’oxyde de titane et d’argent, au cours du
traitement des eaux usées dans une step et/ ou dans les boues et l’implication environnementale de l’épandage
de ces boues sur les sols agricoles qui reste la première voie de transfert des Nps aux sols.
Dans les boues testées fournies par l’EPA, le Ti, en présence de nombreux autres éléments minéraux montre
des concentrations allant de 96.9 à 4510 mg kg-1. Les NPs ont des tailles variant de 40 à 300nm et forment de
petits agrégats plus ou moins diffus montrant de fortes affinités pour la matière organique. Les études de
mésocosmes montrent que dans les boues les NPs de TiO2 peuvent interagir avec des métaux potentiellement
toxiques, se comporter comme des puits ou supports temporaires et permettrent ainsi à ces métaux d’entrer dans
les sols en tant qu’amendement. Les auteurs soulignent le besoin d’étudier le comportement à long terme des
Chapitre 2
242
particules de TiO2 de taille nano ou supérieure dans les boues aussi bien que leurs impacts sur les
environnements terrestres.
Dans les boues de Step, ce sont des NPs de Ag2S qui sont retrouvées et formées in situ pendant les processus
de traitement des eaux usées par réaction entre les NPs d’Ag ou l’argent soluble avec le soufre réduit présent
dans les conditions d’anaérobie du système. Même si Ag2S est une des formes minérales les plus insolubles, les
auteurs n’excluent pas la modification de cette forme pendant les procédés de transformations des boues. En
effet, il a été montré que le taux de dissolution de la galène (PbS) de taille nanométrique était supérieur d’un
ordre de magnitude à celui de la forme micro, ce que les auteurs envisagent pour les NPs d’Ag2S qui
représenteraient alors une source continue et progressive d’argent pour les sols (Coutris et al., 2012 ; Schlich et
al., 2013).
Colman et al., (2013) montrent que dans des conditions environnementalement réalistes de mésocosme, des
concentrations faibles de NPs d’argent (0.14mg/kg de sols) introduites dans les boues d’épandage entrainent à
long terme des réductions de biomasse végétales accompagnées d’un changement de communautés
microbiennes du sol. Par contre dans ces conditions environnementales, Levard et al., (2013) attirent l’attention
sur le comportement différent que peuvent avoir certains types de NPs introduites directement sur un sol ou
indirectement par l’intermédiaire de boues de step. En effet, dans le premier cas l’enrobage des NPs a toute son
importance sur leur comportement, ce qui n’est plus le cas quand elles subissent les traitements au niveau de la
Step justifiant ainsi des études supplémentaires pour comprendre le devenir et le potentiel impact NPs dans les
boues d’épandage.
En utilisant ces deux voies d’exposition, les très récents travaux de Schlich et al., (2013) mettent en évidence des
effets identiques sur l’écosystème terrestre pour les NPs d’Ag de référence recommandées par l’OCDE (NM300 K) et calculent une concentration sans effets prévus (PNEC) dans le sol de l’ordre de 0,05 mg/kg de matière
sèche. Appliquée au système allemand de gestion de l’épandage des boues, cette concentration détermine un
seuil maximum de 30 mg/kg de boues sèches par application (5 tonnes par hectare tous les 3 ans).
L’Allemagne produit annuellement 2 millions de tonnes de boues sèches dont 30% sont épandues sur les sols
agricoles. Des proportions plus élevées le sont dans les autres pays européens ou américains selon les
réglementations nationales. Par ailleurs, les différents travaux cités indiquent que généralement plus de 90% des
NPs sont retenues dans les boues de Step même si certains taux de retention peuvent être plus faibles par
exemple pour les NPs de silice et les récents modèles prévoient que les concentrations en AgNPs vont
augmenter annuellement de 0,001 mg/kg de matière sèche laissant envisager que les PNEC seront dépassées
dans les sols d’ici 50 ans. Là encore, des différences géographiques sont à attendre en fonction des surfaces
disponibles à l’épandage. En effet, en Europe et aux USA les surfaces restantes sont faibles entrainant de plus
fortes teneurs en NPs dans les sols traités.
2.3.3. Conclusion
Actuellement, les données concernant les NPs tout au long de leur cycle de vie sont encore très parcellaires,
acquises par des procédures analytiques et des techniques diverses. Cependant, comparées aux données
modélisées obtenues aussi par différentes approches elles permettent une relativement bonne compréhension
des concentrations prédites. Même si ces concentrations prédites en NPs ne sont encore que partiellement
validées, elles représentent des données utiles et nécessaires actuellement pour établir le risque
environnemental. En modélisant les données de la littérature dans ce domaine, Gottschalk et al., (2013a) ne
mettent en évidence qu’une valeur de risque marginale <0.1% (il y a un risque pour une valeur>1) pour les NPs
de TiO2 pour les sols sur lesquels ont été épandues des boues et pas d’autres risques évidents pour le
compartiment terrestre.
Les besoins en recherche dans le domaine du devenir, du comportement et des impacts potentiels des NPs dans
l’environnement sont larges et variés et relèvent dans le cadre de cette espertise entre autres de :
-
Chapitre 2
la surveillance de leur transformation et de leur rétention au niveau des Step lors du traitement des
boues afin d’éviter leur émission dans l’environnement
la modèlisation mécanistique et empirique de leur rétention dans les Step et leur devenir dans les boues
en tenant compte de leur taille, de leur densité et de leurs propriétés de surface (Westerhoff et al., 2013)
243
-
la métrologie des NPs dans les matrices complexes que représentent les boues et les sols afin de les
différencier des autres nanomatériaux
La littérature existante montre actuellement le manque de données au niveau francais. Cependant, une équipe
de recherche du CNRS, Interfaces et transfert, du Cerege est impliquée dans ce domaine et dirige une thèse en
cotutelle avec l’Université de Duke dont l’objectif est de coupler expérimentation et modélisation afin de mieux
comprendre les risques associés aux NPs arrivant dans les STEP et lors des épandages des boues sur les sols
et dont les résultats seront prochainement publiés. La seconde thèse encadrée avec le Cirad et le CEA porte sur
l’évaluation des risques liés aux nanomatériaux dans l’environnement et leur phytodisponibilité à partir des
boues d’épandage.
Chapitre 2
244
2.4. Contaminants organiques dans les Mafor
Dominique Patureau, Pierre Benoit, Marjolaine Deschamps, Mathilde Luneau, Sokha Leang
Liste des sigles de molécules
APEO : alkylphénol éthoxylé
AOX : composés organohalogénés
BDE-209 : le polybromodiphényléther 209
BPA : le bisphénol A
BPO : le bisphénol O
CIP : la ciprofloxacine
DMP : Diméthyl phthalate
DEP : Diéthyl phthalate
BBP : Butyl benzyl phthalate
DBP : Di-n-butyl phthalate
DEHP : Di-2-ethylhexyl phthalate
EDC : perturbateur endocrinien (Endocrine Disrupting
Compound)
HAP : les hydrocarbures polycycliques aromatiques
HMW : haut poids moléculaire
I-TEQ : équivalent toxique international
LAS : les alkylbenzènes sulfonate linéaires
LMW : faible poids moléculaire
MB : matière brute
MF : matière fraiche
MO : matière organique
MS : matière sèche
NP : les nonylphénols
NP1EO : les nonylphénol monoéthoxylés
NP2EO : les nonylphénol diéthoxylés
NPEO : les nonylphénol polyéthoxylés
NPEC : les acides nonylphénoxy acétiques
OP : les octylphénols
PBDE : les polybromodiphényléthers
PCB : les polychlorobiphenyls
PCDD : les polychlorodibenzo-p-dioxines
PCDF : les polychlorodibenzo-p-furanes
PCN : les naphthalène polychlorés
PFC : les composés perfluorés
PFOA : l’acide perfluoro octanoïque
PFHxA : l’acide perfluoro hexanoïque
PFHpA : l’acide perfluoro heptanoïque
PFDA : l’acide perfluoro décanoïque
PFDoA : l’acide perfluoro dodécanoïque
PFOS : le perfluorooctane sulfonate
SLFO : sulfaméthoxazole
TBBPA : le tétrabromo bisphénol A
Introduction
L’objectif de ce chapitre est de faire état des connaissances sur la présence de contaminants organiques
(molécules d’origine naturelle ou anthropique présente dans un milieu donné à une concentration inhabituelle ou
supérieure à un seuil) dans les diverses Mafor de cette expertise. Du fait de leur caractère « résiduaire » et des
matières premières constituant ces matières fertilisantes, il est fort probable qu’elles soient des vecteurs de ce
type de contaminants. Par exemple, ces derniers sont largement présents dans les eaux résiduaires urbaines et
industrielles (rapport du projet ANR Amperes) et les boues qui en découlent puisqu’ils rentrent dans la
composition de produits d’usage domestique et industriel et que les procédés de traitement ne sont que
partiellement efficace à dégrader ces molécules. Les apports en contaminants organiques pour des composts ou
digestats de déchets verts ou biodéchets sont les dépôts atmosphériques (déchets verts), la présence de débris
plastiques, l’application de pesticides (déchets verts et biodéchets). Les déjections animales au même titre que
les eaux usées et boues domestiques sont des vecteurs de molécules pharmaceutiques. Si beaucoup de ces
Mafor sont des vecteurs/transporteurs de ces contaminants, il est aussi possible que les procédés de fabrication
de ces Mafor soient aussi responsables de la formation de certains de ces contaminants : lors par exemple de
procédés de pyrolyse ou combustion il peut y avoir formation de HAP ou PCDD/F.
Corpus bibliographique utilisé (commun aux sections 2.4 et 4.2)
Le corpus analysé a été constitué à partir des références collectées dans le WoS, dans la base personnelle de
Dominique Patureau, mais aussi à partir de littérature grise (ie rapport ADEME, INERIS) ou de thèses de doctorat
Chapitre 2
245
et de la littérature scientifique accumulée lors de travaux antérieurs. Le WoS a été exploré via plusieur requêtes
(les mots-clefs figurent en Annexe de la section) :
- une 1e croisant la liste des Mafor avec une liste de tous les contaminants organiques considérés, et la notion
d'épandage. Des mots-clefs ont été explicitement exclus afin de ne pas collecter les références portant sur la
remédiation, le N et le P ;
- une 2e croisant la liste des contaminants organiques considérés avec la notion de persistance dans le sol, et la
notion d'épandage ;
- une 3e croisant la liste des contaminants organiques considérés avec la notion de transferts vers les eaux, et la
notion d'épandage.
Ces 3 corpus présentent de fortes analogies, et après fusion et suppression des doublons, nous avons obtenu un
corpus de 2 014 références qui ont ensuite été manuellement examinées en excluant les références affiliées aux
mots-clés suivants : trace element, metal*, cupper, zinc….nitrogen, phosphorus. Au final ont été retenues 335
publications, dont 157 dédiées au chapitre 2.
Les données de concentration retrouvées sont soit des valeurs individuelles, des valeurs médianes, des valeurs
minimales et maximales, des quartiles ou terciles, des valeurs moyennes de duplicat ou triplicat d’analyse sur un
même échantillon (variabilité analytique, intra-échantillon) ou des valeurs moyennes sur plusieurs échantillons de
même origine (variabilité temporelle) ou d’origine différente (variabilité spatiale ou dans le traitement). Parfois
nous n’avons pas d’information sur le type de valeur. Seules les moyennes et les valeurs individuelles ont été
considérées dans les tableaux afin de générer des boites à moustaches, mais les données de médiane, quartile
et tercile sont aussi citées afin de renforcer notre propre évaluation.
Le choix des molécules
La littérature scientifique et grise regorge de données sur la présence de contaminants organiques dans les
diverses Mafor de cette expertise, certaines Mafor et certains contaminants étant beaucoup plus étudiées que
d’autres. Les contaminants sont aussi très divers et nombreux. Nous avons tenté d’être aussi exhaustifs que
possible mais nos choix de molécules ont aussi été dictés par l’existence des textes réglementaires en lien avec
les Mafor et dans lesquels des teneurs et flux limite en contaminants organiques sont mentionnés (ce qui a rendu
de surcroit leur étude plus systématique). Les textes réglementaires considérés sont ceux en lien direct avec
l’usage des Mafor sur sol mais aussi ceux en lien avec la protection des ressources en eau comme la Directive
Cadre sur l’Eau (DCE 2000/60/UE).
Les contaminants organiques réglementés sont essentiellement les HAP et les PCB en France selon les normes
NFU 44-095, NFU 44-051, selon les procédures d’homologation et les différents arrêtés épandage boue auxquels
se rajoutent les AOX, LAS, NPE, DEHP, PCDD/F et PFC dans la révision de la Directive Boue et le projet de
directive « End of Waste » (tableau 2-4-1). De nombreux pesticides sont présents sur la liste de la DCE mais pas
sur les documents réglementaires en lien avec les Mafor. Par contre, la toute nouvelle liste de 45 composés de la
DCE (Directive 2013/39/UE) inclut des composés pharmaceutiques dans sa première liste de vigilance [Le
diclofénac (CAS 15307-79-6), le 17-bêta-estradiol (E2) (CAS 50-28-2) et le 17-alphaéthinylestradiol (EE2) (CAS
57-63-6)] et dans sa liste principale ont été ajoutés des PFC (PFOS/PFOA) et les dioxines (et des pesticides)
avec un renforcement des normes de qualité environnementale (NQE) pour les HAP et les PBDE (tétra à hepta).
Les contaminants organiques non réglementés dans les textes en lien avec les Mafor sont les composés
pharmaceutiques (antibiotiques, analgésiques, antihistaminiques, antiépileptique…), les drogues (nicotine,
canabis…), les produits de soin (parfums, écrans totaux..), les biocides (antiseptiques), d’autres pesticides, les
polybromés, les polymères, les paraffines, d’autres détergents et plastifiants…
Ces molécules, répertoriées ou non dans les textes réglementaires en lien avec l’eau ou les Mafor, sont étudiées
pour des aspects à la fois (i) de persistance reconnue dans l’environnement et leur appartenance de ce fait à
la liste des polluants organiques persistants, dits POPs, tels les HAP, PCB, PCDD/F, PBDE, PFC et (ii) d’usage
industriel et domestique de masse pour les AOX, LAS, NPE, DEHP, paraffines, polymères, composés
pharmaceutiques (humain et animal), produits de soin corporels (parfums), biocides (triclosan) et (iii) de
dangerosité/toxicité reconnue et appartenance à des listes telles que celles des perturbateurs endocriniens, des
CMR.
Chapitre 2
246
Tableau 2-4-1. Valeur limite et flux maximal en contaminants pour les différents textes réglementaires actuels
et futurs (*PCDD/F en ng I-TEQ/kg MS)
Elément ou composé
NF U 44-051
3 HAP
NF U 44-095
et
Procédure d’homologation
Arrêtés du 02/02/1998 (autres
ICPE), 03/04/2000 (boues
papetières)
Projet Directive « boue »,
27/04/2000, 3ème draft
Option 2 - option 3 du rapport
européen de 2008
3 HAP
7 PCB
3 HAP
7 PCB
AOX
LAS
DEHP
NPE
11 HAP
7 PCB
*PCDD/F
LAS
DEHP
NPE
11 HAP
7 PCB
*PCDD/F
Projet de Directive “End-ofWaste” version 20121
version 20132
Compost+Digestat
16 HAP1,2
7 PCB1
*PCDD/F1
PFC1
Fluoranthène
Benzo(b)fluoranthène
Benzo(a)pyrène
Fluoranthène
Benzo(a)pyrène
28, 52, 101, 118, 138, 153, 180
Fluoranthène
Benzo(a)pyrène
28, 52, 101, 118, 138, 153, 180
Composés organohalogénés
4 (C10, C11, C12, C13)
NP, NP1EO, NP2EO
Ace, phe, fluo, fluor, pyr, B(b,j,k)F,
BaP, BghiP, indenoP
28, 52, 101, 118, 138, 153, 180
4
NP, NP1EO, NP2EO
Ace, phe, fluo, fluor, pyr, B(b,j,k)F,
BaP, BghiP, indenoP
28, 52, 101, 118, 138, 153, 180
16 HAP= nap, ace, acy, ant, phe,
fluo, fluor, pyr chry,B(a)ant, B(b,k)F,
BaP, BghiP, indenoP, Dibenzo
28, 52, 101, 118, 138, 153, 180
Somme de PFOA et PFOS
Valeur limite (mg/kg
de Matière Sèche)
4
2,5
1,5
4
2,5
1,5
0,8
5 - 4 (pâturage)
2,5 - 2,5 (pâturage)
2 - 1,5 (pâturage)
0,8
500
2600
100
50
Flux maximal par an
sur 10 ans (g/ha)
6
4
2
6
4
2
1,2
7,5 – 6 (pâturage)
4 – 4 (pâturage)
3 – 2 (pâturage)
1,2
6
0,8
100
Pas de limite - 5000
Pas de limite - 100
Pas de limite - 450
6-6
0,8 – 0,8
Pas de limite - 100
6
0,2
30
30
Le chapitre s’organise comme suit avec un texte introductif sur la présentation des molécules (origine, utilisation,
toxicité…), suivi d’une compilation par type de contaminants des concentrations relevées dans la littérature dans
les diverses Mafor avec les valeurs minimales, maximales, medianes, moyennes présentées dans des tableaux
synthétiques avec selon le cas une comparaison avec des valeurs médianes trouvées dans des articles ou
revues de la littérature. A partir de ces compilations par molécules, il sera extrait des graphes (sous forme de
boité à moustache, reprenant les valeurs min, max et med) par grand type de Mafor afin de conclure sur les
grandes tendances observées.
2.4.1. Les contaminants réglementés (en France)
2.4.1.1. Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques - HAP
Les HAP sont des molécules organiques comportant plusieurs noyaux benzéniques non substitués. L’agencement
des cycles peut être linéaire (anthracène), angulaire (fluoranthène) ou groupé (pyrène). Ce sont des composés
organiques neutres apolaires. Le nombre de noyaux condensés varie. La classification chimique européenne des
CMR reconnait le benzo[a]pyrène cancérogène, mutagène et toxique pour la reproduction; le benzo[a]anthracène,
le benzo[k]fluoranthène et le dibenzo[a,h]anthracène comme cancérogène et le chrysène comme cancérogène et
mutagène (http://www.substitution-cmr.fr/). Les HAP peuvent être naturellement présents dans l’environnement. En
majorité, la formation de ces molécules se fait par une combustion partielle de la matière organique (VanLoon and
Duffy, 2011). Les HAP peuvent être synthétisés à partir d’hydrocarbures saturés sous faible conditions d'oxygène.
La pyro-synthèse et la pyrolyse sont les deux mécanismes principaux qui peuvent expliquer la formation des HAP.
Chapitre 2
247
Ainsi des évènements naturels comme des feux de forêt, une activité volcanique ou des processus géochimiques
peuvent en être à l’origine. Cependant, depuis l’avènement de l’ère industrielle, ces sources naturelles d’émission
paraissent négligeables. Aujourd’hui, la majorité des émissions de HAP est d’origine anthropique. Ils sont
principalement formés au cours des activités humaines telles que la combustion de combustibles fossiles ou de
bois, l'incinération des déchets, l’utilisation du charbon, et le raffinage du pétrole (Lu et al., 2011). Les HAP sont
également trouvés dans le goudron, le pétrole brut, la créosote et dans la production de teintures, de plastiques et
de pesticides (Ravindra et al., 2008). Couramment, la population humaine est donc exposée à ces molécules que
ce soit par exemple lors de l’utilisation de véhicules (Gunawardena et al., 2012), ou lors de la consommation de
tabac (Ding et al., 2007) ou de nourriture. En effet, des HAP ont été retrouvés dans des produits alimentaires tels
que les produits grillés (viandes, poissons, pain) (Rey-Salgueiro et al., 2008; Dost and İdeli, 2012), des huiles
végétales (Dost and İdeli, 2012), le café (Houessou et al., 2008) et même le lait (Naccari et al.,2011). L’alimentation
apparaît comme la principale voie d’exposition des populations humaines à ces substances. Ce sont des polluants
ubiquistes que l’on retrouve aussi bien dans l’air, les eaux, les sols et les sédiments (Srogi, 2007). Ils sont aussi
quantifiés dans les Mafor et listés dans les réglementations en lien avec les Mafor (tableau 2-4-1) et la protection
des ressources en eau (DCE 2000/60/UE, 2013/39/UE).
La plupart des données sur les HAP porte sur les Mafor d’origine urbaine dont les boues, les déchets verts, les
biodéchets et les ordures ménagères. Peu d’articles font référence aux Mafor agricoles (Paulsrude et al., 2000 ;
Hough et al., 2012 ; Deschamps et al., 2007) mais donnent les concentrations les plus faibles (tableau 2-4-2). Les
valeurs les plus élevées concernent des analyses anciennes (1997 au Canada et 1999 en Norvège) ou des pays
comme la Chine, le Koweit et la Tunisie. La valeur la plus élevée concerne une boue digérée et séchée (Paulsrud et
al., 2000). Les valeurs les plus faibles concernent des boues compostées (Amir et al., 2005 compost de boue de
lagunage compostée avec de la paille au Maroc) et une boue anaérobie issue de l’industrie de la viande (De Sena
et al., 2009, Brésil). Une étude toute récente en Suède montre des concentrations très faibles dans des boues
variant entre 470 et 1 700 avec une moyenne à 640 pour 7 stations étudiées (Olofsson et al., 2013).
Pour des composts et digestats de déchets verts et biodéchets suisses, la valeur médiane pour 15 HAP est du
même ordre de grandeur que celle des boues, 3 010 µg/kg MS (n=69, min 600 et max 12 470 µg/kg MS, valeur
digestat supérieure à celle des composts) mais est supérieure aux valeurs médianes (1 715 et 1 915 µg/kg MS,
n=23 et n=78) trouvée respectivement sur des composts de déchets verts et de biodéchets par d’autres auteurs
(Brändli et al., 2005 ; Brändli et al., 2007a). Des composts de déchets ménagers présentent des concentrations
plus élevées pour la somme des 16 HAP de 5 292 à 6 495 µg/kg MS (Rosik-Dulewska, 2008). Une campagne de
mesures dans des composts de biodéchets ou d’ordures ménagères résiduelles (OMR) urbains donnent des
gammes de concentration proches pour 9 HAP (médiane de 1 670 µg/kg MS pour 65 composts OMR analysés, 2
100 µg/kg MS pour 25 composts de biodéchets analysés) (ADEME, 2005). Pour les essais sur le site Qualiagro
du SOERE-PRO, les teneurs moyennes sur 11 épandages en 16 HAP sont de 2 523 ± 347 µg/kg MS dans le
compost de biodéchets, 2 673 ± 312 µg/kg MS dans le compost de boue, 1 620± 520 µg/kg MS dans le compost
OMR et 716 ± 219 µg/kg MS dans le fumier de bovins. Des digestats d’origine industrielle ont récemment été
analysés pour 14 HAP et donnent des valeurs moyennes de 2 973 ± 221, 3 822 ± 335 et 3 266 ±126 µg/kg MS
pour des digestats d’OMR/biodéchet, d’OMR/DV et de biodéchets contre des valeurs moyennes de 349±23 et
72±10 µg/kg MS pour des digestats de fumier et de maïs (Patureau et al., 2013).
En France, la plupart des données pour les HAP concernent seulement trois composés, le fluoranthène, le
benzo[b]fluoranthène et le benzo[a]pyrène dont les données sont compilées dans le tableau 2-4-5 et sont à
comparer aux données acquises dans la littérature (tableau 2-4-3). Elles concernent majoritairement les Mafor
d’origine urbaine. Les valeurs moyennes ou médianes sont largement inférieures aux limites réglementaires,
seules quelques rares valeurs maximales dépassent les limites (données RMC, 2009 : 7 échantillons sur 757
dépassent les valeurs seuils en provenance de 4 stations différentes et 95% des stations produisent des boues
conformes ; données Wolf Environnement 2001).
Les HAP (somme des 16) sont aussi quantifiés dans des sédiments à vocation d’épandage avec une médiane à
4 040 µg/kg MS (n=77). Deux projets INERIS de 2010 font état des teneurs en contaminants organiques dans
des sédiments fluviaux (sur 28 ans, 12 850 échantillons) et marins (données 1996 à 2008, 818 échantillons) sur
le territoire français et belge en lien avec les pratiques de dragage et de potentielles utilisations de ces
sédiments. Pour les HAP (somme des 16) présents dans des sédiments fluviaux, les valeurs médianes et
moyennes sont de respectivement de 1 470 et 8 710 µg/kg MS (min=10 et max=3 363 000), pour les sédiments
marins la valeur médiane est de 1 490 µg/kg MS.
Chapitre 2
248
Tableau 2-4-2. Somme des 16 HAP US-EPA* dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires, secondaires, mixtes et l’ensemble des traitements de boue
(compostage, digestion, chaulage, séchage). Valeurs minimales, maximales, médianes et moyennes extraites à partir des données de la littérature internationale.
µg/kg MS
Boues brutes et traitées
Boues
compostées
6
Nbr données
54
(inf à la LOQ)
Min
33
25,2
Max
43 820
10 200
Med
2 675
3 250
Moy
4 655
4 421
Années
1996 à 2010
1996 à 2007
Pays
Brésil, Canada, Chine, Italie, Maroc, Chine,
Koweit, Maroc, Norvège,
Canada
Espagne, Tunisie
Nbr article
11
3
Boues digérées
anaérobie
7
Boues
chaulées
2
Boues digérées
aérobie
8
Composts
urbains
11 (1)
Fumier
Sédiments
Cendres
Biochars
4 (2)
77
17
76
33
20 876
3 792
5 446
2000-2009
Norvège, Brésil
2 614
3 382
280
6 495
1 580
2 406
2000-2008
NorvègePologne
540
716
2000
Norvège
1 560
6 180
2 675
2 976
2005
Koweit
2000-2007
Norvège,
France
141
1 757 019
2 179
118 470
2
1
1
2
2
120
1 783 000
4 040
105 458
2003-2013
Pays-Bas, Pologne,
Brésil, République
Tchèque, France
6
5
45 130
207
1878
2012
Suède, Espagne, Norvège, USA,
USA
Malaisie, Zambie,
Suède
4
1
*16 HAP US-EPA : naphthalene, acenaphthylene, acenaphthene, fluorene, phenanthrene, anthracene, fluoranthene, pyrene, benz[a]anthracene, chrysene, benzo[b]fluoranthene, benzo[k]fluoranthene, benzo[a]pyrene,
dibenz[a,h]anthracene, benzo[ghi]perylene and indeno[1,2,3-cd]pyrene
Tableau 2-4-3. Fluoranthène et Benzo[a]pyrène dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires, secondaires, mixtes et l’ensemble des traitements de boue
(compostage, digestion, chaulage, séchage). Valeurs minimales, maximales, médianes et moyennes extraites à partir des données de la littérature internationale.
µg/kg MS
Boues compostées
Nbr données
(inf à la LOQ)
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
135 (6)
10
Nbr article
Nbr données
(inf à la LOQ)
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr article
Chapitre 2
0,9
19 000
236
890
1996 à 2012
Brésil, Canada, Chine, Italie, Koweit, Maroc, Norvège,
Espagne, Tunisie, France, Pologne, Finlande, UK, USA
18
130 (20)
3,7
25 000
120
598,3
1996 à 2012
Brésil, Canada, Chine, Italie, Koweit, Maroc, Norvège,
Espagne, Tunisie, France, Pologne, UK, USA
17
Boues digérées
anaérobie
Fluoranthène
15(3)
Boues digérées
aérobie
Compost déchet
vert
Compost de
biodéchet
Digestat déchet vert
biodéchet
7(1)
37
24
12
0,9
90
3 310
13 700
266,5
1 605
903,8
2 843
1996 à 2009
1996-2012
Maroc, Chine, Canada, Italie, Danemark, Canada,
Espagne, Canada, USA
Espagne, Finlande
6
4
Benzo[a]pyrène
10 (2)
13
80
980
165
316
2005-2012
Espagne, Koweit
120
2 840
510
619
2001-2005
USA, Suisse
230
3 900
600
911
2008-2005
Pologne, Suisse
450
2400
880
1081
2005
Suisse
1
2
2
1
8(2)
38(1)
24
12
19
3 100
100
651
1996 à 2009
Maroc, Chine, Canada, Italie,
Espagne, Canada, USA
6
150
310
260
243
2003-2005
Canada, Koweit
12
2 820
170
232
2001à 2012
USA, UK, Suisse
77
620
190
250,75
2008-2005
Pologne, Suisse
110
370
185
194,6
2005
Suisse
1
3
2
1
5
6 830
490
959
1996-2012
Danemark, Canada,
Espagne
3
249
Tableau 2-4-4. Somme des HAP dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires, secondaires, mixtes et l’ensemble des traitements de boue (compostage,
digestion, chaulage, séchage). Valeurs minimales, maximales, médianes et moyennes extraites à partir des données de la littérature internationale.
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
26
1 019
130 000
3 382
8 264
2000 à 2005
Koweit, Italie, France, Espagne,
Royaume-Uni
7
Compost divers
15
348
3 900
1 012
1 663
1998 à 2003
Allemagne, Danemark, Italie, Brésil
Compost déchets verts
3
510
2 300
Compost biodéchets
3
570
3 900
Fumier
2
10
140
2002-2003
Allemagne, Danemark
2002-2003
Allemagne, Danemark
2012
Royaume-Uni
4
2
2
1
Tableau 2-4-5. Données pour les 3 HAP listés dans les textes réglementaires français dans les diverses Mafor (CS : collecte séparée ; TM : triage mécanique).
µg/kg MS
Boues urbaines
Nbr données
1909
60
(inf à la LOQ)
Fluoranthène
Min
5
Max
25 600
Moy
800
360
340
Med
500
Benzo(b)Min
5
fluoranthène
Max
9 200
Moy
500
210
350
Med
250
Benzo(a)pyrène
Min
5
Max
9 700
Moy
250
200
250
Med
150
Années
Wolf Env et AGHTM, Syprea,
al., 2001
2002
2004
Chapitre 2
Boues
IAA
Boues Digestats Digestats
papetières de boue agricoles,
en
IAA
mélange
24
18
10
300
200
10
<100
<50
10
50
40
<5
40
<20
10
60
40
<5
30
<20
Gendebien et al.,
2001
77
4
1 630
383
466
94
370
55
50
4
970
167
272
59
191
50
50
4
770
164
228
61
173
36
Ademe, 2011
Boues
épandues
Composts
de boue
Compost
de
biodéchet
Compost
d’OMR
757
1 786
25
62
64 (CS)
78 (TM)
61 (CS)
460
510
70
3 600
460
280
50
1420
248
100
720
259
120
3170
570
55
(TM)
100
930
370
240
190
2 050
180
100
50
390
140
40
930
118
20
1440
240
30
240
105
50
950
135
20
680
88
20
970
186
10
290
105
4
2
12 000
3 300
<350
<202
<165
<140
4
0
9 700
2 090
<232
<138
<138
<100
4
0
9 200
1 830
<221
<128
<136
<100
RMC, 2011 RMC, 2011
(données (données
2009)
2010)
250
1 030
150
90
120
40
Ademe, 2005
Compost de
biodéchet et FFOM
Compost de digestats
de biodechet et FFOM
Zdanevitch et INERIS, 2012
Les HAP sont aussi quantifiés dans des cendres, les HAP se forment pendant la combustion incomplète de la
matière organique selon les conditions de combustion et se distribuent ensuite entre le gaz et le résidu de
combustion. Le nombre de données est rare et pour des cendres issues de la combustion de bois et destinées
soit à l’épandage en forêt ou pour les remblais de route, la fabrication de ciment, voir la mise en décharge. Sur 17
données recueillies, la médiane est de 2 179 µg/kg MS (min : 141, max :1 757 019 et moy :118 470). Les valeurs
les plus élevées ont été relevées pour des cendres de bois (bois chauffage) suédoises destinées à l’épandage
sur sol forestier et des cendres volantes (fly ash) (Enell et al., 2008) : ces apports de HAP via les cendres sur les
sols forestiers suédois sont très importants au regard du dépôt atmosphérique. Bundt et al., (2001) trouvent aussi
des valeurs élevées pour la somme de 20 HAP (16 800 µg/kg MS) dans des cendres de bois destinées au sol
forestier suisse et concluent de même sur une possible augmentation des stocks de HAP dans ces sols et un
risque de mobilisation des matières organiques et du pool de HAP associé par modification du pH du sol.
Les HAP (somme des 16) ont été aussi quantifiés dans des biochars. Hale et al. (2012) ont étudié une
cinquantaine de biochars produits par pyrolyse lente à partir de diverses matières premières et à différentes
température. Sur les 76 données recueillies, la médiane est à 207 µg/kg MS pour des valeurs fluctuant entre 5 et
45 130 µg/kg MS. La valeur haute correspond à un échantillon particulier produit par gazéification et non par
pyrolyse (absence d’oxygène) ; les biochars produits à faible température (350-550 °C) et sur des temps courts
et dans des conditions peu contrôlées présentent des concentrations plus élevés que ceux produits à haute
température, sur des temps longs et en conditions contrôlées.
2.4.1.2. Les PolyChloroBiphényles - PCB
Les PCB constituent une famille de composés aromatiques organochlorés dérivés du biphényle industriellement
synthétisé, proches des polychloroterphényles, polychlorodibenzo-furanes et des dioxines. La structure mère de
ces molécules est une molécule biphényle sur laquelle se trouve un nombre variable de substitutions chlorées.
Plus de 209 structures sont théoriquement possibles mais seulement une centaine d’entre elles peuvent être
synthétisées à cause de l’instabilité des isomères. Parmi les 209 PCB, seulement sept d’entre eux sont soumis à
la réglementation au niveau des boues avant épandage : les PCB n°28 (3 Cl) ; n°52 (4 Cl) ; n°101 et 118 (5 Cl) ;
n°138 et 153 (6 Cl) ; n°180 (7 Cl).
De part, leur propriété isolante et leur stabilité thermique, ce sont des fluides très utilisés par exemple comme
biocides dans les produits de nettoyage (chlorobenzène ou chlorophénol) ou les produits de traitements du bois.
Ce sont des substances huileuses ou solides dont l’inertie chimique et thermique dépend du degré de chloration.
Ils ont été utilisés dans les circuits fermés de transformateurs ou comme plastifiants dans certaines résines ou
encore comme fluides hydrauliques jusqu’en 1970. En France, l’immense majorité des contaminations aux PCB
en milieu terrestre n’est imputable qu’aux activités humaines et particulièrement aujourd’hui, à l’utilisation de
matériel électrique, à la combustion de la biomasse et à l'incinération de déchets (INERIS, 2011) .
Du fait de leur forte hydrophobicité, ils sont accumulés au sein des organismes et leur concentration augmente le
long des chaines trophiques. Les différents organismes s’exposent aux PCB via des produits alimentaires tels
que la viande, les produits laitiers, les produits de la mer. Les produits alimentaires représenteraient plus de 90%
de l’exposition totale des populations aux PCB (Domingo and Bocio, 2007).
Les PCB sont aussi largement dispersés par transport dans l’air du fait de leur forte volatilité et stabilité. Le mode
de transport diffère selon leurs caractéristiques. Les plus chlorés, avec un log Kow supérieur à 6, sont associés à
la matière particulaire des sols et des sédiments et dispersés ensuite dans l’atmosphère, alors que les moins
chlorés, peuvent exister sous forme gazeuse. Quelle que soit leur forme de transport, ils peuvent être transportés
sur de longues distances.
De la même façon que pour l’analyse des HAP, ce sont surtout les Mafor d’origine urbaine qui ont été analysées
pour les 7 PCB. Les valeurs médianes et moyennes les plus élevées concernent des boues digérées anaérobies
(Santos et al., 2007), les valeurs les plus basses correspondent à des composts de boue (Abad et al., 2005) et
des fumiers (Paulsrud et al., 2000) (tableau 2-4-7). Ces tendances sont aussi retrouvées dans le contexte
français (tableau 2-4-8) où les digestats de boue présentent des valeurs moyennes et médianes supérieures aux
composts de boue ; les composts de boue français présentent des valeurs supérieures à celles retrouvées en
Espagne, ce qui est confirmé par les données issues de Patureau et al. (2012) et Deschamp et al. (2007) avec
des moyennes de 93 ±5 (n=2), 170 ±10 (n=2) et de 81 ±16 µg/kg MS (n=11). Ces valeurs médianes et
Chapitre 2
251
moyennes restent cependant largement inférieures aux limites réglementaires actuelles fixées à 800 µg/kg MS,
seules quelques rares valeurs maximales dépassent ces limites. Par contre dans le projet de directive End of
Waste, la limite serait fixée à 200 µg/kg pour digestat et compost, ce qui pourrait rendre certaines boues
urbaines ou industrielles, digérées ou compostées, impropres à l’épandage.
Tableau 2-4-7. Somme des 7PCB dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires, secondaires,
mixtes et l’ensemble des traitements de boue (compostage, digestion, chaulage, séchage). Valeurs minimales, maximales,
médianes et moyennes extraites de la littérature internationale.
µg/kg MS
Boues
Boues
Boues
Boues
brutes et compostées digérées
chaulées
traitées
anaérobie
Nbr données
116 (21)
12 (1)
25 (2)
5
Min
0,043
6
20
30
Max
1 500
18
1 500
70
Med
27
9
190
41,4
Moy
79,5
10,8
239,8
46,4
Années
1996 à 2012
2005
1999 à 2012 1999-2007
Pays
Italie,
Espagne
Espagne,
Espagne,
Norvège,
Norvège
Norvège
Espagne,
Suisse
Nbr publi
8
1
5
2
Boues
digérées
aérobie
8 (4)
60
130
85
90
2007-2012
Espagne
3
Compost
déchet vert
Compost
divers
10
2,7
77,7
19,25
26,3
1999-2012
Norvège, UK
28 (1)
2,7
100,7
18
27,9
1999-2012
France,
Italie,
Espagne,
Norvège, UK
6
2
fumier
4
1,3
3,5
2,4
2,4
1999
Norvège
1
Sédiment
60
0,1
3 530
23,9
163,1
2003-2013
Allemagne,
République
Tchèque,
France
4
Tableau 2-4-8. Données pour les 7 PCB listés dans les textes réglementaires français dans les diverses Mafor produites en
France.
µg/kg MS
7 PCB
Boues urbaines
Boues Boues Digestats Boues Composts Compost Compost
IAA papetières de boue épandues de boue de
d’OMR
en
biodéchet
mélange
22
746
1 786 25
62
Nbr données
2 039
60
(inf à la LOQ)
Min
7
70
20
2
67,8
Max
12 850
980
210
<1 000
880
Moy
380
120
170
70
<500
213
Med
200
140
Années
Wolf Env AGHTM Syprea, Gendebien et al., Ademe,
et al., 2001 2002
2004
2001
2011
10
0
20
785
<800
360
<104
<123 30
110
<102
<90
20
90
RMC,
RMC, Ademe, 2005
2011
2011
(données (données
2009,
2010)
2010)
Digestats
agricoles,
IAA
9
<20
70,72
Ademe,
2011
Pour des composts et digestats de déchets verts et biodéchets suisses, la valeur médiane pour 7 PCB est de 26
µg/kg MS (n=68, min=8,1 et max=102 µg/kg MS) ce qui est proche des valeurs trouvées en 2005 avec 30,6
µg/kg MS pour des composts de déchets verts (somme 6 PCB, n=55) et 39,6 (n=124) pour des composts de
biodéchets (Brändli et al., 2005 ; Brändli et al., 2007a). Une campagne de mesures dans des composts de
biodéchets urbains français donnent des gammes de concentration proches (20 µg/kg MS pour 25 composts de
biodéchets analysés) mais plus élevées pour des composts d’ordures ménagères résiduelles (médiane de 90
µg/kg MS pour 62 composts) (tableau 2-4-8, ADEME, 2005). Pour les essais sur le site Qualiagro du SOEREPRO, les teneurs moyennes sur 11 épandages en 7 PCB sont de 35 ± 5 µg/kg MS dans le compost de
biodéchets, 94± 9 µg/kg MS dans le compost OMR et 10 ± 4 µg/kg MS dans le fumier de bovins. Des digestats
industriels ont récemment été analysés pour 7 PCB et donnent des valeurs moyennes de 491,7 ±10,7 et 340,9
±52,2 µg/kg MS pour des digestats d’OMR/biodéchet, d’OMR/DV contre des valeurs moyennes de 85,5 ±5,3,
72,4 ±12 et 60 ±22 µg/kg MS pour des digestats de biodéchets, de fumier et de maïs (Patureau et al., 2013).
Des PCB (somme des 7) ont été analysés dans des sédiments destinés à des usages agricoles ou de
réhabilitation de sol avec une valeur médiane de 23,9 µg/kg MS (n=60). Ces données sont à comparées à celles
de l’INERIS (rapport 2010 a et b) obtenues sur des sédiments français et belges fluviaux et marins avec des
médianes respectives de 57 et 10 µg/kg MS pour la somme des 7 PCB.
Chapitre 2
252
Des PCB peuvent se former à partir de PCDD/F lors de la combustion de déchets et se retrouver dans les
cendres volantes ou les machefers (Lundin et Marklund, 2007 ; Huang et al., 2007). Il existe cependant peu de
données dans la littérature. Bundt et al. (2001) donnent une teneur en PCB (somme de 14) de 3,4 µg/kg dans
des cendres de bois utilisées en forêt suédoise sans noter d’augmentation de teneur dans le sol amendé.
Fernandez-Gonzalez et al (2011) mesurent certains PCBs dans des machefers et des cendres volantes produites
lors de la combustion de coquillages à de faibles concentrations : les PCB77, 118 et 169 à 19, 14 et 22 µg/kg
MS, les PCB77 et 118 à 70 et 46 µg/kg MS.
2.4.2. Les contaminants non réglementés
2.4.2.1. PCDD/PCDF
Les polychlorodibenzo-p-dioxines/furanes sont des hydrocarbures aromatiques chlorés (tétra à octaCDD/F),
sous-produits involontaires de beaucoup de procédés industriels (production de pentachlorophénol) et de tous les
procédés de combustion. Presque tous les 210 congénères possibles sont dégagés par ces sources et, à cause
de leur stabilité chimique, physique et biologique ainsi que de leur transport sur de grandes distances, ils sont
omniprésents et détectés dans tous les compartiments de l'environnement. Les congénères 2,3,7,8-substitués
sont très persistants et s'accumulent dans les tissus gras et dans les matières riches en carbone telles que sols,
sédiments, boues. Dix-sept d’entre eux sont recherchés : 2,3,7,8-TCDD, 1,2,3,7,8-PeCDD, 1,2,3,4,7,8-HxCDD,
1,2,3,6,7,8-HxCDD, 1,2,3,7,8,9-HxCDD, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD, OCDD, 2,3,7,8-TCDF, 1,2,3,7,8-PeCDF,
2,3,4,7,8-PeCDF, 1,2,3,4,7,8-HxCDF, 1,2,3,6,7,8-HxCDF, 1,2,3,7,8,9-HxCDF, 2,3,4,6,7,8-HxCDF, 1,2,3,4,6,7,8HpCDF, 1,2,3,4, 7,8,9-HpCDF, OCDF. Les valeurs pour les différents congénères sont généralement données
en µg/kg MS mais les concentrations totales sont données soit en µg/kg MS soit en toxique équivalent ng
TEQ/kg MS. WHO-TEQ et I-TEQ ne sont pas équivalents car ces deux unités n’utilisent pas les mêmes
équivalents toxiques pour chaque congénère. La valeur recommandée dans la future directive boue est de 100
ng I-TEQ/kg MS et de 30 dans le projet de directive « End of Waste ». Nous n’avons relevé dans cette étude que
les valeurs en I-TEQ/kg MS dans un souci de comparaison avec les valeurs recommandées. Il est important de
noter qu’une forte valeur en I-TEQ n’est pas forcément corrélée à une forte concentration en µg/kg MS, tout
dépend des congénères présents. Selon Stevens et Jones (2003), Chiu et al. (2001) et Dömötörova et al. (2012),
les congénères prédominants dans l’environnement sont les OCDD/F et HpCDD/F.
