Techniques de réduction de la production des boues, premier bilan

L'élimination des boues constitue une étape primordiale à considérer lors du traitement des eaux usées parce qu'elle engendre un impact financier et social très important.

Introduction : objectifs de la réduction de la production de boues (RPB)

En plus des solutions traditionnelles telles que la valorisation agricole et la valorisation thermique des boues, des voies de réduction de production des boues (RPB) ont été développées à l’échelle industrielle depuis quelques années. Le Japon est, sans aucun doute, un des lieux où ces technologies sont les plus utilisées (Sakai et al., 1997). Ces nouvelles voies de RPB sont basées sur l’application de traitements complémentaires, en principe couplés aux traitements biologiques conventionnels (boues activées, digestion anaérobie) des stations d’épuration. La boue est prélevée, traitée par cette technologie puis renvoyée vers un traitement biologique pour assurer une dégradation plus poussée. Différentes technologies ont été étudiées : traitements mécaniques, traitement par ultrasons, traitements thermiques (températures comprises entre 65 °C et 200 °C), traitements chimiques (pH faible ou élevé, addition de substances découpleurs énergétiques de la croissance cellulaire), traitements d’oxydation chimique (ozone, peroxyde d’hydrogène), traitement électrique. Ces traitements ont lieu sur la filière eau ou sur la filière boue de la station d’épuration.

La boue est composée de plusieurs fractions : la fraction minérale et la fraction organique qui, elle-même, est composée de cellules actives, de débris cellulaires et de matières organiques accumulées lors du traitement. Les technologies appliquées doivent donc être capables de rendre biodégradables ou de solubiliser ces fractions pour engendrer une réduction de la production de boues. Ainsi, l’objectif de cet article est de faire un premier bilan sur les performances des technologies de réduction de la production de boues appliquées sur les lignes eau et boues des stations d’épuration.

ment de dresser de nouveaux enjeux pour ces technologies en définissant notamment un cahier des charges complet pour leurs actions.

Un cahier des charges complexe

Réduire la production de boues : L’ajout d'un traitement combiné aux procédés conventionnels utilisés a pour premier objectif de réduire la production de boues. Il s’agit de modifier la structure physique des flocs et/ou la structure chimique des molécules réfractaires pour la rendre assimilable plus rapidement par les micro-organismes épurateurs. Il s’agit également de solubiliser la matière minérale pour éviter une trop forte diminution du rapport MVS/MES. Toutefois, si l’élimination de l’azote n’est en général pas perturbée par les techniques de RPB, il est évident que l’élimination du phosphore doit passer par l’élimination d’une phase solide, ce qui pénalise très significativement les performances de RPB.

Applicabilité des techniques : les boues constituent un matériel dont les diverses propriétés sont complexes, variables et contraignantes pour les appareillages (particules de diamètres élevées, présence de sable, viscosité élevée à forte concentration, ...). Il convient donc de vérifier l’applicabilité industrielle des technologies.

Maîtriser les impacts de la déstructuration des boues : les techniques de réduction engendrant une déstructuration du floc et une solubilisation de la matière, une dégradation de la qualité de l’effluent traité peut avoir lieu et doit être maîtrisée. En revanche, cette déstructuration physique du floc peut conduire à une réorganisation chimique interne qui favorise l’élimination de l’eau lors des étapes de déshydratation et de séchage. Toutefois, une consommation supplémentaire de polymère est parfois mentionnée, ce qui pénalise très fortement l’intérêt de la technologie de réduction.

La masse de boue étant réduite par dégradation biologique, elle peut donc être davantage stabilisée.

Améliorer la qualité des boues : les boues résiduelles doivent toujours être valorisées, ce qui impose des contraintes de qualité. De manière intéressante, certaines techniques de réduction peuvent avoir une action hygiénisante lorsqu’elles sont conduites vis-à-vis de cet objectif. De plus, une action sur les micro-polluants organiques, voire minéraux est envisageable. Par conséquent, étant donné l’évolution de la réglementation sur les boues, les traitements combinés pourraient cibler plusieurs objectifs : diminuer la quantité de boues produites et améliorer leur qualité.

Bilan environnemental : enfin, les techniques mises en œuvre et le traitement qui en découle doivent présenter un bilan énergétique compatible avec l’enjeu du développement durable.

