Concours de la meilleure thèse Déchets : Restitution des résumés. Pierre Moszkowicz Rédacteur en Chef

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1 DÉCHETS SCIENCES & TECHNIQUES REVUE FRANCOPHONE D ÉCOLOGIE INDUSTRIELLE Cahier du numéro 44 de Déchets Sciences et Techniques - Décembre 2006 Concours de la meilleure thèse Déchets : Restitution des résumés 1 er Concours Thèse Déchets Comité scientifique et jury présidé par Alain Navarro, Professeur émérite de l INSA de Lyon Editorial L idée d organiser un concours de thèses dont le sujet aborde une problématique «déchets» a été un pari. Quelle est le nombre de travaux de thèses actuellement en cours? Quelle serait la «pénétration» de la publicité du concours auprès des candidats potentiels? Quelle est la réalité de la recherche menée dans les laboratoires universitaires dans ces problématiques? Le pari a été gagné et les résumés des thèses réunis dans ce numéro Hors-Série, sont caractérisés par l excellence et la diversité des travaux présentés et reflètent la vitalité de la recherche menée dans les laboratoires universitaires. Les sujets des thèses font tous le lien entre recherche scientifique «académique» et recherche de solutions à des problèmes touchant très directement à l amélioration des modes de gestion des déchets industriels et urbains. Pour la plupart, les travaux ont été réalisés en partenariat avec des acteurs industriels et souvent soutenus par l Agence de l Environnement et de la Maîtrise de l Energie. C est la preuve qu il est possible de concilier sans les opposer les exigences de qualité scientifique avec des objectifs d applicabilité opérationnelle des résultats attendus de la recherche. Trois lauréats ont été désignés par le jury constitué à partir du Comité Editorial de la revue Déchets, Sciences et Techniques et présidé par Alain Navarro, qui a été le créateur de cette revue. Les sujets des trois thèses primées abordent des problématiques très actuelles : Influence des procédés de la filière thermique sur les caractéristiques et les évolutions bio-physicochimiques des mâchefers d incinération d ordures ménagères (Eva Rendek) : la pérennisation des filières de valorisation des MIOM est l enjeu de ces travaux et cette préoccupation est très générale lorsqu un déchet doit changer de statut pour devenir matière première. Évaluation de la survie de bactéries pathogènes en composts au cours du compostage et du stockage : rôle de la fraction biotique du compost (Mélanie Lemunier) : la préoccupation sanitaire est le principal verrou de l utilisation des composts et la maîtrise des bioprocédés passe par la connaissance des mécanismes microbiologiques complexes. Avec le soutien de L émergence du leader du canal de distribution inversée : le cas des déchets industriels (Virginie Noireaux) : les nouvelles organisations logistiques, après la loi du 13 juillet 1992 qui a exigé une rupture dans la gestion des déchets en France, n ont pas encore permis d atteindre totalement les objectifs de la loi. L identification et l analyse des rôles respectifs des acteurs impliqués font apparaître les causes des difficultés et les conditions pour les surmonter. Trois lauréats recevront un prix mais tous les candidats doivent être félicités et encouragés pour la très grande qualité de leurs travaux.au début de leur carrière, je leur souhaite de pouvoir investir tout leur savoir au service de la société et de trouver un épanouissement professionnel à la hauteur de leurs ambitions. Je remercie tous les membres du Jury qui se sont impliqués dans l exercice difficile de sélection des lauréats, ainsi que le Groupe Séché, qui a doté les trois prix décernés. Pierre Moszkowicz Rédacteur en Chef DST est édité par la Société alpine de publications - SAP - 38 rue Victor Lagrange LYON CEDEX 07 Directeur de la publication : Frédéric Chateauvieux - Directeur de la rédaction : Frédéric Chateauvieux Rédacteur en chef : Pierre Moszkowicz - Coordinateur rédactionnel : Olivier Guichardaz Mèles : pierre.moszkowicz@insa-lyon.fr - olivier.guichardaz@pro-environnement.com - chateauvieux@dpe-edition.com - Site Internet :

2 Influence des pré-traitements mécaniques et biologiques des Ordures Ménagères Résiduelles (OMR) sur leur comportement bio-physico-chimique en Installation de Stockage de Déchets (ISD). Auteur : DE ARAUJO MORAIS, Joácio Junior Laboratoire : LAEPSI - Laboratoire d Analyse Environnementale des Procédés et des Systèmes Industriels (INSA de Lyon) Directeurs de thèse : GOURDON Rémy et BAYARD Rémy présentée devant L Institut National des Sciences Appliquées de Lyon pour obtenir le grade de docteur Ecole doctorale : Ecole Doctorale de Chimie de Lyon (Chimie, Procédés, Environnement) Formation doctorale :Sciences et Techniques du Déchet La directive européenne 99/31/CE du 26 avril 1999 sur le stockage des déchets solides fixe desrègles de gestion intégrée des déchets avec la nécessité de mise en oeuvre de traitements desordures ménagères avant leur enfouissement dans les installations de stockage. Le pré-traitementdes ordures ménagères doit