Les effets biologiques des PCDD/PCDF sont ceux généralement associés aux substances chimiques chlorées,
comme des lésions sévères de la peau, des modifications du fonctionnement du foie et du métabolisme des
lipides, une faiblesse générale associée à des pertes de poids importantes, des changements d'activité de
différentes enzymes du foie, un affaiblissement du système immunitaire et des anormalités des systèmes
endocrine et nerveux. La 2,3,7,8-TCDD est une substance qui est potentiellement fortement tératogène et
phoetotoxique pour les animaux et promoteur puissant de la carcinogenèse chez le foie du rat. Il peut provoquer
aussi le cancer du foie et d'autres organes chez l'animal et est donc classée comme cancérigène pour l’homme
(PNUE, 1999).
La valeur médiane tout type de boue confondu est de 12,5 ng I-TEQ/kg MS ce qui est très inférieur aux deux
limites pressenties dans les directives. Aucune valeur n’excède les 100 ng/kg MS et 9 valeurs excèdent la limite
de 30 (1 compost de boue, 1 digestat de boue, 1 boue brute et 6 boues non différenciées). Les boues
compostées (n=17) présentent une valeur médiane de 14,5 ng I-TEQ/kg MS et les boues digérées (n=19) sous
anaérobiose de 11,8 ng I-TEQ/kg MS. Les valeurs pour les fumiers/lisiers rapportées par Paulsrud et al. (2000)
sont très basses et inférieures à 1 ng I-TEQ/kg MS. Stevens et Jones (2003), quant à eux, donnent une valeur de
3,77 ng I-TEQ/kg MS avec une valeur minimale de 0,36 pour un fumier de cochon et maximale de 21 ng ITEQ/kg MS pour un fumier de mouton.
Pour les composts, tous types confondus (boues, déchets verts, biodéchets…), la valeur médiane est du même
ordre de grandeur que pour les boues brutes et traitées, soit 12 ng I-TEQ/kg MS, soit une médiane inférieure au
seuil préconisé dans le projet de directive « End-of-Waste » (30 ng I-TEQ/kg MS). Pour des compost de déchets
verts, ces derniers étant souvent mélangés avec des biodéchets et des copeaux de bois, on trouve une valeur
médiane de 8,95 ng I-TEQ/kg MS (n=8) (Marb et al., 2003 ; Paulsrud et al., 2000). Ces résultats viennent en
appui de ceux de Brändli et al. (2005) qui trouvent une valeur médiane de 8,5 ng I-TEQ/kg MS (n=61). Pour des
Chapitre 2
253
composts de biodéchets, Marb et al. (2003) rapportent des teneurs de l’ordre de 9,2 et 12,5 ng I-TEQ/kg MS et
Brändli et al. (2005) une valeur médiane de 9,6 ng I-TEQ/kg MS (n=124). Cette dernière référence a aussi donné
un certain nombre de valeurs médianes pour les intrants de ces composts : écorces 0,76 ng I-TEQ/kg MS (n=4),
tonte 0,81 ng I-TEQ/kg MS (n=36), branches 0,48 ng I-TEQ/kg MS (n=12), feuilles 3,64 ng I-TEQ/kg MS (n=28),
biodéchets de cuisine 0,44 ng I-TEQ/kg MS (n=9) et biodéchets 2,22 ng I-TEQ/kg MS (n=9). Il semble dans tous
ces cas que la teneur en PCDD/F augmente au cours du compostage.
En France, les données recueillies sont rares. Sur 6 boues urbaines analysées, la moyenne est de 11 ng ITEQ/kg MS avec une valeur min de 0,3 et max de 99 ng I-TEQ/kg MS (AGHTM, 2002). Une campagne d’analyse
a été réalisée dans les Mafor épandues sur les sites du SOERE PRO (compost de biodéchets, de boue, d’OMR,
de fumier). Les concentrations sont inférieures à la LQ de 10 ng I-TEQ/kgMS (Deschamps et al., 2007). Dans la
campagne de suivi de la plate-forme de compostage de Narbonne, le compost de boue présente des teneurs de
l’ordre de 12-15 ng I-TEQ/kg MS (Patureau et al., 2012). Des digestats industriels présentent les valeurs
suivantes pour les 17 congénères en ng I-TEQ/kg MS : <57,4 pour des digestats d’OMR/biodéchet, <50,9, pour
des digestats d’OMR/DV, <49,6 pour des digestats de biodéchets, <49,1 pour des digestats de fumiers, <50,1
pour des digestats de maïs (Patureau et al., 2013).
Hale et al. (2012) ont quantifié des PCDD/F dans les biochars produits par pyrolyse lente à partir de diverses
matières premières et à différentes température. Sur les 14 données recueillies, la médiane est à 0,13 ng ITEQ/kg MS pour des valeurs fluctuant entre 0,005 et 1,2 ng I-TEQ/kg MS, considérant qu’en Suède, la limite
réglementaire pour l’usage des sols (en zone non sensible) est de 250 ng I-TEQ/kg MS.
Tableau 2-4-9. PCDD/F dans les Mafor en ng I-TEQ/kg MS. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires,
secondaires, mixtes et l’ensemble des traitements de boue (compostage, digestion, chaulage, séchage). Valeurs minimales,
maximales, médianes et moyennes extraites de la littérature internationale.
ng I-TEQ/kg MS Boues brutes
Boues
et traitées
compostées
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
70
3,14
92,29
12,9
18,4
2000-2007
Espagne,
Norvège
17
9,56
45,12
14,55
17
2005-2007
Espagne
Nbr publi
4
2
Boues
digérées
anaérobie
19
4,7
36,6
11,82
13,88
2000-2007
Espagne,
Norvège
2
Boues Compost divers
chaulées
2
4,51
28,2
32
3,5
57
12,05
16,5
2000 1998 à 2008
Norvège Allemagne,
Chine, Norvège,
Brésil, Espagne
1
6
Compost
déchet vert
Compost
biodéchet
fumier
6
3,72
11,6
8,95
8,07
2000 à 2008
Allemagne,
Chine,
Norvège
3
2
9,2
12,5
4
0,28
0,645
2003
Allemagne
2000
Norvège
1
1
2.4.2.1. Retardateurs de flamme : PBDE, TBBPA, HBCD
Les PolybromoDiphénylEthers (PBDE) : ce sont des molécules chimique de synthèse utilisées à partir des
années soixante pour leurs propriétés ignifuges. On va donc les retrouver dans beaucoup de produits comme les
plastiques, les voitures, les textiles, les équipements électroniques, les matériaux de construction (Yang et al.,
2011). Il existe plusieurs familles de retardateurs de flamme (inorganiques, organophosphorés, azotés), les
halogénés représentent en volume près de 30% de la production mondiale (Gilbert-Pawlik, 2011) (parmi lesquels
figurent le tétrabromobisphénol A (TBBPA), le plus utilisé, les PBDE, la deuxième plus grosse production, et
l’hexabromocycododécane (HBCD). Ce dernier, évalué récemment par l’UE (ECB, 2008), répond à 3 des critères
des polluants organiques persistants et est inscrit de ce fait à l’annexe A de la convention de Stockholm. Il existe
209 congénères de PBDE mais seulement trois mélanges commerciaux : le penta-, l’octa- et le déca-mix. Les
principaux constituants de ces mélanges sont le BDE-47, le BDE-99 et le BDE-100 (penta-BDE), le BDE-183
(Octa-BDE) et le BDE-209 (déca-BDE) (Christensen et al., 2003). Les PBDE sont des molécules ubiquistes,
hydrophobes, persistantes (Yang et al., 2011). Ces molécules ne sont pas listées sur la future directive boue du
fait du manque d’informations sur leur toxicité. Par contre, les penta-BDE sont listés comme substance
dangereuse prioritaire selon la DCE. Nous avons choisi de focaliser notre analyse sur la somme totale et sur les
congénères suivants : BDE-209, BDE-47, BDE-99 et BDE-100, du fait de leur quantification à forte concentration
dans les boues. Le BDE-209 n’est pas toxique mais lors de sa débromation il y a formation de pentaBDE qui eux
Chapitre 2
254
sont toxiques. Deux effets toxiques sont souvent mentionnés dans la littérature, il s’agit de l’altération de
l’homéostasie des hormones thyroïdiennes et de troubles du neurodéveloppement (Gilbert-Pawlik, 2011).
Les concentrations totales en PBDE (tableau 2-4-10) couvrent une large gamme de 4,5 à 97 400 µg/kg MS avec
une valeur médiane à 360 µg/kg MS. Les deux valeurs les plus fortes (42 900 et 97 400 µg/kg MS) concernent
des boues américaines (La Guardia et al., 2007). Les valeurs suivantes s’échelonnent entre 4 000 et 4,5 µg/kg
MS ce qui est proche des données fournies par la revue de Clarke et Smith (2011) avec une moyenne de 1 360
µg/kg MS et un minimum à 5 et un maximum à 4 690 µg/kg MS (n=123). L’étude récente sur des boues
suédoises (Olofsson et al., 2013) donne des valeurs moyennes de 550, minimale de 390, et maximale de
870 µg/kg MS (n=7). De plus, des analyses effectuées sur une même station mais sur plusieurs années montrent
une augmentation des teneurs. Ainsi la teneur en decaBDE de boue suédoise est passée de 55 à 680 µg/kg MS
entre 2000 et 2009 selon Ricklund et al. (2008). Cette tendance à la hausse a également été mentionnée dans la
revue bibliographique sur les PBDE dans des boues de Clarke et al. (2008).
Tableau 2-4-10. Les PBDE dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires, secondaires, mixtes
et l’ensemble des traitements de boue (compostage, digestion, chaulage, séchage). Valeurs minimales, maximales,
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
44
4,5
97 400
360
3 937,9
2004 à 2012
Italie, Australie, Espagne,
Koweit, USA, Chine
7
Nbr publi
Boues digérées
anaérobie
4
1 225
4 230
Boues digérées
aérobie
1
710
Boues chaulées
Compost DV
3
280
500
1
11,9
Compost
biodéchet
1
17,1
2008
Australie
2008
Australie
2008
Australie
2003
Allemagne
2003
Allemagne
1
1
1
1
1
Pour le BDE-209 (tableau 2-4-11), sur les 120 données extraites, seules deux sont inférieures à la LD. Les
valeurs minimale et maximale sont de 3,4 et 6 586 µg/kg MS avec une valeur médiane de 260,5 µg/kg MS. Les
concentrations dans les boues digérées sous condition anaérobie et aérobie, et chaulées sont similaires avec
respectivement : 285,2 (n=17), 279 (n=7) et entre 130 et 250 µg/kg MS. Seule une valeur a été trouvée pour les
boues compostée à 10 µg/kg MS, ce qui est largement plus faible que pour les autres valeurs boues (Roig et al.,
2012). Pour les penta-BDE, les mêmes tendances sont observables dans les boues mais avec des teneurs
médianes et moyennes largement inférieures à celles du BDE-209 (tableaux 2-4-12, 13, et 14), celui-ci étant
toujours le congénère majoritairement présent dans les boues.
Nous n’avons pas trouvé de données sur le BDE-209 dans les lisiers, déchets verts, déchets ménagers et leurs
composts associés. Par contre, il y a quelques données sur la somme totale PBDE dans des composts de
biodéchets (17,1 µg/kg MS) et de déchets verts (11,9 µg/kg MS, n=12) (Marb et al., 2003). Dans les composts et
digestats de déchets verts et biodéchets suisses, la valeur médiane est de 10 µg/kg MS (n=18, min=0,74 et
max=35 µg/kg MS), le congénère BDE-209 étant majoritaire avec une médiane à 7,3 µg/kg MS (Brändli et al.,
2007b). Ces auteurs précisent aussi que les teneurs en octa et déca-BDE sont supérieures dans les digestats et
que les composts et digestats d’origine urbaine présentent des teneurs supérieures à ceux d’origine rurale.
Tableau 2-4-11. BDE-209 dans les Mafor.
µg/kg MS
Compost boue
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
120 (2)
3,4
6 586
260,5
508
2003 à 2012
Danemark, Italie, Australie, PaysBas, Espagne, Koweit, Allemagne,
Suisse, USA, Chine, Suède
15
1
10
Nbr publi
Chapitre 2
2012
Espagne
1
Boues digérées
anaérobie
16
110
1 170
285,5
395,9
2008-2012
Australie, Suisse,
Espagne
Boues digérées
aérobie
7
200
419
279
296
2008-2012
Australie, Suisse,
Espagne
Boues chaulées
3
3
1
3
130
250
2008
Australie
255
Tableau 2-4-12. BDE-99 dans les Mafor
µg/kg MS
Compost boue
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
111
0,051
1 660
37
82,3
2003 à 2012
Danemark, Italie, Australie, Pays-Bas,
Espagne, Koweit, Allemagne, Suisse,
USA, Chine, Suède
15
1
30
Nbr publi
2012
Espagne
1
Boues digérées
anaérobie
17
10
315
39
72
2008-2012
Australie,
Suisse, Espagne
Boues digérées
aérobie
7
23
170
37
63,8
2008-2012
Australie,
Suisse, Espagne
Boues chaulées
3
3
1
Boues digérées
anaérobie
17
10
285
39
71
2008-2012
Australie,
Suisse, Espagne
Boues digérées
aérobie
7
24
140
30
46,3
2008-2012
Australie,
Suisse, Espagne
Boues chaulées
3
3
1
Boues digérées
anaérobie
17 (2)
3,5
63,5
5,4
14,45
2008-2012
Australie,
Suisse, Espagne
Boues digérées
aérobie
7(1)
3,2
32
4,4
8,8
2008-2012
Australie,
Suisse, Espagne
Boues chaulées
3
3
1
3
48
130
2008
Australie
µg/kg MS
Compost boue
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
110 (2)
0,078
1 670
35,5
77
2003 à 2012
USA, Chine, Suède
15
<LD
Nbr publi
2012
Espagne
1
3
45
89
2008
Australie
µg/kg MS
Compost boue
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
106 (5)
0,012
422
5,8
18,6
2003 à 2012
USA, Chine, Suède
15
<LD
Nbr publi
2012
Espagne
1
3
9,6
21
2008
Australie
En France, l’étude ANR AMPERES montre la détection dans les boues traitées de 17 stations d’épuration de
PBDE à des fréquences comprises entre 30 et 70% pour les pentaBDE et tétraBDE et inférieures à 30% pour les
tri-, hexa-, octa-BDE., aucun décaBDE ne semble être détecté (d’après Coquery et al., 2011). Selon Choubert et
al. (2011), les teneurs en tétra- et pentaBDE sont de 30 µg/kg MS, en décaBDE de 1 100 µg/kg MS dans les
boues traitées.
Pour les deux autres retardateurs de flamme, le TBBPA et l’hexabromocyclododécane (HBCD) utilisés en
Europe, les données sont plus rares. Pour le TBBPA, nous avons trouvé 2 données sur des boues suédoises à
31 et 56 µg/kg MS (Sellstrom et al., 1995). L’étude de Covaci et al., (2006) mentionne pour HBCD dans des
boues des teneurs moyennes de 1 730 µg/kg MS (min=1 et max=5 200 µg/kg MS). Dans l’étude de Brändli et al.
(2007b), les médianes dans les composts et digestats de déchets verts et biodéchets suisses sont de 100 et
0,51 µg/kg MS pour respectivement HBCD et TBBPA (n=18) ; les médianes dans les digestats (170 et 1 µg/kg
MS respectivement) étant supérieures à celles dans les composts (47 et 0,5 µg/kg MS respectivement).
Chapitre 2
256
2.4.2.2. Les détergents/surfactants ou tensio-actifs
Les alkylphénols : les nonylphénols et nonylphénols éthoxylates-NP et NP1EO, NP2EO- et les octylphénols
(détergents non ioniques)
Les alkylphénols (AP) sont des molécules constituées d’un phénol substitué par un groupe alkyle. Les nonylphénols
(NP), par exemple, recouvrent un grand nombre d’isomères différents, de formule C6H4(OH)C9H19 : le phénol est
substitué par un groupe alkyle à 9 carbones, linéaire ou, plus couramment, ramifié. Le 4-nonylphénol (mélange de
nonylphénols à chaîne ramifiée substitués en position para sur le noyau), représente la grande majorité des
nonylphénols (80 %) dans les mélanges techniques commerciaux. Le 4-tert-octylphénol (OP), le seul isomère à
usage industriel, possède quant à lui un groupe alkyle à 8 carbones, ramifié en position para. Les alkylphénols sont
à la fois issus de la dégradation des tensio-actifs non ioniques de type alkylphénol poly-éthoxylés (APEO) mais en
sont aussi les précurseurs dans leur fabrication (par addition de groupes éthoxylates (CH2-CH2-O)n, jusqu’à une
centaine) ; ils sont aussi les précurseurs de la fabrication des oximes phénoliques et de certaines matières
plastiques (résines formophénoliques, trinonylphénol phosphite TNPP, époxi…). La grande majorité des APEO sont
des nonylphénol poly-éthoxylés (NPEO). Le nonylphénol est utilisé comme catalyseur, durcisseur dans la fabrication
de résines époxy solides. Il est aussi utilisé dans la fabrication de résines liquides (peinture, vernis, etc.). Les NPEO
sont des molécules amphiphiles , leur conférant un rôle majeur dans la chimie des interfaces, il sont donc présents
dans différents secteurs industriels (nettoyage, fabrication de produit phytosanitaires et engrais, tannerie, textile,
métallurgie, production de papier) mais aussi chez les particuliers via les produits de nettoyages domestiques, de
véhicule et les produits cosmétiques (INERIS, 2005). Aux Etats-Unis, la consommation des alkylphénol polyéthoxylés a atteint 250 000 tonnes en 1994 (La Guardia et al., 2001). Au niveau mondial, la production annuelle des
NPEO serait chiffrée à 500 000 tonnes (Renner, 1997 ; Ying et al., 2002). En Europe, l’utilisation des nonylphénols
éthoxylés dans la préparation de divers produits est restreinte depuis la parution de la Directive 2003/53/CE. Ce
texte interdit l’emploi et la mise sur la marché des NP et NPEO à une concentration supérieure à 0,1% à partir du 17
janvier 2005 pour les usages suivants : produits de nettoyage domestique, industriel et des bâtiments publics,
tannerie, textile, usinage des métaux, industries papetière, produits de soin corporel et dans la formulation de
pesticides et biocides (INERIS, 2005).
Les NP et le 4-nonylphénol font partie des molécules cancérogènes, mutagènes et toxiques pour la reproduction
(CMR) reconnues dans la classification chimique internationale comme toxique pour la reproduction. Les OP et
NP sont des perturbateurs endocriniens en tant que compétiteurs avérés du site récepteur du 17-bétaoestradiol
chez la truite (Gilbert-Pawlik, 2011).
Le NP est rejeté dans l'environnement, principalement par les effluents industriels, les effluents des stations
d’épuration des eaux usées, par rejet direct dans les milieux aquatiques mais également par les particuliers. Les
résines, les peintures et les détergents mais aussi les produits phytopharmaceutiques, cosmétiques ou les
médicaments vétérinaires sont autant de sources probables de contamination de l’environnement. Les
écosystèmes les plus pollués par ces substances sont les écosystèmes aquatiques, sédimentaires, et les boues
de station d’épuration (Mao et al., 2012). Dans les réseaux d’assainissement et dans les stations de traitement
des eaux, les NPEO/OPEO sont dégradés et les intermédiaires tels que les NP, OP et les NP1,2EO, OP1,2EO
(les ethoxylates à chaine courte) sont produits et se partagent entre eau traitée et boue (Ahel et al., 1994 ; Clara
et al., 2007 ; Stasinakis et al., 2008). Le NP et les NP1,2EO apparaissent dans le projet de directive boue de
2000 (tableau 2-4-1, limite à 50 000 µg/kg MS) et le NP est présent sur la liste des 45 molécules de la DCE
(Directive 2013/39/UE). Dans certains pays européens, le NP et les NP1,2EO sont listés dans la réglementation
pour l’épandage de boue : Suède (50 000 µg/kg MS) et Danemark (10 000 µg/kg) (Jensen et Jepsen, 2005).
Une grande quantité de données a été retrouvée dans la littérature scientifique sur la Mafor boue avec des teneurs
médianes et moyennes pour les NPE et NP largement supérieures au seuil préconisé (pour les NPE de 50 000
µg/kg MS) dans les projets de textes réglementaires, et ce quel que soit le type de traitement (tableau 2-4-15), mais
avec les valeurs les plus élevées observées sur les digestats de boue. Cette tendance était déjà de mise dans les
années 80 où Giger et al. (1984) et Brunner et al. (1988) donnaient pour des boues aérobies des teneurs de 80 000
à 500 000 µg/kg MS et pour des boues anaérobies des teneurs de 450 000 à 2 530 000 µg/kg MS, tendance
identique mais avec des teneurs qui semblent diminuer avec le temps. Olofsson et al. (2013) dans sa revue sur les
boues suédoises, donnent une moyenne de 13 000 µg/kg MS avec minimum de 8 000 et maximum de
40 000 µg/kg MS pour le 4-NP (n=7/7). Jensen et Jepsen, en 2005 au Danemark, montrent une tendance à la
réduction des teneurs en NPE avec des valeurs médianes passant de 16 000 à 4 000 µg/kg entre 1997 et 2002.
Chapitre 2
257
Tableau 2-4-15. Les NP et NPE (NP et NP1EO, NP2EO) dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues
primaires, secondaires, mixtes et l’ensemble des traitements de boue (compostage, digestion, chaulage, séchage). Valeurs
minimales, maximales, médianes et moyennes extraites de la littérature internationale.
µg/kg MS
Nbr
données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Boues compostées
NP
148 (11)
NPE
120 (60)
NP
21 (7)
NPE
12 (0)
1 160
1 840 000
86 300
208 416
2000 à 2010
USA, Espagne, Italie,
UK, France, Danemark,
Grèce, Allemagne
17 900
1 682 400
260 000
342 470
2005
Espagne
1 160
180 400
115 600
9 704
2000 à 2010
USA, Espagne,
Grèce, France,
17 900
256 100
102 450
117 516
2005
Espagne
12
1
5
1
Nbr publi
Boues digérées
anaérobie
NP
46
Boues digérées
aérobie
NP
7
Boues
chaulées
NP
26 (3)
100
1 840 000
101 650
384 436
2001 à 2012
USA, Espagne,
Italie, UK,
Danemark,
Allemagne
11
9 600
1 041 000
108 900
298 600
2007-2012
Espagne
49 600
820 000
117 400
151 378
2001-2007
France,
USA
3
2
Les OP dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires, secondaires, mixtes et l’ensemble des
traitements de boue (compostage, digestion, chaulage, séchage). Valeurs minimales, maximales, médianes et moyennes
extraites de la littérature internationale.
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
25(6)
77
23 500
6 700
7 154
2001 à 2009
USA, Espagne, Italie, France, Allemagne
6
Boues compostées
1
1 500
2001
USA
1
Boues digérées anaérobie
9
2 160
23 500
11 000
10 754
2001 à 2009
USA, Espagne, Italie
3
Boues chaulées
2
2 000
5 300
2001
USA
1
En France, l’étude ANR AMPERES montre la détection dans les boues traitées de 17 stations d’épuration de 4NP, 4t-OP, NP1,2EO, NP1EC (nonylphénol monoéthoxy carboxylé, intermédiaire de dégradation des NPEO) à
des fréquences supérieures à 70% et des gammes de concentrations supérieures à 1 000 µg/kg MS (Coquery
et al., 2011). Selon Choubert et al. (2011), les teneurs en 4-NP et 4t-OP sont de respectivement 9 900 ±4 300 et
3 600 ±3 200 µg/kg MS (n=6), en NP1EC de 18 000 ±28 600 µg/kg MS dans les boues traitées, mais avec des
écarts-type très importants montrant la grande variabilité de ces mesures selon les systèmes de traitement
étudiés. L’étude plus ancienne de l’AGHTM (2002), réalisée sur 60 boues urbaines, montrait déjà cette variabilité
et donnait une moyenne en NPE de 145 000 µ/kg MS avec une valeur minimale de 7 500 et maximale de
963 000µ/kg MS (Données AGHTM, 2002). Pasquini et al. (2013) trouvent quant à eux des valeurs bien
inférieures dans des boues prélevées dans l’Est de la France avec selon la période de l’année 676, 332,
134 µg/kg MS en 4-NP. Dans la campagne de suivi de la plate-forme de compostage de Narbonne, le compost
de boue présente des teneurs entre 8 100 ±200 et 13 100 ±400 µg/kg MS en NPE (Patureau et al., 2012).
Dans l’étude suisse sur les composts et digestats de déchets verts et biodéchets, le NP n’a pas été détecté pour
une LQ analytique de 1 000 µg/kg MS (Brändli et al., 2005). Une campagne d’analyse a été réalisée dans les
Mafor épandues sur les sites du SOERE PRO (compost de biodéchets, de boue, d’OMR, de fumier) : le NP n’a
été quantifié qu’une seule année dans chaque Mafor à des concentrations inférieures à 100 µg/kg MS, sauf dans
le compost de boue à 3 000 µg/kg MS (Deschamps et al., 2007). Des digestats industriels présentent les valeurs
suivantes pour les NPE en µg/kg MS : 14 300 ±2100 pour des digestats d’OMR/biodéchet, 46 150 ±1 400 pour
des digestats d’OMR/DV, 7 600 ±200 pour des digestats de biodéchets, 3 500 ±300 pour des digestats de
fumiers, 3 800 ±200 pour des digestats de maïs (Patureau et al., 2013).
Les linéaires alkylbenzène sulfonates - LAS (détergents anioniques)
Les LAS sont des composés qui comprennent une chaîne alkyle linéaire sur laquelle est branché un cycle
benzénique possédant un groupement sulfonate en position para. L’ensemble des LAS est constitué
d’homologues qui se différencient par le nombre de carbone de la chaîne alkyle ainsi que par la position du
Chapitre 2
258
benzène sulfonate sur la chaîne. Ce sont des tensioactifs anioniques dont les propriétés émulsifiantes et
dispersantes varient en fonction de la structure chimique, ils sont donc largement utilisés dans les formulations
de détergents, surfactants, engrais et pesticides (consommation de 350 000 à 400 000 t/an Europe de l’ouest).
Selon Carlsen et al. (2002), l’utilisation de boue sur les sols contribue de façon non négligeable à l’apport des
LAS dans nos écosystèmes. Leur toxicité est faible à modérée (Schowanek et al., 2007). Ils ne sont pratiquement
pas assimilés par l’organisme et ne sont pas classés comme substances cancérigènes (Jones et Stevens, 2002).
Leur toxicité est liée à la position du noyau aromatique et augmente avec la longueur de la chaîne alkyle (Cirelli
et al., 2008). Ce sont des molécules dégradables dans notre environnement (review de Scott et al., 2000). Les
LAS sont listés dans la future directive boue avec un seuil à 2 600 000 µg/kg MS. Au Danemark, une limite à
1 300 000 µg/kg MS est d’ores et déjà en application (Statutory Order 823, 2006).
Dans les boues, les teneurs en LAS varient entre 60 et 9 666 000 µg/kg MS avec une valeur médiane de
33 400 µg/kg MS (tableau 2-4-16). Sur les 31 valeurs trouvées, 3 sont inférieures aux limites de détection et 2
sont supérieures au seuil du projet de directive : l’une provient d’une boue anaérobie, 4 500 000 µg/kg MS
(Jacobsen et al., 2004) et la seconde d’une boue épaissie et séchée, 9 666 000 µg/kg MS (Gomez-Rico et al.,
2008). Dans les boues non traitées, les valeurs sont très disparates allant de 60, 100, 18 100 (boues activées ou
brutes, Holt et Bernstein, 1992) à 650 000 µg/kg MS (Aparicio et al., 2009). Pour les boues digérées sous
condition anaérobie, la valeur médiane est de 138 240 µg/kg MS (n=6), puis celle des composts de boue
(57 800 µg/kg MS, n=7) à comparer avec les deux seules valeurs trouvées pour des boues chaulées (19 400 et
57 200 µg/kg MS, Paulsrud et al., 2000). Dans les composts de boue générés sur la plate-forme de Narbonne,
les teneurs en LAS sont dans la gamme haute des composts de boue de la littérature avec des concentrations
variant entre 195 000 et 265 000 µg/kg MS (Patureau et al., 2012). Il existe aussi de nombreuses données pour
des boues digérées sous condition aérobie datant des années 90 et donnant des concentrations de l’ordre de
100 000 à 500 000 µg/kg MS (Jensen, 1999). L’étude ancienne de l’AGHTM (2002), réalisée sur 60 boues
urbaines françaises, montrait déjà cette grande variabilité des données et donnait une moyenne en LAS de
2 018 000 µ/kg MS avec une valeur min de 100 000 et max de 16 710 000 µ/kg MS, soit dans des gammes
assez hautes comparées aux données européennes (Données AGHTM, 2002). Jensen et Jepsen, en 2005 au
Danemark, montrent une tendance à la réduction des teneurs en LAS avec des valeurs médianes passant de
310 000 à 240 000 µg/kg entre 1997 et 2002.
Tableau 2-4-16. Les LAS dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires, secondaires, mixtes
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
Boues brutes et
traitées
31 (3)
60
9 660 000
33 400
631 990
1992 à 2010
Danemark, Espagne,
Grèce, Norvège, RU
7
Boues
compostées
7
24 800
686 000
57 800
187 100
2009-2010
Espagne,
Grèce
2
Boues digérées
anaérobie
6 (1)
91 800
4 500 000
138 240
1 004 128
1992 à 2004
Danemark,
Norvège, RU
3
Boues
chaulées
2
19 400
57 200
Norvège
1
Compost déchet
vert
10
9 000
396 000
37 500
76 200
1999-2003
Danemark,
Norvège
2
Compost de
biodéchets
1
20 000
2003
Danemark
1
Fumier
5
2 730
131 000
79 000
68 146
1999-2002
Danemark,
Norvège
2
Pour les composts de déchets verts, la valeur médiane est de 37 500 µg/kg MS (n=10). Une seule valeur pour un
compost de biodéchet a été trouvée : 20 000 µg/kg MS (Petersen et al., 2003). Ces données sont à comparer à
celles obtenues dans le cadre des études du SOERE-PRO (Houot et al., 2008), données largement plus faibles :
médiane de 210 µg/kg MS pour les composts de biodéchets, 2 400 µg/kg MS pour le compost OMR,
1 500 µg/kg MS pour le compost DVB, 1 400 µg/kg MS dans la boue (3 à 6 mesures à chaque fois). Des
digestats industriels présentent les valeurs suivantes pour les LAS en µg/kg MS : 267 100 ±9 100 pour des
digestats d’OMR/biodéchet, 565 600 ±15800 pour des digestats d’OMR/DV, 105 200 ±1 400 pour des digestats
de biodéchets, 43 700 ±2 100 pour des digestats de fumiers, 927 300 ±60 500 pour des digestats de maïs
(Patureau et al., 2013).
Paulsrud et al. (2000) et Carlsen et al. (2002) rapportent des données sur des lisiers avec une médiane à
79 000 µg/kg MS (n=5) alors que Houot et al. (2008) donnent pour un fumier bovin une médiane à 70-90 µg/kg
MS (n=9).
Chapitre 2
259
Les autres détergents/surfactants
Il existe des surfactants cationiques comme les ammoniums quaternaires (QAC), dont les alkyls esters de sels
d’ammonium sont les plus utilisés (en volume) dans les produits ménagers (adoucissants, produits coiffants).
Parmi ces derniers on trouve le Ditallow diméthyl ammonium chloride (DTDMAC) et le diethyl ester dimethyl
ammonium chloride (DEEDMAC), le premier présentant une forte toxicité pour les organismes aquatiques a été
retiré des marchés entrainant une diminution de ces teneurs dans les boues suisses de 3 670 000 à
210 000 µg/kg MS entre 1991 et 1994 (Clarke et Smith, 2011). Il existe très peu de données sur ces molécules
dans les boues : une étude récente autrichienne de 2007 rapporte des teneurs en QAC totaux variant entre
22 000 et 103 000 µg/kg MS (Martinez-Carballo et al., 2007), ce qui se rapproche des teneurs des autres
détergents (NP, LAS).
2.4.2.3. Les plastifiants
Les phthalates – le DEHP
Les phthlates font partie d’une famille de produits chimiques constitués d’un cycle benzénique et de deux
groupements carboxyliques générant une structure de type diester. Il existe un grand nombre de phthalates. Le
phthalate de diméthyle (DMP), le phthalate de diéthyle (DEP), le phthalate de dibutyle (DBP), le phthalate de
benzylbutyle (BBP), le phthalate de di-2-éthylhexyle (DEHP) et le phthalate de di-n-octyl sont parmi les plus
couramment utilisés. Ce sont des substances utilisées depuis plus de 50 ans dans la fabrication des résines et
des plastiques type PVC, on les retrouve dans beaucoup de produits de consommation courante dans l’industrie
des peintures, de la pétrochimie, de l’emballage, des cosmétiques (Fromme et al., 2002). La majorité des articles
rigides à semi-rigides ou souples à base de PVC contiennent des phthalates. N’étant lié que très faiblement aux
polymères, ces composés se libèrent facilement dans les différents milieux. L’ingestion d’aliments ayant été en
contact avec des emballages contenant des phthalates demeure la principale source d’exposition pour la
population. Les niveaux de toxicité des phthalates varient selon les composés, le DEHP possédant un potentiel
de toxicité plus élevé. Il est important ici de signaler les problèmes analytiques engendrés par cette molécule car
elle est en effet présente un peu partout dans les laboratoires, il est alors nécessaire de s’assurer que les valeurs
mesurées sont bien au-dessus de celles des blancs (échantillon qui subit tout le processus depuis la préparation
jusqu’à l’analyse). Dans le projet de révision de la directive boue, seul le DEHP présente une valeur limite fixée à
100 mg/kg MS (tableau 2-4-1), il est ainsi régulé dans les boues danoises (50 mg/kg, Jensen et Jepsen, 2005),
c’est aussi le phthalate le plus utilisé et qui présente une forte hydrophobicité. Nous avons donc focalisé notre
analyse sur le DEHP. D’autres seraient à considérer du fait de leur persistance potentielle dans l’environnement,
le diisononylphthalate et le diisodécylphthalate (Cadogan (2002) cité par Clarke et Smith, 2011).
12 articles étudiés font référence à des teneurs dans des boues (tableau 2-4-17). Sur 106 valeurs extraites, seule
une est inférieure à la LD, ce qui souligne une haute fréquence de détection.
Tableau 2-4-17. Le DEHP dans les Mafor. Les boues brutes et traitées englobent des boues primaires, secondaires, mixtes
µg/kg MS
Boues brutes et
traitées
Boues
compostées
Boues digérées
anaérobie
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
106 (1)
1 900
601 000
36 600
94 477
1996 à 2009
Canada, Finlande,
Norvège, Espagne,
Suisse, UK
32
1 610
99 000
19 300
27 346
1996 à 2010
Canada, Chine,
Grèce,
Espagne, UK
Nbr publi
12
8
25 (1)
22 300
554 000
160 000
174 670
1996 à 2009
Canada,
Finlande,
Norvège,
Espagne, UK
7
Chapitre 2
Boues
digérées
aérobie
9
44 000
601 000
180 000
258 466
2005-2007
Espagne
Boues
chaulées
Compost
déchet vert
Compost
biodéchet
fumier
2
29 800
35 800
11 (4)
1 800
26 000
12 000
11 020
1999 à 2003
Allemagne,
Norvège,
Danemark
2
5 300
6 900
4 (1)
1 650
14 850
2
1
1999
Norvège
3
Allemagne,
Danemark
1999
Norvège
2
1
260
Les concentrations couvrent une très large gamme allant de 1 900 à 601 000 µg/kg MS avec des valeurs
médiane et moyenne de 36 600 et 94 477 µg/kg MS, toute boue confondue. Cette médiane ne dépasse pas la
future valeur limite européenne, mais 34 données sont largement au-dessus. Les données françaises issues de
l’étude AGHTM de 2002 donnaient une valeur moyenne plus faible de 42 200 µg/kg MS mais couvrant aussi une
large gamme de 10 000 µg/kg MS à 359 000 µg/kg MS. Les boues non traitées présentent une médiane à
20 300 µg/kg MS, les boues compostées à 19 300 µg/kg MS. Le suivi de la plate-forme de compostage des
boues de Narbonne donne pour le DEHP des teneurs similaires variant de 8 500 à 15 000 µg/kg MS (Patureau et
al., 2012). Les boues digérées présentent quant à elles des médianes beaucoup plus élevées à 180 000 et
160 000 µg/kg MS sous, respectivement, aérobiose et anaérobiose. Sur les 24 données de boue digérées sous
anaérobiose, 60% sont au-dessus de la valeur limite et 7 sur 9 pour les boues aérobies. Deux valeurs ont été
trouvées pour des boues chaulées : 29 800 et 35 800 µg/kg MS (Paulsrud et al., 2000).
Pour les composts de déchets verts, sur les 11 valeurs récupérées, 4 sont inférieures à la LD, et donnent une
médiane à 4 000 µg/kg MS (Marb et al., 2003 ; Petersen et Handsen, 2003 ; Paulsrud et al., 2000) alors que
Brändli et al. (2005) trouvaient une valeur médiane bien plus faible à 84 µg/kg MS (n=28). Les deux valeurs pour
les composts de biodéchets des ménages données par Marb et al. (2003) et Petersen et Handsen (2003) sont de
5 300 et 6 900 µg/kg MS à comparer à la médiane calculée par Brändli et al. (2005) de 1 300 (n=51) pour des
composts de biodéchets. Trois campagnes d’analyse ont été faites dans les PRO du SOERE-PRO. Les
concentrations sont très variables : les plus fortes sont trouvées dans le compost OMR (médiane 112 000 µg/kg
MS). La médiane est de 11 000 µg/kg MS dans le compost de boue, de 5 000 µg/kg MS dans la boue, 700 µg/kg
MS dans le compost de biodéchet.
Les lisiers présentent des teneurs non négligeables avec une médiane à 10 500 µg/kg MS (n=3, 4 valeurs
trouvées, 1 <LD) (Paulsrud et al., 2000).
Les bisphénols : BPA et autre (BPF)
Les bisphénols sont une famille de composés organiques portant deux groupes phénols. Le bisphénol A est un
plastifiant et est utilisé comme monomère dans la synthèse de polycarbonate et de résine époxy, de retardateurs
de flamme. On le retrouve dans les revêtements de cannette, comme additif des papiers thermiques, comme
anti-oxydant dans les plastiques. Il est reconnu comme perturbateur endocrinien (activité oestrogène et antiandrogène) (Sohoni et Sumpter, 1998). Les autres bisphénols ne sont que très peu recherchés dans notre
environnement (Fromme et al., 2002).
Les données recueillies dans la littérature sont peu nombreuses, elles concernent majoritairement les boues avec
des valeurs variant du µg/kg MS (Bolz et al., 2001 ; Fromme et al., 2002 ; Gatidou et al., 2007 ; Stasinakis et al.,
2008) jusqu’à la centaine de mg/kg MS (Meesters et Schröder, 2002). Les 14 données recueillies nous
permettent de calculer une valeur médiane de 21 181 µg/kg MS et moyenne de 90 196 µg/kg MS (tableau 2-418). Clarke et Smith (2011) donnent une valeur moyenne de 280 µg/kg MS (n=91) mais sans tenir compte des
données très élevées de Meesters et Schröder (2002). Par comparaison avec le DEHP, produit en quantité
équivalente au BPA, les teneurs dans les boues sont bien plus faibles. Ceci suggère que cette molécule est plus
dégradable dans les systèmes de traitement, ce qui est confirmé par les études de dissipation dans les sols avec
des demi-vies estimées inférieures à 3 jours (Fent et al., 2003).
Rares sont les données concernant d’autres Mafor. Marb et al. (2003) en ont quantifié dans des composts de
déchet vert et biodéchet (tableau 2-4-18) et Fromme et al. (2002) dans des lisiers (61 à 1 112 µg/kg MS) dont ils
supposent la présence via le revêtement des tanks de stockage ou via les aliments des animaux.
Tableau 2-4-18. Le BPA dans les Mafor
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
Chapitre 2
14 (2)
4
474 000
21 181
90 196
2000 à 2008
Allemagne, Espagne, Grèce
6
Compost déchet vert
1
59
Compost biodéchet
1
164
2003
Allemagne
1
2003
Allemagne
1
261
2.4.2.4. Les pesticides
Les pesticides ont surtout été quantifiés dans les composts/digestats de déchets verts et biodéchets et dans les
boues dans une gamme couvrant le µg à la centaine de µg/kg MS.
Les travaux de Buyuksonmez et al. (2000) aux Etats-Unis montrent que les déchets verts (taille des arbres,
herbe…) et les composts issus de ces déchets verts contiennent majoritairement des insecticides de la famille
des organochlorés. Dans leur étude, les insecticides de type carbamate et les organophosphates ainsi que la
plupart des herbicides ne sont que très rarement détectés. Ils montrent aussi que le compostage contribue avec
une efficacité variable à la dégradation des pesticides : les composés organochlorés sont les plus résistants
tandis que d’autres sont potentiellement dégradables (faible minéralisation, production d’intermédiaires) ou
dissipés (formation de résidus liés, volatilisation). Pour illustration, ils quantifient :
-du lindane à 500 µg/kg dans les déchets verts bruts contre 180 à 300 µg/kg MS dans les composts, entre 7,8 et
80 µg/kg dans les composts de déchets solides municipaux mélangés ou non avec des boues,
-du DDT à 47 µg/kg dans les déchets verts bruts et 16 µg/kg dans les composts, inférieur à 8,2 µg/kg dans les
composts de déchets solides municipaux mélangés avec des boues.
Ces données sont complétées par celles de Brändli et al. (2007b) pour des composts et digestats de déchets verts
et biodéchets suisses sur lesquels ils ont analysé 269 résidus de pesticides. Ils ont détecté 30 fongicides, 14
herbicides, 8 insecticides et 1 acaricide. Les concentrations totales médianes en fongicide sont de 42,4 µg/kg dont
imazalil à 9 et thiabendazole à 5,3 µg/kg MS, les triazoles dominant avec une concentration totale médiane de
21,6 µg/kg MS. Certains fongicides sont systématiquement retrouvés dans les composts (difenoconazole,
fenbuconazole..), ceux qui sont fréquemment utilisés en viticulture, horticulture (utilisation en fin de culture et posttraitement après récolte), ceux souvent dosés dans les fruits et légumes et dans le sol du fait de demi-vie de 40
jours. S’ils observent des différences entre les composts urbains (61 µg/kg) et les composts ruraux (27 µg/kg), ils
n’en observent pas entre compost et digestat. Pour les herbicides, ils trouvent une concentration totale médiane
plus faible de 5,8 µg/kg, car les herbicides sont utilisés en début de croissance et sont surement dégradés, de plus
très peu d’herbe et de paille qui pourraient amener des herbicides sont présents dans les composts suisses. De
même que pour les fongicides, les composts urbains (8,5 µg/kg) contiennent plus d‘herbicides que les composts
ruraux (1,1 µg/kg). Parmi les insecticides (concentration médiane de 4,1 µg/kg MS), le propoxur (biocide
fréquemment utilisé dans les produits commerciaux pour les maisons) est détecté assez fréquemment.