Techniques de lyse cellulaire appliquées sur la ligne eau

Camacho et al. (2002) font le bilan des performances de RPB de diverses technologies utilisées sur la ligne eau en couplage avec un système à boue activée. Des taux de réduction allant de 0 % jusqu’à 80 % (au moins) sont constatés selon la technologie, en action sur des boues mixtes ou secondaires. Le tableau 1 donne quelques références d’essais ayant eu lieu avec une eau usée réelle.

En ce qui concerne l’ozonation, les capacités de RPB sont proportionnelles à la dose spécifique (kgO₃ transféré/kg DCO boues non produite) et peuvent atteindre des valeurs proches de 100 %. Une purge de boues est cependant nécessaire pour éviter une accumulation trop importante de matières minérales dans les boues (Salhi et al. 2003). Une fuite de DCO supplémentaire est observée en sortie d’installation qui paraît proportionnelle à la dose d’ozone injectée (Salhi et al. 2003). Elle n’engendre pas en général de dépassement des valeurs réglementaires sur la DCO ni sur la DBO₅. La décantation des boues est fortement améliorée et des indices de boues inférieurs à 50 ml/g sont couramment observés. La présence d’organismes filamenteux est fortement diminuée. L’élimination de l’azote n'est pas perturbée par le traitement de RPB. Par contre, l’élimination biologique du phosphore est bien sûr plus faible. Salhi et al. (2004) démontrent toutefois une capacité non négligeable de déphosphatation par voie biologique lorsque le taux de RPB est élevé. Cette capacité est expliquée par une augmentation de l’âge des boues et de la teneur en micro-organismes déphosphatants dans les boues résiduelles. Aux doses utilisées pour le traitement RPB, le degré d’hygiénisation des boues par l’ozone est quasiment nul. Ceci s’explique par la compétition pour l’ozone entre la matière non vivante et les cellules actives (Salhi et al., 2004; Cesbron et al., 2003). Le coût d’opération de la tonne de boues (Matière Sèche, MS) non produite est d’environ 370 € pour un taux de réduction de 70 %, une taille d’installation de 250 000 eq. hab. Ces coûts se répartissent à 57 % pour le coût du réactif (oxygène) et à 34 % pour l’énergie, le reste étant du coût main-d’œuvre et maintenance.

Dans le cas des autres traitements de RPB appliqués à la ligne eau, les résultats sont moins documentés que pour l’ozone. Pour les traitements thermiques, trois niveaux de températures ont été testés : 65 °C, 95 °C et 150-170 °C.

Le traitement à 65 °C tel que le procédé Biolysis E® pratiqué par Degrémont (qui a obtenu une licence de Shinko Pantec) revendique un effet de sélection de la température sur les micro-organismes favorisant les capacités d’hydrolyse. Le taux de RPB est compris entre 30 % et 80 % par rapport à la production de boue du témoin. Aucune modification de la qualité de l’effluent n’est observée.

Un traitement combiné à 95 °C conduit à un taux de RPB de 55 % et 12 % pour le traitement d’eaux usées urbaines respectivement décantée primaire ou brute. Plus de détails sur l’action de ce traitement sont donnés dans Camacho et al. (2003). Ce traitement n’engendre pas de dégradation de la qualité du traitement et améliore la décantabilité des boues comme l’indique l’indice de boues de valeur inférieure à 100 ml/g. Le coût est de 490 € par tonne de boues (MS) non produite dont 80 % sont liés à la consommation énergétique pour le chauffage (Camacho, 2004).

Veolia Water commercialise le procédé Bio Thelys® qui consiste en un traitement à 150-175 °C, 15 bar, temps de contact 30-60 min, pour obtenir une RPB de 50-70 % avec cependant une augmentation significative de la DCO filtrée (Chauzy et al., 2002, 2004).

À l’analyse de cette expérience concernant les techniques de RPB, quelques conclusions ou réflexions peuvent être tirées sur l’application des techniques de RPB sur la filière eau. Les performances de RPB atteintes sont tout à fait élevées mais dépendent de la technologie et souvent de la nature de la boue traitée. En général, la décantation et la déshydratation sont améliorées. En revanche, dans la plupart des cas, une dégradation de la qualité des eaux de sortie est constatée avec une perte de DCO, au moins

Tableau 1 : Performances de quelques procédés combinés utilisés pour la réduction de la production de boues sur la filière eau