d une part permettre de réduire les quantités de déchets stockés et,d autre part, réduire la fraction biodégradable contenue dans les déchets. En effet, la réduction de lafraction dite «biodégradable» permettra la minimisation de l activité biologique anaérobie dans lesinstallations de stockage responsable de la production de dioxyde de carbone et de méthane. LesEtats Membres de la communauté européenne sont donc sollicités pour la mise en place d unepolitique de gestion des ordures ménagères visant à atteindre en 2016 une réduction de 65% de laquantité de la fraction biodégradable des déchets stockés en Installations de Stockage de Déchets(ISD), pourcentage déterminé sur la base des déchets produits en Les problèmes qui sont apparus sur les incinérateurs (dioxines notamment) ont rendu l incinérationparticulièrement impopulaire aux yeux des usagers. De manière générale, les projets d incinérateurssoulèvent souvent l opposition des associations écologistes ou de riverains. Cela a entraîné un regaind intérêt pour des techniques alternatives, dont font partie les Pré-Traitements Mécaniques etbiologiques (PTMB). De fait, un pré-traitement biologique avant stockage est plutôt mieux perçu despopulations et des associations environnementales. De même, l échec d une partie des usines decompostage sur des ordures ménagères brutes, dû principalement à la difficulté d obtenir des produitsde qualité, favorise le développement des PTMB. L étude bibliographique réalisé pour cette thèse montre que le pré-traitement biologique a étédéveloppé pour le traitement de la fraction résiduelle des ordures ménagères, riche en matièreorganique biodégradable, issue des opérations mécaniques pour la valorisation - recyclage desmétaux, plastiques, papiers et cartons. Intégré dans les opérations mécaniques de tri séparation etde broyage du résidu, le prétraitement biologique consiste à minéraliser et transformer la matièreorganique fermentescible. Partant des nouvelles exigences de la réglementation européenne et des considérations de l étudebibliographique, l objectif fixé pour cette thèse a été d évaluer l influence des PTMB des orduresménagères résiduelles sur leur comportement en ISD. Pour atteindre cet objectif, le travail a été baséd une part sur l étude de l efficacité des opérations de deux procédés industriels de PTMB à partir decritères qualitatifs et quantitatifs et, d autre part sur l évaluation au laboratoire du comportement desdéchets pré-traités en bioréacteurs de simulation de stockage. L étude et la comparaison des deux procédés industriel ou semi-industriel de PTMB, l insatallation demende et les pilotes du CREED, se sont révélées difficiles à cause de la différence d échelle, maisaussi compte tenu de la non évaluation des systèmes d aération des deux procédés. L unité de Mende diffère de celle du CREED ; d une part parce que dans l usine de Mende les déchetssubissent plusieurs étapes mécaniques tandis que le procédé CREED utilise un simple broyage pourtous les déchets entrants ; d autre part, l étape de traitement biologique à Mende est fractionnée en 3 opérations (biodégradation accélérée, stabilisation en andains aérés et 2

3 maturation en plateforme)alors que le traitement biologique du CREED est réalisé entièrement dans des andains aérés. Ainsi,les déchets issus des pré-traitements mécaniques et biologiques des 2 sites ne subissent pas lemême type de prétraitement. En effet, les opérations de PTMB du projet pilote CREED sont beaucoup plus simples que celles de Mende. Concernant les procédés réalisés à Mende et au CREED, la première remarque qui doit être faite estla dissemblance entre les gisements initiaux à traiter : des ordures ménagères résiduelles à Mende etdes OM brutes au CREED. Le choix du procédé est directement lié au type de gisement. A Mende, leprocédé est assez complexe comparativement à celui du CREED, mais la présence d un déferrailleurcontribue à la valorisation matière. Un autre problème touche le criblage N 1, car une quantité nonnégligeable de matière organique potentiellement biodégradable est écartée du PTB et parconséquent enfouie sans pré-traitement biologique. Ce dysfonctionnement peut être résolu enenvoyant la totalité des déchets entrants directement dans le tube rotatif. La simplicité et l échelle duprocédé étudié par le CREED rendent la maîtrise du pré-traitement plus facile avec une meilleure efficacité. La réduction de la biodégradabilité des déchets et la perte de masse sont des paramètres capitauxpour l évaluation d un procédé de PTMB. En écartant du pré-traitement biologique une quantitéimportante de déchet, les taux de réduction de la matière à Mende ont tendance à être plus faiblesque ceux rencontrés au CREED. Les résultats présentés montrent bien l effet positif du PTMB réaliséau CREED, principalement concernant la masse de déchet stockée suite au pré-traitement. Un autreindice de la meilleure efficacité des PTMB sur les pilotes du CREED par rapport à l installationindustrielle de Mende est l analyse du potentiel de bio-méthanisation. Les analyses