Hellstrom et al. (2011) et Nilsson (2000) en Suède ont analysé des déchets ménagers triés pour les pesticides et
des composts et digestats produits à partir de ces déchets. Dans les biodéchets, ils notent la présence d’une
grande variété de pesticides : 34 d’usage courant et fréquemment dosé dans les fruits et légumes suédois mais
pas uniquement car les fruits proviennent de partout, dont 10 organochlorés. Les teneurs et types sont les
suivants : la dieldrine (moyenne à 3,4 µg/kg dans le déchet, non présent dans le compost/digestat), la
pentachloroaniline (moyenne à 36 µg/kg dans le déchet, 0,9/1,7/1,6 dans les compost/digestat mésophile et
thermophile), le DDE (moyenne à 1,5 µg/kg dans le déchet, 1,9/2,8/2,7 dans les compost/digestat), l’αendosulfan (moyenne à 5,2 µg/kg dans le déchet, 4,6/2,4/1,7 dans les compost/digestat), l’hexachlorobenzèneHCB (moyenne à 0,6 µg/kg dans le déchet, 0,6/0,5/0,4 dans les compost/digestat), la vinclozoline (moyenne à
14 µg/kg déchet, 5,1/4,5/4,9 dans les compost/digestat), le chlorpyrifos (non détecté dans le déchet, 3,8/18,4/22
dans les compost/digestat). Au cours des traitements, il est parfois observé une dégradation (dieldrine, variable
selon les demi-vies), parfois rien n’est noté et parfois il y a apparition de pesticides (modification de l’extractibilité
au cours du procédé) comme pour le chlorpyrifos.
En France, un rapport de Master (Fodor, 2006) fait état de la présence de pesticides dans les composts de
déchets verts. 46 molécules ont été recherchées et 33 % des composts (21/63) présentent au moins une
substance. Hormis le carbofuran (insecticide/acaricide retrouvé dans un échantillon à 411 µg/kg MS, n=1), ce
sont des herbicides qui sont retrouvés comme le mécoprop (14,9-446 µg/kg, n=8), l’oxadiazon (10-15,9 µg/kg,
n=7), le 2,4-D (71,9 µg/kg, n=1), l’aminotriazole (6 665 µg/kg, n=1) et l’AMPA, métabolite du glyphosate (6111812 µg/kg, n=6). Les teneurs en lindane, chlorpyrifos, endosulfan, malathion, sont inférieures aux LOD (entre 10
et 20 µg/kg), ainsi que celles en fongicides (LOD entre 10 et 1 000 µg/kg).
Dans les boues, les données sont rares. Stevens et al. (2003) dosent des pesticides organochlorés dans des
digestats de boue (alpha, beta, gamma lindane, hexachlorobenzène, endosulfan, DDT et sous-produits et cis et
trans-chlordane). Seuls deux composés sont systématiquement quantifiés : ce sont l’hexachlorobenzène et un
dérivé du DDT (pp-DDE) avec des teneurs respectives de 6,4-260 µg/kg (médiane 22 et moyenne 42) et 6Chapitre 2
262
28 µg/kg (médiane 13 et moyenne 13, n=14). Ahmad et al. (2004) en Malaisie ont détecté sur 3 boues de
l’heptachlore (60 µg/kg), du dieldrine (50 µg/kg), et du p,p-DDT (159 µg/kg). En Chine, Wang et al. (2007) ont
recherché des pesticides organochlorés (hexachlorocyclohexane-HCH, DDT et métabolites, HCB) dans les
boues de 31 STEU. Les teneurs recueillies sont les suivantes : HCH LOD à 167 µg/kg (majoritairement le βHCH), ΣDDT/DDE/DDD : 11 à 1 065 µg/kg et HCB de 7,5 à 319 µg/kg MS. Les produits de dégradation du DDT
majoritaires sont les p,p’-DDE (10 à 730 µg/kg MS) et p,p’-DDD (LOD à 340 µg/kg MS).
En France, Ghanem et al. (2007) ont dosé du diuron, du glyphosate et son métabolite, l’AMPA dans des boues séchées,
chaulées ou compostées avec respectivement des valeurs variant entre 6,6 et 84 µg/kg MS, 100 et 2 900 µg/kg MS et
1 200 et 33 300 µg/kg MS. Les données diuron sont semblables à celles de Plagellat et al. (2004) en Suisse.
2.4.2.5. Les polychloronaphthalènes : PCN
Ces molécules sont utilisées au même titre que les PCB depuis le début des années 1900 dans les fluides
diélectriques, pour la préservation du bois, la production de colorants, lubrifiants (Clarke et Smith, 2011). Elles
présentent des propriétés similaires à celles des PCB, elles sont donc persistantes, bioaccumulables et toxiques.
Certains congénères présentent des toxicités de type dioxine like comme les PCB coplanaires. Ubiquistes, on en
retrouve jusqu’en arctique (transport atmosphérique sur de longues distances). Il n’existe que très peu de
données dans la littérature, elles ne concernent que les boues. En Suède, Nylund et al. (1992) donnent pour la
somme de 9 congénères PCN des teneurs variant entre 3,2 et 5,9 µg/kg MS. Stevens et al. (2003) ont quant à
eux analysé 14 boues anglaises pour 35 congénères de PCN : seuls 17 congénères sont détectés et 8 retrouvés
dans tous les échantillons avec pour la somme totale des valeurs minimale de 50, maximale de 190, médiane de
76, moyenne de 83 µg/kg MS. En Chine, une analyse faite sur 8 stations donne des valeurs fluctuant entre 1,48
et 21 µg/kg MS pour la somme de plus de 70 congénères (Guo et al., 2008).
2.4.2.6. Les polychloro n-alcanes ou PCA ou paraffines chlorées
Ces molécules sont constituées d’une chaine alcane linéaire substituée avec des atomes de chlore. On distingue
les chaines courtes (sPCA : C10 à C13) des chaines moyennes (mPCA : C14 à C17), des chaines longues (Nbr
atome de C>18). Utilisées massivement comme additif de peintures, retardateur de flamme, additif de lubrifiants,
plastifiants, elles sont présentes dans de nombreux compartiments de l’environnement (Bayen et al., 2006 in
Clarke et Smith, 2011). Elles sont suivies dans le cadre de la DCE (chloroalcane C10-C13) avec une NQE de 0,4
µg/L, elles sont toxiques pour les organismes aquatiques (classement 2B par IARC, 1998), potentiellement
bioaccumulables et persistantes (Feo et al., 2009).
Les concentrations dans les boues sont peu nombreuses : 1 000 à 65 000 µg/kg MS pour les sPCA pour une zone
industrialisée allemande (Rieger et Ballschmiter, 1995) ; 1 800 à 93 100 µg/kg pour des mPCA sur 9 boues
digérées anglaises et galloises (Nicholls et al., 2001). Stevens et al. (2003), analysant 14 boues anglaises rapportent les données suivantes : total PCA : min 45 000, max 9 900 000, moy 1 800 000 et med 560 000 µg/kg MS ;
sPCA : min 6 900, max 200 000, moy 42 000 et med 16 000 µg/kg MS et mPCA : min 30 000, max 9 700 000, moy
1 800 000 et med 540 000 µg/kg MS. La revue de Feo et al. (2009) mentionne des teneurs beaucoup plus faibles
dans des boues urbaines et industrielles en Allemagne pour des sPCA : 206-914 µg/kg MS et 117-269 µg/kg MS.
Rares sont les données autres que boue. Mais, Brändli et al. (2007b), en Suisse, ont analysé sur des composts
et digestats de déchet vert et biodéchet de cuisine des paraffines chlorées : de 57-140 µg/kg MS pour les sPCA
et de 29-245 pour les mPCA, teneurs similaires à celles des sols suisses. Ces teneurs sont par contre largement
plus faibles que les teneurs retrouvées dans des déchets ménagers triés analysés par Nilsson (2000), en Suède,
dans sa thèse : 400 à 48 000 µg/kg MS.
2.4.2.7. Les composés perfluorés : PFC
Ces molécules sont utilisées depuis les années 50 pour rendre les produits résistants à la chaleur, à l’huile, à
l’eau. Elles vont se retrouver dans beaucoup de produits d’usage courant : produits d’emballage papier, recouvrir
les textiles, les tapis, mousse anti-feu (surfactant, additif et coating). Elles sont présentées comme réfractaires à
la biodégradation et la dégradation chimique du fait de la liaison Carbone-Fluore, assurant ainsi leur dispersion
Chapitre 2
263
dans notre environnement et leur détection dans beaucoup de matrices environnementales et de tissus humains
de par le monde (Olsen et al., 2003 ; Kannan et al., 2004). Parmi toutes les molécules, deux groupes sont
mesurés et détectés dans l’environnement : ce sont les perfluoroalkyles sulfonates (PFAS, dont les
perfluorooctane sulfonate/sulfonamide, PFOS/PFOSA) et les perfluoroalkyles carboxylates (PFAC, dont le
perfluorooctanoique acide, PFOA). Ces PFAS et PFAC sont produits au cours de la dégradation dans les stations
d’épuration des fluorotélomères alcools ou sulfonates (surfactant fortement utilisé) (Lange, 2002 ; Kannan et al.,
2005). Ces molécules sont à la fois hydrophobes et lipophobes et s’associent aux protéines. Les PFOA et PFOS
sont inclus sur la liste principale de la Directive Cadre sur l’Eau (2013/39/UE) et aussi dans le projet de directive
« end of waste » (document 2012). Ces molécules sont très étudiées aux Etats-Unis (Decatur, Alabama) et en
Allemagne suite à l’épandage de boues (urbaines et/ou industrielles) contenant des teneurs élevées en PFC et à
l’analyse de ces composés dans les matrices environnementales proches des zones d’application de boue (eau,
herbe, tissus animaux et humains) (Lindstrom et al., 2011 ; Stahl et al., 2013). Ainsi en Allemagne, une limite
pour les boues a été fixée à 100 µg/kg MS pour les PFAA perfluoroalkyl acides (Lechner et Knapp, 2011).
Le tableau 2-4-19 regroupe les données de la littérature pour les Mafor/boue et composts urbains : les teneurs
avoisinent le µg/kg jusqu’à quelque centaine de µg/kg, dans les mêmes gammes que les PCB et les PBDE. Ce sont
surtout les PFOA et PFOS qui sont recherchés et quantifiés, mais leurs précurseurs comme les perfluorosulfomamide acétate sont aussi présents en forte proportion dans les boues, suggérant d’une part qu’ils sont assez
stables et d’autre part qu’ils contribuent de façon significative à la charge environnementale, il serait donc
nécessaire de les considérer pour faire des bilans, combiné au fait que l’on en retrouve dans des analyses de sérum
humain, de la chaine alimentaire du lac Ontario jusqu’aux animaux sauvages de l’arctique (Higgins et al., 2005).
Tableau 2-4-19. PFOA et PFOS dans les Mafor
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
PFOS
33
4,8
990
71
148,2
2006 - 2011
USA, Suisse, Danemark
5
Composts urbains
13
1
21
2,1
4
2007
Suisse
1
PFOA
31
3,4
241
8
31,3
2006 - 2011
USA, Suisse, Danemark
5
Composts urbains
13
0,67
3,6
1,2
1,48
2007
Suisse
1
2.4.2.8. Les polymères
Il existe une grande diversité de polymères utilisés dans le traitement de l’eau, mais aussi dans l’alimentaire,
l’industrie du papier, le traitement des textiles, la cosmétique et les produits de soin corporel. On trouve par
exemple les polyacrylamides (PAM), solubles dans l’eau et chargées positivement ou négativement (Barvenik,
1994), et les polydiméthylsiloxanes (PDMS) (Fendinger et al., 1997). Les PAM entrent dans la formulation
d’amendements comme agent mouillant, utilisé sur des golfs par exemple, avec une limite de la teneur en
acrylamide à 0,05%, car ce dernier, intermédiaire de dégradation, est toxique pour l’environnement. Il n’existe
que très peu de données sur l’analyse de ces polymères dans les Mafor. Quelques rares données existent pour
des PDMS dans des boues anglaises avec des concentrations variant entre 290 000 et 5 155 000 µg/kg MS
(Fendinger et al., 1997) alors que des valeurs de l’ordre de 144 000 µg/kg MS sont données dans une étude
japonaise datant de 1984 (Clarke et Smith, 2011)
2.4.2.9. Les composés pharmaceutiques et produits de soins corporels
dont biocides
La France est le 4ème consommateur mondial de médicaments. Plus de 3 000 médicaments à usage humain et 300
médicaments vétérinaires sont actuellement disponibles sur le marché français. Les substances biologiquement
actives contenues dans chaque spécialité pharmaceutique se caractérisent par une grande diversité de structure
chimique. Les résidus de médicaments sont excrétés essentiellement par les selles et les urines sous leur forme
initiale ou sous la forme d’un ou plusieurs métabolites actifs ou non, puis se retrouvent dans les réseaux
d’assainissement, les eaux usées et sur les sols en ce qui concerne la plupart des médicaments vétérinaires.
Chapitre 2
264
Comme les autres contaminants susceptibles de se trouver dans des Mafor, ces molécules peuvent être transférées
dans l’environnement après épandage des boues et des effluents d’élevage sur les sols (figure 2-4-1).
Figure 2-4-1. Schema montrant les sources possibles et les voies de dissémination des résidus de medicaments vers les
milieux aquatiques (Heberer, 2002).
Un transfert à l’homme via les plantes alimentaires et/ou les animaux d’élevage n’est pas exclu. Ce risque
d’exposition est cependant peu documenté. (Cf. partie Transfert Sol Plante). Signalons enfin que, dans le cadre
de la révision de la liste des substances prioritaires au titre de la directive cadre sur l’eau, des discussions sont
en cours pour ajouter éventuellement certaines substances médicamenteuses (notamment : ibuprofène,
diclofénac, 17 α-éthinyloestradiol, 17 β-oestradiol), les trois dernières sont d’ores et déjà sur la liste dite de
vigilance (Directive 2013/39/UE).
Au sein de la classe des produits pharmaceutiques humains et vétérinaires et des produits de soins corporels, on
retrouve une grande diversité de composés en liaison avec des usages variés (voir tableau 2-4-20 en exemple).
Substances médicamenteuses à usage humain et produits de soin corporel
Antibiotiques (voir figure 2-4-2 pour les grands groupes d’antibiotiques consommés en France), antidépresseurs,
bêtabloquants, contraceptifs oraux, on dénombre une quarantaine de classes thérapeutiques à la sortie des
stations d’épuration en France mais aussi sur tous les continents ; autant de substances qui sont rejetées de
façon continue et pour cette raison ont un caractère pseudo persistants (Fenet et al., 2006).
Figure 2-4-2. Données issues de
l’European Surveillance of Antimicrobial
Consumption Network (ESAC-Net) pour
la consommation d’antibiotiques en
France entre 1997 et 2011.
Chapitre 2
265
Tableau 2-4-20. Les composés pharmaceutiques et leurs usages (extrait de Drewes et al., 2003; Ellis, 2006; Balderacchi et
al., 2013)
Groupe/classe
Antibiotiques humains et
vétérinaires
Analgésiques, anti-inflammatoires &
anti histaminiques
Psychiatrique (anti-épileptiques)
Régulateurs de lipide
β-bloquants & antihypertension
Agents de contraste
Stéroides & hormones
Fluidifiants
Antidiabétiques
Antidépresseurs
Drogues
Parfums
Ecrans totaux
Répulsifs insecte
Antiseptiques
Molécule
Principaux composés pharmaceutiques
Trimethoprim, erytromycine, lincomycin, sulfamethaxole, chloramphenicol, amoxycillin, sulfachloropyridazine,
sulfemerazine, fifemethazine, sulfathiazole, sulfadimethoxine, sulfamethiazole, azithomycin,
ciprofloxacin,enoxacin, enrofloxacin, lomefloxacin, norfloxacin, ofloxacin
Ibuprofen, diclofenac, fenoprofen, acetaminophen, naproxen, acetylsalicylic acid, fluoxetine, ketoprofen,
indometacine, paracetamol, fenoprofen, phenazone, Acetaminophen, demethylaminophenazone, mecolfenaminic
acid, toflenamic acid, propyphenazone, cetirizine
Diazepam, carbamazepine, primidone, salbutamol, citolopram, pentobarbital
Clofibric acid, bezafibrate, fenofibric acid, etofibrate, gemfibrozil
Metoprolol, propranolol, timolol, sotalol, atenolol, natolo, carazolol, betaxolol, bisprolol, diltiazem,
dehydronifedipine
Iopromide, iopamidol, diatrizoate, amidotrizoic acid
Estradiol, estrone, estriol, diethylstilbestrol (DES)
Pentoxifylline
Metformin
fluoxetine
Nicotine, cotinine
Produits de soin
Nitro, polycyclic and macrocyclic musks; phthalates
Benzophenone, methylbenzylidene camphor
N,N-diethyltoluamide
Triclosan, chlorophene, phenylphenol, terbinafine, pentachlorophenol
En conséquence, les Mafor pouvant contenir cette catégorie de polluants sont en premier lieu des boues
d’épuration (urbaines ou industrielles), des boues de potabilisation des eaux mais aussi des ordures
ménagères contenant des médicaments non utilisés (MNU).
Substances médicamenteuses à usage vétérinaire
L’usage de substances médicamenteuses (antibiotiques, hormones, antiparasitaires) au sein des élevages
entraine, par excrétion, leur présence dans les effluents d’élevage. Ceux-ci sont épandus sur les sols agricoles
directement ou après traitement (compostage, digestion). Dans les pays industrialisés, ces substances sont
utilisées à des fins thérapeutiques (voir les figures 2-4-3 et 2-4-4 pour la consommation en antibiotiques et les
types d’antibiotiques utilisés en France ainsi que le type d’animal traité) mais aussi avec un objectif de gain de
productivité (Sarmah et al., 2006). Une autre source importante de médicaments vétérinaires est constituée par
les rejets des fermes aquacoles, mais ces rejets sont rarement retraités avant l’arrivée dans les cours d’eau.
Cependant des sédiments proches de ces élevage aquacoles lorsqu’ils sont dragués et réutilisés sont un vecteur
potentiel de ces contaminants (Halling-Sorensen et al., 1998).
Figure 2-4-3. Tonnage d’antibiotiques et type d’antibiotiques utilisés en médecine vétérinaire en France entre 1999 et 2012
(ANSES, 2013).
Chapitre 2
266
Figure 2-4-4. Evolution de l’exposition aux antibiotiques vétérinaires en fonction de l’animal entre 1999 et 2012 (ANSES,
2013)
Les molécules pharmaceutiques recherchées et retrouvées dans les Mafor sont très en lien avec les données de
consommation humaine et vétérinaire, particulièrement celles qui sont très affines des matières organiques et peu
dégradées au cours des traitements. Notre analyse bibliographique s’est donc orientée vers ces grands groupes
d’antibiotiques utilisés en médecine humaine et vétérinaire (tétracyclines, sulfamides, fluoroquinolones et
macrolides), vers les hormones et quelques autres molécules pharmaceutiques qui sont fréquemment quantifiées
dans les boues (en nombre d’occurrence rencontrée dans les articles). Pour les produits de soin corporel, nous
avons travaillé sur les parfums et deux agents anti-microbiens, le triclosan et les parabènes. Les données sont
regroupées dans des tableaux avec pour chaque molécule les données Mafor/boue et Mafor/effluent d’élevage.
Les parfums nitrés et polycycliques
Ces molécules sont détectées dans les tissus adipeux d’organismes marins, et le lait humain, elles sont donc très
largement disséminées dans notre environnement (Kannan et al., 2005). Elles sont très hydrophobes et
présentent des constantes de sorption dans les boues très élevées avec un logKd entre 3 et 4 déterminé par
Carballa et al. (2008) sur des digestats de boue.
D’après Stevens et al. (2003), les parfums que l’on retrouve majoritairement dans les boues sont les parfums
synthétiques. En effet, sur l’analyse de 14 boues anglaise, ils n’ont retrouvé que 5 molécules sur 11 recherchées
dont les parfums nitrés (ambrette, xylène, moskene, tibetene, kétone) et les parfums synthétiques (cashmeran,
celestolide, phantolide, traseolide, galaxolide et tonalide). Seuls les 5 derniers ont été retrouvés avec pour la
somme des 5 une valeur minimale de 2 100, maximale de 99 000, médiane de 31 000 et moyenne de
32 000 µg/kg MS. Le galaxolide et le tonalide couvrent 95% du marché avec pour conséquence de fortes teneurs
dans les boues : le galaxolide (min 1 900, max 81 000, médiane 26 000 et moyenne 27 000 µg/kg MS) et le
tonalide (min 120, max 16 000, médiane 4 000 et moyenne 4 700 µg/kg MS). Ces données anglaises sont en
accord avec les données allemandes de Müller et al. (2006) qui trouvent dans des boues activées du galaxolide
(2 700-14 400 µg/kg, moyenne de 8 300 (n=21)) et du tonalide (800-4 700 µg/kg MS, moyenne de 2 600 µg/kg),
et dans des boues déshydratées respectivement, 6 000-24 000 et 2 000-6 900. Des teneurs identiques sont
retrouvées dans les études de Herren et Berset (2000), Bester (2004) en Allemagne, Kupper et al. (2004) en
Suisse, Horii et al. (2007) aux Etats-Unis, Lee et al. (2003) et Yang et Metcalfe (2006) au Canada, Guo et al.
(2010) en Corée du Sud.
Rares sont les références sur les boues industrielles traitant des effluents cosmétiques. En Chine, Chen et al.
(2007) ont quantifié du galaxolide entre 1 780 et 92 450 µg/kg et du tonalide entre 2 870 à 65 670 µg/kg MS. En
Corée du Sud, Guo et al. (2010) trouvent des valeurs fluctuant entre 1 370 et 9 000 µg/kg. Ce sont les seuls
auteurs à avoir dosé ces molécules dans des effluents d’élevage et donnent pour le galaxolide LOD-1 700 et le
tonalide LOD-120 µg/kg.
Chapitre 2
267
Tableau 2-4-21. le galaxolide dans les Mafor/boues
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
36
129
81 000
15 950
18 550
2003
Espagne, UK, Suisse
4
Les parabènes
Les parabènes sont utilisés comme agents antimicrobiens aux propriétés bactéricides dans la formulation de
produits de soin (dentifrice, déodorant, crème solaire, gel douche), ou en alimentaire dans les cannettes et les
conserves. Au même titre que le triclosan, ce sont des perturbateurs endocriniens (Albero et al., 2012). Ils sont
dégradables sont conditions aérobies y compris au cours du traitement des eaux par boues activées (Madsen et
al., 2001 ; Gonzales-Marino et al., 2011 ; Albero et al., 2012) mais considérés comme pseudo-persistants car ils
sont apportés en permanence dans l’environnement et en forte concentration. Les données dans les Mafor de
type boue ne sont pas nombreuses. Selon l’étude récente d’Albero et al. (2012), les deux seuls parabènes
retrouvés sur 19 boues espagnoles analysées sont le méthylparabène, le plus fréquemment dosé (95%) avec
des teneurs variant de 5,1 à 26,2 µg/kg MS, et le propylparabène (74%) 5,6 jusqu’à 44,1 µg/kg MS. Ils ne notent
pas de différence entre des STEU rurales, urbaines ou industrielles. Ces données sont identiques à celles de
Nunez et al. (2008) et Ferreira et al. (2011) mais plus faibles (méthylparabène 46-202 µg/kg MS) ou équivalentes
(propylparabène) à celles de Nieto et al. (2009) et Viglino et al. (2011). Ils ne détectent pas d’éthyl- et
butylparabènes comme dans les boues chinoises (Yu et al., 2011 a et b).
Le triclosan
Le triclosan est utilisé comme agent antimicrobien dans de nombreux produits de consommation courante comme
les dentifrices, les déodorants, les savons, les sacs poubelles, les ustensiles de cuisine, les jouets (Bester, 2005 ;
Kumar et al., 2010). C’est un composé avec un fort Kow qui se retrouve donc sorbé aux matières organiques des
boues (Ying et Kookana, 2007). C’est un perturbateur endocrinien avéré (Lozano et al., 2012). Il est retrouvé en
concentration très élevée dans les boues urbaines et sur une large gamme entre 90 et 133 000 µg/kg MS avec une
médiane à 2 541 et une moyenne à 6 570 pour 73 données répertoriées dans la littérature.
Tableau 2-4-22. le triclosan dans les Mafor/boues
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
73
90
133 000
2 541
6 570
2002 à 2012
USA, Australie, Espagne, Canada, Japon, Allemagne, France, Grèce
19
Les hormones stéroïdes (17 béta-oestradiol, estriol, estrone)
Excrétées naturellement dans les urines et les fécès, les hormones stéroïdes se retrouvent dans les eaux usées
urbaines et les effluents d’élevage. Au cours du traitement des eaux usées, les procédés aérobies permettent
d’éliminer la majorité des hormones, mais une faible part est retrouvée dans les boues (tableaux 2-4-23/24/25).
Les traitements anaérobies apparaissent moins aptes à dégrader ces composés (Andersen et al., 2003 ; Ternes
et al., 2002). Le devenir des hormones au sein des systèmes de stockage et de traitement des lisiers/fumiers est
moins documenté et leur élimination peut être attribuée à de la simple dilution, de la biodégradation, de la
photodégradation ou de la sorption sur les parties solides (Combalbert et Hernandez-Raquet, 2010 ; Combalbert,
2011).
Chapitre 2
268
Tableau 2-4-23. 17-béta-oestradiol dans les Mafor
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
42 (4)
0,04
836
9,345
55,909
2003 à 2012
Espagne, France, Allemagne, USA, UK
8
Lisier/fumier
17 (5)
2
1 500
190,5
299,41
2004 à 2010
USA, France
4
14
0,04
836
7,5
125,2
2011-2012
USA, UK, Espagne
3
Compost boue
2
21
91,7
Compost lisier
2
18
37
2010
Espagne
2
2008
USA
1
Tableau 2-4-24. l’estriol dans les Mafor
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
36 (6)
0,01
3 490
10,65
183,9
2010 à 2012
USA, Espagne, UK, France, Australie
8
Lisier/fumier
10 (4)
0,5
3 259
243
717,25
2007 - 2010
USA, France
3
13 (1)
0,01
3 490
5,5
299,9
2010 à 2012
USA, Espagne, UK
4
Compost boue
4,85
2010
Espagne
1
Tableau 2-4-25. l’estrone dans les Mafor
µg/kg MS
Nbr
données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
62 (24)
Lisier/fumier
16 (1)
14 (7)
Compost boue
3 (2)
Compost lisier
4
0,01
158
28,35
39,51
2002 à 2012
USA, Allemagne, France, UK,
Espagne, Canada, Australie
10
6
4 900
523
858,8
2004 à 2010
France, USA
1,16
158
32,3
49,9
2010 à 2012
Espagne, USA
160
2010-2012
Espagne, Israël
68
697
100
241,25
2008
USA
4
3
3
1
Les antibiotiques
Les données recueillies concernent les grandes familles d’antibiotiques consommées en France (figures 2-4-2 et
2-4-3) qui de part leurs propriétés physico-chimiques sont susceptibles de se retrouver dans les Mafor (les
pénicillines sont par exemple très soubles dans l’eau et ne se sorbent pas aux boues de stations d’épuration).
Ont été quantifiées dans les boues et les effluents d’élevage des fluoroquinolones, des tétracyclines, des
sulfamides et du triméthoprime.
Tableau 2-4-26. la ciprofloxacine (fluoroquinolone)
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
Chapitre 2
74 (10)
0,00429
11 700
2 285
2 619,7
2002 à 2012
USA, Japon, Estonie, Canada,
Suède, Chine, France, Suisse
16
Lisier/fumier
24 (6)
2,2
4 300
71,5
952,1
2003 à 2012
Japon, Chine, Brésil,
Allemagne, Turquie
7
13 (1)
0,00429
4 800
2 500
2 388
2005 à 2012
Canada, Suède, USA
3
269
Tableau 2-4-27. la norfloxacine (fluoroquinolone)
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
54 (4)
21
11 100
2 000
2 921,2
2002 à 2012
Estonie, Canada, Japon, Suède, USA, France, Suisse
10
Lisier/fumier
7
850
4 680
2 019
2 251
2010-2012
Chine, Brésil
3
11
100
4 200
1 010
1 446,4
2005-2012
3
Tableau 2-4-28. l’oflaxine, fluoroquinolone
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
23 (6)
4
5 446
390
854
2004 à 2012
Estonie, Espagne, Canada,
Suède, France, USA
8
Lisier/fumier
5 (1)
230
15 700
4 500
6 233
2003-2010
Allemagne, Chine
7 (1)
100
2 000
1 050
1 050
2005-2012
Suède, Canada
Compost boue
< LQ
2
2
1
2005
France
Tableau 2-4-29. la tétracycline, tétracycline
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
24 (8)
0,6
1 914
180
415,85
2004 à 2012
Japon, USA, France, Canada, Israël
Nbr publi
12
Lisier/fumier
41 (9)
1,2
43 500
325
6 451,46
2002 à 2012
Japon, Chine, Allemagne, Danemark, France, Autriche,
République tchèque
12
Tableau 2-4-30. la chlortétracycline, tétracycline
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
16 (6)
6,2
346,6
19,05
64,8
2008 à 2012
Japon, USA
Nbr publi
6
Lisier/fumier
56 (15)
1,3
879 600
1 150
27 422
2002 à 2012
Japon, Allemagne, Cjine, Usa, Autriche, Turquie,
Danemark, République Tchèque, France, Espagne
17
Compost lisier
7 (2)
73,7
760 000
333,8
159 101,5
2009-2012
Chine, Corée
3
Tableau 2-4-31. l’oxytétracycline, tétracycline
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
15 (4)
1
743,6
52
167,5
2005 à 2012
Japon, Israël, USA, France,
Nbr publi
6
Chapitre 2
Lisier/fumier
46 (13)
1
183 500
940
10 543
2002 à 2012
Japon, Chine, Danemark, Turquie, Autriche, Italie,
France, Allemagne, République tchèque
16
Compost boue
1
6 510
2012
Israël
Compost lisier
6
23,2
115 000
70,8
24 231,8
2012
Chine, USA
1
2
270
Tableau 2-4-32. la sulfaméthazine, sulfonamide
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
38 (14)
0,74
363
11,5
40,44
2005 à 2012
Espagne, USA, France,
Canada, Danemark, Suède
Nbr publi
Lisier/fumier
17 (5)
140
20 000
1 365
4 045
2002 à 2011
Chine, Suisse, Allemagne,
Autriche, Danemark
1
20,4
2011
Espagne
1
Tableau 2-4-33. la sulfaméthoxazole, sulfonamide
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
78 (31)
0,03
68 000
20
1 483,4
2004 à 2012
Espagne, Estonie, Japon, Canada, Suisse,
Allemagne, USA, Suède, Danemark
17
Lisier/fumier
36 (12)
1
5 700
49
937,1
2009 à 2012
Japon, Chine,
Turquie
6
<LQ
Compost boue
<LQ
2010
Espagne
2010-2012
Espagne, Israël
1
2
Tableau 2-4-34. le triméthoprime
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
27 (28)
0,1
41 000
22,4
1 558,7
2005 à 2012
Suisse, Japon, Espagne, USA,
Irlande, Suède, France
13
Nbr publi
Lisier/fumier
8 (7)
17 000
7 (6)
0,1
2002 à 2011
Autriche, Suisse, Japon
2005 à 2012
Suisse, Espagne
3
3
Les béta-bloquants
Les bêta-bloquants sont moins étudiés que les composés précédents. Les bêta-bloquants les plus récurrents
dans les boues sont le propranolol et l'aténolol avec 37 (12<LQ) et 14 (3<LQ) valeurs retrouvées dans la
littérature (tableau 2-4-35). Puis vient le métoprolol. Le salbutamol, le sotalol, le nadolol, le pindolol, le timolol, le
bisoprolol, l'acébutolol, céliprolol, le clenbutérol et la terbutaline sont très rarement analysés dans les boues.
Tableau 2-4-35. les béta-bloquants dans les Mafor/boues brutes et traitées
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
Chapitre 2
Propranolol
37 (12)
3,69
170
26
36,2
2009-2012
Japon, Espagne, France, Canada
9
Aténolol
11 (3)
1,6
94,4
17,8
31,6
2009-2012
Norvège, Irlande, Espagne, France, Canada
7
271
Les autres composés
Tableau 2-4-36. le diclofénac, analgésique, anti-inflammatoire
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
56 (20)
10,4
450
59
104,3
2002 à 2012
USA, Espagne, Canada, Allemagne
10
2
13,6
60,3
2010 à 2012
Espagne
3
Tableau 2-4-37. l’ibuprofène, analgésique, anti-inflammatoire
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
63 (7)
10
27 600
115,5
1 281,9
2002 à 2012
Canada, Espagne, USA, France
14
9
13,1
5 096
1 020
1 179,4
2001-2012
Espagne, Canada
4
Compost boue
2 (1)
1 000
2010
Espagne
1
Tableau 2-4-38. la carbamazépine, anti-épileptique
µg/kg MS
Nbr données
Min
Max
Med
Moy
Années
Pays
Nbr publi
90 (5)
1,9
1 200
41,6
91,6
2005 à 2012
USA, Japon, Espagne, France, Canada
24
Lisier/fumier
9 (5)
3
15
11,85
10,43
2008-2011
USA, Japon
2
9
9,1
390
30,8
109,4
2006 à 2012
USA, Espagne, Canada
5
Compost boue
1
11
2010
Espagne
1
2.4.3. Conclusions principales
Présence indéniable d’une grande diversité de contaminants organiques dans les Mafor.
L’analyse des données montre que la Mafor la plus étudiée est la boue urbaine pour tous types de contaminants
et un large panel de traitements (digestion, compostage, chaulage, séchage solaire/thermique). Les effluents
d’élevage sont surtout considérés bruts et très rarement digérés ou compostés, et sont très bien décrits quant à
la présence de composés pharmaceutiques. Les composts/digestats de déchets verts, biodéchets, ordures
ménagères résiduelles, les effluents/boues industrielles, les sédiments de dragage, les boues de potabilisation,
les cendres et les biochars sont a contrario très peu documentés. En ce qui concerne les composés, les polluants
organiques listés par les instances réglementaires ont été largement plus étudiés que les autres. Mais
actuellement, on assiste à un boum sur les données « composés pharmaceutiques » dans les boues et les
lisiers/fumiers et à la recherche d’autres molécules type polychloronaphthalène, polychloro-n-alcanes, PFOAs,
siloxanes. Une préoccupation importante dans cette analyse de données réside dans la variabilité des données
extraites de la litérature. En effet, les études n'ont pas utilisé les mêmes méthodes d'analyse (avec des limites de
détection et limites de quantification variables par exemple, des LD/LQ qui évoluent dans le temps) et donnent
des représentations différentes des résultats (min, max, médiane, moyenne, graphe…). L’effet « temps » n’est
pas non plus considéré (données couvrant une plage de temps large années 90 à nos jours). Cet aspect est
abordé dans deux articles récents sur des boues par des Suédois (Olofsson et al., 2012) et des Suisses
(Zennegg et al., 2013) et concernent à la fois des contaminants persistants et émergents (PCB, PCDD/F, PFC,
PBDE, PCA, phthalate, triclosan, ciprofloxacine, norfloxacine). Ils montrent par exemple des tendances à la
diminution des teneurs pour les PCB et PCDD/F depuis leur interdiction/restriction il y a 30 ans et ce quelle que
Chapitre 2
272
soit la taille de la STEU, ou une absence de tendance pour les PBDE et PFC, plus récemment introduits et plus
récemment interdits/restreints (Zennegg et al., 2013). De la même façon, Olofsson et al (2012) montrent une
tendance à la diminution pour le triclosan, la norfloxacine, les BDE154 (penta) et 183 (octa), les PCDD/F
(OCDD), PFOSA (PFC) en lien avec la réduction des usages ou les interdictions réglemantaires. Inversement, ils
montrent des augmentations de teneurs pour les siloxanes et le BDE209 en lien avec les quantités croissantes
utilisées. Ils voient aussi le maintien des teneurs en DEHP alors même que les quantités utilisées par an sont
réduites. Ces deux articles montrent aussi que (1) les boues sont des média de choix pour suivre les évolutions
des contaminants persistants car intégratives des pollutions sur des surfaces importantes (domestique, pluviale,
industriel) et (2) des matrices plus disponibles que des échantillons biologiques ou de sédiments, mais suggérant
du même coup qu’il faut conserver ces échantillons sur la durée pour potentiellement les analyser de façon
retroactive, (3) elles sont le reflet de nos activités (production de nouvelles molécules, interdit d’émission pour
d’autres) mais pas de façon immédiate, et (4) des différences significatives d’évolution des teneurs dans les
boues sont observées sur des périodes de temps plutôt longues (12 ans pour voir un changement de ±10%) et
qu’il n’est dès lors pas nécessaire d‘analyser tous les ans de façon systématique comme le proposent les
instances internationales de biosurveillance, mais qu’il est cependant nécessaire de conserver des échantillons
sur le long terme.
Les teneurs en contaminants sont très variables (de 100 ng/kg MS à 10 g/kg MS) d’une matrice à l’autre et d’un
composé à l’autre, mais il est possible d’identifier des groupes (figure 2-4-5), de façon très distincte dans les
boues par exemple aux vues du nombre de données recueillies : on distingue un premier groupe constitué de
paraffines à chaine alkyle moyenne, de détergents et plastifiants (mPCA, LAS, DEHP et NP) dont les teneurs
dans les boues sont majoritairement supérieures à 10 mg/kg MS ; le deuxième groupe comprend des composés
tels que les sPCA, les BPA, le galaxolide, les HAP (∑16), le triclosan et le BDE-209 avec des médianes
comprises entre 100 et 5 000 µg/kg MS ; le troisième groupe comprend les PFC (PFOS et PFOA), les PCB, les
PCN, les PCDD, les parabènes, les pesticides (HCB) avec des teneurs médianes inférieures à 100 µg/kg MS. La
figure nous montre aussi que pour la plupart des molécules (sauf BPA et PCB), la variabilité est faible (moins de
1 log entre Q1 et Q3). Pour les contaminants réglementés, les données pour diverses Mafor sont plus
nombreuses ce qui permet de comparer les teneurs entre Mafor.
Figure 2-4-5. Présence des contaminants dans les boues (compilation des données issues de la littérature). En rouge, les
données françaises.
Pour la ∑16 HAP (figure 2-4-6) : ces composés très persistants et ubiquistes sont quantifiés dans toutes les
Mafor, en des teneurs assez proches (2 700 et 3 700 µg/kg MS) et peu variables pour les boues urbaines (peu
d’influence du procédé sur les teneurs), légèrement inférieures pour les composts urbains (1 500 µg/kg MS), et
Chapitre 2
273
légèrement plus faibles dans les effluents d’élevage (630 µg/kg MS). Les biochars présentent les teneurs les plus
faibles et les cendres les plus élevées avec une grande variabilité dans les données, sûrement liée au type de
procédé utilisé et au type de matières entrantes. Les données supérieures à la limite proposée sur le projet de
« End of waste » sont rares sauf pour les cendres. Ces contaminants persistants sont présents dans tous les
compartiments de notre environnement, Mafor comprises, en des teneurs qui semblent identiques, comme si on
avait atteint un équilibre ; or, à l’inverse des PCB, PCDD/F qui synthétisés par l’homme, sont régulés et interdits
de production, et pour lesquels on observe une diminution des concentrations dans les boues, une part des HAP
est produite de façon diffuse non maitrisée et transportée sur de longue distance (combustion incomplète de la
matière organique lors des feux de forêt, fumage des produits, fumée des incinérateurs, des pots d’échappement,
des cigarettes..), entrainant une absence de diminution dans les boues malgré la réglementation. Pour pouvoir
comparer avec les données françaises qui ne ciblent que 3 HAP sur les 16 de la réglementation américaine, la
figure 2-4-7 zoome sur le Benzo[a]Pyrène (BaP) dont la limite réglementaire dans les boues a été fixée à
1 500 µg/kg MS. Les mêmes tendances sont observées avec le BaP avec des teneurs boues légèrement
supérieures à celles des composts/digestats urbains et effluents, teneurs quasiment toujours inférieures à la
limite réglementaire. Les données françaises recueillies entre 2001 et 2010 (en rouge sur la figure) montrent une
absence d’évolution dans le temps de la concentration de ce composé dans les boues ; elles sont soit proches,
soit inférieures aux médianes internationales et toujours inférieures à la limite réglementaire.
Figure 2-4-6. Présence des 16 HAP dans diverses Mafor.
En rouge, la limite proposée sur le projet « End of waste » à 6 mg/kgMS, concernant les composts et digestats.
EFFLUENT
BOUE URBAINE
BIOCHAR
2
4
CENDRE
0
log conc (µg/kgMS)
6
COMPOST
URBAIN
1
traitée
(29)
Chapitre 2
2
compostée
(6)
3
digérée
anaérobie
(7)
4
digérée
aérobie
(8)
5
chaulée
(2)
6
(10)
7
(2)
8
9
(17)
(76)
274
Figure 2-4-7. L’un des trois HAP réglementés, le Benzo[a]pyrène dans les Mafor.
Limite réglementaire française (trait rouge). Données françaises (points rouges).
Pour la ∑7 PCB, autre famille de contaminants réglementés en France (figure 2-4-8) : les teneurs dans les boues
traitées (indépendament du traitement) sont beaucoup plus variables (plus de 2 log entre Q1 et Q3), intégrant
vraisemblablement cette tendance à la diminution des teneurs observées par Olofsson et al. (2012) et Zennegg
et al. (2013), mais restent cependant majoritairement inférieures à la limite réglementaire fixée à 800 µg/kg MS.
Les teneurs les plus élevées sont celles des boues anaérobies et les plus faibles celles des effluents. Les
données françaises sont proches ou supérieures aux médianes internationlaes mais restent inférieures à la limite
réglementaire.
Chapitre 2
275
Figure 2-4-8. Les PCB (7) dans les Mafor.
En rouge, la limite de la réglementation française. Les points rouges : données françaises.
BOUE URBAINE
EFFLUENT
4
..
0,8
0
2
.
.
-2
log conc (µg/kgMS)
6
COMPOST
1
traitée
(63)
2
compostée
(11)
3
digérée
anaérobie
(23)
4
digérée
aérobie
(4)
5
chaulée
(5)
déchet6 vert
(10)
7
(4)
Une autre catégorie de contaminants est suivie depuis une décennnie, ce sont les composés pharmaceutiques et
les hormones dans les Mafor/boues et effluents d’élevage. On constate que dans les boues (figure 2-4-9) est
dosée une plus grande diversité de molécules en lien avec les usages (par exemple 300 médicaments à usage
vétérinaire contre 3 000 à usage humain disponibles sur le marché français). On retrouve dans les boues les
grandes familles utilisées (tétracyclines, sulfamides, fluoroquinolones, macrolides pour les antibiotiques et les
analgésiques, anti-inflammatoires, béta-bloquants) et les hormones : les concentrations médianes sont
comprises entre 10 et 500 µg/kg MS pour la majorité d’entres elles. Certaines dépassent le mg/kg : ce sont la
ciprofloxacine, la norfloxacine et la tylosine. Les rares données françaises recueillies sont souvent très proches
ou inférieures aux valeurs médianes, sauf pour l’acétaminophène et le propranolol. Dans les effluents d’élevage
(figure 2-4-10), on retrouve de la même façon les antibiotiques à fort usage (tétracyclines, sulfamides,
fluoroquinolones, macrolides) et des hormones : le spectre est moins large que dans les boues mais la gamme
des teneurs plus large (en lien avec les usages qui sont variables d’un pays à l’autre). La figure 2-4-11 ne montre
pas de réelle distinction selon les types d’élevage. Pourtant selon les données de consommation, les élevages
porcins sont les plus traités (ce qui génère dans la litérature beaucoup plus de données) mais les concentrations
retrouvées dans les lisiers/fumiers porcins ne sont pas pour autant plus élevées que celles des élevages bovins
ou avicoles. Dans les effluents d’élevage, les médianes calculées pour les composés pharmaceutiques
avoisinent les 100 µg/kg MS mais avec des teneurs maximales atteignant les 7-8 mg/kg MS. Les données
françaises montrent des valeurs proches ou inférieures des médianes internationales. Les hormones couvrent
une plus large gamme car les données intégrent tout type d’élevage, or des femelles allaitantes, gestantes ou
des porcs à l’engraissement n’excrétent pas les mêmes quantités d’hormones.