(9) Pourcentage de RPB par rapport au contre-conduit en parallèle de DCO particulaire et même de DCO soluble. Le traitement du phosphore nécessite la mise en place d’un traitement par précipitation qui pénalise la RPB. Le pouvoir hygiénisant des traitements n’est pas démontré à l'exception des traitements thermiques. La boue non produite est solubilisée et dégradée par les micro-organismes en consommant de l’oxygène, ce qui pénalise fortement le bilan environnemental. En posant RPB, le taux de réduction de la production de boues (exprimé sur les matières volatiles en suspension, MVS) et PX témoin, le flux de boue produit pour une journée pour une installation témoin, l’oxygène additionnel requis est la somme de l’oxygène nécessaire pour l’oxydation des boues non produites (1,42 × RPB × PX témoin) et de l’oxygène nécessaire pour l’élimination de l’azote (nitrification du NTK libéré des MVS non produites moins la récupération d’oxygène par la dénitrification ((4,3 – 2,86) × 0,1 × RPB × PX témoin).

La masse d’oxygène requise est donc fonction du taux de RPB. Le bilan énergétique est donc relativement défavorable, ce qui nous conduit à proposer d’agir plutôt sur la filière boue en synergie avec la digestion anaérobie.

Techniques de lyse cellulaire appliquées sur la ligne boue

Les effets de différentes techniques de lyse cellulaire appliquées en prétraitement de la digestion anaérobie des boues activées ont été comparés. Dans un premier temps, les paramètres opératoires de la sonication (Bougrier et al., 2005), de l’ozonation (Bougrier et al., 2007a) et du traitement thermique (Valo et al., 2004 et Bougrier, 2007c) ont été optimisés indépendamment. Pour tous les traitements, la solubilisation des boues augmentait avec l’intensité du traitement (énergie spécifique pour les ultrasons, dose d’ozone et température).

En revanche, la mesure de biodégradabilité des boues traitées par des tests de digestion anaérobie discontinus a permis de définir des gammes de paramètres opératoires optimaux. Pour les trois techniques étudiées, la biodégradabilité augmente, dans un premier temps, proportionnellement au taux de solubilisation des boues. Puis, au-delà des paramètres considérés comme optimaux, l’augmentation de la biodégradabilité était moindre (cas des ultrasons) ou diminuait (cas du traitement thermique et de l’ozonation). Les paramètres de traitement optimaux ainsi déterminés se situaient :

• - entre 7 000 et 10 000 kJ/kg TS pour les ultrasons,
• - entre 0,12 et 0,15 kg O₃/kg MS,
• - entre 170 et 190 °C pour les traitements thermiques.

Pour les conditions de traitement inférieures à ces conditions optimales, le volume de biogaz produit est relié par une équation linéaire au taux de solubilisation de la DCO. Ce dernier est défini par la différence entre les DCO solubles avant et après traitement, divisée par la DCO particulaire initiale.

La figure 2 présente, pour un même lot de boues, l’amélioration de la production de biogaz obtenue en réacteurs batch après chacun des 3 traitements (Bougrier et al. 2006). Les conditions des prétraitements étaient les conditions optimales définies dans les études précédentes :

• - ultrasons : 6 250 et 9 350 kJ/kg MS,
• - ozone : 0,10 et 0,16 g O₃/g MS,
• - traitement thermique : 170 °C pendant 30 min et 190 °C pendant 15 min.

Les meilleures biodégradabilités ont été obtenues après sonication et traitement thermique mais avec des mécanismes différents (Bougrier et al., 2006). La sonication entraîne une faible solubilisation de la DCO et la réduction de la taille des particules, les rendant plus accessibles et plus rapidement biodégradables. Les traitements thermiques conduisent à une forte solubilisation de la DCO mais n’améliorent pas la biodégradabilité de la DCO particulaire résiduelle.

Par ailleurs, l’impact des techniques de lyse cellulaire sur les propriétés physiques des boues est de première importance, notamment en ce qui concerne leur aptitude à la déshydratation et leur rhéologie ou viscosité (aptitude au transport). Le tableau 2 pré-

S’il est difficile de sélectionner une technique avec le seul critère d’amélioration de la biodégradabilité des boues, le traitement thermique est plus avantageux en termes de viscosité et de filtrabilité, fortement améliorées pour des températures supérieures à 150 °C. Cette technique est également intéressante pour son potentiel d’hygiénisation. De plus, l’énergie nécessaire au traitement thermique peut être fournie par le biogaz produit lors de la digestion anaérobie. Le procédé Bio Thelys® (Veolia Water), qui associe un traitement à 160 °C pendant 30 min à la digestion anaérobie, a été installé en 2006 sur la station de Saumur (60 000 EH) (Chauzy et al., 2007).