montrent unediminution importante pour les déchets de Mende, mais ils ne s approchent pas du niveau de stabilitédes déchets du CREED. Néanmoins, concernant la production de gaz à effet de serre, on peut penser que la cause desimpacts environnementaux produits par les 2 procédés est pratiquement la même : réalisation d uneaération forcée dans des casiers ouverts (sans récupération ni traitement du gaz produit). Le comportement des déchets pré-traités a été évalué au laboratoire par des essais en bioréacteursde simulation de stockage sur les échantillons issus des opérations de PTMB de Mende et ducreed. Le suivi des essais en bioréacteurs est basé notamment sur l analyse du biogaz et deslixiviats (volume et composition). Concernant le biogaz, un suivi quantitatif a été réalisé dans tous lesbioréacteurs par mesure des débits de biogaz produits, accompagné d un suivi qualitatif de lacomposition du biogaz. Par ailleurs, l influence de la recirculation des lixiviats sur l activité microbiennea également été évaluée. En fin d incubation, les bioréacteurs ont été ouverts et les déchets ont étéanalysés pour être comparés aux déchets initiaux. L influence des pré-traitements mécaniques et biologiques a été remarquée dans les analyses du ph, car une forte hydrolyse de la matière organique dans le cas des déchets initiaux «frais» se traduit parune baisse de ph (accumulation d AGV) et induit le ralentissement de la mise en place de laméthanogenèse. Au contraire, les déchets moyennement stabilisés (6 semaines à Mende et 12semaines au CREED) ont eu une démarrage de la méthanisation plus rapide dû à la présence de MOrésiduelle encore partiellement biodégradable. En confrontant les résultats de l évolution de la chargedes lixiviats des différents déchets, une nette réduction des concentrations a été observée entre leséchantillons initiaux et les échantillons pré-traités. Par ailleurs, les concentrations de l échantillonstabilisé du CREED (25 semaines de pré-traitement par aération forcée) sont inférieures auxconcentrations du déchet maturé de Mende (6 semaines de pré-traitement par aération forcée + 22semaines de maturation en andain). Les productions volumiques cumulées de biogaz issus desdéchets frais du CREED, sont proches des résultats obtenus pour les déchets bruts de Mende. Uneforte baisse de l activité biométhanogène en fonction de la durée du traitement de stabilisation aérobiea été remarquée. Cependant, la production cumulée de biogaz des déchets maturés de Mende dansles bioréacteurs est d environ 110 NL.kg -1 MS, contre seulement 8 NL.kg -1 MS dans le cas du déchetfrais du CREED. Donc, pour les déchets «CREED», le traitement aérobie a eu un meilleur effet entermes de réduction de la production de biogaz que pour les déchets de Mende. L influence positive de la recirculation est observée sur tous les bioréacteurs. D après les résultatsobtenus au cours de l essai de simulation de stockage, une plus forte production volumique de biogazconcernant les bioréacteurs qui ont subi la recirculation a été observée, en particulier dans le cas desdéchets initiaux (non pré-traités). Le bilan matière réalisé après autopsie des bioréacteurs en tenantcompte des variations de masses, confirme les résultats de la production de biogaz et montre que leséchantillons qui ont subi la recirculation, ont des taux de biodégradation plus importants. Donc, larecirculation des lixiviats a eu un effet positif. L ensemble des résultats de ce travail montre que les objectifs initialement fixés ont été atteints.cependant, postérieurement il serait particulièrement intéressant de comparer les résultats in situ dela production de biogaz avec les résultats des expérimentations réalisées en laboratoire et présentésdans ce mémoire. Concernant l instalation industrielle de Mende, des alvéoles conçues spécialement pour stocker lesdéchets pré-traités sont en activité depuis 2004 et une première étude a déjà été réalisé pour évaluerle volume et la composition du biogaz produit par les déchets pré-traités. Une autre étude avec lesdéchets pré-traités du CREED qui a démarré en 2003 est en phase finale d évaluation etd interprétation des résultats relatif au comportement de ces déchets stockés dans des cellulesexpérimentales. Alors, une étude pour confronter tous ces données me semble importante et complémentaire. n 3