Chapitre 2
276
Figure 2-4-9. Les composés pharmaceutiques dans les Mafor/boue.
sulfamides et
triméthoprime
4
tétracyclines
2
.
fluoroquinolones
macrolides
divers
hormones
.
.
....
.
..
.
. .
-2
0
log conc (µg/kgMS)
6
Données françaises (points rouges) [tétracycline, chlortétacyline, doxycycline, oxytétracycline, slufaméthazine, sulfaméthoxazole, trimétroprime, ciprofloxacine, norflaxine, oflaxine, tylosine,
clarithromycine, roxythromycine, azithromycine, diclofénac, ibuprofène, acétaminophène, carbamazépine, propranolol, miconazole, oestradiol, estrone, estriol]
tet Chl doxy oxy
1 (10)
2 (15)
3 (12)
4
(17)
Chapitre 2
tyl clar roxy azi dcf ibp ace cbz prop mico E2
E3
slfi slfo tri cip nor ofl
E1
5 (47)
6 (27)
7 (64)
8 (50)
9 (17)
10 (17)
11 (28)
12 (22)
13 (23)
14 (36)
15 (57)
16 (32)
17 (86)
18 (25)
19 (5)
20 (30)
21 (39)
22 (31)
23
(24)
277
tétracyclines
sulfamides
fluoroquinolones
macrolides
4
. .
.
2
hormones
.
.
. .
.
.
.
.
-2
0
log conc (µg/kgMS)
6
Figure 2-4-10. Les composés pharmaceutiques dans les Mafor/effluents d’élevage. Données françaises (points rouges)
tet
1
(35)
Chapitre 2
Chl
2
(46)
doxy
3
(14)
oxy
4
(39)
slfi
5
(15)
slfo
6
(24)
cip
7
(18)
nor
8
(8)
ofl
9(4)
278
tyl
10
(8)
E2
11
(14)
E1
12
(19)
E3
13
(6)
7
Figure 2-4-11. Les composés pharmaceutiques dans les Mafor/effluents d’élevage par type d’effluent. Données françaises
(points rouges)
tétracyclines
chlortétracyclines
France <LQ=30/60 µg/kg
France <LQ=30/60 µg/kg
USA
Autriche
5
6
USA
Chine
USA
Chine
USA
3
4
Allemagne
2
Chine
.
France
1
0
log conc (µg/kgMS)
sulfaméthazine
Japon
porc vache mouton cheval poulet porc vache mouton cheval poulet
vache (1)
cheval
(23)porc
(11)
(1)mouton
(1)
(1)poulet
(27) (8)
(1) (12)
porc vache poulet
porc (2)
poulet
(15)
(1)
Toutes ces données ont aussi permis d’évaluer l’efficacité des différents procédés quant à l’élimination des
contaminants. Les procédés étudiés sont majoritairement ceux du compostage et de la digestion anaérobie et
principalement sur les boues et sur les composés dits réglementés. Il y a peu de données sur l’impact du
chaulage des boues, qui est pourtant largement utilisé en France et sur l’impact des procédés de séchage. Il y a
peu de données sur le compostage ou la digestion d’autres Mafor, déchets verts, biodéchets, effluents d’élevage.
La plupart des données ne sont pas issues de bilan matière complet à l’échelle des procédés, ce sont aussi
souvent des études laboratoires qui parfois s’opposent aux données industrielles. Une élimination est observée,
plus souvent sous conditions aérobies, sans pour autant déterminer les processus réels de dissipation des
molécules (minéralisation, dégradation, volatilisation, formation de résidus liés). Or, il semble que plus que les
teneurs des polluants dans les Mafor, la forme sous laquelle ils se trouvent et les procédés utilisés (et donc la
matière organique environnante au polluant) peuvent avoir une influence et conditionner le devenir et le transfert
de ces substances dans les sols, les plantes et les eaux.
Zoom sur les sédiments : il est possible de trouver dans la littérature une quantité considérable de données sur la
quantification de contaminants organiques dans les sédiments fluviaux, lacustres ou marins sur des aspects
dynamique/mobilité/transport/toxicité mais pas spécifiquement en lien avec leur usage en tant que Mafor. En
effet, une multitude de contaminants peut être introduite dans les sédiments par des processus naturels ou
anthropiques. Récemment, l’INERIS a réalisé deux études sur la qualité des sédiments fluviaux et marins
français et belges pour le compte de l’Office Nationale de l’Eau et des Milieux Aquatiques (ONEMA) (INERIS,
2010a, 2010 b). Les données sur les sédiments fluviaux ont été recueillies auprès des Voies Navigables de
France, de cinq des six Agences de l’Eau du territoire Français (Adour Garonne, Artois Picardie, Loire Bretagne,
Rhin Meuse et Rhône Méditerranée Corse), ainsi que du Service Public de Wallonie (Belgique). Les résultats de
caractérisation des sédiments marins ont été recueillis auprès de l’Institut Français de Recherche pour
l'Exploitation de la Mer (Ifremer, données du réseau REPOM), ainsi que des résultats d’analyses issues des
projets PROPSED et SEDIMARD83. Les HAP et PCB sont majoritairement étudiés puisqu’inclus dans la
réglementation avec des valeurs médianes respectives de 1 470 et 57 µg/kg MS pour les sédiments fluviaux et
1 490 et 10 pour les sédiments marins (INERIS, 2010a, 2010b)). L’INERIS a aussi travaillé sur la constitution
d’une base de données d’analyses chimiques de sédiments pour d’autres contaminants (prioritaires, émergents).
Chapitre 2
279
L’étude a été menée sur un total de 150 000 données de concentration pour 61 substances. En résultat de cette
étude, les substances les plus présentes (concentration supérieure à la Limite de quantification) sont :
l’octylphénol, présent dans 96 % des cas, l’endosulfan sulfate (75 %) et l’hexachlorocyclohexane epsilon (75 %),
le trichloréthylène (27 %) et le tétrachlorure de carbone (27 %). Les substances les plus concentrées (>1 mg/kg)
sont : le DEHP (concentration maximale observée : 95,0 mg/kg), le nonylphénols (95,0 mg/kg) et le C10-C13chloroalcanes (5,03 mg/kg) (Charasse, 2013).
Chapitre 2
280
Annexe. Détail des mots-clefs utilisés dans les requêtes bibliographiques
- Liste des Mafor (voir Annexe générale)
- Requêtes "composés traces organiques" :
A- ("organic pollut*" or "organic micropollut*" or "organic contamin*" or pollut* or micropollut* or contamin* or
xenobiotic* or "persistent organic pollutant*" or POP)
B- (pesticide* or herbicide* or insecticide* or fungicide* or biocid* or bacteriocide* or bactericide*)
C- (pharmaceutical* or antibiotic* or drug* or hormone* or veterinary* or medicine* or PPCP* or fragranc* or musk*
or steroid* or "personal care product*" or antimicrobial* or antiviral* or antimycotic* or antifungal* or "beta-blocker*" or
betablocker* or analgesic* or anticonvulsant* or antidepressant* or anti-inflammator* or antineoplas* or antihistamin*)
D- (phthalat* or phtalat* or DEHP or PAE* or DBP or plasticizer* or halogen* or "endocrine disrupt*" or LAS or
"linear alkylbenzene sulfonate*" or PFOS or PFOA or perfluoro* or PAH* or PCB* or nonylphenol* or dioxin* or furan* or
PCDD* or PCDF* or PBDE* or "flame retardant*" or BPA or bisphenol* or organotin* or polybrom* or polychlor* or
polydimethylsiloxane* or surfactant* or detergent* or polymer* or "quaternary ammonium" or "halogenated organic
compound*" or "chlorinated organic compound*" or ethoxylate* or triclosan or triclocarban or alkylphenol* or "polyaromatic
hydrocarb*")
- Requête "épandage" : ("soil spreading" or "land application" or "land spreading" or "soil amend*" or "soil application" or
"crop* soil*" or "soil applied" or "soil improve*" or "land disposal")
- Requête "persistence" : (degradat* or biodegradat* or dissipat* or transformat* or biotransformat* or "bound residu*" or
*sorpt* or resilien* or fate or transfer* or persist* or "half-life" or "half-lives")
- Requête "transfert eau" : (groundwater* or "ground water*" or "surface water*" or "soil water*" or "vadose zone" or "Runoff" or "run off" or runoff or lixiviation or flux* or percolation or transport* or transfert* or drainage or leaching or "water*
quality" or mobility)
Ces composantes ont été croisées et recherchées dans l'ensemble du topic des references comme suit :
(Liste Mafor) AND (A) AND (épandage)
(Liste Mafor) AND (B) AND (épandage) NOT (phytoremediation or speciation or phytoextraction or nitrogen or
(Liste Mafor) AND (C) AND (épandage) phosphorus)
(Liste Mafor) AND (D) AND (épandage)
(A) AND (persistence) AND (épandage )
(B) AND (persistence) AND (épandage)
(C) AND (persistence) AND (épandage)
(D) AND (persistence) AND (épandage)
(A) AND (transfert eau) AND (épandage)
(B) AND (transfert eau) AND (épandage)
(C) AND (transfert eau) AND (épandage)
(D) AND (transfert eau) AND (épandage)
Chapitre 2
281
2.5. Caractéristiques biologiques
Glossaire
ADN (acide désoxyribonucléique) : molécule constituée de deux brins enroulés en double hélice et formés chacun par une
succession de nucléotides. Porteur de l’information génétique, l’ADN assure le développement et le fonctionnement d’un
organisme vivant.
Cassettes : unités mobiles qui peuvent être facilement intégrées dans un intégron par un mécanisme de recombinaison
spécifique de site médié par une intégrase présente sur l’intégron.
Conjugaison : transfert d'ADN entre une bactérie donatrice et une bactérie réceptrice, qui nécessite le contact et
l'appariement entre les bactéries.
Gène : unité d’hérédité qui correspond à une région de l’ADN contrôlant un caractère particulier. Un gène gouverne la
synthèse d’une protéine unique ou d’un ARN (acide ribonucléique) unique et conditionne ainsi la transmission ou la
manifestation d’un caractère héréditaire donné.
Intégron : élément génétique retrouvé exclusivement chez les bactéries, et principalement chez les bactéries à coloration de
Gram négative. Il constitue un système naturel de capture, d’expression et de dissémination de gènes sous dorme de
cassettes, pouvant permettre aux bactéries de répondre à un stress environnemental. Les intégrons de multirésistance sont
portés par des plasmides et/ou des transposons. Ils sont connus pour leur rôle majeur dans la dissémination des gènes de
résistances aux antibiotiques.
PCR : Polymerase Chain Reaction (réaction de polymérisation en chaîne) est une technique d'amplification d’ADN in vitro
enzymatique. Elle permet à partir d'un fragment d'ADN, d'obtenir un grand nombre de copies identiques de ce même
fragment.
Plasmide : molécules d’ADN indépendantes du chromosome et capables d’autoréplication ; Ils peuvent être présents en
multicopies chez une bactérie et des plasmides différents peuvent cohabiter au sein d’une même bactérie. Les plasmides
des bactéries peuvent porter des gènes de résistance aux antibiotiques, aux antiseptiques ou aux métaux lourds permettant
une adaptation de celles-ci en milieu hostile.
plasmides conjugatifs : plasmides qui possèdent des gènes qui assurent leur transfert par conjugaison.
Pilus : appendice de surface des bactéries.
Ribosome : présent dans le cytoplasme des cellules, sa fonction est de synthétiser les protéines en décodant l’information
contenue dans l’ARN messager.
transduction : transfert d'ADN bactérien par l'intermédiaire de bactériophages (virus de bactéries).
transconjugant : bactérie qui a reçu le matériel génétique d'une autre bactérie, par conjugaison.
Transposon : séquence d’ADN capable de se déplacer et de s’insérer à un endroit ou un autre du génome. Les transposons
sont des séquences d’ADN capables de promouvoir leur propre transfert d’un réplicon à l’autre (chromosome ou plasmide).
Les transposons peuvent s’intégrer au chromosome de la bactérie.
UFC : Unité Formant Colonie
2.5.1. Mafor d’origine animale : les effluents d’élevage
Hubert Bugère, Anne-Marie Pourcher, Ed Topp (focus sur les prions)
Les matières fécales des animaux peuvent être une source de microorganismes ou de parasites entériques
pouvant être pathogènes non seulement pour l’animal, mais aussi pour l’Homme pour les agents infectieux ou
parasitaires zoonotiques (Rogers et Haines, 2005 ; Strauch, 1988 ; US EPA, 2013). Le tableau 2-5-1 précise les
enjeux sanitaires et les principales propriétés de ces agents pathogènes.
Chapitre 2
282
Tableau 2-5-1. Pathogènes et parasites présents dans les mafor ; pathologies associées
Agent biologique
pathogène
Bactéries
Salmonella spp.
Chez l’animal
Toutes les espèces d'animaux (ruminants, volailles, porcins…).
Chez l’homme
Remarques
Contamination par voie digestive.
Portage sain fréquent.
Salmonellose : gastro-entérite aiguë (vomissement, diarrhée,
fièvre).
Troubles digestifs (diarrhée) et mortalité possibles.
Contamination des animaux par ingestion d'aliments ou d'eau souillés Rares cas de mortalité chez les personnes les plus fragiles
(nourrissons, personnes immunodéprimées).
par les déjections animales contenant des salmonelles.
Campylobacter jejuni
(et Campylobacter coli)
Résistant plusieurs semaines dans le milieu extérieur, les salmonelles
contaminent durablement l'environnement des élevages.
Toutes les espèces d’oiseaux sauvages et domestiques sont les
principaux réservoirs.
Bovins, porcins, ovins.
Peu ou pas pathogènes pour les animaux.
Porteurs sains.
Présence dans le tractus digestif des animaux, les déjections
peuvent contaminer les sols et les rivières.
E. coli
entérohémorragiques
(EHEC)
Listeria monocytogenes
Survie dans cet environnement hydrotellurique de plusieurs semaines
à plusieurs mois.
Ruminants domestiques (bovins) porteurs sains d’E. coli productrices
de shigatoxines (STEC) dans leur tube digestif.
La persistance de souches de STEC dans les cheptels est due au
portage digestif par les animaux et à la contamination par contact
d’animal à animal, mais aussi à la contamination des sols (prairies,
champs) et des eaux superficielles à partir des déjections animales ou
d’engrais de fermes contaminés (fumiers, lisiers) épandus pour
fertiliser les terres agricoles.
Les STEC peuvent survivre pendant plusieurs semaines dans
l’environnement.
Bactérie ubiquiste, tellurique, très largement répandue dans
l’environnement, et résistante dans le milieu extérieur (sol, lacs,
rivières, eaux d’égouts, …).
L’environnement est principalement contaminé par les excréments
d’animaux sains et malades.
6 à 30 % des bovins, ovins, porcins, caprins et poulets hébergent
naturellement cette bactérie dans leur tube digestif : portage
asymptomatique.
Signes de maladie essentiellement chez les ruminants domestiques
(avortements, troubles nerveux).
Chapitre 2
La voie principale de transmission de Campylobacter à
l’Homme est indirecte par l’ingestion d’aliments contaminés, y
compris les eaux de boisson contaminées.
Le plus fréquemment entérite aiguë, mais rares complications
post-infectieuse de type arthritique, d’inflammation hépatique
ou rénale, et surtout du syndrome de Guillain-Barré qui se
manifeste par une paralysie temporaire du système nerveux
périphérique.
Une dose de 105 à 106 Salmonella Enteritidis peut entraîner des
troubles chez 50% des consommateurs (non extrapolable aux autres
sérotypes de salmonelles).
En France, entre 2006 et 2008, les salmonelles représentaient la
cause de presque la moitié (46,8 %) des foyers confirmés de toxiinfections alimentaires collectives (TIAC) notifiés dans le cadre de la
déclaration obligatoire (DO).
Une dose ingérée de 500 à 1 000 bactéries a une forte probabilité de
provoquer la maladie.
En France, l’incidence des cas humains recensés au Centre national
de référence (CNR) est de 6,2 pour 100 000 habitants en 2009. Cette
incidence est sous-estimée en raison de la faible exhaustivité du
réseau de surveillance.
Diarrhée aqueuse bénigne à colite hémorragique.
Une dose estimée à 600 bactéries peut provoquer le SHU chez la
Formes graves : syndrome hémolytique et urémique (SHU) moitié des individus exposés pour les enfants de moins de 5 ans ; à 3
6
chez le jeune enfant, micro-angiopathie thrombotique chez 000 bactéries pour les enfants de 6 à 10 ans ; à 10 bactéries pour les
adultes.
l’adulte.
La principale voie de transmission est indirecte par En France, la surveillance porte sur le SHU chez les enfants de moins
consommation d’aliments d’origine animale ou végétale et de15 ans. Entre 1996 et 2009, l’incidence annuelle allait de 0,59 à
d’eau de boisson contaminés par un environnement souillé le 1,01 cas/100 000 (moyenne sur la période : 0,74).
plus souvent par les matières fécales d’animaux infectés.
Formes asymptomatiques.
Cas de gastro-entérite fébrile.
Formes invasives graves de listériose : avortement, naissance
prématurée ou infection du nouveau-né chez la femme
enceinte, méningite ou méningoencéphalite chez les personnes
immunodéprimées.
La transmission par voie alimentaire est de loin la transmission
la plus importante (99 % des cas).
283
Listériose sévère chez 1 % des consommateurs après ingestion d’une
dose médiane de 4x1011 bactéries pour la population générale et de
1010 bactéries pour la population sensible.
La listériose est responsable en France chaque année d’environ 300
cas qui sont actuellement des cas sporadiques (aucune épidémie n’a
été identifiée en France depuis 2003).
Bien que rare, la listériose est une infection d’origine alimentaire ayant
un taux de létalité (de 25 à 30 %) et un taux d’hospitalisation (>92 %)
très élevés, engendrant de surcroît des coûts importants de prise en
charge des patients.
Clostridium perfringens
Yersinia enterocolitica
Virus
Virus de l’hépatite E (VHE)
Protozoaires
Giardia spp.
C. perfringens est une bactérie très ubiquitaire largement répandue
dans tout l’environnement sous la forme de spores (sol, sédiments,
eaux d’égout, lisiers, cadavres, poussières, surface des végétaux,
etc.).
La bactérie est transmise à l’Homme par l’ingestion de plats
cuisinés, notamment ceux à base de viande. La toxi-infection
alimentaire à C. perfringens survient uniquement après
consommation d’aliments lourdement contaminés par une
Les animaux sains peuvent être porteurs de C. perfringens dans leur souche entérotoxinogène de cette bactérie.
tube digestif, le nombre de C. perfringens dans leur contenu digestif
est alors assez faible, 10 à 103/g.
C. perfringens peut causer des maladies sévères chez les animaux
notamment une entérite nécrotique des jeunes porcelets, des volailles,
et plus rarement des jeunes des autres espèces, une entérotoxémie
des ovins, bovins et parfois d’autres espèces, une dysenterie de
l’agneau.
Les principaux réservoirs animaux des Y. enterocolitica Gastro-entérite fébrile aiguë, parfois accompagnée de
entéropathogènes pour l’Homme sont le porc et le sanglier.
complications (entérocolite et adénite mésentérique aiguë
D’autres espèces ont été signalées comme porteuses (pseudoappendicite) chez les enfants de moins de 10 ans).
asymptomatiques potentielles : les rongeurs, les lapins, les bovins, La transmission par voie féco-orale est la plus importante ; elle
lesmoutons, les chevaux, les chèvres, les volailles, …
se fait par l’ingestion d’aliments ou d’eaux contaminés, ou par
Chez le porc, le portage se fait au niveau des amygdales, avec une un contact avec des animaux ou des personnes infectés.
L’eau de surface, les boues et le sol contaminés par des
excrétion intermittente par les matières fécales.
déjections d’animaux excréteurs constituent des sources de
danger.
Les aliments ou préparations culinaires responsables d’intoxication
alimentaire contiennent au minimum 105 formes végétatives vivantes
de C. perfringens entérotoxinogènes par gramme.
En France, pour la période 2006-2007, C. perfringens occupe le 4e
rang en nombre de foyers parmi les causes identifiées de toxiinfections alimentaires collectives (TIAC). Il faut souligner que de
nombreux foyers sont certainement non déclarés ou non
diagnostiqués.
Le principal réservoir animal du VHE est le porc et plus généralement
les suidés. L’infection chez le porc d’élevage est le plus souvent
asymptomatique mais il réplique et excrète largement le virus dans les
fèces.
Hépatite avec ictère et anorexie.
Dans les pays endémiques à faible niveau d’hygiène, une
source commune d’infection (contamination d’eau potable par
des matières fécales infectées humaines, absence de réseau
La détection du génome du VHE dans les fèces débute vers 2 mois d’assainissement des eaux usées) est à l’origine d’un grand
d’âge et la prévalence des animaux excréteurs est par la suite nombre de cas.
maximale entre 2 et 4,5 mois.
Dans les pays industrialisés, le VHE n’est pas transmis sous
8 % à 40 % des porcs en âge d’être conduits à l’abattoir, c’est-à-dire forme épidémique interhumaine et la plupart des cas sont
d’origine inconnue.
entre 5 et 7 mois, présentent une excrétion virale.
Néanmoins, le VHE peut être à l’origine de cas de
transmissions zoonotiques par la voie alimentaire.
Les données disponibles permettent d’estimer indirectement une dose
infectieuse 50 % par voie orale chez l’Homme qui serait au minimum
de 105.5 équivalents de génome (quantification par PCR).
Plus de 250 cas d’hépatite E en France en 2009.
Chez les animaux d’élevage ou de compagnie, la grande majorité des
infections est due à des génotypes spécifiques non retrouvés chez
l’Homme et le rôle de ces animaux dans la transmission de l’infection à
l’Homme n’est à ce jour pas éclairci.
Dix à 100 kystes peuvent entraîner une parasitose symptomatique.
Toutefois, selon la virulence des souches, il peut être observé soit 100
% d’infections symptomatiques, soit aucune infection après ingestion
de 50 000 kystes.
Douleurs abdominales, diarrhée, anorexie.
Le principal véhicule de la contamination est l’eau (eau de
boisson, eau ingérée accidentellement lors d’une baignade ou
eau utilisée pour l’irrigation par aspersion des cultures végétales).
La yersiniose a été observée après l’ingestion d’aliments contenant de
l’ordre de 106 bactéries
Les voyages dans des pays à faible niveau d’hygiène peuvent G. duodenalis infecte approximativement 2 % des adultes et entre 6 à
être considérés comme un facteur de risque de contracter une 8 % des enfants dans les pays développés et est responsable, dans
giardiose.
une minorité de cas, d’une giardiose clinique.
Les selles des malades sont la principale source de danger. Un
individu peut excréter de 108 à 1010 kystes par jour. Après
guérison clinique, il peut encore en excréter entre 103 et 107
par jour pendant 3 à 4 semaines. Des porteurs sains peuvent
aussi en excréter jusqu’à 3x108 par jour.
Chapitre 2
284
Cryptosporidium spp.
Helminthes
Tænia saginata
Mammifères domestiques (essentiellement bovins, ovins, caprins) et
sauvages (cervidés…).
Chez les adultes, généralement sans symptôme.
Chez les jeunes, notamment veaux et chevreaux : diarrhée, forme
parfois grave, surtout si associée à d’autres micro-organismes.
Contamination par ingestion d’éléments microscopiques (« oocystes »)
rejetés dans les excréments des animaux parasités, surtout en cas de
diarrhée.
Trois formes possibles :
sans symptôme,
diarrhée, douleurs abdominales, fièvre, fatigue durant une
à deux semaines avec rechutes,
formes graves chez les personnes immunodéprimées.
Transmission par voie digestive : ingestion de produits
contaminés par les excréments d’animaux infectés ou les selles
de personnes malades ; essentiellement par ingestion d’eau
contaminée (boisson, eau de baignade) ou d’aliments
Transmission possible pendant plusieurs mois à partir du sol, de contaminés (légumes et fruits crus).
végétaux et d’eau souillés (parasite très résistant).
La dose infectante 50 % de C. parvum pour des volontaires sains
varie de < 10 à > 2 000 oocystes en fonction de la souche.
La cryptosporidiose est observée dans le monde entier. Les taux
d’infection varient de 0,6 à 2 % dans les pays industrialisés et de 4 %
à 32 % dans les autres pays.
En France, de 2006 à 2009, 407 cas (54,2 % C. parvum, 36,4 % C.
hominis, 9,4 % autres espèces) ont été notifiés au réseau
Cryptosporidies-ANOFEL.
L’Homme, hôte définitif de Tænia saginata, est la seule source de
dissémination dans l’environnement, via ses matières fécales, des
ookystes, formes du parasite infestantes pour le bovin. Les ookystes
sont très résistants dans l’environnement Ils pourront être ingérés par
les animaux au moment de l’ingestion de végétaux et de particules de
sol contaminés. Les bovins sont les hôtes intermédiaires des parasites,
les ookystes ingérés éclosent dans leur tube digestif, libérant chacun
un embryon hexacanthe. Les embryons traversent la muqueuse
intestinale et migrent via la circulation générale vers les muscles
squelettiques et le cœur des animaux où ils se transforment en larves
cysticerques appelées Cysticercus bovis.
Pour les bovins, la seule source de danger vient des êtres humains
parasités qui disséminent les ookystes dans l’environnement. Jusqu’à
500 000 ookystes peuvent ainsi être émis par jour, et sont susceptibles
de demeurer viables pendant des semaines ou des mois dans le milieu
extérieur. Les ookystes présents dans les boues des stations
d’épuration sont en principe inactivés par les différents processus de
traitement.
Le risque environnemental vient donc de l’absence ou de la mauvaise
qualité de l’assainissement, ou de la dispersion de boues de fosses
septiques sur les pâturages ou les champs. En outre, la dispersion des
ookystes dans l’environnement peut avoir lieu lors de débordements de
cours d’eau.
En théorie, une larve cysticerque peut suffire à infester l’Homme.
Tænia saginata est, avec Tænia solium, un des deux agents
responsables du téniasis humain, infestation parasitaire avec
présence dans l’intestin grêle de la forme adulte du parasite
(ver plat au corps segmenté composé d’anneaux).
L’Homme s’infeste en ingérant de la viande de bœuf parasitée
crue ou insuffisamment cuite pour inactiver les formes
larvaires, les cysticerques.
La majorité des cas sont strictement asymptomatiques.
L’infestation est le plus souvent constatée par la présence
d’anneaux dans les selles et parfois par une sensation
d’inconfort périanal lors de l’émission d’anneaux entre deux
défécations.
18 % des cas ont été observés chez les enfants et 38 % chez les
sidéens.
L’incidence annuelle n’a pu être évaluée que de façon indirecte. En se
basant sur les chiffres de vente annuels de ténicides, elle avait été
évaluée à 0,7 % de la population générale en 1976.
Un travail de l’Institut de veille sanitaire (InVS) en 2000-2002 a estimé
le nombre de cas moyen annuel à 65 000 en France.
Sources : Fiches de dangers biologiques de l’ANSES : http://www.anses.fr/fr/content/fiches-de-dangers-biologiques ; Fiches zoonoses de l’INRS : http://www.inrs.fr/accueil/risques/biologiques/zoonoses.html
Chapitre 2
285
Les principaux agents pathogènes peuvent être des bactéries, des virus, des protozoaires ou des ookystes
d’helminthes qui peuvent contaminer les animaux ou l’Homme après contamination fécale de leurs aliments
(contamination des végétaux et des aliments d’origine animale au moment de leur préparation), de l’eau de
boisson ou des eaux récréatives (Herriott et al., 1998 ; Shere et al., 1998). Ils peuvent aussi être retrouvés dans
les litières et effluents d’élevage épandus sur le sol pour sa fertilisation (Hogan et al., 1989 ; US EPA, 2013) et
dans la partie solide des effluents d’origine animale, y compris après leur épuration pour rejet dans le milieu
extérieur, notamment dans les boues d’épuration (Gerba et Smith, 2005).
La diversité des agents pathogènes pouvant être présents dans les Mafor est fonction à la fois des espèces
animales concernées, des espèces de microorganismes pathogènes (Bicudo et Goyal, 2003), mais aussi de la
diversité au sein d’une même espèce de microorganisme ou de parasite. Par exemple dans l’espèce Giardia
intestinalis, les souches bovines sont différentes des souches humaines.
D’autre part, les agents microbiens pathogènes ne sont pas présents dans tous les troupeaux. C’est le cas pour
Yersinia enterocolitica dans les élevages porcins, ou encore pour les souches d’Escherichia coli entérohémorragiques chez les bovins. Quand des agents pathogènes sont présents, certains peuvent être à l’origine de
maladies chez les animaux avec apparition de signes cliniques caractéristiques. Ces derniers permettent le
diagnostic de la maladie dans le troupeau et la mise en œuvre de mesures sanitaires pour, si possible, soigner
les animaux atteints, mais aussi, pour éradiquer la maladie et éviter la contamination de nouveaux animaux, de
nouveaux troupeaux et/ou de l’Homme en cas de zoonose.
Dans ce cas, parmi les mesures sanitaires mises en place, la gestion des fientes des volailles ou des fumiers et
lisiers des ruminants et des porcs est une mesure importante quand l’agent pathogène impliqué peut résister
dans ces produits et dans l’environnement après leur épandage sur le sol. Pour éviter la contamination de
nouveaux animaux via l’environnement et la contamination de leur alimentation et de l’eau utilisée pour les
abreuver, les fientes, fumiers et lisiers des élevages où des animaux malades ont été diagnostiqués devraient
être si possible détruits par incinération, enfouis après désinfection ou encore désinfectés en utilisant de la chaux
ou de la cyanamide calcique.
C’est ce que précise l’article R 223-6 du Code rural concernant les mesures générales de lutte à appliquer en cas
de diagnostic en élevage d’une maladie réglementée entraînant l’application de mesures de police sanitaire :
« Les locaux, cours, enclos, herbages et pâturages où ont séjourné les animaux atteints de maladies
réglementées, ainsi que les objets qui ont été en contact avec les animaux malades, doivent être désinfectés.
Les aliments sont détruits et les fumiers et lisiers sont détruits ou désinfectés ».
Cependant, pour un certain nombre d’agents pathogènes, l’infection ou l’infestation des animaux d’élevage et des
volailles n’entraîne pas l’apparition de signes cliniques. Les animaux sont des porteurs sains, ou asymptomatiques.
Ils sont de manière régulière à l’origine de la dissémination environnementale de l’agent pathogène et ils se
contaminent à nouveau de manière cyclique via leur alimentation ou l’eau de boisson. L’éleveur n’a pas de
possibilité de savoir si les litières, les fumiers ou les lisiers sont contaminés et généralement il ne met pas en œuvre
de mesure spécifique pour les décontaminer avant épandage (Spencer et Guan, 2004 ; US EPA, 2013).
De plus, les animaux porteurs n’excrètent pas en permanence les microorganismes pathogènes viables qu’ils
peuvent héberger dans leur tube digestif, mais l’excrétion d’agents pathogènes par un petit nombre d’animaux
porteurs au sein d’un élevage peut entraîner la contamination de tout le fumier et/ou le lisier stockés. Pour
apprécier l’apport de microorganismes pathogènes sur le sol par épandage des effluents d’élevage, il est
nécessaire d’une part d’évaluer leur prévalence dans les troupeaux et dans les élevages de volailles, et, d’autre
part, de connaître le taux d’excrétion dans les fèces quand le portage intestinal et l’excrétion fécale existent.
Aujourd’hui, les informations disponibles pour la plupart des agents pathogènes restent très incomplètes.
La nature et le taux des agents pathogènes pouvant être présents dans les effluents d’élevage au moment de
leur épandage dépendent donc de l’espèce animale source, de l’état de santé des animaux, mais aussi du mode
de stockage des effluents avant leur utilisation pour fertiliser les sols. D’autre part, il ne faut pas oublier le rôle
important des matières fécales des animaux d’élevage au pâturage et des espèces sauvages dans la
dissémination environnementale des agents biologiques pathogènes.
La plupart des agents pathogènes survivent bien dans l’environnement et dans les différents effluents d’élevage
épandus sur les sols agricoles, mais certains d’entre eux sont plus difficiles à éradiquer en élevage car ils
peuvent présenter des formes de résistance qui facilitent leur survie dans l’environnement et favorisent leur
Chapitre 2
286
transmission à d’autres animaux ou à l’homme par ingestion de nourriture ou d’eau contaminée par ces formes
de résistance comme par exemple, les ookystes des helminthes, les oocystes des protozoaires, ou les spores de
certains genres bactériens (Santamaria et Toranzos, 2003 ; Strauch, 1991 ; US EPA, 2013).
Un certain nombre d’agents biologiques pathogènes peuvent être associés aux effluents d’animaux d’élevage et
de volailles, mais seuls certains d’entre eux présentent un risque connu ou potentiel pour la santé animale et la
santé publique, dont Gerba et Smith (2005), Sobsey et al. (2006) et Spencer et Guan (2004).
2.5.1.1. Différents agents biologiques pathogènes des MAFOR d’origine animale
Bactéries
De nombreuses bactéries pathogènes sont présentes dans les matières fécales des animaux et dans les
effluents d’élevage. De plus, pour certaines d’entre elles, le portage sain, sans apparition de signe de maladie,
est fréquent en élevage. Les plus importantes pour la santé publique sont, par exemple (US EPA, 2013) :
- les salmonelles : entérobactéries largement présentes dans l’environnement, on compte plus de 2 000
sérotypes différents dont certains sont spécifiques de l’espèce humaine (S. Typhi, S. Parathyphi A et B) et
d’autres peuvent être portées dans le tube digestif et être excrétés dans les fèces des animaux d’élevage (bovins
entre 0,5 et 18 % des fumiers contaminés ; volailles entre 0 et 95 % ; porcs entre 7,2 et 100 %) ;
- les Escherichia coli entérohémorragiques (EHEC), ou E. coli producteurs de shigatoxines (STEC) et en
particulier le sérotype O157:H7 (bovins entre 3,3 et 28 % des fumiers contaminés ; volailles 0 % ; porcs entre 0,1
et 70 %);
- les campylobacters thermo-tolérants, Campylobacter jejuni (bovins entre 5 et 38 % des fumiers contaminés ;
volailles entre 57 et 69 % ; porcs entre 14 et 98 %);
- Listeria monocytogenes (bovins entre 0 et 100 % des fumiers contaminés ; volailles entre 8 % ; porcs entre 5,9
et 20%);
- Yersinia enterocolitica (porcs entre 0 et 65 % des fumiers contaminés);
- Clostridium perfringens.
Autres : Leptospira, Aeromonas, Clostridium botulimum, Bacillus anthracis en zone d’endémie (cadavres).
Parasites
Helminthes : ascaris, trichures, strongles, douves, ténias, …
Les hôtes hébergeant les formes adultes du parasite dans leur tube digestif ou leur foie éliminent des formes de
dissémination du parasite dans leurs fèces. Ces œufs ou ookystes très résistants dans l’environnement pourront
alors infester de nouveaux hôtes. Les plathelminthes, ou vers plats, comme certains trématodes (douves …) ou
cestodes (ténias …) peuvent présenter des cycles biologiques assez complexes qui nécessitent l’infestation de
plusieurs hôtes successifs, dont des hôtes intermédiaires qui hébergent les formes larvaires du ver et les hôtes
définitifs qui hébergent les adultes.
Les animaux d’élevage peuvent par exemple être infestés par des strongles, des ascaris, des trichures, des
douves ou des ténias. La résistance des formes infestantes de ces parasites dans l’environnement augmente le
risque d’infestation.
Les bovins peuvent aussi être parasités par les formes larvaires d’un ténia de l’Homme, Tænia saginata, le plus
souvent par ingestion au pré de fourrages contaminés par les formes de dissémination très résistante éliminées
par l’Homme par voie digestive. De la même façon, les porcs peuvent être parasités par les formes larvaires d’un
autre ténia de l’Homme, Tænia solium. La contamination de l’environnement par ses formes très résistantes des
parasites pourrait être consécutive à l’épandage sur les sols de boues provenant de station d’épuration des eaux
usées urbaines, les processus d’épuration ne permettant pas de les inactiver. L’Homme peut quant à lui être
accidentellement contaminé par des douves en ingérant des formes larvaires présentes dans des eaux
superficielles après contamination des pâturages par des matières fécales de ruminants infestés ou après
épandage d’effluents d’élevage de ruminants contaminés.
Chapitre 2
287
Protozoaires : Giardia lamblia, Cryptosporidium parvum, Balantidium coli, Toxoplasma gondii
- Cryptosporidium spp. (bovins entre 0,6 et 23 % des fumiers contaminés ; volailles entre 6 et 27 % ; porcs entre
0 et 45 %) ;
- Giardia spp. (bovins entre 0,2 et 46 % des fumiers contaminés ; porcs entre 3,3 et 18 %).
L’Homme peut être contaminé via son alimentation ou son eau de boisson par différents protozoaires éliminés
dans l’environnement avec leurs fèces soit par des animaux d’élevage (Cryptosporidium spp, Giardia, …), soit
par des animaux familiers (Toxoplasma gondii, agent de la toxoplasmose dont le chat héberge les formes adultes
dans son intestin et élimine les formes infestantes pour l’homme dans l’environnement).
Les bovins peuvent être contaminés par des formes larvaires d’une sarcosporidie, Sarcocystis hominis (ou
bovihominis), dont l’homme héberge dans son intestin les formes adultes et élimine avec ses matières fécales
des formes résistantes dans l’environnement.
Virus
Rotavirus, virus de l’Hépatite E, virus de l’Influenza aviaire, entérovirus, adénovirus, calicivirus (norovirus), virus
de l’Hépatite A (Homme)
Plus de 140 virus entériques peuvent être transmis par l’épandage de matières organiques sur le sol et la
contamination des eaux superficielles ou des végétaux consommés crus. La plupart de ces virus sont spécifiques
de l’espèce humaine et leur présence dans l’environnement est à associer à une dissémination à partir du
réservoir humain et en particulier au traitement inefficace des eaux usées.
Cependant des virus zoonotiques existent et pourraient représenter un problème important de santé publique,
comme par exemple le virus de l’hépatite E (Haas, 2000).
Prions
De nombreux mammifères constituent des hôtes pour des prions responsables de maladies neurodégénératives,
notamment l'Homme (maladies de Creudtsfeldt-Jakob et de kuru), les bovins (encéphalopathie spongiforme
bovine ou ESB), les ovins et les caprins (tremblante du mouton ou scrapie), le vison domestique
(encéphalopathie transmissible du vison, ESB) et les cervidés d'Amérique du nord (chronic wasting disease ou
CWD) (Smith et al., 2011). La transmission de prions entre espèces est susceptible d'avoir lieu, comme en
témoigne la transmission de l'ESB à l'Homme.
Ces encéphalopathies subaiguës spongiformes transmissibles sont causées par des prions, agents pathogènes
de nature protéiques (protéines ayant adopté une conformation ou un repliement anormal). Les prions sont très
résistants à la dégradation lors des traitements inactivants, et donc très difficiles à détruire (voir chapitre 4).
Parmi les maladies à prions connues chez les animaux d’élevage, la tremblante du mouton est la seule pour
laquelle la transmission à des animaux sains via l’environnement a été observée. Des moutons sains pâturant des
prairies précédemment occupées par des animaux infectés ont ainsi contracté la maladie (Smith et al., 2011).
Il a été mis en évidence que des cervidés porteurs asymptomatiques du prion responsable du CWD excrètent
des prions dans leurs fèces (Tamgüney et al., 2009). Le prion responsable tremblante du mouton est présent
dans la salive des animaux infectés par cet agent pathogène (Tamgüney et al., 2012). Si ce prion est également
excrété via l'urine et les fèces des moutons, les preuves actuellement disponibles indiquent que ce n'est pas le
cas pour l'ESB (Gough et Maddison, 2010).
Les prions responsables d'encéphalopathies subaiguës spongiformes transmissibles sont plus concentrés dans
les tissus du système nerveux central (cerveau et moelle épinière), aussi l'épandage de déchets d'abattoirs en
contenant constituerait un risque important de contamination du sol par ces agents pathogènes. Dans des
travaux utilisant un modèle Primate (macaques), la consommation de tissu cérébral contaminé par des prions
était à l'origine de maladies cliniques (Holznagel et al., 2013).
De plus, Il est important de souligner que les sous-produits d'équarrissage tels que de la farine de viande ou d'os
provenant d'animaux infectés, ou des effluents d'abattoirs, ont également le potentiel de véhiculer des prions
(Saunders et al., 2008).
Chapitre 2
288
En plus des agents pathogènes, et le plus souvent à la place des agents pathogènes, il est possible de
rechercher dans les prélèvements environnementaux des microorganismes indicateurs de contamination fécale
et donc de présence potentielle d’agents pathogènes. Les indicateurs de contamination fécale les plus
couramment recherchés sont les coliformes thermo-tolérants ou fécaux, E. coli et les entérocoques. Clostridium
perfringens, une bactérie sporulée régulièrement mise en cause dans les foyers de toxi-infection alimentaire
présente dans les fumiers et lisiers de toutes espèces d’élevage, pourrait aussi être utilisée, de même que des
virus comme des bactériophages. Des bactéries anaérobies de la flore fécale des animaux (genres Bacteroides,
Bifidobacterium) ou des indicateurs viraux (phages de Bacteroides fragilis, coliphages) peuvent aussi être
recherchés pour mieux définir l’origine animale d’une contamina tion environnementale des eaux de surface, des
eaux profondes ou encore des cultures (Savichtcheva et Okabe, 2006).
Entérocoques et E. coli sont généralement présents en quantité importante dans les fèces des animaux
d’élevage, dans les fumiers ou les lisiers, ou encore dans les boues d’épuration des effluents et eaux usées
(Weaver et al., 2005). La recherche d’indicateurs de contamination fécale est donc moins difficile et moins
onéreuse que la recherche de nombreux agents pathogènes associés aux animaux d’élevage et aux volailles,
cependant, leur capacité de survie et leur dissémination dans l’environnement peuvent être différentes de celles
des agents pathogènes et il n’est pas toujours possible d’établir une corrélation entre leur détection ou leur
quantification et la présence de pathogènes ou un risque pour la santé animale ou la santé publique. Le
développement de méthode rapide de génétique moléculaire devrait permettre une meilleure détection des
agents pathogènes et leur quantification. Parallèlement des recherches se poursuivent pour mieux comprendre
les relations entre indicateurs de contamination fécale, agents pathogènes et d’autres variables
environnementales comme les conditions hydrologiques et la persistance dans le sol (Wilkes et al., 2009 ;
Rogers et al., 2011).