Un premier bilan thermique à l’échelle du laboratoire peut permettre d’estimer si le gain en biogaz issu du traitement thermique compense l’énergie nécessaire au traitement. Notons toutefois que les prétraitements thermiques entraînent des gains en production de biogaz plus importants sur les boues présentant une faible biodégradabilité initiale (Bougrier et al., 2007c). Des essais en digesteurs anaérobies semi-continus pilotes ont conduit, pour une boue activée, à une augmentation de la production de méthane de 254 L CH₄/kg MO_dissous pour les boues non traitées à 314 L CH₄/kg MO_dissous pour les boues traitées à 190 °C pendant 15 min (Bougrier et al., 2007b).

L’équivalence énergétique du méthane étant de 10 kWh/m³, le gain du traitement thermique est de 2,60 kJ/kg MO_dissous. Dans une installation industrielle, le chauffage des boues de 20 °C à 190 °C se fera en deux temps : un premier échangeur de chaleur récupérera la chaleur des boues en sortie de traitement dans les refroidissements de 190 °C à 35 °C (température du digesteur) et permettra de chauffer les boues activées de 20 °C à 175 °C. Il faudra donc fournir de l’énergie pour élever la température des boues de 175 °C à 190 °C. En supposant que la capacité thermique des boues est proche de celle de l’eau et que les boues sont concentrées à 50 g MO/L, cette énergie est égale à 1,254 kJ/kg MO. Si l’on suppose que les boues en sortie de l’échangeur atteignent 165 °C, l’énergie à leur fournir est égale à 2,090 kJ/kg MO, soit de l’ordre de grandeur du gain énergétique issu du surplus de biogaz. L’énergie nécessaire peut être réduite en travaillant avec des boues plus concentrées. On peut donc conclure que le bilan énergétique du traitement thermique est favorable si les boues sont suffisamment concentrées et si un échangeur de chaleur permet de préchauffer les boues tout en refroidissant les boues traitées.

La réduction de la quantité de boues produites peut entraîner une augmentation de leur concentration en polluants. Toutefois, les procédés physico-chimiques peuvent permettre de réduire la concentration de certains micropolluants organiques et d’augmenter leur biodégradabilité ou bio-accessibilité. Notamment, le couplage digestion anaérobie/ozonation des boues a conduit à une réduction considérable de leur concentration en hydrocarbures aromatiques polycycliques (Bernal-Martinez et al., 2007).

Conclusion

Des technologies performantes existent pour réduire la production de boues, aussi bien sur la ligne eau que sur la ligne boues. Agir sur la ligne eau permet d’agir à la source afin d’éviter de produire les boues et de s’affranchir de leur traitement et élimination. Toutefois, cette option nécessite de plus fortes énergies en raison d’une plus forte consommation d’oxygène pour oxyder les boues non produites et l’azote ainsi libéré. Agir sur la ligne boues suppose l’existence d’un procédé de traitement des boues, notamment la digestion anaérobie, donc des installations de taille suffisamment importante. Dans ce cas, les boues sont valorisées sous forme d’énergie renouvelable (biogaz) et les boues résiduelles qui en sont stabilisées (voire hygiénisées dans le cas d’un couplage avec des traitements à haute température) peuvent être utilisées comme amendement organique. Cependant, il convient de renvoyer le surnageant du digesteur en tête de station afin de traiter l’azote libéré lors du traitement des boues, ce qui entraîne une surconsommation d’oxygène.

Références bibliographiques

Bernal-Martinez A., Carrère H., Patureau D. & Delgenès J.P., 2007. Ozone pretreatment as improver of PAH removal during anaerobic digestion of urban sludge. Chemosphere, 68, 1013-1019.

Bougrier C., 2005. Optimisation du procédé de méthanisation par mise en place d’un traitement physico-chimique : application au traitement de boues représenté par les boues d’épuration des eaux usées. Thèse, Université Montpellier I.

Bougrier C., Carrère H. & D., 2005a. Solubilisation of waste activated sludge by ultrasonic treatment. Chem. Eng. J., 106 (2), 163-169.

Bougrier C., Carrère H. & D., 2006. Comparison of ultrasonic, thermal treated sludge solubilisation and anaerobic biodegradability. Chemical Engineering Processing, 45, 711-718.

Bougrier C., Battimelli A., Delgenès J.P. & Carrère H., 2007b. Biological solubilisation and enhancement effect on reduction of excess biomass. Engineering, 2007.