Cependant, dans certains cas, la présence d’indicateurs de contamination fécale, même à un taux très faible, a
pu être corrélé à l’apparition de troubles digestifs chez l’Homme par contamination de son environnement (Raina
et al., 1999).
2.5.1.2. Impact des traitements appliqués aux effluents d’élevage
sur les micro-organismes pathogènes
Indépendament de l’origine des déjections, la survie des agents pathogènes dépend du type de micro-organisme,
du type d’effluent (fumier ou lisier) et du mode de gestion des Mafor (simple stockage, traitement physique,
biologique ou chimique). L’estimation du taux de réduction des agents pathogènes a été rapportée par Sobsey et
Hill (2008) qui se sont appuyés sur des données obtenues à la fois pour les effluents d’élevages mais également
sur pour les effluents d’origine humaine (Tableau 2-5-2).
Tableau 2-5-2. Synthèse des abattements estimés pour différents traitement des lisiers,
d’après Sobsey et Hill, 2008
Traitement appliqué
Physique
mésophile (<50°C)
thermophile (>50°C)
Séchage, dessiccation
Chimique
Chaulage pH élevé (>11)
Traitement acide pH
(<2 à <5)
Biologique
Aérobie, mésophile
compostage
Digestion anaérobie mésophile
Digestion anaérobie thermophile
Abattement estimé (log10)
Facteurs influençant la performance du traitement
1-2
>4
<1 avec une humidité >5%
>4 avec une humidité <1%
pathogène, température, temps de contact, pH
pathogène, température, temps de contact, pH
pathogène, temps de contact
>3-4
<2
1-2
>4
1-2
>4
pathogène, temps de séjour, température
pathogène, température, durée du compostage, aération, structurants,
pathogène, temps de séjour
pathogène, temps de séjour
Le compostage, la digestion anaérobie thermophile, le traitement physique thermique et le chaulage, grâce à
l’augmentation de température et/ou de pH, réduisent efficacement les formes végétatives des bactéries.
Chapitre 2
289
Néanmoins, il existe un risque de recontamination et de recroissance des bactéries pathogènes comme l’ont
souligné Bagge et al. (2005) qui ont étudié l’impact de la pasteurisation de lisiers et de biodéchets (70°C, 1 heure)
suivie d’une digestion anaérobie et d’un stockage final en fosse. Malgré une diminution de 3 à 4 log10 des
entérocoques et des coliformes et une disparition des bactéries pathogènes après l’étape de pasteurisation,
Campylobacter coli et Salmonella ont été détectés dans les fosses de stockage contenant des digestats. Selon ces
auteurs, Il est peu probable que les pathogènes aient persisté au cours du traitement associant la pasteurisation et
la digestion, mais il est possible que la présence des pathogènes soit due à une contamination des fosses avant
apport des digestats ou à une contamination des camions transportant les digestats. Bagge et al. (2005) soulignent
donc la nécessité de suivre des règles strictes pour éviter toute recontamination après le traitement.
Les traitements appliqués aux déjections issus des élevages bovins, ovins, caprins et avicoles qui consitent en
général en un simple stockage avant l’épandage, ont fait l’objet de peu d’études. En revanche, les effluents
générés par les élevages porcins, peuvent subir différents types de traitements biologiques ou chimiques dont les
impacts sur la persitance des indicateurs fécaux ou des pathogènes ont été rapportés dans la littérature. Pour
cette raison, une attention particulière a été portée sur ces effluents dans le paragraphe suivant.
2.5.1.3. Exemple des effluents porcins
Occurrence des micro-organismes pathogènes dans les effluents porcins
La littérature scientifique est essentiellement focalisée sur une dizaine de micro-organismes pathogènes connus
pour être responsables de zoonoses : Salmonella, Listeria monocytogenes, Campylobacter jejuni, Campylobacter
coli, Yersinia enterocolitica, E. coli O157 : H7, Cryptosporidium, Giardia, helminthes, virus de l’hépatite E (tableaux
2-5-2 et 2-5-3). Leurs fréquences de détection dans les fèces ou dans les lisiers peuvent atteindre plus de 80% des
élevages à l’exemple des helminthes (Bornay-Llinares et al., 2006), de Salmonella (McLaughlin et al., 2009), de
Yersinia enterocolitica (Letourneau, et al., 2010), de Campylobacter jejuni {Chinivasagam et al., 2004), de
Cryptosporidium et de Giardia (Maddox-Hyttel et al., 2006). Le sérotype E. coli O157: H7 infecte moins les porcs
que les bovins et plusieurs études rapportent des taux d'infection relativement faible chez les porcs (Chapman, et al.
1997 ; Cornick et Helgerson, 2004 ; Hutchison et al., 2004) avec une prévalence comprise entre 0,1 à 12 %.
Les données disponibles révèlent une forte disparité des fréquences de détection des bactéries pathogènes (de 0
à 91 % de prévalence) qui peuvent être attribuées à des facteurs liés à l'élevage (âge et état de santé des
animaux, respect des règles d'hygiène, localisation géographique, mode de gestion des effluents) mais aussi à la
méthodologie employée (nombre d'élevages analysés, stratégie d'échantillonnage, techniques de détection des
micro-organismes). Ainsi, la différence de prévalence de Salmonella (1,6% et 89 %) entre les études menées par
Holzel et Bauer (2008) et McLaughlin et al. (2009) peut être expliquée par le nombre d’élevages étudiés (380 vs
37), la localisation géographique (Etats Unis vs Allemagne) ainsi que par le type de lisier analysé (lisier stocké 6
à 12 mois vs lisier frais).
De même que pour les bactéries, la prévalence des parasites et des virus présente des fluctuations importantes
comme l’illustre la fréquence de détection de Cryptosporidium qui varie de 3 à 100 %. Les raisons de cette
variabilité sont similaires à celles évoquées pour les bactéries.
Le porc représente le principal réservoir animal du VHE qu’il excrète largement (Pavio et al., 2010). Les études
convergent vers une large diffusion du virus dans les porcheries indépendamment de leur localisation, avec un taux
d’élevages ayant été en contact avec le virus (incluant au moins un animal à sérologie positive) proche de 100 %
(Pavio et al., 2010). Il n’est donc pas surprenant de trouver des fortes prévalences de ce virus dans les lisiers.
Il existe peu de données bibliographiques disponibles sur les niveaux de concentration en agents pathogènes
dans les lisiers de porcs en raison des techniques de recherche de ces micro-organismes qui sont
majoritairement qualitatives (présence / absence). Les données publiées concernent essentiellement Salmonella
dont les teneurs dans les fèces et les lisiers sont en général faibles. Ainsi, Hill et Sobsey (2003), Fablet, et al.
(2007), McLaughlin et al. (2009) et Pourcher et al. (2012) ont observé des concentrations en salmonelles
comprises entre 0,03 et 110 bactéries / g de lisier. Leurs concentrations peuvent néanmoins atteindre 104 UFC/ g
de lisier (Hutchison et al., 2004 ; Vanotti et al., 2005).
En conclusion, les lisiers de porcs peuvent être contaminés par des micro-organismes pathogènes mais les
sources et la dynamique de contamination des animaux ne sont pas clairement établies. En raison de la
Chapitre 2
290
variabilité des prévalences et des concentrations des agents zoonotiques, essentiellement due aux différences
de conditions d’élevage et d’hygiène, le niveau de contamination des lisiers destinés à l’épandage ne peut pas
être estimé à une échelle globale.
Impact des traitements sur les indicateurs fécaux présents dans les effluents porcins
Etant donné la diversité des agents pathogènes et leur faible représentativité dans les lisiers et dans les fumiers,
l'impact des traitements appliqués aux effluents d'élevage porcins est en général évalué (i) sur des bactéries
pathogènes ensemencées artificiellement à l'exemple de Salmonella, Campylobacter jejuni, Campylobacter coli,
Listeria monocytogenes ou (ii) sur des bactéries intestinales non pathogènes telles que E. coli, les coliformes
fécaux, les entérocoques intestinaux et les spores de Clostridium perfringens. Toutefois, bien qu’il soit largement
utilisé, le modèle "indicateurs fécaux" a été remis en question par certains auteurs. Il a ainsi été montré que la
survie de sérotypes pathogènes de E. coli diffère de celle des E. coli non pathogènes (Durso et al., 2004 ; Fenlon
et al., 2000 ; Mubiru et al., 2000).
Les déjections sont en général stockées en fosse (lisiers) ou en tas (fumiers) avant d'être épandues mais elles
peuvent également être compostées ou subir des traitements biologiques ou chimiques destinés à améliorer
leurs caractéristiques agronomiques et à limiter leur concentration en azote.
Alors que les teneurs en coliformes fécaux et en E. coli sont relativement stables dans les fèces, elles présentent
de fortes variations dans les lisiers stockés en fosse. Elles sont ainsi comprises entre 10 et 106 bactéries / g dans
les lisiers (Chinivasagam et al., 2004 ; Côté et al., 2006a ; Hill et Sobsey, 1998 ; Hill et Sobsey, 2003 ; Pourcher,
et al., 2012). Il existe également d’importantes fluctuations de concentrations au sein d'une même localisation
géographique. Côté et al., (2006a) ont ainsi observé des écarts de 5 unités logarithmiques des teneurs en E. coli
dans les lisiers issus de 32 élevages québécois. De même, Hill et Sobsey (2003) et Pourcher et al. (2012) ont
rapporté des différences de 3 unités logarithmiques sur des valeurs de E. coli mesurées respectivement dans les
lisiers de 4 élevages de Caroline du Nord et de 44 élevages bretons.
Influence de la durée de stockage
En système batch, sans apport séquentiel de lisier, l’allongement de la durée de stockage, entraîne une diminution
significative des teneurs en bactéries entériques. Les travaux menés au Canada par Côté et al. (2006a) indiquent
que les concentrations en E. coli, initialement comprises entre 103 et 104 bactéries /g dans les lisiers, diminuent de
4 log10 pour des durées de stockage comprises entre 54 et 114 jours. De même, des souches de Salmonella, de E.
coli O157 et de Campylobacter inoculées dans du lisier stocké dans des réservoirs de 35 m3 ont disparu
progressivement pour atteindre un abattement de 3 log10 après 2 mois de stockage (Hutchison et al., 2005b).
Cependant, le remplissage séquentiel des fosses tel qui est couramment pratiqué dans les élevages ne conduit à
aucun abattement significatif des teneurs en micro-organismes comme l’ont constaté Pourcher et al. (2012) qui ont
observé des teneurs similaires en indicateurs fécaux dans des lisiers stockés 3 semaines et 9 mois.
Influence de la température
La température joue un rôle primordial sur la persistance des bactéries. Ainsi, les études menées sur le
comportement de salmonelles ensemencées dans du lisier de porc, indiquent que la survie de ces bactéries
dépasse en général 30 jours lorsque la température est inférieure à 26°C et que leur persistance est d'autant
plus importante que la température est basse (Nicholson et al., 2005 ; Placha et al., 2001).
Autres facteurs influençant la persistance
Bien que les traitements appliqués au lisier conduisent globalement à une diminution des concentrations en
bactéries entériques (tableau 2-5-3), il est difficile d’énoncer des règles générales sur l’impact de ces traitements,
en raison notamment des différences de survie liées aux caractéristiques physiologiques des micro-organismes.
Ainsi, les bactéries capables de sporuler telles que C. perfringens sont plus résistantes que les formes
végétatives, quel que soit le mode de gestion du lisier. De même, Hutchison et al. (2005b) ont montré que le
temps de réduction décimale dans du lisier de porcs de Cryptosporidium parvum (de 133 et 345 jours) est
nettement supérieur à celui des bactéries (de 15 à 25 jours pour Salmonella et de 7 à 14 jours pour
Campylobacter). De plus, les virus non enveloppés tels que les rotavirus, les picornavirus et les adénovirus
résistent plus longtemps dans les lisiers et fumiers que les virus enveloppés (Pesaro et al., 1995).
Chapitre 2
291
Tableau 2-5-3. Impact in situ du stockage ou des traitements appliqués au lisier de porc
Nombre Mode de gestion du lisier
d’élevages
matrices analysées pour temps de
le calcul de l'abattement séjour
germe dénombré
abattement
en unité Log
Références
13
stockage en lagune
lisier brut sortie de
bâtiment / lagune
non précisé
E. coli
0,7 à 3,9
Chinivasagam, et
al., 2004
2
stockage en lagune
Lisier brut sortie de
bâtiment / lagune
270 jours
E. coli
2,1
entérocoques
1,9
Hill et Sobsey,
1998
C. perfringens
0,2
15 à 26 jours
E. coli
1
54 à 114 jours
E. coli
4
7 à 14 jours
coliformes
2, 4 à 2.9
E. coli
2,8 à 2.9
Yersinia
1,9 à 2.1
Salmonella
1.2 à 1.4
Campylobacter
1.3 à 1.5
Enterococcus
0.6 à 1
C. perfringens
0 à 0.2
E. coli
1,6 à 2,6
entérocoques
0,3 à 1,9
C. perfringens
<0,1
32
4
10
1
1
1
1
stockage en fosse
digestion anaérobie
psychrophile
stockage après un
traitement biologique de
nitrification/ dénitrification
lisier brut / lisier stocké
effluent entrée / effluent
sortie
lisier brut sortie de
bâtiment / lisier stocké
après traitement
biologique
6 à 9 mois
Côté et al ;, 2006a
Masse, et al.,
2011
Pourcher et al.,
2012
Placha et al.,
2001
refus de séparation stocké refus en début de
en tas en période hivernale stockage / refus en fin
et estivale
de stockage
76 jours
72 jours
Coliformes fécaux
1,5 (hiver)
0,04 (été)
76 jours
72 jours
entérocoques
1 (hiver)
1,9 (été)
refus de séparation
composté en tambour
rotatif
temp. max : 66°C
Début et fin de
compostage
7 jours
56 jours
E. coli
>3
>3
7 jours
56 jours
Entérocoques
>3
>3
Digestion anaérobie a
Effluent entrée/
effluent sortie
45 jours
E. coli
4,2
Viancelli et al.,
2013
non précisé
E. coli
2,5
Viancelli et al.,
2013
séparation par tamisage
Effluent entrée/
puis digestion anaérobie a, effluent sortie après
aération et décantation
décantation
a température non précisée
Mc Carthy et al.,
2011
Par ailleurs, le type de matrice influence également la persistance des micro-organismes. L'inactivation des virus
a été plus rapide dans le lisier constitué d’un mélange d'urine, d’eau et d’un peu de litière que dans le fumier
(Pesaro et al., 1995). L’étude de Hutchison et al. (2005b) sur la survie de Salmonella, de E. coli O157 et de
Campylobacter sp. inoculés dans différents types de fumier et de lisier montre une survie plus longue dans le
lisier de porc que dans le lisier de bovin.
Indépendamment du niveau initial en germes indicateurs, la digestion aérobie du lisier et son stockage successif
conduisent à une diminution d'un facteur 10 à 100 des concentrations en E. coli et en entérocoques et n'affectent
pas les teneurs en spores de C. perfringens (Hill et Sobsey, 1998 ; Pourcher et al., 2012). Ces résultats révèlent
un impact relativement limité du traitement biologique aérobie du lisier et confirment l'existence d'un risque
microbiologique associé aux formes de résistance telles que les spores bactériennes ou les kystes de parasites.
L’impact de la méthanisation sur la persistance des micro-organismes dépend de la température appliquée au
système, la digestion thermophile étant plus hygiénisante que la digestion mésophile (Sobsey et Hill, 2008 ;
Olsen et Larsen, 1987). Toutefois, la digestion anaérobie psychrophile conduit à des abattements des teneurs en
E. coli pouvant atteindre 2,9 log10 pour un temps de séjour de 7 à 14 jours (Masse et al., 2011) et 4,2 log10 pour
un temps de séjour de 20 jours (Côté, 2006b).
Chapitre 2
292
2.5.1.4. Données chiffrées
Tableau 2-5-4. Occurrence d’agents pathogènes dans les fumiers et lisiers d’élevage. D’après US EPA (2013).
Occurrence (% de fumiers ou lisiers positifs)*
Bovins
Volailles
Agent Pathogène
Porcs
Bactéries
Salmonella spp.
0,5 - 18
0 - 95
7,2 - 100
E. coli 0157:H7
3,3 - 28
0
0,1 - 70
Campylobacter spp.
5 - 38
57 - 69
14 - 98
0 - 65
Listeria spp.
0 - 100
8**
5,9 - 20
Protozoaires
Cryptosporidium spp.
0,6 - 23
6 - 27
0 - 45
Giardia
0,2 - 46
3,3 - 18
References: Rogers et Haines, 2005; Pachepsky et al., 2006 ; Ho et al., 2007 ; Bowman, 2009 ; Mohammed et al., 2009 ; US EPA, 2010 ;
Ziemer et al., 2010.
* Pourcentage d’échantillons de fumier ou de lisier pour lesquels la presence de l’agent pathogène a été détectée (valeurs minimales et
maximales reportées dans la littérature).
** : une seule étude.
Tableau 2-5-5. Nombre de bactéries pouvant être retrouvées dans des fumiers ou lisiers animaux (en ufc par gramme de
produit frais). D’après Brooks et al. (2012) ; Goss et al. (2013) ; Hutchison et al. (2005a).
Type d’effluent
d’élevage
Lisier de bovins
Coliformes fécaux Enterococcus
2.4 ×103
4.5 ×102
à 9.5 ×105
Lisier de vaches
laitières
6.3 ×104
à 1.0 ×107
Fumier de bovins de
race à viande
Fumier de vaches
laitières
Fumier frais de
vaches
Fumier de moutons
2.4 ×105
1.5 ×107
à 6.8 ×106
2.0 ×105
à 1.0 ×107
Jusqu’à 1.0 ×109
Fumier de cheval
Fumier de volailles
6.0 ×106
9.4 ×104
1.3 ×106
à 1.4 ×108
*ND : non déterminé
4.5 ×102
à 2.7 ×107
6.6 ×105
6.3 ×106
6.2 ×105
à 1.9 ×108
Escherichia coli
O157:H7
1.5 ×102
à 1.3 ×107
2.4 ×101
à 1.2 ×103
2.6 ×102
Salmonella
2.5 ×103
Campylobacter
spp.
4.1 ×102
à 5.3 ×102
Références
Stanley et al., 1998
Hutchison et al., 2005a
2.5 ×103
<3 à
2.4 ×103
2.5 ×102
<1 à 105
ND*
4 ×103
4.1 ×102
à 5.3 ×102
5.8 ×103
à 2.0 ×104
Crane et al., 1983;
Östling, et Lindgren, 1991
Unc et Goss, 2006
6.9 ×101
à 3.2 ×105
101 à 105
Östling, et Lindgren, 1991
Fegan et al., 2003
Mawdsley et al., 1995
Crane et al., 1983
8.5 ×108 à 109
Crane et al., 1983
Crane et al., 1983
Tableau 2-5-6. Pourcentage d’effluents d’élevage contenant des agents pathogènes zoonotiques
en Grande-Bretagne (Hutchison et al., 2004).
Type d’élevage et catégorie de produit (%)
Bovins
Porcs
Frais
Stocké
Frais
Stocké
(n = 810)
(n = 429)
(n = 126)
(n = 58)
Escherichia coli O157
13,2
9,1
11,9
15,5
Salmonella
7,7
10,0
7,9
5,2
Listeria
29,8
31,0
19,8
19
Campylobacter
12,8
9,8
13,5
10,3
Cryptosporidium parvum
5,4
2,8
13,5
5,2
Giardia intestinalis
3,6
2,6
2,4
1,7
n : nombre d’élevage ; ND : Non déterminé
Chapitre 2
Volailles
Frais
(n = 67)
ND
17,9
19,4
19,4
ND
ND
Stocké
(n = 26)
ND
11,5
15,4
7,7
ND
ND
Moutons
Frais
(n = 24)
20,8
8,3
29,2
20,8
29,2
20,8
Stocké
(n = 9)
22,2
11,1
44,4
11,1
0
0
293
Tableau 2-5-7. Taux d’agent pathogène dans les fumiers d’élevage en Grande-Bretagne
(Hutchison et al., 2004).
Taux d’agent pathogène (ufc/g) dans les fumiers positifs
Bovins
Porcs
Frais
Stocké
Frais
Stocké
E. coli O157
A
2,9 × 106
G
1,2 × 103
M
2,6 × 108
n
107
Salmonella
A
3,9 × 104
G
2·1 × 103
M
5·8 × 105
n
62
Listeria
A
1·5 × 104
G
1·1 × 103
M
4·2 × 105
n
241
Campylobacter
A
7·6 × 103
G
3·2 × 102
M
1·5 × 105
n
104
A
2·7 × 102
G
1·9 × 101
M
3·5 × 103
n
44
A
2·2 × 102
G
1·0 × 101
M
5·0 × 103
n
29
8,6 × 103
2,6 × 102
7,5 × 104
39
6,9 × 104
3,9 × 103
7,5 × 105
15
4,5 × 103
1,3 × 103
1,8 × 104
9
1,9 × 105
2·5 × 103
7·2 × 106
43
9,6 × 103
6·0 × 102
7·8 × 104
10
2·2 × 104
1·1 × 103
9·8 × 105
133
Volailles
Frais
Stocké
Moutons
Frais
Stocké
1,1 × 104
7,8 × 102
4,9 × 104
5
2,5 × 103
2,5 × 102
5,0 × 103
2
ND
ND
8,9 × 102
6·1 × 102
2·0 × 103
3
5,0 × 103
2·2 × 102
2·2 × 104
12
4·7 × 103
4·0 × 103
8·0 × 103
3
1·1 × 103
7·1 × 102
2·0 × 103
2
5·8 × 103
5·8 × 103
5·8 × 103
1
4·6 × 104
3·1 × 103
9·7 × 105
25
1·6 × 104
6·1 × 102
1·5 × 105
11
3·2 × 104
8·3 × 102
1·9 × 105
13
5·6 × 102
3·3 × 102
1·3 × 103
4
4·5 × 102
2·0 × 102
1·7 × 103
7
2·1 × 103
3·0 × 102
8·1 × 103
4
1·1 × 104
5·3 × 102
1·5 × 105
42
1·9 × 103
3·1 × 102
1·5 × 104
17
2·6 × 104
1·6 × 103
1·0 × 105
6
4·2 × 103
2·6 × 102
2·9 × 104
13
6·4 × 102
5·9 × 102
8·7 × 102
2
8·6 × 102
3·9 × 102
2·1 × 103
5
1·0 × 102
1·0 × 102
1·0 × 102
1
6·6 × 101
1·0 × 101
4·8 × 102
12
3·0 × 102
5·8 × 101
3·6 × 103
17
1·4 × 102
3·3 × 101
3·1 × 102
3
ND
ND
5·9 × 100
3
3·6 × 101
11
5·3 × 104
6·8 × 101
1·6 × 105
3
1·2 × 101
1·2 × 101
1·2 × 101
1
ND
ND
5·3 × 101
1·0 × 101
2·5 × 102
7
3·8 × 102
2·0 × 101
1·2 × 103
5
–
0
–
0
A : moyenne arithmétique, G : moyenne géométrique, pour les fumiers positifs uniquement.
M : Taux le plus élevé rencontré.
n : nombre de fumiers positifs utilisés pour le calcul des moyennes.
ND = Non déterminé
Chapitre 2
294
Tableau 2-5-8. Prévalence des micro-organismes pathogènes dans les fumiers ou les fèces de bovins.
D’après (Loyon et al., 2011).
Micro-organisme
Salmonella
Campylobacter
Nb élevages
Prévalence (%)
Type de déjections
Références
Suisse
67
nda
fèces de veaux
Busato et al., 1999
France
489
7,2
fumier/ lisier
Lailler et al., 2005
Etats-Unis
97
30,9
fèces
Blau et al., 2005
Etats-Unis
30
25,3
fèces
Murinda et al., 2002
Etas-Unis
16
56
fèces
Callaway et al., 2005
Espagne
89
36
fèces
Vilar et al., 2010
Etats-Unis
94
97,9
fèces
Englen et al., 2007
Etats-Unis
31
80,6
fèces
Wesley et al., 2000
Suisse
67
97
fèces de veaux
Busato et al., 1999
E. coli O157
Pays-Bas
462
9,1
fèces
Schouten et al., 2005
E. coli VTEC
Suisse
67
78
fèces de veaux
Busato et al., 1999
E.coli O157 (VTEC)
Royaume-uni
952
21,7
fèces
Gunn et al., 2007
E.coli O157 (Gène rfbe )
Pays-Bas
25
52
fumier
Franz et al., 2005
Cryptosporidium (oocystes)
Espagne
60
66,7
fèces
Castro-Hermida et al., 2006
Etats-Unis
14
14,30
fèces
Fayer et al., 2007
Espagne
30
63,3
fèces
Quilez et al., 1996
Espagne
30
53,3
fèces
Quilez et al., 1996
Etats-Unis
14
100
fèces
Trout et al., 2006
Espagne
60
93,3
fèces
Castro-Hermida et al., 2006
Giardia
Giardia duodenalis
a
Pays
nd : non détecté
Tableau 2-5-9. Prévalence de micro-organismes pathogènes dans les fientes de volaille.
D’après (Loyon et al., 2011).
Micro-organisme
Pays
matrice
Références
2,9
fèces
Esteban et al., 2008
302
15,6
fèces
Aury et al., 2010
519
17,9
fèces
Huneau-Salaun et al., 2009
12
100
fèces et litière
Santos et al., 2005
7
100
fèces
Alali et al., 2010
18
16,2
fèces de poules et de dindes Rodriguez et al., 2006
Belgique
19
0 (fientes)
26,3 (caeca)
fèces
Van Hoorebeke et al., 2009
Listeria monocytogenes Espagne
34
26,5
fèces
Campylobacter coli
Espagne
34
23,5
fèces
Espagne
34
20,6
fèces
E.coli O157 (et autres
STEC)
Espagne
34
nd
fèces
E.coli O157
Pays-Bas
349
1,7
fèces de poulets de chair
429
0,5
fèces de poules pondeuses
Espagne
France
Salmonella
Chapitre 2
Etats-Unis
Nb élevages
Prévalence (%)
34
295
Tableau 2-5-10. Prévalence des bactéries pathogènes dans les lisiers et fèces de porcs
Micro-organisme
Pays
Nb élevages
Allemagne
380
Australie
13
Canada (Québec)
32
France (Bretagne)
44
Salmonella
Canada (Eastern)
11
Etats Unis
18
Irlande
14
Canada (Ontario)
31
Etats Unis
37
France (Bretagne)
44
L. monocytogenes
Canada (Ontario)
11
Irlande
14
Canada (Québec)
32
Canada (Ontario)
31
Etats Unis
77
Canada (Eastern)
11
Campylobacter coli
Canada (Ontario)
31
Angleterre
126
Australie
13
Irlande
14
E. coli O157 : H7
Pays-Bas
229
Japon
35
a prélèvement de fèces ; b prélèvements de lisiers ou de fèces
Prévalence (%)
1,6
31
37
50
54.5
57,3
71,4
77b
89
18
27b
0
9
48b
53a
91
18b
11,9
84,6
0
0.4a
8.6a
Références
Holzel et Bauer, 2008
Chinivasagam et al., 2004
Côté et al., 2006a
Pourcher et al., 2012
Letourneau et al., 2010
Rodriguez et al., 2006
Watabe et al., 2003
Farzan et al., 2010
McLaughlin et al., 2009
Farzan et al., 2010
Watabe et al., 2003
Côté et al., 2006a
Farzan et al., 2010
Bhaduri et al., 2005
Farzan et al., 2010
Hutchison et al., 2004
Watabe et al., 2003
Nakazawa et al., 1999
Tableau 2-5-11. Prévalence des parasites et virus dans les lisiers et fèces de porcs
Micro-organisme
Pays
Nb élevages
Prévalence (%)
Références
Canada (Québec)
32
3
Maddox-Hyttel et al., 2006
Canada (Ontario)
49
100a
Nemejc et al., 2013
République tchèque
22
72a
Hamnes et al., 2007
Norvège
100
31a
Suarez-Luengas et al., 2007
Cryptosporidium
Espagne
24
62,5a
Reinoso et Becares, 2008
Espagne
13
53
Farzan et al., 2011
Canada (Ontario)
122
44.3 à 55.7c
Canada (Eastern)
11
36.4
Xiao et al., 2006
Irlande
33
43.7
Maddox-Hyttel et al., 2006
Canada (Ontario)
49
84a
Espagne
13
7
Hamnes et al., 2007
Giardia
Norvège
100
10a
Farzan et al., 2011
Canada (Ontario)
122
50.8 à 66.4c
Canada (Eastern)
11
63.6
Bornay-Llinares et al., 2006}
Espagne
5
100
helminthes
Espagne
13
38
Pavio et al., 2008
France
7
71b
Kasorndorkbua, et al., 2005
Etats-Unis
22
68
Ward et al., 2008
hépatite E (VHE)
Canada (Québec)
70
34
McCreary et al., 2008
Angleterre
9
22
Kase et al., 2009
Etats-Unis
5
3
a prélèvement de fèces ; b prélèvements de lisiers ou de fèces ; c selon deux méthodes (microscopie et PCR)
Chapitre 2
296
Tableau 2-5-12. Survie d’agents pathogènes responsables de zoonoses dans les fumiers et lisiers d’élevage.
D’après Rogers et Haines, 2005.
Environnement
Température
(°C)
Fumier de poulets de
40 – 60
chair
-20 à -4
1-9
10 – 19
Fumier de bovins
20 – 29
(viande ou lait)
30 – 39
40 – 60
A la ferme (< 23)
Fumier de porcs
40 – 60
1 – 10
10 – 19
Fumier de moutons
20 – 29
A la ferme (< 23)
-20 à -4
1-9
10 – 19
Lisier de bovins
20 – 29
(viande ou lait)
30 – 39
40 – 60
A la ferme (5 – 20)
1–9
Lisier de porcs
20 – 29
30 – 39
(a)
Salmonella
sp.
Survie (jours) (a)
Bactéries (b)
Campylobacter
Yersinia
E. coli
sp.
enterocolitica O157:H7
4
4
>180
196
56
21
65*
48
4
16
16
3
7
4
2
2
115*
89*
19
93
14
8
<8
32
4
>365
100
30
>100
130*
45
90
49
8
47
32
>100
>100
40
630
21
150*
40
103*
22*
<2
93
Parasites (c)
Listeria
Giardia Cryptosporidium
sp.
8
4
<1
7
>365
56
7
7
28
28
4
185
2
: temps de survie le plus long reporté (b) : Bolton et al., 1999 ; Guan et Holley, 2003 ; Kudva et al., 1998 ; Himathongkham et al., 1999 ;
Mitscherlich et Marth, 1984 ; Nicholson et al., 2005 ; Olson et al., 2004 ; Stanley et al., 1998 ; Tauxe, 1997 ; Wang et al., 1996 ; Cole et al.,
1999 ; Fayer et al., 1998 ; Fayer et al., 2007 ; Olson et al., 2004 ; Robertson et al., 1992.
* : estimé à 7 fois le temps de réduction décimal calculé pour ces températures avec une contamination expérimentale initiale comprise entre 106 à 108
microorganismes par gramme de fumier ou par millilitre de lisier.
2.5.2. Mafor d’origine humaine
Anne-Marie Pourcher
Les biodéchets d’origine humaine regroupent les déchets organiques de type FFOM (fraction fermentescible des
ordures ménagères), les boues de stations d'épuration et les déchets verts. Le risque de dissémination des
micro-organismes pathogènes d’origine intestinale via les épandages concerne essentiellement les boues de
stations d'épuration (9 Mt/ an dont 60 % sont épandues).
2.5.2.1. Diversité et teneurs des micro-organismes pathogènes
dans les boues de stations d'épuration
Les boues issues du traitement des eaux usées hébergent une grande diversité de micro-organismes
pathogènes pour l’homme et l’animal. Ceux-ci se répartissent principalement en virus, bactéries, protozoaires et
helminthes (tableau 2-5-13). Ils sont excrétés par les individus malades mais aussi par des porteurs sains ce qui
rend difficile toute prédiction de leur présence et de leurs concentrations dans les eaux usées et dans les boues.
L’origine et la concentration des micro-organismes présents dans les eaux usées et les boues dépendent de
l’incidence de l’infection au niveau de la population, de la nature des industries connectées au réseau d’eaux
usées, du nombre d’habitants raccordés et du procédé de traitement des boues qui peut aller du simple stockage
à des traitements plus complexes tels que la méthanisation, la dessiccation, le chaulage, le compostage.
Chapitre 2
297
La liste présentée dans le tableau 2-5-13 n’est ni exhaustive, ni définitive, le spectre des agents pathogènes étant
susceptible d’évoluer, de nouveaux micro-organismes pathogènes pouvant émerger par des phénomènes de
mutation ou d’adaptation à de nouvelles niches écologiques (Tauxe, 2002).
La majorité des travaux consacrés à l’aspect sanitaire des boues concernent les virus (entérovirus, norovirus,
rotavirus, adénovirus, astrovirus), les parasites (helminthes, Giardia et Cryptosporidium) et les bactéries
(Salmonella, Listeria monocytogenes, Campylobacter). L’impact des traitements appliqués aux boues est en
général évalué sur les germes indicateurs de traitement tels que les coliformes fécaux, E. coli, les entérocoques
et Clostridium perfringens.
Tableau 2-5-13. Micro-organismes pathogènes susceptibles d’être retrouvés dans les boues de stations d’épuration
(Dumontet et al., 1997 ; Gerba et Smith, 2005 ; Lewis et al., 2002 ; Wichuk et McCartney, 2007).
Virus
Entérovirus
-Poliovirus
-Coxsackievirus A et B
-Echovirus
-Enterovirus 68 à 71
Adénovirus
Astrovirus
Coronavirus
Calicivirus-Norovirus
Réovirus
Rotavirus
Virus de l’hépatite A
Virus de l’hépatite E
Bactéries
Protozoaires
Helminthes
Acanthomoeba
Balantidium coli
Ankylostoma duodenale
Ascaris lumbricoides
Echinococcus granulosus (chien)
Clostridium botulinum
Escherichia coli
Klebsiella sp.
Leptospira icterohaemorrhagiae
Entamoeba histolytica
Giardia lamblia
Isospora belli
Sarcocystis sp.
Toxoplasma gondii (chat)
Pseudomonas aeruginosa
Salmonella sp.
Shigella sp.
Staphylococcus aureus
Vibrio cholerae
Hymenolepsis nana
Necator americanus
Strongyloides stercoralis
Taenia saginata
Taenia solium
Toxocara cati
Toxocara canis
Trichuris trichura
Il existe peu d’information sur les teneurs en pathogènes dans les boues en raison de la difficulté de mise en
œuvre les techniques de dénombrement. Comme l’ont souligné Guzman et al., (2007), la faible teneur en
pathogènes dans les boues rend difficile l’étude de l’impact des traitements. De plus, lorsqu’elles existent, les
données sont difficilement comparables étant donné la diversité des méthodes utilisées. Les données issues de
la littérature scientifique rapportées par Sidhu et Toze (2009) indiquent une forte variabilité des teneurs en agents
pathogènes dans les eaux usées et dans les boues (tableau 2-5-14).
Tableau 2-5-14. Exemples de teneurs en agents pathogènes dans les eaux usées et les boues de stations d'épuration
(d’après Sidhu et Toze, 2009)
Pathogènes ou indicateurs
Virus entériques
Coliformes fécaux
E. coli
entérocoques
Chapitre 2
Concentrations
valeurs min et max ou valeur moyenne
0.004–12.5
4.5 × 103–2.5 × 104
15–80
7 × 101–1.1 × 105
3.6 × 107
3.4 × 106
3 × 102–6.2 × 104
4.4 × 105–1.1 × 106
3 × 102–1 × 104
2. 1 × 107
1.5 × 105
1.58 × 104
7.2 × 105–2.6 × 106
référence
2 Payment
et al., 2001
et al., 2005
1 Pourcher et al., 2005
2 Payment et al., 2001
1 Dahab, 2002 ; 2013
2 Lasobras et al., 1999
1 Dahab et Surampalli, 2002
2 Lasobras et al., 1999
2 Moce-Llivina et al., 2003
1 Pourcher
298
Pathogènes ou indicateurs
Salmonella
C. perfringens
L. monocytogenes
S. senftenberg
Giardia
1
/g poids sec, 2/ g poids humide , 3 /L,
Concentrations
valeurs min et max ou valeur moyenne
1.2–1.3
6.2 × 102
3.30–4.10 × 103
4.5 × 104–8.1 × 104
1 × 101–4.5 × 102
3.8–3.8 × 102
60–80
4 × 101–6.3 × 103
20–40
0.007–0.5
1 × 101–2.10 × 102
0.10–9.20
référence
Dahab et Surampalli, 2002
3 Chauret et al., 1999
1 Horan et al., 2004
1 Garrec et al., 2003
1 Horan et al., 2004
3 Chauret et al., 1999
1
1
Les virus
Les virus sont retrouvés dans les boues à des teneurs au moins équivalentes à celles des eaux usées, ce qui
s’explique notamment par leur capacité d’adhésion à la matière organique (Sidhu et al., 2001). Toutefois,
l’adsorption semble associée au type de virus. Arraj et al. (2005) ont ainsi rapporté que les rotavirus s'adsorbent
moins sur la phase solide des boues que les poliovirus et les virus de l'hépatite A et sont donc susceptibles d’être
retrouvés à des concentrations plus faibles. Les virus entériques présents dans les boues sont d’une part les
entérovirus (poliovirus, coxsackievirus et echovirus) et un groupe hétérogène de virus comprenant les rotavirus,
les calicivirus humains, les astrovirus, les adénovirus et les virus de l'hépatite A et E. Les entérovirus, facilement
cultivables, sont bien caractérisés contrairement aux autres virus, et sont par conséquent plus souvent cités dans
la littérature scientifique (Sidhu et Toze, 2009). Les valeurs rapportées dans la littérature varient en fonction des
méthodes de détection utilisées. Ainsi Monpoeho et al. (2004) ont observé dans les boues entre 37 et 288 unités
cytopathogènes d’entérovirus / g (par culture cellulaire), alors qu’ils ont quantifié par qPCR plus de 105 copies de
génome / g. Néanmoins, bien que la PCR soit plus sensible que la technique par culture cellulaire, elle ne permet
pas de statuer sur l’infectiosité des particules virales.
Les concentrations en norovirus sont supérieures à celles des virus entériques dans les boues, mais il est possible
que cette différence soit due à la technique de détection des norovirus (qPCR) qui sont difficilement cultivables. Des
teneurs élevées d'adénovirus (105 copies/L) ont été rapportées non seulement dans les eaux usées (AlbinanaGimenez et al., 2006 ; He et Jiang, 2005) mais également dans les boues (104 copies /g) (Bofill-Mas et al., 2006). Le
virus de l’hépatite A (VHA) est connu pour être très stable dans les eaux usées et être difficilement éliminé par les
procédés de traitement des eaux usées classiques (Morace et al., 2002). Dans une étude menée en Espagne,
Albinana-Gimenez et al., (2006) ont observé des teneurs élevées en VHA (105 unités PCR/L) dans les boues
résiduaires avec une inactivation (de l'ordre de 2 log10) similaire à celle d'autres virus entériques.
L’approche méta génomique utilisée par Bibby et Peccia (2013) pour analyser 10 échantillons de boues
d'épuration remet en question les résultats des études antérieures. Ces auteurs ont identifié, à partir de 330
millions de séquences d'ADN, 43 types de virus humains dans les boues. Ils ont ainsi mis en évidence
l’abondance de virus émergents (tels que les coronavirus HKU1, les klassevirus, et les cosavirus), la forte
représentation des virus respiratoires et l'abondance relativement faible des entérovirus.
Parasites
Les oocystes de Cryptosporidium et les kystes de Giardia sont présents dans les eaux usées et les boues
(Caccio et al., 2003 ; Montemayor et al., 2005 ; Payment et al., 2001 ; Quintero-Betancourt et al., 2003 ;
Rimhanen-Finne et al., 2004) mais les données sur leurs teneurs dans les boues sont rares. Des valeurs de
l’ordre de 12 oocystes de Cryptosporidium /g à 32 kystes de Giardia /g ont été rapportées dans des boues
stabilisées et déshydratées de deux stations d'épuration polonaises (Graczyk et al., 2008). Des valeurs similaires
en oocystes de Cryptosporidium (≤ 104/L) et 10 fois plus élevées de kystes de Giardia (de l’ordre de
105 kystes /L) ont été observées dans boues prélevées dans un bassin d’aération d’une station d'épuration située
au Brésil (Bonatti et al., 2007).
Chapitre 2
299
Les données disponibles sur les helminthes concernent essentiellement les œufs d’Ascaris, en raison de leur
prévalence plus élevée que celle des autres helminthes (Sidhu et Toze, 2009). Leur présence a été mise en
évidence dans les boues (Gaspard et al., 1997 ; Jimenez et al., 2000 ; Johnson et al., 1998 ; Sanguinetti et al.,
2005) mais à des concentrations relativement faible. Elles ne dépassent pas 45 œufs d'Ascaris viables /10 g de
MS dans les boues en début de stockage (Gantzer et al., 2001).
Les bactéries
Parmi les pathogènes, les Salmonella sont fréquemment isolées de boues brutes et traitées (Sahlstrom et al.,
2004). De plus, Il a été rapporté des recroissances de Salmonella dans des boues stockées Gibbs et al. 1997 ;
Hussong et al., 1985) et des boues compostées (Sidhu et al., 2001). Les campylobacters pathogènes peuvent
être présents dans les boues (Whiley et al., 2013) mais ces bactéries microaérophiles sont sensibles à l’oxygène
et supportent mal le traitement aérobie appliqué aux boues (Jones, 2001). Par contre, elles peuvent survivre en
milieu anaérobie (Sidhu et Toze, 2009). Ainsi, Horan et al. (2004) n'ont observé aucune diminution du nombre de
campylobacters après 22 jours de digestion anaérobie mésophile. Ces données suggèrent que les
campylobacters peuvent survivre pendant de longues périodes en l'absence d'oxygène, par exemple dans les
boues stockées et dans des digesteurs anaérobies (Sidhu et Toze, 2009).
Un suivi sur une année de Listeria monocytogenes dans les boues de 3 stations d'épuration en France a mis en
évidence la présence de cette bactérie dans 80% des boues stockées en fosse et dans 73% des boues
déshydratées (Garrec et al., 2003). Il existe peu de données sur la présence de E. coli O157:H7 dans les boues.
Cette bactérie a été mise en évidence dans 2% des boues brutes de 8 stations d'épuration suédoises suivies
pendant une année mais n’a pas été détectée pas dans les boues issues de la digestion anaérobie et dans les
boues compostés (Sahlstrom et al., 2004).
2.5.2.2. Les différents types de boues de stations d'épuration
Les stations d'épuration produisent différents types de boues :
- boues Iaires, obtenues par une décantation des matières en suspension contenues dans les eaux usées.
- boues biologiques, constituées de flocs formés de micro-organismes et de particules inorganiques ainsi que de
cations multivalents et d’exopolymères qui en assurent la cohésion (Urbain et al., 1993). Leur décantation produit
des boues IIaires qui peuvent subir des traitements. Les boues Iaires et les boues IIaires non traitées ou épaissies
sont les plus concentrées en micro-organismes pathogènes. La teneur en agents pathogènes des autres types
de boues dépend du traitement qui leur est appliqué qui a pour objectif essentiel de stabiliser et de déshydrater
les boues (tableau 2-5-15).
Tableau 2-5-15. Types de boues et objectif du traitement
Types de boues
compostées
chaulées
séchées thermiquement
épaissies
déshydratées
digérées par digestion aérobie
digérées par digestion anaérobie mésophile
digérées par digestion anaérobie thermophile
a objectif secondaire du traitement
Objectif du traitement des boues IIaires
stabilisation
réduction de la
teneur en eau
oui
oui
oui
oui
oui
oui
oui
oui
oui
Réduction de la teneur en
germes pathogènes
oui a
oui a
oui a
oui a
D’un point de vue réglementaire, en France, seules les boues ayant fait l’objet d’un traitement d’hygiénisation
doivent respecter des valeurs limites en agents pathogènes (arrêté du 8 janvier 1998 fixant les prescriptions
techniques applicables aux épandages de boues sur les sols agricoles). Une boue est ainsi considérée comme
"hygiénisée" si elle répond aux exigences de qualité suivantes:
Salmonelles : < 8 NPP/ 10g MS ; Entérovirus : < 3 NPP unités cytopathogènes / 10 g MS ; Œufs d’helminthes
viables : < 3/ 10 g MS.
Chapitre 2
300
Une analyse des coliformes thermotolérants (encore appelés coliformes fécaux) est effectuée au moment de la
caractérisation du procédé de traitement. Le traitement d'hygiénisation fait ensuite l'objet d'une surveillance des
coliformes thermotolérants à une fréquence d'au moins une analyse tous les quinze jours durant la période
d'épandage.
La littérature scientifique se réfère souvent à la réglementation américaine qui distingue des boues ("biosolids")
de classe A et de classe B selon des critères sanitaires (tableau 2-5-16).
Tableau 2-5-16. Valeurs limites des pathogènes ou indicateurs dans les boues des classes A et B
(d’après US EPA, 1999)
Micro-organisme
Classe A
Salmonella*
coliformes fécaux*
entérovirus
œufs d'helminthes viables
Classe B
coliformes fécaux
Valeurs limites
< 3 NPP/4 g MS
< 103 NPP/g
< 1 UFP/4 g MS
< 1 œuf /4 g MS
< 2 106 NPP/g MS
NPP : nombre le plus probable ; UFP : unité formant plaque
* les boues de classe A doivent présenter des teneurs en Salmonella ou en coliformes fécaux inférieures aux valeurs limites. Dans
certains cas, des valeurs limites sont également imposées pour les entérovirus et les œufs d'helminthes viables.
Le classement des boues dépend de leur type d’utilisation. Le texte réglementaire ("Part 503 Rule") de l'agence
américaine de protection de l'environnement (US EPA, 1999) stipule que les boues d'épuration utilisées comme
engrais sur les cultures destinées à être consommées crues ou en contact avec le public doivent être traitées afin
de réduire les concentrations en micro-organismes pathogènes en deçà des limites de détection (boues de
classe A). Lorsque les boues sont épandues sur des sols cultivés avec des végétaux qui ne sont pas consommés
crus, celles-ci doivent également subir un traitement permettant de réduire le niveau de micro-organismes
pathogènes, mais sans répondre aux contraintes fixées pour les pathogènes (boues de classe B). Les boues de
classe B peuvent être épandues mais la réglementation fixe des restrictions telles que l’accès restreint du public
au site, le contrôle du pâturage des animaux, la période de temps entre l'application de boues et la récolte des
cultures (Arthuson, 2008).
2.5.2.3. Impact des traitements appliqués aux boues sur les micro-organismes
Parmi les différents traitements appliqués aux boues, les données de la littérature portent principalement sur trois
types de traitement : le chaulage, le compostage et la digestion anaérobie mésophile ou thermophile.
Chaulage
Le chaulage est utilisé pour stabiliser les boues. Ce procédé intervient en général après la déshydratation et
consiste à déverser de la chaux vive (CaO) ou éteinte (Ca(OH)2) sur les boues, initiant une réaction chimique
exothermique. Il permet également une augmentation du pH des boues (supérieur à 12). Le traitement des boues
à la chaux vive permet de détruire les agents pathogènes grâce à l’action combinée de l’augmentation du pH et
de la température. L’impact de ce traitement a surtout été étudié sur les œufs d’helminthes, notamment sur les
œufs d’Ascaris, formes particulièrement résistantes au chaulage (Capizzi-Banas et al., 2004). Après le traitement
à la chaux, le degré d'inactivation dépend à la fois de la concentration de chaux, du pH atteint et de la durée du
stockage. A titre d’exemple, Mignotte-Cadiergues et al. (2001) ont observé que la durée nécessaire pour ne plus
détecter d’œuf d'Ascaris viable dans des boues chaulées était de 2 et 8 semaines pour des teneurs en CaO de
45 % et de 30 %, respectivement. Gaspard et al. (1997) ont montré que pour atteindre un niveau négligeable
d'œufs d'Ascaris viables, le pH doit être >12 pendant au moins 3 mois de stockage, ce qui est en accord avec
Strauch (1998) qui suggère également un pH de 12,6 et un stockage de 3 mois pour inactiver les œufs
d’helminthes. Le taux d’humidité joue également un rôle dans l’inactivation des œufs, comme l’illustrent les
travaux de Maya et al. (2010) qui ont montré qu’à dose de CaO équivalente, le temps de contact requis pour
l’inactivation des œufs d’helminthes augmente lorsque le taux de matières sèches diminue. L’impact du taux
d’humidité sur l’efficacité du chaulage a également été rapporté pour les bactéries. L’addition de chaux éteinte à
Chapitre 2
301
des boues liquides et à des boues déshydratées a conduit respectivement à un abattement des teneurs en E. coli
de 2 log10 et de plus de 3 log10 (Reinthaler et al., 2010).
Les valeurs de température, de pH et d’humidité permettant d’inactiver les œufs d’helminthes se situent dans une
large gamme. Ainsi, il a été rapporté une inactivation des œufs pour des températures de 40°C à 70°C, des taux
d’humidité de 5 à 55 % et des pH de 9 à 13 (Maya et al., 2010). Cette forte dispersion des valeurs s’explique par
l’interdépendance de ces trois facteurs. Globalement, la viabilité diminue lorsque la température et le pH
augmentent et lorsque l'humidité diminue. Par ailleurs, Maya et al. (2010) ont observé des différences de
comportement selon les genres auxquels appartiennent les helminthes. Ainsi les œufs d’Ascaris (nématode) sont
apparus plus résistants à des valeurs élevées de température et de pH que ceux de Toxocara (nématode) et de
Taenia (cestode). Les œufs d’helminthes les plus sensibles appartenaient aux genres Trichuris (nématode) et
Hymenolepis (cestode). Afin d’inactiver complètement les différents genres d’œufs helminthes testés dans leur
étude, (Maya et al., 2010) suggèrent lors d’un traitement à la chaux vive, de maintenir le pH à 12 et un taux
d’humidité de 80% pendant 8 mois. Capizzi-Banas et al. (2004) ont observé dans les conditions de laboratoire
que le temps d'inactivation des œufs d'helminthes était de 120 min à environ 50°C, de 45 min à 55°C et de 5 mn
à environ 60°C pour des boues contaminées naturellement et traitées avec de la chaux vive. Il était supérieur à
128 min à 50°C, et était compris entre 4 et 8 min à 60°C pour les boues traitées avec de la chaux éteinte. Dans
une expérience réalisée sur le terrain, sur des boues de station d'épuration traitées à la chaux vive, le temps
d’inactivation était du même ordre de grandeur que celui obtenu au laboratoire : 75 min à 55°C et 5 min à 60 °C.
Il existe très peu de données sur l’impact du chaulage sur les micro-organismes autres que les œufs
d’helminthes et lorsqu’elles existent, elles sont antérieures à 2011. Sur des boues stabilisées et déshydratées
issues de deux stations d'épuration, Il a été montré que l’addition de chaux vive à des teneurs comprises entre
250 et 750 g/kg a permis d’éliminer les oocystes de Cryptosporidium et les kystes de Giardia dont les teneurs
moyennes dans les boues initiales étaient de 14 oocystes et 24 kystes /g (Graczyk et al., 2008).
La chaux vive ajoutée à une teneur de 40g/kg de MS à une boue inoculée avec des réovirus a conduit à un
abattement de plus de 2 log10 après 10 jours de contact. Une dose de 80 g/kg de MS appliquée dans les mêmes
conditions a permis de diminuer d’au moins 3 log10 en 24 heures les concentrations en virus (Brewster et al.,
2005). Les bactériophages apparaissent moins sensibles que les coliformes fécaux à l’addition de chaux. Il a en
effet été observé une réduction de l’ordre de 3 log10 des coliformes fécaux et de 1 log10 pour différents types de
bactériophages dans des boues Iaires traitées avec de la chaux. Les bactériophages F-spécifiques sont plus
facilement inactivés que les bactériophages de Bacteroides fragilis ou que les coliphages somatiques (Lasobras
et al., 1999), ce que les auteurs ont expliqué par leur différence de sensibilité à l’augmentation de pH. Lasobras
et al. (1999) ont également observé que les entérocoques étaient plus résistants à l’addition de chaux que les
coliformes fécaux.
Meckes et Rhodes (2004) ont comparé l’abattement de E. coli, de Salmonella et de spores de C. perfringens au
cours du chaulage de boues de station d'épuration. Dans une 1ère expérience, ils ont ajouté la chaux vive de
façon à obtenir un pH de 12 (entre 2,2 et 3,9 g de chaux / litre de boues). La température a augmenté de 0,7 à
1,6°C au cours de l’addition de chaux et après 2 heures de contact, le pH était compris entre 11,6 et 10,5.
L’abattement après 2 heures de contact était de 3 log10 pour E. coli et Salmonella et de 0,65 log10 pour les spores
de C. perfringens. Dans une 2ème expérience, ils ont ajouté 5,3 à 14,3 g de chaux vive par litre de boues pour
atteindre un pH >12 et ont maintenu les boues à une température de 52-55°C pendant 18 +/- 3 h. Dans ces
conditions, l’abattement était de 6 log10 pour E. coli, > 4 log10 pour Salmonella et de 3.4 log pour les spores de C.
perfringens. Cette étude montre que l’effet combiné de l’augmentation de pH, de la température et du temps de
contact permet de diminuer considérablement la teneur en bactéries. Mais il est important de noter que les
spores, plus résistantes que les formes végétatives étaient encore présentes 18h après le chaulage, même à une
température de 55°C. Ces données sont en accord avec l’étude menée par Gantzer et al. (2001) qui ont
également observé un impact plus important du chaulage sur les formes végétatives de bactéries que sur les
spores. Ainsi une dose de chaux vive à 25% a conduit à un abattement de 5.5 log10 des entérocoques, supérieur
à 5.1 log10 des E. coli (qui n’étaient plus détectés) et de seulement 0.8 log10 des spores de bactéries sulfitoréductrices. Ces deux études montrent donc que le chaulage réduit considérablement la présence des formes
végétatives mais n’exclut pas la présence de formes de résistance dans les boues. Gantzer et al. (2001) ont
d’ailleurs mis en évidence des œufs d’helminthes viables à une teneur de l’ordre de 10 œufs/ 10 g MS dans les
boues traitées avec 25% de chaux vive.
Chapitre 2
302
En résumé, les effets du chaulage des boues sur les agents pathogènes est multifactoriel. Il dépend notamment
du type de micro-organisme. En effet, la résistance est plus élevée pour les micro-organismes ayant des formes
de résistance (œufs d’helminthes, kystes de parasites, spores de bactéries) que pour les formes végétatives.
L’efficacité du traitement dépend également de la concentration en chaux appliquée et du taux de matières
sèches des boues. Andreadakis et al. (2006) rapportent que le chaulage de boues non déshydratées à une dose
de 10-20 kg de chaux /m3 n’augmente pas significativement la température mais conduit à une augmentation de
pH (11,5-12) qui perdure environ deux semaines, ce qui conduit à une inactivation des agents pathogènes
bactériens et viraux, mais avec un effet limité sur les parasites. Lorsque les boues sont déshydratées, l'addition
de chaux vive engendre une augmentation significative de la température et du taux de MS, conduisant à une
meilleure efficacité de désinfection.
Il convient de souligner que le chaulage n’exclut pas des phénomènes de recroissance bactérienne lors du
stockage des boues (Andreadakis et al., 2006).
Malgré la disparité des données disponibles dans la littérature scientifique, les auteurs s’accordent sur le fait que
l'ajout de chaux vive à des boues déshydratées et le stockage ultérieur à pH supérieur à 12 pendant au moins
trois mois assure un degré élevé d’assainissement des boues.
Compostage
La plupart des études d’évaluation de l’effet hygiénisant du compostage concernent les indicateurs de traitement
(entérocoques, coliformes fécaux, E. coli) et les salmonelles. D’autres micro-organismes pathogènes sont aussi
étudiés à l’exemple de Listeria monocytogenes (Klein et al., 2011 ; Lemunier et al., 2005 ; Paniel et al., 2010 ;
Pourcher et al., 2005), E. coli vérotoxigène (Cekemecelioglu et al., 2005 ; Hess et al., 2004 ; Kim et al., 2001 ;
Shepherd et al., 2010, Shigella (Hassen et al., 2001), Campylobacter jejuni (Inglis et al., 2010 ; Klein et al., 2011 ;
Xu et al., 2009), Mycobacterium avium (Grewal et al., 2006 ; Tkachuk et al ., 2013), les œufs d’helminthes
(Briancesco et al., 2008 ; Kone et al., 2007), Crytposporidium et Giardia (Briancesco et al., 2008 ; RimhanenFinne et al., 2004 ; Van Herk et al., 2004) et les virus (Elvig et al., 2012 ; Guan et al., 2012 ; Pourcher et al.,
2005 ; Wei et al., 2010 ; Xu et al., 2009).
Les résultats rapportés dans la littérature indiquent que l’hygiénisation est obtenue essentiellement par
l’augmentation de la température au cours de la dégradation de la matière organique par les micro-organismes
mésophiles et thermophiles. D’autres facteurs tels que la nature des agents structurants, la saison, la compétition
entre micro-organismes, le rapport C/N et le taux d’humidité influencent aussi la survie des germes pathogènes
(Cekemecelioglu et al., 2005 ; Dumontet et al., 1997 ; Erickson et al., 2009 ; Mc Carthy et al., 2011 ; Paniel et al.,
2010). De plus, la population active du compost, constituée d’actinomycètes et de champignons, produit des
antibiotiques susceptibles d’inactiver les bactéries (Wichuk et McCartney, 2007). La température optimale
d’inhibition des germes pathogènes dépend essentiellement de la durée de maintien de la température, du
procédé appliqué et de la conduite retenue pour composter les déchets (aération forcée ou naturelle, nombre de
retournements). Selon Golueke (1993), une température de 55°C maintenue pendant 3 jours au cœur de l’andain
est suffisante pour assurer une hygiénisation des boues compostées. C’est ce couple durée / température qui est
généralement retenu comme critère d’hygiénisation. La durée de 3 jours, préconisée par l’US EPA pour les
systèmes à aération forcée, est toutefois augmentée à 15 jours pour les systèmes à aération naturelle, avec au
moins 5 retournements successifs (Wichuk et McCartney, 2007). Il a été observé au cours du compostage une
diminution significative des virus (Elving et al., 2012 ; Wei et al., 2010), des œufs d’helminthes (Gantzer et al.,
2001 ; Kone et al., 2007), des coliformes fécaux, des entérocoques et des salmonelles (Bustamante et al., 2008 ;
Deportes et al., 1998 ; Jepsen et al., 1997 ; Mc Carthy et al., 2011 ; Watanabe et al., 1997).
Parmi les facteurs intervenant dans l’hygiénisation, le type de micro-organisme reste déterminant. Il a ainsi été
observé des comportements différents d’un micro-organisme à l’autre au cours du compostage (tableau 2-5-17).
Les différences d’abattement pour un même micro-organisme observées par les auteurs peuvent être attribuées
au procédé de compostage ainsi qu’aux techniques de quantification des micro-organismes.
Chapitre 2
303
Tableau 2-5-17. Impact du compostage sur différents types de micro-organismes indicateurs et pathogènes (d’après
Bustamante et al., 2008 ; Cadiergues, 2000 ; Carrington, 2001 ; Gantzer et al., 2001 ; Mc Carthy et al., 2011 ; Pourcher et
al., 2005 ; Xu et al., 2009).
Micro-organisme
coliformes fécaux
E. coli
Entérocoques
Clostridium
Salmonella Senftenberg
Salmonella sp.
Poliovirus
Entérovirus
Abattement
(moyenne ou valeurs min et max )
0,7 à > 6
1,8 à 6,2
1,1 à 5,1
1,7
2,3
2,1 à 2,4
>1,5
> 1,5 à 3,1
5,7
7,8
>3
Les concentrations en bactéries indicatrices (entérocoques, coliformes fécaux et E. coli) diminuent
progressivement au cours du compostage pour atteindre des valeurs ≤ 102 germes /g MS dans le produit mature.
Le compostage conduit à des abattements de ces indicateurs de l’ordre de 3,5 à 6 unités logarithmiques (Gantzer
et al., 2001 ; Jepsen et al., 1997 ; Mc Carthy et al., 2011 ; Pourcher et al., 2005 ; Xu et al., 2009). Bien qu’une
survie similaire des deux indicateurs ait été rapportée (Pourcher et al., 2005 ; Sesay et al., 1998), les
entérocoques paraissent plus résistants que les coliformes fécaux (Bustamante et al., 2008 ; Deportes et al.,
1998 ; Gantzer et al., 2001 ; Klein et al., 2011 ; Tiquia et al., 1998). L’effet du compostage sur les salmonelles se
traduit par une diminution des concentrations de l'ordre de une à trois unités logarithmiques (Droffner et Brinton,
1995 ; Jepsen et al., 1997 ; Pereira-Neto et al., 1986 ; Tiquia et al., 1998). La disparition rapide de ces bactéries
pathogènes conduit le plus souvent à conclure à une survie des salmonelles inférieure à celle des indicateurs
fécaux. Cependant, le nombre de salmonelles étant naturellement faible dans les déchets organiques, l’absence
de détection n’est sans doute pas due uniquement à une inactivation de ces germes, mais aussi aux limites de
détection des méthodes de dénombrement. Il a ainsi été observé des phénomènes de recroissance de
salmonelles dans les composts (Cekmecelioglu et al., 2005 ; Zaleski et al., 2005). Au regard de résultats obtenus
à l’échelle du laboratoire, Kim et Jiang (2010) ont suggéré qu’un taux minimum d’humidité de 20 à 30% est
nécessaire pour qu’une recroissance puisse avoir lieu dans le compost. La saison et le taux d’humidité peuvent
influencer la survie de E. coli O157:H7 comme l’ont suggéré (Cekmecelioglu et al., 2005) qui ont observé que la
persistance de ce sérotype au cours du compostage était plus importante en hiver qu’en été. Ils ont attribué cette
différence de comportement à la température du compost qui était supérieure à 55°C sur une durée plus longue
en été (68 à 87 jours) qu’en hiver (25 à 55 jours). Le taux d’humidité joue également un rôle sur la survie de E.
coli O157:H7 qui persiste plus longtemps avec un taux d’humidité de 40% qu’avec un taux de 50% (Singh et al.,
2011). De plus, un allongement de la durée de la phase mésophile de 2 à 5 jours augmente significativement la
survie de E. coli O157:H7 (Singh et al., 2011).
Une comparaison des résultats des études sur l’impact du compostage sur E. coli (bactérie indicatrice, non
pathogène) et E. coli O157:H7 par Wichuk et McCartney (2007) montre que les souches pathogènes
apparaissent plus résistantes que les souches non pathogènes, suggérant que E. coli serait un mauvais
indicateur de l’effet du compostage sur les pathogènes.
Malgré leur résistance aux conditions environnementales défavorables, les œufs de nématodes peuvent être
détruits au cours du compostage lorsque celui-ci est bien conduit (Hay, 1996), ce qui a été confirmé par les
travaux de Deportes et al. (1998) qui n’ont plus détecté d’œufs d’Ascaris après 27 jours de compostage d’ordures
ménagères. De même, Kone et al. (2007) ont observé une réduction significative des œufs d’Ascaris et de
Trichuris au cours du compostage d’un mélange de matières fécales et de déchets organiques, avec des
concentrations inférieures à 5 œufs/ g MS après 80 jours de compostage.
Il existe peu de données sur la persistance des protozoaires au cours du compostage. Van Herk et al. (2004) ont
suivi sur une année les formes viables de kystes de Giardia et d’oocystes de Cryptosporidium inoculés dans des
sacs répartis dans des andains. La température des andains a été maintenue supérieure ou égale à 55°C
pendant au moins 4 semaines. Dans ces conditions, les kystes n’ont perdu leur viabilité qu’après 42 à 56 jours,
confirmant la capacité de résistance de ces parasites au cours du compostage. Au regard de leurs résultats, les
Chapitre 2
304
auteurs ont recommandé de réaliser le compostage en andains sur une durée d’au moins 56 jours, dont 26 jours
à des températures supérieures à 55°C, pour assurer la destruction complète des protozoaires. Il convient de
souligner que cette durée dépasse largement les 15 jours stipulés par la réglementation américaine (US-EPA,
1999) et canadienne (CCME 2005).
Dans une étude menée en Finlande, Rimhanen-Finne et al. (2004) ont recherché les oocystes de
Cryptosporidium et les kystes de Giardia dans 16 composts de boues. Après 10 semaines, de compostage,
37,5 % et 44 % des échantillons contenaient des oocystes de Cryptosporidium et des kystes de Giardia,
respectivement. Après 30 semaines, les auteurs ont détecté des oocystes de Cryptosporidium dans 6,6% des
échantillons et des kystes de Giardia dans 26,6 % des échantillons. Toutefois les auteurs n’ont pas testé la
viabilité des kystes et n’ont pas rapporté la température atteinte au cours du compostage.
Bien que les virus soient présents dans les biodéchets (Turner et Burton, 1997), peu d’études ont été consacrées
leur survie lors du compostage. Leur inactivation est essentiellement due à la montée de la température qui
provoque des lésions irréversibles de la structure virale (Guardabassi et al., 2003). Dans une moindre mesure,
les virus sont également inhibés par l’activité antivirale d'enzymes protéolytiques produites par les bactéries et
par l'ammoniac libéré lors de la dégradation des protéines. Les virus entériques non enveloppés tels que les
adénovirus, astrovirus, calicivirus, entérovirus, rotavirus et les virus de l’hépatite A et E sont plus résistants à
l’élévation de température que les virus non enveloppés (Guardabassi et al., 2003). Ils sont donc susceptibles de
persister plus longtemps au cours du compostage. Parmi ceux-ci, le virus de l’hépatite A (VHA) paraît être le plus
thermorésistant. Il résiste ainsi à des températures de 60°C pendant 30 minutes ou de 80°C pendant 10 minutes.
Cependant, Guardabassi et al., (2003) ont rapporté qu’une température de 60°C maintenue 10 heures, permet
d’inactiver les entérovirus, y compris le virus de l’hépatite A. Le virus de la grippe aviaire (H7N1 HPAIV) a fait
l’objet d’une étude menée en laboratoire par Elving et al. (2012). Le virus inoculé dans du compost a été inactivé
en 24 heures. Il apparaît très sensible à la température puisqu’un abattement de 12 log10 a été observé en 7,6 h à
35°C et en 30 min à 55°C (Elving et al., 2012). Les auteurs recommandent de rechercher la présence de ce type
de virus dans les zones du tas de compost situées en surface et donc susceptibles d’être à des températures peu
élevées et donc non hygiénisantes.
Par ailleurs, la technique de détection utilisée pour mettre en évidence les virus impacte les résultats. Ainsi, des
entérovirus infectieux dont les teneurs initiales étaient de 2 à 16 NPPUC /g au début du compostage de boues
n’ont plus été détectés dès le 1er retournement du compost (1 mois après le début du compostage) alors que les
génomes des particules virales étaient encore quantifiables par RT-PCR jusqu'au 3ème retournement (2 mois plus
tard) (Pourcher et al., 2005). Les auteurs ont émis l’hypothèse que les cellules utilisées pour la méthode culturale
n'étaient pas sensibles à toutes les espèces d'entérovirus mesurées par RT-PCR. Les génomes mis en évidence
dans le compost appartenaient soit à des entérovirus se répliquant difficilement sur cellules BGM, soit à des virus
altérés et donc non infectieux.
Le maintien d’une température à 55 °C pendant deux semaines ou à 70 °C pendant une heure semble assurer
une inactivation complète des virus suggérant qu’un compostage bien conduit peut éliminer les particules virales.
Néanmoins, Guardabassi et al. (2003) soulignent la difficulté à maintenir les valeurs optimales des paramètres de
fonctionnement (température, aération et humidité), en particulier pour les systèmes en andains, les systèmes de
compostage fermés étant plus efficaces dans la mesure où ils permettent un meilleur contrôle de ces paramètres.
Quel que soit le procédé de compostage, les virus peuvent survivre lorsque des zones du tas de compost ne sont
pas exposées ou sont exposées pendant une durée trop courte aux températures requises pour l'inactivation
virale. En raison de leur incapacité à se répliquer à l’extérieur de leur hôte, les virus, même s’ils persistent au
cours du compostage, ne peuvent pas se multiplier au cours du stockage du compost mature.
En résumé, la plupart des agents pathogènes, notamment les formes végétatives des bactéries, sont inactivés
par le compostage lorsque la température est maintenue égale ou supérieure à 55°C pendant au moins trois
jours. Les micro-organismes résistants tels que C. perfringens, C. botulinum, les kystes de protozoaires et les
œufs helminthes peuvent survivre et se retrouver dans le compost mature. Il existe également un risque que E.
coli et Salmonella se développent dans le compost mature si le compostage n’a pas permis une montée en
température suffisante et si la matière organique est non stabilisée. De plus, Wichuk et al. (2007) ont rapporté
que des agents pathogènes sont parfois détectés dans des produits finis alors que le compostage avait pourtant
été mené correctement (et notamment en respectant le couple durée–température stipulé par la réglementation).
Chapitre 2
305
Selon ces auteurs, les valeurs du couple durée-température n’étaient pas assez élevées et il existait
probablement des zones froides au sein du tas de compost propices à la survie des pathogènes.
Digestion anaérobie
La digestion anaérobie est conduite essentiellement dans deux gammes de températures : mésophile (34-38°C)
et thermophile (50-56°C). La plupart des études porte sur la digestion anaérobie mésophile qui est le procédé le
plus couramment utilisé. Il existe relativement peu d'informations sur l’inactivation des micro-organismes
entériques au cours de la digestion anaérobie. Celles-ci concernent majoritairement les indicateurs de
traitements (coliformes fécaux, E. coli).
Les principaux paramètres qui influent sur la survie des pathogènes au cours de la digestion anaérobie sont la
température, le temps passé dans le réacteur (temps de séjour hydraulique et temps de séjour des boues), les
interactions microbiennes (compétition, antagonismes bactériens), la composition de l’effluent d’entrée, le pH, les
teneurs en électrolytes, en AGV et la présence ou l'accumulation de substances toxiques (Chen et al., 2012 ;
Gao et al., 2013 ; Kunte et al., 2000 ; O'Reilly et al., 2009 ; Salsali et al., 2006 ; Smith et al., 2005 ; White et al.,
2000 ; White et Stuckey, 2000). L’inactivation des bactéries est fortement dépendante du couple duréetempérature. A titre d’exemple, des souches de E. coli et de Salmonella inoculées à une teneur initiale de l’ordre
de 108 UFC/ mL dans des boues brutes centrifugées, ont été totalement inactivées en 10 secondes à 70 °C et
entre 5 et 25 minutes à 55 °C. A 35 °C, les souches n’ont pas été éliminées et l’abattement observé n’était que
de 1,5 à 2 log10 en 20 jours (Smith et al., 2005).
La digestion anaérobie mésophile conduit à une réduction en général peu marquée des indicateurs de traitement
(tableau 2-5-18). L’abattement moyen obtenu sur les coliformes totaux et fécaux et sur E. coli est de 2,4 log10
pour des temps de séjour compris entre 15 et 60 jours. Sur les 23 valeurs d’abattement présentées dans le
tableau 2-5-18, 87% sont ≤ 3 log10. Les réductions les plus élevées (5 log10) ont été obtenues pour des temps de
séjour longs (entre 30 et 60 jours). Les abattements observés pour les entérovirus, les Salmonella et L.
monocytogenes (≤ 3,7 log10) sont comparables à ceux observés pour les coliformes. En revanche, C. jejuni,
bactérie micro-aérophile est moins impactée par la digestion anaérobie mésophile que Salmonella et
L. monocytogenes. Horan et al., (2004) ont ainsi observé une concentration stable en C. jejuni pendant 21 jours
dans un réacteur simulant une digestion anaérobie mésophile. Ces données sont accord avec celles rapportées
par Kearney et al. (1993) qui ont comparé la persistance de C. jejuni à celle de E. coli et Salmonella Typhimurium
dans un digesteur à 35°C (ayant un temps de séjour hydraulique de 25 jours) alimenté avec du lisier de bovin.
Alors que le temps de réduction décimale (T90) était estimé à 1,5 et à 1,1 jours pour E. coli et Salmonella,
respectivement, il était supérieur à 71 jours pour C. jejuni. En raison de leurs formes de résistance, C. perfringens
et les parasites ne sont pas affectés par la digestion anaérobie mésophile. L’inactivation des virus, relativement
faible, peut être expliquée par l’activité antivirale, la production d’enzymes protéolytiques, de
désoxyribonucléases (DNase), de ribonucléases (RNase) et d'autres molécules présentes dans les boues
digérées (Gao et al., 2013). Selon Bibby et Peccia (2013), la digestion anaérobie mésophile a un effet virucide
limité et peut conduire à des niveaux non négligeables de virus dans les boues digérées.
Monpoeho et al. (2004) qui ont testé l’impact du chaulage, du compostage et de la digestion anaérobie mésophile
sur l’inactivation d’entérovirus ont en effet observé que les deux premiers traitements réduisaient à un niveau non
détectable les entérovirus alors que la digestion anaérobie mésophile n’impactait pas leur concentration.
De nombreux auteurs s’accordent sur le fait que la digestion anaérobie mésophile est moins efficace que la
digestion thermophile, comme le montrent les valeurs reportées dans le tableau 2-5-19. Selon Erkan et Sanin
(2013), seule la digestion anaérobie thermophile permet de répondre aux valeurs limites des boues de classe A.
Dans des conditions thermophiles, pour des temps de séjour relativement courts (entre 4 et 20 jours),
l’abattement des coliformes fécaux est toujours supérieur à 3,5 log10 et peut dépasser 7 log10. L’abattement est
également plus élevé en conditions thermophiles pour les entérovirus (>3 log10). Toutefois, la digestion
anaérobie, efficace sur les formes végétatives et les virus, impacte faiblement les formes de résistance.
Chapitre 2
306
Tableaux 2-5-18. Exemple de réduction de micro-organismes dans des boues de stations d'épuration traitées par digestion
anaérobie mésophile
Micro-organisme
Coliformes totaux
Coliformes fécaux
E. coli
Salmonella
Clostridium sulfito
réducteurs
Temps de contact
Température
ou temps de rétention des Abattement
(°C)
boues (jours)
35
15
2–3
–a
–a
1.6
–
–
2.2
36
20
0.3
37
21
3.0
37
30–35
3.0
35
30
5.1
–
–
1.3
–
–
2.4
36
20
1.5
35
60
5
35
20-25
0.8
38
2-3
35-37
11.5-25
1-2
35
35
5
35
12
1.5-1.7
37
21
1-2
37
21
2.0
35
12
2.2
35
50
2
35
11
2
35
16
3
35
25
3
35
12
2.2
35
12
0.2
35
11
2
35
16
2.8
35
25
3.7
35
21
2.2
35
12
0
36
20
0
38
30
1
35
50
0
35
20-25
0
Procédé
Reference
Semi-continu
Non spécifié
Non spécifié
Non spécifié
Batch
Batch
Batch
Non spécifié
Non spécifié
Non spécifié
Batch
Semi-continu
Semi-continu
Semi-continu
Batch
Semi-continu
Batch
Batch
Semi-continu
Semi continu
Semi continu
Semi continu
Semi continu
Semi-continu
Semi-continu
Semi continu
Semi continu
Semi continu
Semi-continu
Semi-continu
Non spécifié
Semi-continu
Semi continu
Riau et al., 2010
Semi-continu
Guzman et al., 2007
–
–
1.6
Non spécifié
–
–
1.1
Non spécifié
Entérovirus
34
26
2.0
Semi-continu
35
20-25
1.5
Semi-continu
37
14
2.6
Batch
36
20
0.30
Non spécifié
Cryptosporidium
35
20-25
1.5
Semi-continu
Giardia
36
20
0
Non spécifié
œuf d’Ascaris suum
34
26
0
Semi-continu
Œuf d'helminthe
35
20-25
0
Semi-continu
a étude menée sur plusieurs années (1988-2006) et comprenant plusieurs sites de digestion mésophile
Chapitre 2
Pepper et al., 2010
Pepper et al., 2010
Chauret et al., 1999
Higgins et al., 2007
Poudel et al., 2010
Pepper et al., 2010
Pepper et al., 2010
Scaglia et al., 2014
Guzman et al. 2007
Zabranska et al., 2003
Erkan et Sanin, 2013
Amani et al., 2011
Horan et al. 2004
Horan et al. 2004
Lloret et al., 2013
Chen et al., 2012
Chen et al., 2012
Chen et al., 2012
Horan et al. 2004
Riau et al., 2010
Chen et al., 2012
Chen et al., 2012
Chen et al., 2012
Horan et al., 2004
Horan et al., 2004
Rounsefell et al.,,2013
Lloret et al., 2013
Pepper et al., 2010
Pepper et al., 2010
Carrington et al., 1991
Guzman et al., 2007
Gao et al.,,2013
Guzman et al., 2007
Carrington et al., 1991
Guzman et al., 2007
307
Tableaux 2-5-19. Exemple de réduction de micro-organismes dans des boues de stations d'épuration traitées par digestion
anaérobie thermophile
Micro-organisme
Coliformes fécaux
E. coli
C. perfringens
poliovirus
entérovirus
Ascaris suum
Température
(°C)
51
55
55
55
55
55
55
51
55
55
51
55
55
55
51
55
Temps de contact
ou temps de rétention des
boues (jours)
4
5-6
60
15
6-7
15-20
50
4
5-6
50
4
5-6
2 heures
2
4
5-6
Abattement
Procédé
Reference
3.6
4.9
5
>7
4-5
6
>4
0
0
0.65
>3
>3
>3
7
2
>2
Semi-continu
Semi-continu
Batch
Batch
Semi-continu
Semi-continu
Semi continu
Semi-continu
Semi-continu
Semi continu
Semi-continu
Semi-continu
Batch
Aitken et al., 2005
Aitken et al., 2005
Scaglia et al., 2014
Amani et al., 2011
Zabranska et al., 2003
Lloret et al., 2013
Aitken et al., 2005
Aitken et al., 2005
Loret et al., 2013
Aitken et al., 2005
Aitken et al., 2005
Popat et al., 2010
Gao et al., 2013
Aitken et al., 2005
Aitken et al., 2005
Semi-continu
Semi-continu
La température joue un rôle primordial sur l’inactivation des micro-organismes à 55°C alors qu’au cours de la
digestion anaérobie mésophile, la réduction des teneurs en pathogènes est due à d’autres facteurs tels que la
limitation en substrat, la compétition microbienne et le temps de séjour hydraulique (Scaglia et al., 2014 ; Smith et
al., 2005). Il a été rapporté des effets opposés de composés présents dans les boues. Ainsi, des teneurs élevées
en ammoniac, en AGV et en H2S augmentent la vitesse de réduction des pathogènes (Gao et al., 2013 ; Kunte et
al., 2000 ; Kunte et al., 2004 ; Salsali et al., 2006 ; Ward et Ashley, 1977) mais les détergents anioniques, les
protéines et les acides aminés peuvent avoir un effet protecteur (Popat et al., 2010). A pH neutre, des teneurs en
AGV élevées (>3000 mg/L équivalent acétate) entraînent une inhibition significative de Shigella dysenteriae
(Kunte et al., 2000). Outre leur concentration, la composition des AGV joue également un rôle sur l’inactivation
des bactéries. Salsali et al. (2006) ont testé la toxicité de l’acétate, du butyrate et du propionate vis-à-vis de
Salmonella. Ils ont mis en évidence, d’une part que le mélange des 3 AGV inactivait plus rapidement Salmonella
que les 3 molécules prises séparément et, d’autre part que l’acétate était plus inhibiteur que le propionate, luimême plus actif que le butyrate. L’effet de l’ammoniac a essentiellement été rapporté pour les virus. Sous forme
libre, NH3 augmente le taux d’inactivation des poliovirus dans des boues digérées incubées à 21°C et 28°C
(Ward et Ashley, 1977). Cependant, le rôle de l’ammoniac sur les poliovirus est moindre en digestion
thermophile, l’impact de la température masquant probablement l’effet de l’ammoniac (Popat et al., 2010).
Bien qu’il n’y ait pas de corrélation clairement établie entre le temps de séjour des boues (TSB) dans les digesteurs
et l’inactivation des pathogènes (Avery et al., 2014), l’allongement du TSB peut conduire à une diminution de la
survie des micro-organismes au cours de la digestion anaérobie. Ainsi Chen et al. (2012) rapportent un abattement
de 2 et 3 log10 de E. coli et de 2 et 3.7 log10 de Salmonella dans un digesteur mésophile pour des TSB de 11 et 25
jours, respectivement. Cet effet n’est cependant pas systématique dans la mesure où Coelho et al. (2011) n’ont pas
observé d’impact du TSB (entre 5 et 20 jours) en condition mésophile sur les coliformes totaux. En revanche, en
condition thermophile, les coliformes totaux n’ont pas été détectés pour un TSB de 20 jours alors que leurs teneurs
étaient de 104 /g MS pour un TSB de 10 jours et de 105 /g MS pour un TSB de 5 jours. Lloret et al. (2013) ont
suggéré de configurer les digesteurs thermophiles de façon à obtenir un TSB minimum de 15 jours afin d’assurer un
abattement significatif des pathogènes. Cependant, ces auteurs n’ont obtenu pour les C. perfringens qu’un
abattement de 0,65 log10 dans le digesteur étudié qui fonctionnait à 55°C avec un TSB de 16 jours. Le faible impact
de la digestion anaérobie thermophile sur les formes sporulées a également été rapporté par Aitken et al. (2005) qui
n'ont observé aucune suppression de spores de C. perfringens dans un réacteur anaérobie thermophile. Bien
qu’elle soit plus efficace que la digestion anaérobie mésophile, la digestion thermophile, ne garantit pas l’absence de
pathogènes et notamment de formes enkystées de parasites.
Les boues digérées subissent souvent un post-traitement qui consiste la plupart du temps en une déshydratation
mécanique par centrifugation ou par filtration sur filtre presse. Or, plusieurs auteurs ont observé une
augmentation de la teneur en coliformes fécaux ou en E. coli après une centrifugation (Bowen et WiIliams, 2006 ;
Erkan et Sanin, 2013 ; Bowen et al., 2006 ; Erkan et al., 2013 ; Higgins et al., 2007 ; Qi et al., 2007 ; Qi et al.,
Chapitre 2
308
2004). Les mécanismes de réactivation ne sont pas clairs, d’autant que ce n’est pas observé pour les filtres
bandes (Erkan et Sanin, 2013). Les augmentations de concentrations pourraient être dues à une contamination
des centrifugeuses servant à déshydrater les boues (Erkan et Sanin, 2013) ou à une élimination des inhibiteurs
de croissance au cours de la déshydratation (Qi et al., 2007). Les chercheurs ont aussi émis l'hypothèse que les
coliformes fécaux entreraient dans un état viable mais non cultivable (VBNC) au cours de la digestion anaérobie,
les rendant indétectables par méthode culturales. Les VBNC seraient réactivées par des facteurs produits lors de
la centrifugation (Higgins et al., 2007). Pour vérifier cette hypothèse, Higgins et al. (2007) ont ajouté aux boues
digérées des boues centrifugées stérilisées (avec ou sans polymères). L’addition de boues centrifugées a conduit
à une augmentation des teneurs en coliformes fécaux de 2 log10. Lorsque les boues stérilisées étaient ajoutées
avec des polymères, les teneurs en coliformes fécaux ont augmenté de 4 log10. Ces données restent difficilement
interprétables dans la mesure où les auteurs n’ont pas réussi à dupliquer l’expérience.
En résumé, bien que les valeurs d’abattement fluctuent entre les études, il ressort des données de la
bibliographie (i) que la digestion anaérobie mésophile a peu d’impact sur les indicateurs de traitement et ne
permet pas d’éliminer les pathogènes et (ii) que la digestion thermophile bien que plus efficace que la digestion
anaérobie mésophile sur les virus et les formes végétatives des bactéries pathogènes, n’élimine pas ou peu les
spores bactériennes et les kystes des parasites.
Comparaison de l’efficacité du compostage et de la digestion anaérobie
Le compostage et la digestion anaérobie ne produisent pas de boues exemptes de pathogènes (tableau 2-5-20).
Selon les données de Viau et al. (2011), la digestion anaérobie mésophile entraîne une réduction moyenne des
pathogènes et des indicateurs inférieure à 1,5 log10. La digestion thermophile a plus d’impact sur la persistance
des pathogènes mais n’atteint pas l’efficacité du compostage qui permet d’obtenir des abattements des
coliformes fécaux de l’ordre de 6 log10 (figure 2-5-1).
Tableau 2-5-20. Concentrations moyennes (en log10) / g MS de bactéries et de virus d’origine entérique dans les boues
traitées par digestion anaérobie ou par compostage d’après la revue bibliographique de Viau et al., 2011.
Pathogène ou indicateur
Digestion anaérobie
Digestion anaérobie en 2 étapes
(méthode)
mésophile
(thermophile et mésophile)
Coliformes fécaux (NPP/UFC)
5.8 ± 1.5
2.6 ± 1.8
E. coli (NPP/UFC)
5.0 ± 0.6
4.1 ± 0.7
Salmonella sp. (NPP/UFC)
1.6 ± 1.2
ND a
Legionella pneumophila (qPCR)
2.6 ± 1.3
1.8 ± 0.7
Campylobacter spp. (CFU)
0.1 ± 0.2
Enterococcus spp. (MPN/CFU)
5.3 ± 1.3
4.0 ± 0.5
L. monocytogenes (MPN/CFU)
1.46
Clostridium spp. (CFU)
6.2 ± 0.5
6 ± 0.5
C. perfingens (NPP/UFC)
3.5 ± 2.7
entérovirus (NPP)
0.9 ± 0.7
0.2 ± 0.2
entérovirus (qPCR)
4.15 ± 0.5
polyomavirus (qPCR)
3.3
réovirus (NPP)
1.0
adénovirus (qPCR)
5.1 ± 1.6
3.6 ± 1.5
a non détecté ; b nombre d’articles scientifiques à partir desquels les moyennes ont été calculées
Compostage
1.7 ± 1.1
1.8 ± 1.4
0.64 ± 1.3
2.5 ± 1.3
ND
3.5 ± 1.6
0.1 ± 0.3
3.8 ± 1.0
3.0 ± 1.4
0.4 ± 0.7
1.7 ± 1.11
ND
3.8 ± 1.5
Nombre
d’études b
6
8
12
1
4
12
2
6
9
1
1
3
Il est intéressant de noter que la réduction des indicateurs de traitement et notamment des coliformes fécaux,
(indiqués sur la figure 2-5-1) est en général supérieure à celle des bactéries pathogènes et des virus. C’est la
raison pour laquelle, l’utilisation des indicateurs de traitement suscite des questions quant à leur représentativité
du comportement des pathogènes au cours des traitements des boues (Arthurson, 2008).