Bougrier C. & Carrère H., 2007a. Impacts of thermal pretreatments on the semicontinuous anaerobic digestion of waste activated sludge. Biochemical Engineering Journal, 34, 202-207.

Bougrier C., Delgenès J.P. & Carrère H., 2007c. Effects of thermal treatments on five different waste activated sludge samples : solubilisation and anaerobic digestibility. Waste Management, 27, 565-575.

Bertin S., Clément G., Crétenot D. & Mottet A., 2004. Comparative study between mechanical, thermal and oxidative disintegration techniques of waste activated sludge. Water Science and Technology, 46 (10), 47-54.

Camacho P., Ginestet P. & Audic J.M., 2003. Understanding the mechanisms of thermal disintegrating treatment in the reduction of sludge production. In : Proc. 4th IWA World Water Congress, 19-24 Sept. 2004, Marrakech.

Cesbron D., Delia S., Debellefontaine H., Roustan M. & Paul E., 2003. Study of competition for ozone between soluble and particulate matter during activated sludge ozonation. Chemical Engineering, 81, 1165-1170.

Chauzy J., Crétenot D., Fernandes P. & Patria L., 2002. Bio THELYS, a new process for sludge minimization and sanitization. In : Proc. 2nd European Biosolids and Organic Residuals Conference, 18-20 Nov. 2002, Wakefield.

Côte F., Barrington S., Görér N., Crétenot D., Para L. & Fernandes P., 2002. Full-scale application of excess sludge production reduction at WWTP by coupling thermal hydrolysis and acid/alkaline digestion. In : Proc. 4th IWA World Water Congress, 19-24 Sept. 2008, Marrakech.

Chauzy J., Crétenot D., Baussian A. & Delères S., 2007. Anaerobic digestion enhanced by thermal hydrolysis : first reference BIOTHELYS® plant. In : Proc. IWA Specialist Conference on Biogas Opportunities, 23-30 Mars 2007, Antalya, 141-148.

Barles S., Geaugey V., Camacho P., Debellefontaine H. & Paul E., 2001. Minimization of sludge production in biological processes – an alternative solution for the problem of sludge disposal. Water Science and Technology, 46 (10), 53-60.

Battaglia F., Verkoyen C., Bevilacqua M. & Udert K., 2003. Innovative technologies for the reduction of sludge production in activated sludge plants. In : Proc. IWA Specialist Conference « Biosolids, Wastewater Sludge as a Resource », 23-25 Juin, Trondheim.

Kamiya T. & Hisajima J., 1998. New combined system of biological process and intermittent ozonation for advanced wastewater treatment. Water Science and Technology, 38 (8-9), 153-161.

Huysmans A., Weemaes M., Fonseca P.A. & Verstraete W., 2001. Ozonation of activated sludge in the recycle stream. J. Chem. Technol. Biotechnol., 76, 321-324.

Paul E., Camacho P., Sperandio M. & Ginestet P., 2006. Technical and economical evaluation of a thermal and two oxidative techniques for the reduction of excess sludge production. WasteEng 05 Conference, 17-19 Mai, Lyon.

Paul E., Camacho P., Sperandio M. & Ginestet P., 2005. Technical and economical evaluation of a thermal and two oxidative techniques for the reduction of excess sludge production. In : Proc. Waste Engineers 2005 Conference, Lyon.

Yamaoka Y., Fukase T., Yasui H. & Shibata M., 1997. An activated sludge process without excess sludge production. Water Science and Technology, 36 (11-12), 163-170.

Debellefontaine H., Debelsan P., Ginestet P. & Paul E., 2005. Insights into the understanding of reduction of excess sludge production by ozone. In : Proc. IWA International Conference « Biosolids, Wastewater Sludge as a Resource », 23-25 Sept. 2004, Trondheim.

Miyoshi A., Goto H., Yanisawa H., Usama H., Fukuda K., Suzuki M., Eto N. & Dote Y., 1997. Overview and current status of research and development on excess sludge production reduction technology using aerobic and anaerobic digestion in Japan. Water Science and Technology, 36 (11-12), 271-278.

Valo A., Carrère H. & Delgenès J.P., 2004. Thermal, chemical and thermo-chemical pretreatment of waste activated sludge for anaerobic digestion. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 79, 1197-1205.

Yasui H., Nakamura K., Sakuma S., Iwasaki M. & Sakai Y., 1996. A full-scale operation of a novel activated sludge process without excess sludge production. Water Science and Technology, 34 (3-4), 203-210.