Chapitre 2
309
Figure 2-5-1. Abattement moyen (et écart type : barres) en log10 des pathogènes et des indicateurs fécaux dans les boues
traitées par compostage, digestion anaérobie mésophile et par digestion en 2 étapes (thermophile puis mésophile).
*
*
*
*
Abattement en log10
Compost
Abattement en log10
Digestion anaérobie mésophile
*
Abattement en log10
Digestion anaérobie en 2 étapes
( thermophile et mésophile)
* valeurs moyennes sur l’ensemble des virus ou des bactéries. Données moyennes obtenues sur plusieurs stations d'épuration.
L’abattement moyen (ligne en trait plein) et les écarts types associés (pointillés) des coliformes mesurés sur l’ensemble des études sont
également représentés (d’après Viau et al., 2011).
2.5.2.4. Conclusion
La majorité des traitements appliqués aux boues de stations d'épuration visent à réduire la pollution chimique et à
obtenir une stabilisation de la matière organique. Les procédés de stabilisation les plus couramment utilisés
(chaulage, compostage et digestion anaérobie) réduisent avec des efficacités variables les concentrations en
indicateurs de traitement et en pathogènes (tableau 2-5-21).
Tableau 2-5-21. Impact du traitement des boues sur le niveau de contamination en agents pathogènes
Traitement
compostage
Niveau de
contamination
- (+)
chaulage
- (+)
mésophile
++
+
thermophile
- non détecté ; + faible, ++, élevé
Commentaire
Très bonne efficacité si le compostage est bien conduit. Des recroissances sont possibles si le
traitement n’est pas optimisé.
N’élimine pas systématiquement les formes de résistance.
Dépend de de la température, du pH et du taux d’humidité des boues. Des recroissances ont été
rapportées lors du stockage de boues chaulées lorsque le pH n’est pas maintenu basique.
N’élimine pas systématiquement les formes de résistance.
Pas d’abattement significatif. Des recroissances ont été rapportées lorsque les boues sont
centrifugées après la digestion.
Les formes végétatives sont peu impactées
Plus efficace que la digestion anaérobie mésophile.
N’élimine pas les formes de résistance.
Aucun des procédés présentés dans le tableau 2-5-21 ne permet d’assurer un produit exempt de pathogènes.
Malgré l’hétérogénéité des résultats obtenus dans les différentes études, il apparaît que le compostage et le
chaulage conduisent à des abattements plus importants que la digestion anaérobie. L’impact de celle-ci sur les
micro-organismes entériques dépend majoritairement de la température, les conditions mésophiles n’ayant
qu’une efficacité limitée sur les virus et les formes végétatives des bactéries. Il est important de souligner que
plusieurs auteurs ont observé des phénomènes de recroissance bactérienne après le compostage, le chaulage
ou la digestion anaérobie. L’apparition des bactéries entériques ou l’augmentation significative de leurs teneurs
après le traitement peut être expliquée par des contaminations externes mais également par la présence de
formes viables non cultivables réactivées par des conditions favorables.
Enfin, la plupart des études remettent en question l’utilisation des indicateurs de traitement dont l’absence dans
les boues ne reflète pas systématiquement une absence de pathogènes.
Le recours aux bactéries indicatrices reste néanmoins inévitable tant que les méthodes de détection des
pathogènes manqueront de sensibilité. L’évaluation de la qualité sanitaire des boues devrait bénéficier des
nouvelles approches moléculaires qui pourront apporter des informations sur la structure et l’activité métabolique
des communautés bactériennes. De plus, grâce aux outils moléculaires, il est également possible de mettre en
évidence la fraction viable mais non cultivable des bactéries pathogènes dont le rôle est particulièrement
important dans les phénomènes de recroissance.
Chapitre 2
310
2.5.3. L’antibiorésistance
Anne-Marie Pourcher
Introduction
Le terme «antibiotiques» regroupe des substances naturellement synthétisées par des micro-organismes ainsi
que des molécules produites par synthèse chimique ayant une action sur des bactéries. Les antibiotiques sont
utilisés pour lutter contre les infections bactériennes, en médecine humaine et en médecine vétérinaire que ce
soit pour les animaux d’élevage ou les animaux de compagnie. Le tonnage d’antibiotiques destinés à l’élevage
est le double de celui consommé chez l’homme (Moulin et al., 2008). L'utilisation intensive d'antibiotiques en
médecine humaine et en élevage a contribué à l'émergence et à la propagation de gènes de résistance aux
antibiotiques (GRAs) (Droge et al., 2000 ; Guan et al., 2007). La majorité des cas de résistances aux
antibiotiques est retrouvée dans les hôpitaux où l’exposition aux antibiotiques est plus élevée qu’à la ville
(ANSM, 2013). Toutefois des antibiorésistances peuvent survenir également chez les personnes non
hospitalisées. Selon le rapport édité en 2013 par l’Agence nationale de sécurité du médicament et des produits
de santé (ANSM), les antibiotiques les plus consommés par l’homme sont des bêta-lactamines :
– en ville, l’amoxicilline (32 % de la consommation totale).
– à l’hôpital, l’amoxicilline associée à l’acide clavulanique (33 % de la consommation totale).
En élevage, les tétracyclines représentent près de la moitié du tonnage des antibiotiques. Les autres classes les
plus consommées sont les sulfamides, les macrolides et les bêta-lactamines (Sanders et al., 2013).
La flore intestinale est l’un des principaux compartiments où les phénomènes de sélection de bactéries
résistantes peuvent se dérouler (AFSSA, 2006). Les bactéries résistantes aux antibiotiques, initialement
présentes dans le tube digestif de l’homme et des animaux se retrouvent essentiellement dans les Mafor
constituées de matières fécales à l’exemple des effluents d’élevage et des boues de stations d'épuration. Les
données sur l’antibiorésistance de cette expertise concernent donc ces deux types de Mafor.
2.5.3.1. Généralités sur l’antibiorésistance
En se fixant sur des cibles spécifiques, les antibiotiques bloquent des voies du métabolisme bactérien ou inhibent la
synthèse de la paroi bactérienne, du matériel génétique (ADN ou ARN) ou de protéines essentielles au
métabolisme. Il existe une résistance naturelle qui correspond à la capacité de résister à la présence d'un
antibiotique pour toutes les souches d'une espèce ou d'un genre bactérien. Le support de cette résistance qui est
une propriété d’espèce ou de genre, est généralement chromosomique. Certaines souches appartenant à une
espèce habituellement sensible à un antibiotique peuvent acquérir une résistance. Celle-ci se traduit par la capacité
de résister à une concentration d'antibiotique beaucoup plus élevée que celle supportée par les autres souches de
la même espèce. Cette résistance est essentiellement due à l’acquisition de matériel génétique exogène.
Tableau 2-5-22. Mécanismes de résistance aux antibiotiques (source : AFSSA, 2006)
catégories
Inaccessibilité à la cible
mécanismes
Système actif d’efflux hors de la cellule
inactivation
Diminution de la perméabilité
Inactivation enzymatique de l’antibiotique
Esquive ou camouflage
Modification/protection de la cible (par
mutation ou voie enzymatique), courtcircuit de la voie métabolique utilisée
Familles d’antibiotiques ou d’enzymes concernées
Tétracyclines, macrolides, phénicolés, quinolones, bêtalactamines
Phénicolés, tétracyclines
bêta-lactamases, estérases (macrolides), phosphorylases
(aminosides, macrolides), acétyltransferase (chloramphénicol)
Triméthoprime-sulfamides, tétracyclines, macrolides, bêtalactamines, fluoroquinolones
2.5.3.2. Les gènes de résistance
Les GRAs sont présents dans les chromosomes des bactéries, mais ils peuvent également être portés par trois
types d’éléments génétiques mobiles qui assurent leur diffusion parmi les populations bactériennes par transfert
horizontal : (i) les plasmides, molécules d’ADN bicaténaires, circulaires et cytoplasmiques, (ii) les transposons,
Chapitre 2
311
séquences d'ADN capables de promouvoir leur propre transfert d'un réplicon (chromosome ou plasmide) à un autre
et (iii) les intégrons, éléments mobiles d'ADN ayant la possibilité de capturer des gènes, notamment ceux codant la
résistance aux antibiotiques, par recombinaison spécifique de site. Les GRAs peuvent être transmis par transfert
horizontal de gènes entre des bactéries non pathogènes et des bactéries pathogènes, et entre des
microorganismes génétiquement éloignés comme les bactéries Gram à positif et à Gram négatif. (Ji et al., 2012) Il
existe plusieurs mécanismes de résistance qui peuvent être classés en trois catégories principales (AFSSA, 2006).
Le transfert des GRAs entre les bactéries d'espèces ou de genres différents est essentiellement assuré par un
mécanisme de conjugaison qui correspond à un transfert d’ADN plasmidique entre deux bactéries via l'extrémité
d’un pilus d’une cellule donneuse et l’enveloppe extérieure d’une cellule réceptrice. La transduction, transfert
d’ADN par l’intermédiaire d’un bactériophage peut également se produire dans les Mafor puisque ce mécanisme
a été mis en évidence dans des effluents d’élevage (Colomer-Lluch et al., 2011). Par ailleurs, certains plasmides
conjugatifs présentent un large spectre d'hôtes et possèdent une réplication autonome. Ils se transfèrent au sein
des bactéries à Gram négatif, abondantes dans les boues de stations d'épuration et les effluents d’élevage et
joueraient donc un rôle majeur dans la dissémination des GRAs dans ces environnements (Droge et al., 2000).
2.5.3.3. Mise en évidence des GRAs dans les boues et les effluents d’élevage
Les gènes de résistance à la tétracycline (gènes tet) et aux sulfamides (gènes sul) ont été étudiés en raison de
l’utilisation courante en médecine humaine et vétérinaire des tétracyclines et des sulfamides (Gao et al., 2012 ; Liu
et al.,, 2012). Les gènes de résistance aux bêta-lactamines sont aussi largement étudiés depuis l’apparition chez les
bactéries à Gram négatif de bêta-lactamases à spectre élargi dont la dissémination dans l’environnement a coïncidé
avec l’utilisation d’antibiotiques à large spectre tels que les céphalosporines et les quinolones (Zarfel et al., 2013).
D’autres GRAs à l’exemple des gènes de résistance à l’érythromycine, à la streptomycine/ spectinomycine et aux
fluoroquinolones sont également recherchés dans les boues et les effluents d’élevages.
Les approches couramment utilisées pour mettre en évidence la présence de gènes de résistance dans les
boues de stations d'épuration ou dans les effluents d’élevage consistent en une quantification directe par PCR
quantitative (PCRq) de GRAs spécifiques sur l’ADN total des populations (Liu et al., 2012 ; Alexander et al.,
2011 ; Chen et Zhang, 2013 ; Jindal et al., 2008 ; Munir et Xagoraraki , 2011a, 2011b ; Whitehead et Cotta,
2013 ; Yang et al., 2012); ou en un dénombrement par méthode culturale de bactéries capables de se
développer en présence d’antibiotiques (Jindal et al., 2006 ; Brooks et al., 2007 ; Jordan et al., 2005 ; Moraru et
al., 2012 ; Novo et al., 2013 ; Ramsden et al., 2010). Outre la prévalence et la quantification des GRAs et des
bactéries résistantes aux antibiotiques (BRAs), il est également possible, en utilisant des souches de laboratoire
donneuses ou receveuses de GRAs, d’étudier le transfert de ces gènes dans les boues ( Droge et al., 2000 ;
Ramsden et al., 2010 ; Merlin et al., 2011 ; Soda et al., 2008 ; Tennstedt et al., 2003) ou dans les effluents
d’élevage (Guan et al., 2007 ; Binh et al., 2008) .
2.5.3.4. Antibiorésistance dans les boues de stations d'épuration
Les proportions de bactéries résistantes aux antibiotiques (BRAs) par rapport à la population totale de bactéries
est plus importante dans les boues que celles qui ont été rapportées dans les eaux de surface, suggérant que les
boues de stations d'épuration sont favorables à la prolifération des GRAs (Bouki et al., 2013). Le transfert de
gène de résistance peut en effet survenir dans les boues comme l’ont montré les travaux de Droge et al. (2000)
et de Soda et al. (2008). Droge et al. (2000) ont isolé des plasmides de conjugaison de résistance aux
antibiotiques à partir de communautés bactériennes des boues activées en utilisant la souche receveuse
Pseudomonas sp. B13. Sept plasmides avaient une large gamme d'hôtes présentant des fréquences
extrêmement élevées de transfert allant de 10-1 à 10-2 par cellule receveuse. Soda et al. (2008) ont étudié le
transfert in situ du plasmide RP4 à partir d'une souche de E. coli vers les bactéries des boues activées. Ce
plasmide a une large gamme d’hôtes et héberge des gènes de résistance à l'ampicilline (Ap), la kanamycine
(Km) et la tétracycline (Tc). La fréquence de transfert du plasmide RP4 des E. coli donneurs vers les bactéries
des boues était de 4,6 10-3 à 7,5 10-1 / receveur potentiel. Les transconjugants isolés ont montré une résistance à
l’Ap, Km, et Tc et la présence d'un plasmide d'une taille similaire à RP4. Des expériences de transfert des
transconjugants vers la souche E. coli réceptrice HB101 ont montré que le plasmide RP4 acquis par les bactéries
des boues peut être transmis dans cet environnement. Les souches transconjugantes identifiées sont des
Chapitre 2
312
bactéries dominantes des boues activées à l’exemple de Pseudomonas fluorescens, et Pseudomonas putida
ainsi que des populations des communautés bactériennes intestinales, telles que Citrobacter freundii, E. coli,
Enterobacter cloacae, E. asburiae et Klebsiella pneumoniae. Ces résultats suggèrent que le transfert in situ des
plasmides et l'échange de gènes résistants aux antibiotiques peut se produire dans les boues activées.
S’il n’existe pas de corrélation avérée entre les concentrations en antibiotiques dans les effluents d’entrée ou
dans les boues de stations d'épuration et la présence de BRAs ou de GRAs dans les boues (Bouki et al., 2013),
la nature des effluents semble jouer un rôle sur l’abondance des GRAs. Ainsi Gao et al. (2012) trouvé qu’une
faible corrélation entre le nombre de gènes de résistance et de bactéries résistantes aux sulfamides et les
teneurs en antibiotiques dans les boues d’une station d'épuration, alors que Zhang et Zhang (2011) ont observé
des concentrations maximales en gènes de résistance à la tétracycline dans les stations d'épuration recevant les
eaux usées d’une industrie pharmaceutique. Parmi les 44 gènes de résistance à la tétracycline connus, plus de
29 ont été trouvés dans l'environnement10. Mais le nombre de gènes tet recherchés dans les boues ne dépasse
pas 14 (Gao et al., 2012 ; Munir et al., 2011a ; Zhang et Zhang, 2011 ; Diehl et LaPara, 2010). Ce sont des gènes
d’efflux (tetA, tetB, tetC, tetD, tetE, tetG, tetK et tetL, tetA/P), des gènes de protection du ribosome (tetM, tetO,
tetS, tet36, tetQ, tetW, tetB/P) et des gènes d’inactivation de la tétracycline tetX.
Zhang et Zhang (2011) ont observé parmi les 14 gènes étudiés, une prédominance des gènes tetB/P, tetM et tetG.
Il convient de souligner la difficulté à comparer les teneurs en gènes tet dans les boues en raison de la diversité
des types de matrices analysées (boues activées, boues épaissies, boues chaulées…) et de l’expression des
résultats qui varie d’une étude à l’autre. De plus, les données disponibles concernent plus la prévalence et la
proportion de GRAs et de BRAs que les concentrations (tableau 2-5-23).
Dans l’étude menée par Zhang et Zhang (2011), des gènes tet ont été mis en évidence dans 15 boues de
stations d'épuration quelle que soit leur localisation (USA ou Chine) mais à des concentrations variables. Ainsi,
parmi les 14 gènes recherchés, à l’exception du gène tetQ, tous étaient présents dans les boues activées avec
une abondance relative (exprimée en copie de gènes / copies d’ADNr16S) comprise entre 9,8 10-7 et 1,8 10-1.
Dans des boues épaissies et déshydratées, les teneurs en gènes tetO et tetW étaient respectivement 1,8 109 et
5,6 108 copies de gènes / g (Gao et al., 2012). Des valeurs du même ordre de grandeur ont été retrouvées pour
les gènes tetA, tetL, tetO, tetX (3,3 107 à 4,2 108 copies/ml) dans des boues secondaires et des boues issues de
digesteur anaérobie (Diehl et LaPara, 2010) et pour le gène tetW dans des boues stabilisées à la chaux (7 107 à
1,8 108 copies /g) (Munir et al., 2011a). En revanche des valeurs plus faibles ont été observées pour le gène tetW
(5 104 à 8,4 104 copies/ ml) dans des boues secondaires ou dans des digestats de boues (Diehl et LaPara, 2010).
Bien qu’il y ait moins de données disponibles sur les gènes de résistance aux sulfamides, ceux-ci sont présents
dans les boues. Le gène le plus fréquemment retrouvé est le gène sul1. Leurs teneurs, de 107 à 109 copies/g
(Gao et al., 2012 ; Munir et al., 2011a), sont du même ordre de grandeur que celles rapportées pour les gènes
tet. Parmi les 9 gènes de résistance aux bêta-lactamines, les gènes ampC et OXA-1 ont été retrouvés
systématiquement dans les boues de 15 stations d'épuration à des concentrations de 53 copies/ng d’ADN et
5,5 104 copies/ ng d’ADN, respectivement (Yang et al., 2012).
Quelle que soit l’origine des boues, des BRAs ont été détectées, mais leurs concentrations ou leurs proportions
dépendent des types de bactéries quantifiées (bactéries hétérotrophes, E. coli, entérocoques, staphylocoques,
Salmonella…), des antibiotiques testés (macrolides, bêta-lactamines, lincosamides, tétracyclines, rifampycine,
sulfamides, triméthoprime…) et des méthodes utilisées (dénombrement sur milieu contenant ou non
l’antibiotique, tests phénotypiques d’antibio-résistance ou recherche sur les isolats de GRAs).
Les concentrations en BRAs sont donc variables. A titre illustratif, les teneurs en bactéries hétérotrophes aérobies
résistantes à la tétracycline observées dans des boues activées sont comprises entre 104 et 106 UFC/ ml (Ramsden
et al., 2013). Elles sont de 7 106 UFC/g dans les boues déshydratées (Gao et al., 2012), de 107 à 109 UFC/ g dans
les boues ayant subi une déshydratation ou un épaississement et de 104 à 105 dans les boues ayant subi une
digestion anaérobie ou un chaulage (Munir et al., 2011a). Leurs proportions comparées à la population totale
hétérotrophe sont de 0,0007% à 6% dans les boues activées de 7 stations d'épuration (Guillaume et al., 2000).
Chapitre 2
313
Tableau 2-5-23. Bactéries résistantes aux antibiotiques (BRAs) et gènes de résistance aux antibiotiques (GRAs) dans les boues de stations d'épuration
Cible
GRAs ou antibiotique
Matrice (localisation)
Prévalence /proportion et /ou concentration
Faits marquants / conclusion
ADN total
9 gènes de résistance aux bêtalactamines :
OXA-1, OXA-2, OXA-10, ampC,
mecA, CTX-M-1, TEM-1, IMP, SME
15 boues (Chine)
Prévalence des gènes identiques indépendamment de Yang et al., 2012.
la localisation des steps. Présence de gènes de
résistance mais avec de fortes variations dans les
concentrations
ADN total
10 gènes de résistance à la
tétracycline : Tet A, G, B, D, C E,
M,O, S, Q
2 boues (USA)
Tem-1 : 100% des boues
ampC : 100% des boues
ampC : 53 copies/ng ADN
OXA-1 : 5,5 x 104 copies /ng ADN
100% des boues (présence de 5 à 9 des 10 gènes)
108 à 109 copies de gènes TetQ ou TetG / mL
ADN total
14 gènes de résistance à la
tétracycline :
TetA, B, C, D, E,G, K, L, AP, M, O,
Q, S, X
15 steps (Chine,
Singapour, USA)
tet A, C, G, M, S et X : 100%
ADN total
GRAs et éléments génétiques
mobiles obtenus par
pyroséquençage
1 Boue (Hong Kong)
ADN total
1 boue épaissie et
déshydratée (USA)
bactéries
hétérotrophes
Gènes de résistance à la
tétracycline (tetO et tetW) et aux
sulfamides (SulI) bactéries
résistantes au
sulfamethoxazole(SMX) et à la
tétracycline (Tet)
Gènes de résistance à la
tétracycline : Tet A, B, C, D, E
bactéries résistantes à la tétracycline
Gras les plus représentés :
tétracycline : 27,2% ; macrolide : 25%
multirésistants : 24,9%
gènes Tet majoritaires : tetB(P), tetM and tetG
Bacts, hétérotrophes : 4 108 UFC/ g
Bacts, résistantes à la Tet: 7 106UFC/g
Bacts, résistantes au SMX : 3 108UFC/g
gènes TetO, tetW et SulI : 1, 8 109; 5,6 108 et 1, 108 gènes / g,
respectivement
La teneur en gènes tet varie considérablement parmi les Zhang et Zhang,
2011
15 steps. Les gènes tet A, C, G, M, S et X sont
retrouvés fréquemment à forte concentration dans les
boues. La concentration max obtenue sur une step
recevant les eaux usées d’une fabrique d’antibiotiques.
Les plasmides isolés sont associés essentiellement aux Zhang et al., 2011
Proetobacteria. Deux nouveaux plasmides ont été
isolés. L’un des deux apparaît encoder pour la
résistance aux bêta-lactamines.
bactéries
hétérotrophes
ampicilline,céphalothine
ciprofloxacine, tetracycline
bactéries
hétérotrophes
ADN total
Chapitre 2
Résistance à la tétracycline et à la
ciprofloxacine
Résistance à 10 atbs sur 24 isolats
(13 Tet+ et 11 Cip+)
abondance relative des 13 gènes Tet :
9,8 10-7 à 1,8 10-1 copies de gènes tet/copie de gènes
ADNr16S
Concentrations élevées des gènes de résistance à la
tétracycline et aux sulfamides
3 boues activées (USA)
Boues des 4 autres steps :
- Bacts, hétérotrophes : 1010/ g
- Bacts, résistantes à l’un des atbs: 107 à 109UFC/g
gène Tet : 100% des boues
gène Cip : 66% des boues
Bacts, résistantes à Tet : 104 à 106 UFC mL
résistance multiple des bactéries dans les 3 boues : les
24 souches sont multirésistantes.
Présence non systématique de l’ensemble des
GRAsTet.
314
Auerbach et al.,
2007
Gao et al., 2012
Corrélation faible entre la teneur en Tet et en SulI et la
teneur en gènes de résistance.
7 steps (Belgique) dont 3 Tet A : 100% des boues
Présence de gènes TetA et tetC dans les boues
recevant effluent d’hôpital Tet C: 86% des boues
Boues activées (BA)
Tet B, D ; E : 0%
Proportion de bactéries résistantes à la tétracycline : 0,0007 à
6% des bactéries hétérotrophes
5 steps (USA)
Boues du digesteur :
Présence de BRAs à des teneurs élevées dans les
8 UFC/ g
Bacts,
hétérotrophes
:
7
10
boues digérées.
Boues issues d’un
5 à 4,5 108UFC/g
Bacts,
résistantes
à
l’un
des
atbs:
6,8
10
digesteur anaérobie
+ 4 autres boues
bactéries
hétérotrophes
Présence des gènes de résistance à la tétracycline dans
les boues
références
Guillaume et al.,
2000
Brooks et al., 2007
Ramsden et al., 201
E. coli
Entérocoques
Recherche de 14 gènes de
résistance à la tétracycline et des
gènes Intégron (IntlI, intlII) sur 24
isolats
4 gènes ciblant les bêtalactamases à spectre large (BSLE) :
blaCTX-M, blaTEM, blaOXA, blaSHV
recherchés sur 147 isolats
Résistance de 983 isolats à 11
antibiotiques
Bacts, résistantes à à CIP : nd à 104 UFC/ mL
50% de isolats Tet+ et Cip+ : résistants aux 10 atbs testés
Présence du gène intI chez toutes tes
résistantes à la tétracycline.
1 step (Pologne)
1 effluent
1 boue activée
proportions d’isolats résistants dans les boues :
Cefotaxime : 94,6% ; ceftazidime 78,4% cefpodoxime 70,3%
E. coli portant BSLE : 85,7% des échantillons de boues
Présence du gène bla CTX-M qui est le gène
prédominant parmi les BSLE isolés de cas cliniques.
Korzeniewska et
al., 2013
14 steps (Portugal)
effluent, boues
27,8% : résistantes à 1 atb
23,5% : résistantes à 2 atbs
45,7 % multirésistantes (≥3 atbs)
E. coli multirésistantes ( ≥3 atbs) : 9%
Entérocoques multirésistants : 29%
Aucune différence significative dans la prévalence des
souches résistantes entre les effluents d’entrées et les
boues.
da Costa et al.,
2006
Intl positifs : 3,7% des isolats
multirésistance (≥ 3 classes d’atbs)
Aeromonas : 84,2%
Entérobactéries : 15,8%
De l’ordre de 80% des souches d’Aeromonas isolées Moura et al., 2012
sont multirésistantes.
Entérocoques ≈ 105 CFU/g
Enterobacteriaceae : ≈ 107 CFU/g
E. coli multirésistants :
15,5% ≥ 3classes d’atbs ; 4,3% ≥ 4 classes d’atbs
E. faecalis multirésistants :
27,3%≥ 3classes d’atbs ; 0% ≥ 4 classes d’atbs
E. faecium multirésistants :
63,2% ≥ 3classes d’atbs ; 16% ≥ 4 classes d’atbs
bactéries résistantes à au moins 1 antibiotique : 12%
multirésistantes (≥3 atbs) 7%
Bien que la proportion de Bras issues des boues soit Holzel et al., 2010a
plus faible que celle des BRAs reportées dans les cas
cliniques en Allemagne, E. coli et les deux espèces
d’entérocoques présente une proportion non négligeable
de souches résistantes.
Résistance à 19 atbs recherchée sur 1 step (Pologne)
153 isolats de E. coli et 185 isolats effluent d’entrée, boues
Entérocoques d’entérocoques
activées , effluent de
sortie
Entérobactéries Intégrons (intl) de classe 1 et 2
11 steps (Portugal)
recherchés sur 292 isolats
effluent entrée, effluent
Aeromonas
d’Entérobactéries et 405 isolats
sortie, boues Iaires, boues
d’Aeromonas
activées, boues
Résistance à 14 atbs sur les isolats recirculées
intl positifs
E. coli
Résistance à 26 atbs sur 116 E. coli, 111 steps (Allemagne)
entérocoques 45 E. faecalis, 125 E. faecium
4 reçoivent un effluent
d’hôpital
E. coli
Salmonella
antibiotiques
8 steps (Suède)
boues
Staphylococcus Résistance à 12 antibiotiques de 189 1 step (Suède)
aureus SARM SARM (S. aureus résistant à la
effluent d’entrée, boues
méthicilline)
activées
Chapitre 2
bactéries
Présence de E. coli et d’entérocoques multirésistants
Luczkiewicz et al.,
2010²
Mise en évidence de nouveaux intégrons dans les eaux
de sortie de la station d'épuration suggérant leur
formation au cours du traitement.
La proportion de souches résistantes est inférieure à
celle retrouvée dans les lisiers de porcs.
Présence de souches de salmonelles multirésistantes
dans les boues. Les génotypes de souches cliniques se
retrouvent dans les boues, ce qui confirme l’origine
clinique des souches.
Les stations d'épuration sont de possibles réservoirs
pour les SARM. Le traitement sélectionne des souches
plus résistantes que celles initialement présentes dans
les eaux usées.
Proportion des souches résistantes à Cefoxitine : 100%
bêta-lactamines 62%
génotypes multirésistants :
40% dans les boues ; 21% dans l’effluent d’entrée
315
Sahlstrom et al.,
2006
Borjesson et al.,
2009
Par ailleurs, les concentrations en bactéries hétérotrophes résistantes aux sulfamides sont de l’ordre de 108 à 109
UFC/ g dans les boues ayant subi une déshydratation ou un épaississement (Munir et al., 2011a). Les teneurs en
BRAs hétérotrophes sont en général plus faibles que les concentrations de leurs gènes de résistance respectifs
en raison du biais apporté par les méthodes culturables qui sous-estiment le nombre réel de bactéries, celles-ci
pouvant être viables mais non cultivables (Munir et al., 2011a). La résistance aux antibiotiques de E. coli est
essentiellement abordée via la proportion de bactéries résistantes. Ainsi Zarfel et al. (2013) qui ont dénombré
dans les boues de 5 stations d'épuration les E. coli résistantes aux bêta-lactamines ont observé que 44, 40 et 8
des souches portaient les gènes de résistance blaCTX-M-15, blaCTX-M-1 et blaCTX-M-3, respectivement.
Korzeniewska et al. (2013) ont rapporté que 94,6 % de souches de E. coli isolées d’une station d'épuration
étaient résistantes à la cefotaxime, 78,4 % à la ceftazidime et 70,3 % au cefpodoxime. Luczkiewicz et al. (2010)
ont observé que parmi les 153 souches de E. coli isolées d’un effluent d’entrée et de boues activées d’une station
d'épuration, 34 % étaient résistantes à l’ampicilline, 24 % à la piperacilline et 23 % à la tétracycline. Sur les 185
souches d’entérocoques isolées par ces auteurs, 53 % étaient résistantes à la nitrofuratoïne, 44 % à
l'érythromycine, 29 % à la ciprofloxacine, 20 % à la tétracycline, 42 % à la clindamycine et 38 % à la lyncomycine.
Il est important de souligner que tous les auteurs ont observé la présence de bactéries multirésistantes (≥ 3
antibiotiques) que ce soit pour E. coli ou les entérobactéries (Luczkiewicz zt al., 2010 ; Moura et al., 2012 ; Holzel
et al., 2010a ; Reinthaler et al., 2003), les entérocoques (da Costa et al., 2006 ; Holzel et al., 2010a),
Peudomonas (Kaszab et al ., 2011), Staphylococcus aureus SARM (Borjesson et al., 2009) ou Salmonella
(Sahlstrom et al., 2006).
Impact des traitements appliqués aux boues de stations d'épuration.
Les eaux usées urbaines représentent un environnement favorable au transfert horizontal des GRAs entre les
bactéries (Aminov et al., 2001). Leur traitement peut avoir une influence sur la résistance aux antibiotiques par
des pressions sélectives et peut entraîner une augmentation des concentrations de BRAs (Reinthaler et al.,
2003 ; Silva et al., 2006). Les boues issues du traitement des effluents urbains sont donc considérées comme
des réservoirs permettant la propagation des GRAs. Munir et al. (2011a) ont comparé les teneurs en gènes de
résistance tetO, tetW et Sul1 et les concentrations en bactéries hétérotrophes résistantes aux sulfamides et à la
tétracycline dans des boues issues de 4 types de traitement (épaississement, déshydratation, digestion
anaérobie et chaulage). Les boues étaient significativement plus concentrées en GRAs et en BRAs que l'effluent
brut en entrée de station. Les boues issues de la digestion anaérobie et de la stabilisation à la chaux présentaient
des teneurs en BRAs significativement plus faibles que les boues traitées par déshydratation et épaississement
(jusqu’à 3 à 4 log10 de différence pour les bactéries résistantes à tétracycline). L’impact du chaulage a également
été rapporté par Reinthaler et al. (2003) qui ont observé un abattement des concentrations en E. coli d’au moins
3 log10 par rapport à une centrifugation ou un pressage des boues.
Le stockage des boues sur lit de séchage diminue les teneurs en coliformes fécaux de 4 log10 mais n’a pas
d’impact sur les proportions de bactéries résistantes aux antibiotiques (Fars et al., 2005). De même, il n’a pas été
observé de différence entre les proportions d’entérocoques résistants à la vancomycine et à l’érythromycine
après une déshydratation des boues (Vilanova et Blanch, 2005).
La digestion anaérobie thermophile, sans toutefois les éliminer complètement, est plus efficace pour réduire le
niveau de GRAs que la digestion anaérobie mésophile. Ainsi Ghosh et al. (2009) ont observé qu’alors que la
digestion mésophile (35-37°C) n’impactait pas la teneur en gènes tet, la digestion thermophile (50-60°C) diminuait
de 85 à 99 % les gènes tetX et de 80 à 95 % l’intégron intl1, porteur de gènes de résistance. Ces résultats sont en
accord avec l’étude menée par Diehl et LaPara (2010) sur des digesteurs anaérobies qui a montré que
l’augmentation de température de 37 à 55°C entraînait une diminution des gènes tetO, tetW, tetX et de l’intégron
intl1. L’étude menée par Ma et al. (2011) confirme également qu’il existe une différence marquée entre le traitement
anaérobie mésophile et thermophile des boues. Ainsi, des digesteurs anaérobies thermophiles à 47, 52 et 59°C ont
eu un impact plus important que la digestion mésophile sur les gènes tetO, tetW, ermB et ermF. Dans la gamme de
température thermophile (47 à 59°C), les réponses des GRAs étaient similaires et les communautés bactériennes
(analysées par DGGE) étaient très semblables dans les trois digesteurs alors que la diversité était moindre dans le
digesteur mésophile. Ces observations suggèrent que la composition de la communauté bactérienne a joué un rôle
important dans le comportement des GRAs au cours du traitement. Dans cette étude, l’impact de la digestion
thermophile a différé selon les gènes. Elle a eu un impact plus marqué que la digestion mésophile pour les gènes
tetO, tetW, ermB et ermF que pour les autres gènes étudiés (tetG, tetX, sul1, sul2, ermB, ermF, vanA, meA ). Ma et
Chapitre 2
316
al. (2011) 48 ont également étudié l’effet d’un pré-traitement thermique, destiné à accélérer l'étape d’hydrolyse de la
digestion anaérobie (150°C, 4,8 bar, 30 min), suivi d’une digestion anaérobie à 37°C (avec un temps de séjour
hydraulique (TSH) de 15 jours) puis d’une digestion aérobie à 32°C (TSH de 5 jours). Le pré-traitement thermique a
conduit à un abattement de 2 log10 des GRAs mais il a été observé une ré-augmentation du nombre de GRAs dans
les digesteurs. La répartition des GRAs et leurs concentrations sont probablement associées aux communautés
bactériennes du digesteur qui subissent elles-mêmes la pression de sélection imposée par les conditions de
fonctionnement du digesteur. Toutefois, la persistance de l'ADN résiduel et le transfert horizontal de gènes ne peut
être exclu. Il a d’ailleurs été mis en évidence à l’échelle du laboratoire des transferts de gènes dans les boues
(Droge et al., 2000 ; Soda et al., 2008).
2.5.3.5. Antibiorésistance dans les effluents d’élevage
Actuellement, dans l'Union Européenne, les antibiotiques ne peuvent être administrés qu’avec un statut de
médicaments vétérinaires et à ce titre ils sont soumis à des règles de prescription par les vétérinaires (Sanders et
al., 2011). Cependant, jusqu’à 90 % des antibiotiques administrés sont excrétés sans être métabolisés dans
l'urine et les fèces (Kumar et al., 2005). L’apport d’antibiotiques dans l’alimentation des animaux réduit
l'abondance et la diversité de la microflore intestinale en éliminant les micro-organismes sensibles aux
antibiotiques (Selvam et al., 2012) et conduit à l’apparition de BRAs (Alexander et al., 2011 ; Moraru et al., 2012),
augmentant ainsi la probabilité de transfert horizontal de gènes, de plasmides, de transposons et d'intégrons au
sein des communautés bactériennes intestinales. Ainsi, l’apport d’ampicilline par voie orale à des porcs a
augmenté de l’ordre de 3 log10 les concentrations en gènes blaTEM impliqués dans la résistance aux bêtalactamines (Bibbal et al., 2007). Par ailleurs, la présence des antibiotiques dans les lisiers et fumiers peut
conduire au développement de BRAs susceptibles d’être disséminées dans l'environnement (Heuer et al., 2011).
La dissémination de la résistance aux antibiotiques peut être augmentée par la présence de métaux tels que le
cuivre et le zinc qui s'accumulent dans le sol via l'épandage de lisier (Heuer et al., 2011). Il a ainsi été montré que
la présence de cuivre co-sélectionne la résistance à la tétracycline et à la vancomycine dans les communautés
microbiennes du sol (Berg et al., 2010). De plus, Ji et al. (2012) ont observé une corrélation entre les
concentrations en Cu, Zn et Hg et les gènes de résistance aux sulfamides (sulA et sul3) dans des lisiers et
fumiers de 3 élevages (porcins, bovins et de volailles), ce qui semble indiquer qu’une contamination avec des
métaux pourrait contribuer à des teneurs élevées en GRAs.
De façon intéressante, Ji et al. (2012) ont observé une corrélation plus forte entre les teneurs en GRAs et en
métaux lourds qu’entre les GRAs et les antibiotiques. Malgré le rôle majeur des antibiotiques dans la sélection
des BRAs dans le microbiote intestinal de l'animal, la pression de sélection par les résidus antibiotiques est un
phénomène transitoire. En revanche, les métaux ne sont pas soumis à la dégradation et peuvent donc exercer
une pression de sélection à long terme. Les métaux lourds et la résistance aux antibiotiques pouvant être portés
sur un même plasmide, toute condition permettant la mobilisation sélective des métaux lourds pourrait également
augmenter la diffusion des GRAs parmi les populations bactériennes de l'environnement (Ji et al., 2012).
Les principaux vecteurs du transfert horizontal retrouvés dans les lisiers et les fumiers sont des plasmides à large
gamme d'hôtes tels que les plasmides des groupes IncP-1 et IncQ et, dans une moindre mesure, des groupes
IncN et IncW comme l’a montré l’étude de Binh et al. (2008) réalisée sur les lisiers issus de 15 élevages de porcs
en Allemagne. Les antibiotiques présents dans le lisier ou le fumier peuvent augmenter l'activité des intégrases et
des transposases et ainsi accroître le taux de transposition des cassettes de gènes impliquées dans les
mécanismes d’antibiorésistance (Guerin et al., 2009). Par ailleurs, des intégrons de classe 1 portés par des
souches hospitalières, notamment des E. coli, ont été mis en évidence dans le lisier de porcs (Byme-Bailey et al.,
2009 ; Heuer et al., 2008 ; Marchant et Moreno, 2013).
La prévalence des GRAs et des BRAs dépend de plusieurs facteurs liés au mode de gestion des élevages. La
corrélation entre les teneurs en antibiotiques et la présence de GRAs n’est pas clairement établie. Schwaiger et
al. (2009) ont observé que les souches de E. faecalis portant simultanément les gènes tetM, tetL et tet L, isolées
de 179 lisiers de porcs, étaient retrouvées plus fréquemment dans les lisiers fortement contaminés en
tétracyclines (≥ 4 mg/L), suggérant que la présence d’antibiotiques favorise le maintien des GRAs. Holzel et al.
(2010b) qui ont suivi pendant 6 mois les concentrations en antibiotiques et en GRAs dans 305 échantillons de
lisier de porcs ont également observé que la teneur en tétracycline était significativement corrélée à celle des
gènes tetM ,tetO mais n’avait en revanche aucun impact sur la fréquence de détection des gènes tetB.
Chapitre 2
317
Il existe peu de données sur la prévalence et les concentrations des GRAs, les études se focalisant plus sur la
fréquence de portage de ces GRAs dans la population bactérienne cultivable (tableaux 2-5-24 et 2-5-25). Toutefois,
les gènes de résistance à la tétracycline, à l’érythromycine ou aux sulfamides ont été retrouvés dans des lisiers de
porcs (Whiteheand et Cotta, 2013 ; Binh et al., 2008 ; Selvam et al., 2012 ; Holzel et al., 2010b ; Koike et al., 2007 ;
Sharma et al., 2009 ; Wang et al., 2012), des lisiers ou fumiers de bovins (Alexander et al., 2011 ; Munir et
Xagoraraki, 2011b),, du fumier de cheval (Storteboom et al., 2007) et des litières de volailles (Graham et al., 2009).
Les teneurs relatives en GRAs fluctuent selon les animaux et la localisation géographique des études. A titre
d’exemple, les teneurs relatives des gènes de résistance aux sulfamides sul1 étaient de 10-6 à 10-5 copies de
gènes / copies d’ADNr 16S dans le fumier de bovin et de 10-5 dans le lisier de porc prélevés dans des élevages
allemands (Munir et al., 2011a ; Heuer et Smalla, 2007). Elles étaient de l’ordre de 10-2 dans le fumier de bovin et
10-4 dans le lisier de porc prélevés dans la région de Shanghai (Ji et al., 2012). Alors que la majorité des études
portent sur la recherche des GRAs dans l’ADN total, Colomer-Lluch et al. (2011) ont quantifié les gènes blaTEM,
blaCTX-M (codant pour les bêta-lactamases) et le gène mecA (associé à la résistance à la méticilline chez les
staphylocoques) dans l’ADN de bactériophages extrait de fèces bovines, porcines et de volailles. Ils ont ainsi
observé des teneurs de 2 à 4 log10 copies de gènes blaTEM et blaCTX-M et de 1 à 3 log10 copies de gènes de
mecA/ml ou g de fèces soulignant ainsi l’implication des bactériophages dans le transfert horizontal de gènes de
résistance aux antibiotiques. Dans la mesure où les bactériophages persistent mieux dans les milieux aquatiques
que dans leurs hôtes bactériens (Baggi et al., 2001 ; Duran et al., 2002) et étant donné l'abondance des phages
portant des GRAs chez l'animal Colomer-Lluch et al. (2011), ils contribuent au maintien et probablement à
l'émergence de nouvelles résistances dans les effluents d’élevage.
Des souches de E. coli résistantes aux tétracyclines ou aux sulfamides ont été isolées de lisiers de porcs (Holzel
et al., 2010b ; Graves et al., 2011 ; Duriez et Topp, 2007) et de déjections bovines (Jordan et al., 2005). De
même, des souches d’entérocoques résistantes aux tétracyclines ont été isolées de lisier de porcs (Schwaiger et
al., 2009 ; Mangalappalli-Illlathu et al., 2010). Les souches multirésistantes sont fréquemment isolées des
différents types d’effluents d’élevages. Ainsi, des souches de Salmonella, de E. coli et d’entérocoques
multirésistantes ont été mises en évidence aussi bien dans les lisiers de porcs (Duriez et Topp, 2007 ; Watabe et
al., 2003 ; Han et al., 2009) que dans les lisiers ou les fumiers de bovins (Jordan et al.; 2005 ; Beneragama et al.,
2013). Bien qu’il soit difficile d’estimer la proportion de bactéries résistantes dans les effluents, il apparaît
clairement que les bactéries résistantes à la tétracycline sont largement représentées dans les lisiers de porcs. A
titre d’exemple, 82 % des souches de E. faecalis isolés de 179 lisiers de porcs en Allemagne étaient résistants à
la doxycycline. Parmi ces souches, 86 % portaient le gène tetM et 64 % le gène tetL (Schwaiger et al., 2009). De
même les données de deux études menées au Canada sur 2475 souches de E. coli et 120 souches de E.
faecalis isolées de lisier indiquent une proportion élevée de souches résistantes à la tétracycline qui était de 84 %
pour les E. coli et de 86 % pour les entérocoques, respectivement Duriez et Topp (2007) et Mangalappalli-Illlathu
et al. (2010). Les fréquences de détection de bactéries résistantes aux antibiotiques sont plus faibles dans les
lisiers et fumiers de bovins. Ainsi, seulement 3,6 % et 7,3 des 10279 souches de E. coli isolées de fèces de
bovins prélevées dans 30 troupeaux en Australie étaient résistantes au sulfaméthoxazole et à la tétracycline
(Jordan et al., 2005).
Plusieurs études ont montré que le type d’élevage pouvait avoir une influence sur les quantités de BRAs ou de
GRAs présents dans les lisiers ou fumiers. La fréquence des BRAs, plus élevée dans les effluents d’élevages
porcins que dans les lisiers ou fumiers de bovins et d’ovins, est corrélée à l’utilisation plus importante
d'antibiotiques dans les exploitations porcines (Heuer et al., 2011). Les teneurs en gènes de résistance à la
tétracycline (tetO, tetQ, tetW, tetM, tetB et tetL) étaient significativement plus élevées dans les lisiers issus
d’exploitations bovines utilisant de façon intensive les antibiotiques que dans les lisiers issus d’élevages en
utilisant peu ou pas. Ainsi, les concentrations en gènes tetR étaient respectivement de l’ordre de 3 106, 7 105 et 5
103 copies/ml. Bihn et al. (2007) ont également montré que la prévalence des plasmides conférant une résistance
aux sulfamides était plus élevée dans les lisiers issus d’élevages comportant des truies et des porcelets que dans
les élevages d’engraissement, ce qui est en accord avec les travaux de Marchant et Moreno (2013) qui ont
observé une proportion de souches porteuses d’intégrons inlt plus faible dans les fèces de porcs d’engraissement
que dans les fèces de porcelets. Toutefois, il convient de souligner que des BRAs peuvent être mises en
évidence dans les lisiers après l’arrêt de l’apport d’antibiotiques. Jindal et al. (2006) qui ont mesuré les teneurs en
entérocoques résistants à la tylosine et la chlortétracycline dans du lisier issu d’élevages traitant les animaux
avec de la chlortétracycline mais ayant arrêté l’utilisation de la tylosine, ont observé une résistance à la tylosine
qu’ils ont expliqué par une co-sélection de la résistance via l’utilisation de la chlortétracycline.
Chapitre 2
318
Tableau 2-5-24. BRAs et GRAs dans les effluents d’élevages porcins
Cible
ADN total
Gènes tet et M, O,Q, W et C,
H,Z
ADN total
E. coli
entérocoques
Gènes TetO, M, B
Résistance des 613 isolats de E.
coli et des 564 isolats
d’entérocoques à 24 atbs
Matrice (localisation)
2 élevages (UK)
2 lisiers
(6 échantillons)
Allemagne
Elevage
Lisier stocké en fosse 6 à 12 mois
305 prélèvements
Prévalence /proportion/ concentration
Prévalence des gènes
Tet M, O, Q, W et C : 100%
Tet Z 83% ; Tet H : 16%
Proportion de de E. coli résistantes à la doxycycline :
72,8% quand tétracycline non détectée
92% pour tétracycline >4 mg/kg
Mesure des teneurs en
tétracycline en et sulfamides
Prévalence des souches multirésistantes :
23,9% dans les lisiers négatifs en antibiotiques
54,5% dans les lisiers positifs en antibiotiques
Bactéries
hétérotrophes
Recherche de 18 gènes Tet sur
115 isolats
1 élevage (USA)
1 lagune
Proportion de gènes Tet parmi les isolats :
74%
E. coli
616 souches de E. coli :
recherche de 10 gènes codant
pour
streptomycine / spectinomycine
(aadA / strA et strB),
tétracycline (tetA, B, C)
sulfamides (sul1, sul2, sul3)
gentamicine/apramycine (Aac
(3)/IV)
1 élevage de porcs (USA)
1 lisier en fosse,
1 effluent de lagune
Sol épandu avec lisier ou effluent
E. coli multirésistantes :(≥ 3 GRAs) : 90%
GRAs les plus fréquents dans les isolats (60,6 à 91,3%):
aadA / strA , strB, tetA , tetB, sul1
Présence de gène Tet dans le lisier stocké en
lagune
Références
Koike et al.,
2007
La proportion de souches résistantes au
sulfaméthoxazole-triméthoprime et à la
doxycycline est significativement plus élevée
en présence des antibiotiques respectifs.
La présence d'antibiotiques (TETs et Suls)
dans le lisier est significativement associée
aux résistances génotypiques et
phénotypiques, notamment pour de faibles
concentrations en antibiotiques.
Présence de gènes Tet bien que les porcs ne
reçoivent qu’un seul antibiotique (bacitracine
méthylène di-salicylate) et que celui-ci ne soit
pas détecté dans la lagune.
Les variables saisonnières semblent influer le
taux de récupération des GRAs
Holzel et
al., 2010b
La proportion de souches résistantes et
porteuses d’intégrons des fèces de porcs
d’engraissement est inférieure à celle des
porcelets, ce qui est en accord avec le mode
de gestion des élevages (plus d’antibiotiques
en post-sevrage).
Marchant et
Moreno,
2013
Macauley et
al., 2007
Graves et
al., 2011
Fréquence des isolats avec gènes aadA et tetB :
lisier : 16,8 à 86,1%. ; sol :82,6 à 97,2%
fréquence des isolats avec gènes tetA, tetC et sul3
printemps : 63,3 à 96,7%
hiver : 13,1 à 67,8%.
fréquence des isolats de la lagune avec gènes StrA, strB,
et sul1
été : 90,0 à 100%
printemps : 66,6 à 80,0%
E. coli
Chapitre 2
antibiotiques
Recherche d’intégrons intl1,
intl2, intl3 sur les isolats
1 élevage (Espagne)
Fèces et lisier
proportion de souches résistantes dans lisier :
tétracycline : 60 à 95%, sulfamides : 65 à 85%,
streptomycine : 65 à 100 %, triméthoprime : 65 à 90%
proportion de souches avec intégrons dans lisier :
intl1 : 25 à 50% ; intl 2 : 10 à 70 %.
319
E. coli
Salmonella
E. faecalis
E. faecalis
Résistance de 4668 isolats de E.
coli (2193 de fèces + 2475 de
lisier) à 11 antibiotiques :
amikacine (Ak), ampicillin (Am),
céphalothine (Ce),
chloramphenicol (Cl),
kanamycine (Ka),
acide nalidixique (Na),
streptomycine (Sm),
sulfaméthoxazole (Su),
triméthoprime (Tm);
trimethoprime-sulfaméthoxazole
(Ct), tétracycline (Te)
atbs
1 élevage Canada
Fèces fraîches et lisier stocké en fosse.
6 prélèvements mensuels
porcs traités aux atbs en fonction de leur
stade physiologique
150 génotypes de E. coli
fréquences de résistance (fèces et lisiers respectivement
[Moyenne ±écart-type]):
Te, 99%± 1 et 84%± 12; Su, 69%± 32 et 52%± 13;
Am, 73%± 24 et 78%± 18; Sm, 53%± 24 et 29%± 15;
Tm, 40%± 38 et 45%± 7; Cl, 41%± 36 et 13%± 25;
Ka, 20%± 11 et 9%± 10; Ct, 15%± 7 et 26%± 12;
188 phénotypes étaient mutirésistants jusqu’à 9
antibiotiques.
1 élevage (UK)
43 lisiers
14 non séparés (1ère fosse)
16 fractions solides (séparation mécanique)
13 fractions liquides
résistance de 120 souches
issues des fèces et de 85
souches issues du lisier
à ampicilline, gentamicine,
chloramphénicol, lincomycine,
streptomycine, tétracycline
tylosine, vancomycine
1 élevage (Canada)
Fèces et Lisier stocké en fosse ouverte
Recherche de 11 gènes Tet sur
147 isolats résistants à la
doxycycline (DOX+)
179 lisiers
(Allemagne)
Prévalence de Salmonella
lisier non séparé : 71.4% ; lisier solide : 25% ; lisier liquide :
11%
résistance des isolats :
tétracycline :100% ; sulfamides :84,6% ;
furazolidone :38,5% ;
acide nalidixique :15,4%
streptomycine :15,4%
Multi résistance (≥3 atbs) : 34,6%
Proportion des souches résistantes à la tétracycline :
Fèces : 99% ; Lisier : 86%
Proportion des souches résistantes à la lincomycine
Proportion des souches résistantes à l’ampicilline :
Proportion de souches résistantes à la DOX : 82%
4 des 11 gènes retrouvés (Tet M, L, S, O)
Proportion de souches DOX+ porteuses de gènes Tet :
Tet M : 86% , TetL : 64%, TetS: 7%, TetO: 5%,
tetM + tetO: 60%
Chapitre 2
320
La fréquence de résistance aux atbs
spécifiques est identique dans les fèces et le
lisier mais les variations mensuelles sont très
importantes
La fréquence de résistance la plus élevée est
observée pour les gènes Tet , Su et Am .
La multirésistance est plus variable dans les
fèces que dans le lisier. Aucune relation entre
les profils génétiques par Rep PCR et les
profils de résistance aux antibiotiques.
Duriez et
Topp, 2007
Présence de Salmonella résistantes aux
antibiotiques dans les 3 fractions du lisier
Watabe et
al., 2003
Selon les antibiotiques, la proportion de
souches résistantes peut être plus faible ou
plus élevées dans le lisier que dans les fèces.
Mangalapp
alli-Illathu et
al., 2010
Les souches portant simultanément les
gènes Tet M et Tet L sont retrouvées plus
fréquemment dans les lisiers fortement
contaminés par les tétracyclines (≈4 mg/kg).
Schwaiger
et al., 2009
La présence de tétracycline dans le lisier
favorise le maintien des gènes Tet.
Tableau 2-5-25. BRAs et GRAs dans les effluents d’élevages bovins et volailles
Cible
ADN total
ADN total
E. coli
Entérocoques
Abondance relative (copies de
GRAs / copies d’ADNr16S) des
gènes Tet O, tetW , sul1
Matrice et traitements
Lisier de bovins (USA)
3 fermes A, B, C
lisier séparé par filtration sur sable (9500
bovins)
lisier stocké en lagune (180 vaches)
fumier stocké (190 vaches)
Recherche ces gènes ermA, B, F, 1 élevage (Canada)
T, X, codant pour la résistance à 120 bœufs 4 traitements :
l’erythromycine
1 :Contrôle : pas d’antibiotiques
Sul1 et sul2
2 :Chlortétracycline (Cltet)
Tet B, C, L, M W
3 :Cltet+ sulfaméthazine
DGGE sur population totale
4 : Tylosine
Traitement pendant 197 j
Prélèvement des fèces à la fin du
traitement et stockage à l’extérieur
pendant 147 jours.
Résistance de 793 isolats de E. 1 élevage de bovins (USA)
coli et 557 isolats d’entérocoques dont les animaux malades sont traités aux
à 6 atbs
céphalosporines.
céfalotine, ampicilline,
Prélèvements :
gentamicine, tétracycline,
Fèces fraîches de vaches
ciprofloxacine, érythromycine
Fèces stockées 3 jours
Résistance de 10279 isolats de
30 troupeaux de bovins (Australie)
E. coli à :
sulfamethoxazole (Sulfa) ,
5 à 10 échantillons de bouses fraîches
tétracycline (Tet), ampicilline
par élevage
(amp) gentamicine (gen)
Concentration/ prévalence
Abondance relative :
Tet W et O : 10-2 et 10-3
SulI10-4 à 10-5
Teneurs élevées en gènes de résistance Tet
O Tet W et Sul1 dans lisiers de bovins.
L’abondance relative des gènes TetO, W et
sul1 est supérieure dans élevage ayant
l’effectif le plus élevé en animaux
Références
Munir et
Xagoraraki,
2011
Copies de gènes/ g MS après 7 jours de stockage:
Tet B et Tet C : 104 à 108
Tet M, tetW : 109 à 1011
Sul1et Sul2 : 107 à 108
Erma,T, B, X, F : 106 à 1010
Plutôt qu’un gain ou une perte de GRAs,
l’évolution observée qui est similaire d’un
traitement à l’autre suggère une croissance
ou une décroissance des bactéries
porteuses des GRAs au cours du stockage.
le traitement des animaux entraîne une
augmentation (en général non significative)
de la quantité de Gras mais n’agit pas sur
leur persistance dans les fèces exposées
aux conditions environnementales.
La forte proportion de bactéries résistantes
à la céfalotine (32 mg/l) est probablement
liée au traitement des vaches avec des
céphalosporines.
Pas d’impact d’un stockage des fèces
pendant 3 jours.
Faible prévalence des E. coli résistantes
dans les fèces de bovins.
La résistance diffère selon les élevages.
Alexander et
al., 2011
Malgré montée en température <50°C,
présence de BRAs multirésistantes.
Le stockage en tas du fumier de volaille ne
permet pas d’éliminer les entérocoques et
les staphylocoques résistants aux
antibiotiques.
Graham et al.,
2009
les GRAs persistent dans les fèces stockés au moins 175 jours.
E. coli : 8.9 106 à 1.3 108 UFC/g
Entérocoques : 1.7 103 à 6.2 104 CFU/g
70% des E. coli et d’entérocoques résistants à la céfalotine (32
mg/l).
80,5 % des E. coli sont résistants à des l’erythromicine (16 mg/l)
84,3% des entérocoques : résistants à la gentamicine (16 mg/l)
E. coli
Sur les 10279 de souches : 9% de résistantes
Proportions de souches résistantes :
Sulfa 7.3% ; tet3.6%,
amp : 2.2%, gen : 0.09%
multirésistance la plus fréquente :
amp-tet-sulfa : 1.8% des souches
Entérocoques
Dénombrement des bactéries sur Elevages de poulets USA
Teneurs à T0 :
et staphylocoques milieux avec ou sans atbs :
3 élevages A, B, C (3 tas)
entérocoques 7 à 9 log10
ciproﬂoxacine, clindamycine,
Récupération des litières sur les 25-50 cm staphylocoques 5 à 7 log10
tétracycline (tet), vancomycine,
sous la surface.
érythromycine (ery), pénicilline,
Stockage en tas .
durée de stockage avec présence de BRAs multi résistants (≥ 3
gentamicine,
Température max :
antibiotiques)
quinupristine-dalfopristine (quida) A : 60°C, 1, 5 jours
entérocoques : 60 jours
Recherche de GRAs sur isolats B : >50°C 22 jours
staphylocoques : 120 jours
résistants à tet ou ery ou quida : C : 70°C 5 jours
ermA, ermB, ermC, vatD, vatE,
proportion de résistance à l'érythromycine : staphylocoques : 57% ;
msrA/Band msrC
entérocoques 18%.
présence de GRAs jusque 120 jours.
GRAs dominants :
entérocoques : ermB
staphylocoques : ermA
Chapitre 2
321
Walczak et Xu,
21011
Jordan et al.,
2005
Par ailleurs, des fluctuations saisonnières des concentrations en GRAs ont été rapportées, suggérant une
influence des conditions environnementales. Peak et al. (2007) rapportent des teneurs 10 à 100 fois plus élevées
en gènes tet dans des lagunes de stockage de lisier de bovin en automne qu’en été. Graves et al. (2011) ont
isolé plus fréquemment des gènes tetA, tetC et sul3 parmi les souches de E. coli isolées de lisier de porcs au
printemps (63 à 97 % des isolats) qu’en hiver (13 à 68 % des isolats).
Il convient de souligner que les études portent essentiellement sur la résistance à quelques classes
d’antibiotiques et qu’il y a moins de données disponibles sur les gènes de résistance aux molécules dont
l’utilisation est plus récente à l’exemple des fluoroquinolones. Il a cependant été mis en évidence des souches
d’entérocoques résistantes à la ciprofloxacine dans des fèces de vaches (Walczak et Xu, 2011) et la présence de
gyrA, gène de résistance à la ciprofloxacine, a été détecté dans un lisier de porc (Selvam et al., 2012). La
proportion de bactéries résistantes à la ciprofloxacine reste néanmoins nettement inférieure à celle des
tétracyclines comme l’indique la proportion de gènes de résistance (rapportée au nombre de copies d’ADNr 16S)
qui était de 0,00005 à 0,0002 % pour les fluoroquinolones et de 0,02 à 1,9 % pour la tétracycline dans du lisier de
porc (Selvam et al., 2012).
Impact des traitements appliqués aux effluents d’élevage
Les fumiers et les lisiers sont en général stockés avant épandage mais ils peuvent aussi subir un traitement
thermique que ce soit par compostage, digestion anaérobie ou digestion aérobie thermophile.
Alors que le stockage en lagune des lisiers n’impacte pas les teneurs en GRAs ou en BRAs (Wang et al., 2012 ;
Han et al., 2009), le stockage en andain et le compostage provoquent une augmentation de la température
susceptible de diminuer le nombre de bactéries résistantes. C’est en effet ce qui a été observé par Graham et al.
(2009) et Moraru et al. (2012) qui ont suivi respectivement l’évolution des concentrations en entérocoques et en
staphylocoques résistants à l’érythromycine et les concentrations en E. coli résistantes à la ciprofloxacine dans
un fumier de volailles disposé en tas. Toutefois, si les concentrations des trois types de bactéries ont
progressivement diminué au cours du temps, celles-ci n’ont pas été éliminées après 2 mois de stockage.
D’autres études menées sur le compostage de lisier de porcs ou de bovins concluent à une diminution plus ou
moins importante des GRAs et des BRAs mais sans aboutir à leur élimination. Malgré une réduction des teneurs
en E coli résistantes à la tétracycline au cours du compostage de fèces de bovins, celles–ci étaient encore
détectées après 18 semaines (Sharma et al., 2009). Le compostage sur une durée de 35 jours de fèces de veaux
n’a diminué que d’un facteur 10 les bactéries hétérotrophes résistantes à l’oxytétracycline (Arikan et al., 2009).
Par ailleurs, Storteboom et al. (2007) n’ont pas observé de différences significatives entre les abattements des
gènes tetO et tetW dans du fumier de cheval simplement stocké ou composté.
Les résultats divergent néanmoins en fonction des cibles (bactéries cultivables ou gènes). Ainsi, le compostage
d’un mélange lisier de porcs /paille a conduit à un abattement de 4 à 7 log10 des bactéries résistantes à la
tétracycline et à l’érythromycine en 48 jours alors que l’abattement des gènes de résistance tet et erm étaient
compris entre 1 et 4 log10. Aucun des gènes tet G, Z, Q et W et gyrA, présents dans un mélange lisier /sciure n’a
été détecté après 42 jours de compostage alors que le gène de résistance à la ciprofloxacine parC était détecté
(Selvam et al., 2012).
Le compostage de fèces de bovins stocké préalablement 2 mois et mené sur 11 semaines n’a pas réduit le
nombre de gènes tet et n’a conduit qu’à une réduction inférieure à 2 log10 de 4 des gènes erm, la concentration
du 5ème gène erm étudié (ermA), ayant augmenté.
Selon Guan et al. (2007), une température élevée peut gêner le transfert des gènes mais il a été observé des
augmentations des teneurs en GRAs en début de compostage, en phase thermophile (Selvam et al., 2012 ; Berg
et al., 2010) suggérant que la diversité des communautés bactériennes et leurs successions au cours du
compostage favorisent le transfert et la persistance des GRAs. De plus, Selvam et al. (2012) 50 ont observé que
la diversité et la prévalence des gènes tet et erm après compostage du lisier de porcs était plus élevées chez les
bactéries thermophiles que chez bactéries mésophiles. Cette hypothèse est confirmée par les travaux de Chenier
et Juteau (2009) qui ont observé que la prévalence des gènes de résistance à la tétracycline augmentait avec la
température au cours du traitement aérobie thermophile d’un lisier de porcs.
Au regard des résultats de la littérature, il est difficile d’estimer l’impact du compostage sur la persistance des
GRAs. En revanche, l’étude menée par Beneragama et al.(2013) sur la digestion anaérobie d’un mélange de
lisier et de fumier de vaches montre que la digestion thermophile conduit à un abattement des bactéries
Chapitre 2
322
hétérotrophes multirésistantes de 4 log10 alors que la digestion mésophile entraîne une réduction de 2 log10, ce
qui est en accord avec les résultats obtenus sur la digestion anaérobie des boues de stations d'épuration (Ma et
al., 2011).
De même que pour les boues de stations d'épuration, le transfert de GRAs a été mis en évidence dans du lisier
de porcs et du fumier de volailles. En mettant en contact une souche de E. coli CV601 réceptrice, résistante à la
rifampicine et à la kanamycine avec du lisier de porcs, Binh et al.(2008) ont capturé dans 15 lisiers 228
transconjugants dont 96,5 % étaient résistants à la sulfadiazine, suggérant l’utilisation de sulfamides dans les
élevages ayant fait l’objet de l’étude. Guan et al. (2007) ont également mis en évidence le transfert de deux
plasmides (le plasmide auto-transmissible RP4 et le plasmide mobile pIE723) en utilisant des souches de E. coli
donneuses (E. coli J5 portant RP4 et E. coli C600 portant pIE723) et réceptrices (souche CV601) inoculées dans
du fumier de volailles stocké ou composté avec de la tourbe. Les souches de E. coli donneuses et réceptrices ont
été détectées après 7 jours d’incubation du fumier et du compost à 23°C. Les fréquences de transfert des deux
plasmides étaient plus élevées dans le fumier (8 10-5 à 2 10-3/ cellule donneuse) que dans le compost (2 10-5 à
9 10-4), probablement en raison d’une survie plus importante et d’un meilleur contact entre les cellules dans le
fumier. Après 45 jours de stockage du compost à 23°C, le plasmide RP4 a été mis en évidence par capture,
malgré l’absence de détection de l’hôte E. coli CV601. Cette persistance du plasmide, indépendante de l'hôte,
indique que celui-ci a été transféré à des bactéries autochtones du fumier. Les deux souches de E. coli
hébergeant les plasmides RP4 ou pIE723 n'ont jamais été détectées et les deux plasmides n’ont pas été
capturés dans les composts lorsque les températures dépassaient 50°C, suggérant que la montée en
température limite le transfert de GRAs, probablement en raison de l’inhibition des E coli à cette température.
2.5.3.6. Conclusion
Parce qu’ils combinent une forte densité de bactéries, d’antibiotiques et de bactéries résistantes, les boues de
stations d'épuration et les effluents d’élevages sont susceptibles d’être des environnements favorables au
maintien et à la dissémination des gènes de résistance (Droge et al., 2000 ; Heuer et al., 2011 ; Merlin et al.,
2011). Les boues d'épuration, les lisiers et les fumiers peuvent donc être considérés comme une source de
bactéries résistantes aux antibiotiques susceptibles d’être disséminées dans l’environnement via l’épandage sur
terres agricoles.
Les principales conclusions sont les suivantes :
- Les boues de stations d'épuration et les effluents d’élevages sont des réservoirs de GRAs et de BRAs.
- Il n'y a pas d'informations suffisantes permettant d’estimer si les antibiotiques sont les seuls facteurs à exercer
une pression de sélection sur le maintien et le transfert des gènes dans les boues, les fumiers et lisiers.
- l’impact des traitements sur les BRAs et les GRAs est parfois contradictoire et manque de clarté, en particulier,
le compostage et la digestion anaérobie mésophile ne réduisent pas systématiquement les teneurs en GRAs.
- Les données concernant le potentiel de réactivation des GRAs et des BRAs sont limitées.
A l’échelle de l’élevage, il existe peu d'informations sur la cinétique de disparition de l’antibiorésistance dans les
effluents après une réduction de l'utilisation des antibiotiques. Les données sur les paramètres de gestion qui
entraînent l'apparition de la résistance (autre que l'utilisation d'antibiotiques) font également défaut, à l’exemple
de la taille de l’élevage, les mesures d'hygiène ou de limitation de contact entre les animaux.
2.5.4. Les phytopathogènes contenus dans les Mafor
Jacques Fuchs
Introduction
Dans ce chapitre, l’aspect de la santé des plantes n’est considéré que par rapport à la relation des plantes avec
des agents phytopathogènes tels champignons, bactéries ou nématodes. Les problèmes physiologiques des
plantes dus à des déséquilibres nutritionnels, à des aspects de phytotoxicité ou à des stress environnementaux
Chapitre 2
323
n’y sont pas traités. En ce sens, les Mafor peuvent influencer négativement (par exemple s’ils contiennent des
agents phytosanitaires viables) et/ou positivement (par exemple en apportant des microorganismes antagonistes
aux agents phytopathogènes dans le sol) la santé des plantes. Ces influences peuvent découler de la nature
même des Mafor, mais dépendre également de la gestion des procédés de production des divers Mafor.
Dans ce chapitre, on va mettre l’accent sur la qualité phytosanitaire des divers Mafor (présence ou non d’agents
phytopathogènes). Les potentiels suppressifs directs des divers Mafor (action des microorganismes antagonistes
des agents pathogènes apportés par le Mafor) sont traités en section 3.6.
Corpus bibliographique utilisé (commun aux sections 2.5.4 et 3.6)
Les références académiques utilisées résultent du croisement entre la liste des Mafor commune aux experts, et
un ensemble de mots-clefs relatifs à la notion de santé des plantes/phytopathogènes 1. Ces références ont été
complétées par ma base bibliographique personnelle, qui contient également de nombreuses littératures grises,
en particulier des rapports d’études réalisées pour divers offices ou ministères. Ces rapports, bien que leurs
données ne soient souvent pas publiées dans des publications scientifiques, contiennent toutefois des données
pertinentes et de bonne qualité.
Le corpus réalisé par les documentalistes contient environ 3 500 références. Parmi ces publications, de
nombreux articles concernaient des aspects de médecine (630, en particulier 240 d’endocrinologie et 160 de
neurologie), ainsi que d’écotoxicologie (25) et ont donc été éliminés d’emblée. Les publications traitant de sujets
autres que les Mafor, ainsi que celles étant très générales sans données précises sur les agents pathogènes des
plantes ou celles relatant de travaux très pointus sur des mécanismes microbiologiques précis (analyse de
l’activité enzymatique d’une bactérie précise, étude génétique d’un microorganismes antagonistes, …) ont
ensuite été éliminées manuellement de la base de données, les renseignements qu’elles contiennent étant non
pertinents pour notre expertise. Ainsi, 323 publications ont été retenues pour être étudiées. Ces publications ont
été complétées cinquante articles provenant de la base de données personnelle de l'expert.
La plus grande partie des publications restantes concernent les composts, digestats et boues provenant du
traitement des eaux.
Le nombre de références concernant les autres Mafor est nettement moins important, certaines Mafor n’ayant
guère été étudiées sur l’aspect de leur influence sur la santé des plantes. C’est pourquoi, à l’intérieur de la
banque de donnée susmentionnée, des recherches plus restreintes sur les diverses Mafor ont été
systématiquement effectuées. Il faut souligner que pour certaines Mafor comme le biochar ou les cendre, la
question de la survie d’agents phytopathogènes n’est pas pertinente, les conditions de production de ces produits
(températures supérieurs à 500°C) éliminant tous les microorganismes.
2.5.4.1. Présences potentielles d’agents phytopathogènes dans les diverses Mafor
Certaines matières entrant dans la composition des Mafor peuvent contenir des agents phytopathogènes. Ainsi,
un des risques potentiels pouvant découler de l’utilisation de Mafor est, si ces agents phytopathogènes ne sont
pas éliminés pendant le processus de leur production, la dissémination de ces derniers (voir section 3.6). C’est
pourquoi la présence ou l’absence d’agents phytopathogènes dans les Mafor est un point essentiel dans l’optique
de garantir des productions végétales saines.
De nombreux travaux ont été réalisés concernant la présence éventuelle d’agents phytopathogènes dans les
composts. Ces travaux sont résumés dans plusieurs revues bibliographiques détaillées publiées ces dernières
années : Noble et Roberts, 2004 ; Noble et al., 2009 ; Wichuk et al., 2011. Selon ces travaux, il ressort que, bien
que la résistance des divers agents phytopathogènes diffère, tous peuvent être inactivés si le processus de
compostage se déroule de manière optimale. En plus du contrôle des paramètres du compostage (voir 2.1), les
facteurs clés devant être pris en compte dans la gestion du procédé de compostage pour éviter tout risque
1
Topic= Liste des Mafor
AND Titre= Composante "santé des plantes/phytopathogènes" ((plant* AND health*) or (plant* AND pathogen*) or phytopatho* or
(plant* AND disease*) or antagonis* or (plant* AND protection*) or (disease* AND suppress*) or (plant* AND grow*) or (soil* AND fertility)
or (soil* AND disease*) or (soil* AND biolo* AND activit*)).
 environ 3500 références après affinage sur les WoS categories
Chapitre 2
324
pathologique pour les plantes lors de l’utilisation du compost sont, selon Termorshuizen et al., 2005, la proportion
de biomasse potentiellement hôte d’un phytopathogène par rapport à la quantité totale de biomasse traitée, la
proportion de biomasse hôte infestée avec le phytopathogène, la densité d’infection de cette biomasse, le
pourcentage de propagules de l’agent phytopathogène (conidies, mycéliums, bactéries,…) pouvant survivre au
processus et le seuil de population à partir duquel un pathogène présent dans le sol peut se développer sur une
plante hôte.
Quelques publications existent également sur le devenir des agents phytopathogènes lors du traitement des
restes organiques par digestion anaérobie de leur présence éventuelle dans les digestats. Une revue
bibliographique à ce sujet a été publiée par exemple par Ryckeboer et al. (2002). Selon ces auteurs, des
conditions thermophiles (>52°C) lors de la digestion sont nécessaires à l’inactivation des phytopathogènes.
Termorshuizen et al. (2003) ont démontré que tous les agents pathogènes ne sont pas dégradés de manière
semblable lors de la méthanisation mésophile à 40°C. Sous ces conditions, les deux agents phytopathogènes
Fusarium oxysporum f.sp. asparagi et Ralstonia solanacearum n'étaient plus détectables après six semaines de
processus, tout comme l'agent pathogène humain Salmonella typhimurium. La survie de Plasmodiophora
brassicae était basse dans une de ces expériences et non détectable dans l'autre. Par contre, les sclérotes de
Sclerotium cepivorum étaient toujours, au moins en partie, viables après la fermentation anaérobie. Ryckeboer et
al., dans leur revue, montrent qu’à 52°C, tous les organismes testés (Plasmodiophora brassicae, Heterodera
schachtii, Meloidogyne incognita, Ralstonia solanacearum) à l'exception du TMV (« Tobacco Mosaic Virus »),
n'ont plus été détectés après un jour de fermentation anaérobie à 52°C. Deux jours de fermentation n'ont pas
non plus permis d'inactiver le TMV. Seul 19 jours de compostage à 58°C à la suite de la digestion anaérobie ont
permis une diminution de la quantité de TMV d'un facteur au moins de 1000. Une fermentation anaérobie suivie
d'un compostage de 12 jours à 68°C est encore plus efficace (Ryckeboer et al., 2002).
Très peu de données ont été publiées sur la présence éventuelle d’agents physosanitaires dans les autres Mafor.
Une des seules publications trouvées à ce sujet est celle de Tojo et al. (2000) qui a mis en évidence la présence
de Pythium aphanidermatum, agent pathogène attaquant entre autres les plantes de concombre, dans des boues
de station de potabilisation. Par contre, les Mafor comme les boues d’épuration et les déjections animales ont fait
l’objet de nombreuses études sur leur état hygiénique en ce qui concerne les agents pathogènes pour l’homme et
les animaux (voir section 2.5). Une étude importante à ce sujet est le rapport publié en 2001 par la Commission
Européenne de l’Environnement sur l’évaluation de l’état sanitaire des boues (Carrington, 2001), étude posant les
bases des contraintes à respecter pour éviter tous risques lors de l’utilisation agricole de ces produits. Plus
récemment, Brochier et al. (2012) ont démontré avec des expérimentations en champs à long terme que
l’utilisation de Mafor n’influence pas négativement l’état sanitaire du sol et des plantes si les Mafor utilisés
respectent les normes françaises en vigueur (section 1.1). Toutefois, il est clair que des bactéries fécales sont
toujours présentes dans certaines boues ou déjections animales, et qu’une attention particulière doit être portée à
ce point (Cheng et al., 2012 ; Watcharasukarn et al., 2009) (voir sections précédentes). Ces agents pathogènes
ne concernent pas la santé des plantes ; toutefois, par analogie, une connaissance de comparaison de l’état
sanitaire de ces divers Mafor selon leurs modes de production permet d’évaluer les risques qu’ils contiennent des
agents phytopathogènes. En effet, Termorshuizen et al. (2003) ont montré que certains agents phytopathogènes
sont plus résistants à un processus de fermentation anaérobie que les salmonelles ou les entérobactéries ; ainsi,
on peut s’attendre, si de telles pathogènes humains survivent dans un produit, qu’également des
phytopathogènes ne soient pas inactivés par ce processus. Cependant, peu d’autres travaux ont étudiés
simultanément les pathogènes humains et les phytopahogènes, et de ce fait il est nécessaire d’être prudent sur
ce point.
2.5.4.2. Paramètres influençant la présence d’agents phytosanitaires
dans les divers Mafor
La température est certainement un des facteurs les plus importants dans les mécanismes d’hygiénisation du
compostage (Suarez-Estrella et al., 2007 ; Lodha et al,.2002 ; Wichuk et al., 2011 ; Ylimaki et al., 1983). Selon la
revue bibliographique de Noble et Roberts, 2004, un pic de température compris entre 64 et 70°C et une durée
du processus de 21 jours suffisent à éradiquer 33 des 38 champignons et oomycètes étudiés, les sept bactéries,
les neuf nématodes, ainsi que trois virus sur neuf (Noble et Roberts, 2004) ; pour les six autres virus, soit une
température plus élevée soit une durée de processus plus longue sont nécessaire pour les inactiver. Selon cette
Chapitre 2
325
même revue; les champignons les plus résistants sont Plasmodiophora brassicae, Fusarium oxysporum f.sp.
lycopersici et Macrophomina phaseolina; ils peuvent survivre à un pic de température de 62°C et à une durée de
compostage de 21 jours. L’un des agents phytopathogènes les plus résistants aux températures élevées est le
TMV (« Tobacco Mosaic Virus ») ; un pic de température supérieur à 68°C et une durée de compostage
supérieure à 20 jours est nécessaire pour amener sa population en dessous du seuil de détection (Noble et
Roberts, 2004) ; si une fermentation anaérobie a lieu avant le compostage, 12 jours à 68°C suffisent pour
inactiver le TMV (Ryckeboer et al., 2002).
Des températures supérieures aux minimums requis pour permettre l’hygiénisation des matières naturelle du
compost sont atteintes naturellement dans les tas de composts si les bonnes pratiques du compostage sont
respectées (mélange de départ, structure adaptée de la matière), mais pas sur les bords du tas (Herrmann et al.,
1994). L'efficacité du traitement pour inactiver les agents phytopathogènes dépend donc de l'emplacement de
ces germes dans le tas, la température du matériel pendant le compostage étant très variable selon sa
localisation (Suarez-Estrella et al., 2007). Dans la pratique, un point essentiel pour garantir un compost ne
représentant aucun risque du point de vue hygiénique du point de vue hygiénique est donc certainement une
gestion du processus assurant que chaque particule du compost soit passée par les conditions requises pour la
destruction des agents phytopathogènes (Wichuk et McCartney, 2007).
La température n’est cependant pas le seul facteur jouant un rôle dans l’inactivation des agents phytopathogènes
lors du compostage. L’humidité de la matière joue également un rôle important. Ylimaki et al. (1983) et Fayolle et
al, (2006) ont par exemple démontré qu’une inactivation totale des spores de Plasmodiophora brassicae était
obtenue en 7 jours à 50°C ou en 1 jour à 60°C si la teneur en eau de la matière était de 60%, mais que ce
pathogène pouvait survivre à ces conditions si l’humidité était moindre. Similairement, Coelho et al. (2001) ont pu
observer qu’à température égale, l’élimination de Phytophthora nicotianae était meilleure quand l’humidité du
milieu augmentait.
Le mélange de départ utilisé pour le compostage peut également influencer l’inactivation de certains
phytopathogènes. Ainsi, un rapport C :N trop bas empêche la production d’ammoniac en quantité suffisante pour
être active contre les agents pathogènes (Noble et Roberts, 2004).
L’activité microbienne présente pendant le processus de compostage joue également un rôle dans l’inactivation
des agents pathogènes grâce à divers autres mécanismes (Noble et Coventry, 2005) : parasitisme, production
d’enzymes lytiques, antibiotiques, acides organiques,… Ces mécanismes semblent secondaires par rapport à
l’effet température (Noble et Roberts, 2004), mais ne doivent pas être négligés. Ainsi, selon Idelmann (2005), le
TMV, agent phytopathogène relativement résistant à la chaleur, est également éliminé pendant le compostage
grâce à l’activité microbienne observée lors du processus. Un effet semblable a été observé par Herrmann et al.
(1994) qui ont démontré l’inactivation du champignon Sclerotinia sclerotiorum, du nématode Meloydogyne
incognita ainsi que du virus TMV également dans les zones extérieures de l’andain de compostage, bien que la
température y soit nettement inférieure à celle mesurée au centre de l’andain..
Dans la pratique, on distingue deux types principaux de fermentation anaérobie : thermophile (températures
comprises entre 52 et 55°C) et mésophile (températures comprises entre 35 et 42°C). Comme mentionné plus
haut, ce paramètre joue, tout comme lors du compostage, un rôle primordial aussi pour l’hygiénisation du digestat
(Noble et al. (2009) ; Iwasaki et al. (2011) ; Wagner et al. (2009) ; Noble et al. (2009) ; Engeli et al. (1993) ; Noble
et al. (2009). Ainsi, Engeli et al. (1993) ont pu démontrer qu’une fermentation anaérobie à 55°C permet en
l’espace de quelques jours une réduction complète de la capacité de Plasmodiophora brassicae à infecter des
plantes de chou de chine, alors que deux semaines de fermentation à 35°C ne permettent pas de réduire le
pouvoir infectieux de P. brassicae.
Sahlstrom (2003) met également en évidence l’importance de la température dans le traitement anaérobie de
déchets organiques, mais indique que d'autres facteurs y jouent également un rôle important, comme le pH et les
acides gras volatiles, ces derniers pouvant être toxiques pour les agents phytopathogènes. Dans son étude
bibliographique, cet auteur souligne qu’une pasteurisation du digestat après la digestion est efficace pour détruire
tous les phytopathogènes, mais problématique car le digestat pasteurisé peut être recolonisé rapidement par des
agents pathogènes ; pour cette raison, cette technique a été abandonnée.
Chapitre 2
326
2.5.5. Teneurs des Mafor en graines ou autres organes viables d’adventices
Jacques Fuchs
Introduction
Les Mafor peuvent influencer directement les populations d’adventices en apportant des graines ou autres
organes viables de plantes, et indirectement en influençant l’équilibre des populations végétales dans un champ.
Ces caractéristiques des Mafor peuvent être influencées par leur gestion.
Dans cette section, on va mettre l’accent sur la teneur des Mafor en graines ou autres organes viables
d’adventices. L'influence des Mafor sur les populations indigènes d’adventices dans les champs. Est abordée en
section 3.7.
Corpus bibliographique utilisé (commun aux sections 2.5.5 et 3.7)
Une requête a été lancée pour collecter des références sur la présence de graines d'adventices dans les Mafor.
Elle a été construite en croisant la liste des Mafor avec la notion d'adventice et de graine 2. Ces références ont été
complétées par la base bibliographique personnelle de l'expert.
Le corpus réalisé par les documentalistes contient 65 références. Une dizaine de ces publications traitaient
d’engrais verts et n’étaient donc pas pertinentes pour notre expertise. Sept références de ma base
bibliographique personnelle ont été rajoutées à ce corpus. De manière générale, les publications trouvées ne
concernaient que des fumiers, composts ou digestats. Des données bibliographiques sur les autres Mafor n’ont
pratiquement pas été trouvées.
Relativement peu de travaux ont été trouvés au sujet de la survie ou de la présence d’adventices dans les Mafor.
Colbach et al. (2013) et Menalled et al. (2005) ont trouvé quelques graines viables d’adventices dans des fumiers
bovins ou porcins, mais en quantité négligeables par rapport aux stocks de graines que l’on trouve dans les sols
agricoles. Pour leur part Pleasant et Schlather (1994) ont trouvé des graines d’adventices dans 20 fumiers sur les
24 étudiés ; en moyenne, ils contenaient 75 000 graines par tonnes, ce qui est toutefois une quantité poindre en
comparaison avec les banques de graines présentent dans les sols.
Quelques travaux relatent une destruction rapide des graines de mauvaises herbes pendant le processus de
fermentation anaérobie, et ceci aussi bien dans un processus mésophile que thermophile (Johansen et al., 2013 ;
Engeli et al., 1993). Selon les travaux de Iwasaki et al. (2013), les graines de mauvaises herbes résistantes
comme celles de Rumex obtusifolius peuvent survivre une certaine période dans un fermenteur à 35°C, mais pas
un process thermophilie. Les mécanismes impliqués dans l’inactivation des adventices pendant la fermentation
anaérobie seraient de natures thermiques, biologiques et chimiques (Westerman et Gerowitt, 2013).
En ce qui concerne le compostage, une destruction complète des adventices est observée pour autant que la
température du processus soit suffisante, c’est-à-dire que tout le matériel soit exposée à une température
supérieure à 55°C pour au moins 3 jours (Dorahy et al., 2009) ou une fois à une température supérieure à 60°C
(Eghball et Lesoing, 2000). Plusieurs brassage du tas de compost sont nécessaire pour que chaque partie de la
matière en décomposition soit exposée à une température assez élevée pour permettre la destruction des
graines d’adventices (Churchill et al., 1996). Toutefois, selon (Tymms et al., 2011), non seulement la température
des importante dans le processus de destruction des adventices, mais également le taux d’humidité de la matière
en décomposition. Colbach et al. (2013) ont retrouvé des graines d’adventices viables dans des composts de
fumier, mais pas dans des composts de collecte verte ; ceci est probablement dû aux conditions de température
dans les divers processus.
2 Titre=Liste des Mafor sans le terme residu* qui apporte beaucoup de bruit, et en ajoutant ((organic and *fertilis*) or (organic and
*fertiliz*)) pour étendre un peu la recherche
AND Topic=Composante "épandage" ((soil* or field* or arable* or agricul* or agronom*) AND (appli* or spread* or dispos* or amend* or
improv*))
AND Titre=Composante "adventice" (weed* or adventicious)
 environ 65 références
Chapitre 2
327
Annexe. Requête bibliographique utilisée pour les sections 2.5.1 à 2.5.3
Trois composantes de mots-clefs ont été croisées dans le Wos pour collecter les références relatives à la présence de
pathogènes dans les Mafor, et à la problématique de l'antibiorésistance :
Titre=Liste des Mafor
AND
Titre=Composante "pathogènes" (Pathogen* or bacteria* or fungi* or protozo* or ((antibiotic or "anti biotic" or antibiocide
or "anti biocide") AND resist*) or Listeri* or Salmonell* or Campylobacter* or Yersinia or Arcobacter* or Helicobacter* or
Shigella or cryptosporidium or giardia or ascaris or helminth* or Escherichia or polio* or hepatit* or *virus* or prion*)
AND
Topic=Composante "prévalence" (prevalence or occurrence or concentr* or characteriz* or isolate* or isolation)
Le corpus ainsi constitué a été trié et complété à l'aide des bases bibliographiques personnelles des experts et des articles
cités dans les références collectées.
Chapitre 2
328
Références bibliographiques citées dans le chapitre 2
Section 2.1.
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363

Esco Mafor

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