4 La législation sur les équipements électriques et electroniques :un scenario d optimisation de la gestion des filières déchets en europe? Auteur : Emmanuelle DURRANT Directeur de thèse : Monsieur Raphaël ROMI Doyen honoraire Professeur agrégé des Facultés de droit Chaire Jean Monnet de droit européen de l environnement Centre de recherches sur les régulations publiques, Espaces, Economie, Environnement (CERP 3E UMR CNRS 6225) Si nos sociétés ont cru un temps dans les capacités de la nature à se renouveler elle-même, elles ont en définitive abandonné leurs certitudes pour découvrir que tout ne peut être maîtrisé. Les rapports sur l état de l environnement mondial publiés par le Programme des Nations Unies pour l environnement (PNUE) alertent de façon récurrente sur la consommation du capital naturel et la saturation des écosystèmes qui ne sont plus en mesure d absorber nos émissions et nos rejets.avec un poids moyen de déchets ménagers produits annuellement par habitant qui désormais avoisine 600 kilogrammes, on est loin de l objectif de stabilisation au niveau de 1985 à 300 kilogrammes tel qu il avait été fixé dans le 5ème programme d action pour l environnement de la Commission européenne. Et si rien n est fait, la production de déchets va probablement continuer à s accroître au cours des prochaines années. Face à une production de déchets non maîtrisée, les instances internationales se sont attachées à développer de nouveaux concepts et moyens d action : l OCDE à partir de 1994, a ainsi été amenée à construire une réflexion sur la responsabilité élargie du producteur (REP). Concept plus politique que juridique, l OCDE définit la REP comme «un instrument de politique de l environnement qui étend les obligations du producteur à l égard d un produit jusqu au stade de son cycle de vie situé en aval de la consommation». La REP bouleverse les schémas traditionnels qui prévalaient dans la gestion des déchets : la responsabilité matérielle de gérer des déchets ne relève ainsi plus des collectivités locales mais des producteurs qui doivent s organiser et assumer le financement du traitement des produits en aval de leur consommation. L élargissement de la responsabilité des producteurs est un moyen d envoyer un signal aux producteurs de biens préjudiciables à l environnement pour qu ils s attaquent aux effets externes qui sont exercés par leurs produits après consommation. Si la REP est sensée induire des modifications dans le traitement des produits après leur utilisation, elle est aussi le vecteur de changements au niveau du choix des matières et de la conception des produits pour que soit intégré, dès l amont, l impact de fin de vie des produits. La conception doit revoir l aptitude au démontage et au recyclage des produits : la conception doit notammant éviter les substances dangereuses, mais aussi réduire la diversité des matériaux dans les produits finis. Le concept de REP, s il est issu du principe pollueur-payeur donne un sens plus large à la notion de pollueur : il va s appliquer aux producteurs de biens de consommation parce que ceuxci sont les mieux placés dans la chaîne de produit pour concevoir des produits qui impactent moins lourdement l environnement. Le producteur doit être considéré comme l acteur qui «dispose de connaissances spécifiques sur le produit que d autres acteurs de la chaîne de produit n ont pas». C est une responsabilité économique qui revient au producteur, beaucoup plus que juridique : la REP ne désigne pas le responsable d une pollution, mais un acteur qui doit endosser la responsabilité de gérer des produits usagés parce qu il peut agir pour minimiser les impacts environnementaux des produits qu il conçoit. L Union européenne reprend à son compte le concept de REP qu elle applique à la gestion des déchets d équipements électriques et électroniques. La directive 2002/96 du Parlement européen et du Conseil du 27 janvier 2003 relative aux déchets d'équipements électriques et électroniques 1 s est fixée pour objectif prioritaire «la prévention en ce qui concerne les déchets d'équipements électriques et électroniques (DEEE) 4

5 et, en outre, leur réutilisation, leur recyclage et les autres formes de valorisation de ces déchets, de manière à réduire la quantité de déchets à éliminer». Elle vise par ailleurs également «à améliorer les performances environnementales de tous les opérateurs concernés au cours du cycle de vie des équipements électriques et électroniques ( )». Le recours à la REP pour les déchets d'équipements électriques et électroniques est, ainsi qu il ressort du considérant 12 de la directive 2002/96, «un des moyens d encourager la conception et la fabrication des équipements électriques et électroniques selon des procédés qui tiennent pleinement compte des impératifs en matière de réparation, d amélioration éventuelle, de réutilisation, de démontage et de recyclage et qui facilitent ces derniers». Si l impact des incidences environnementales en aval de la consommation est souvent négligé par les entreprises dans leurs stratégies de conception des produits, en appliquant la REP aux déchets d'équipements électriques et électroniques, la directive 2002/96 entend inciter les producteurs à adopter des schémas de conception de leurs produits qui prennent pleinement en considération leur fin de vie. Le dispositif de REP renforce encore la portée des mesures préventives adoptées par la législation communautaire sur les équipements électriques et électroniques : conception et production d équipements électriques et électroniques qui «tiennent compte de leur démantèlement et de leur valorisation et les facilitent» pour la directive 2002/96 ; limitation ou interdiction de substances dangereuses dans les équipements électriques et électroniques pour la directive 2002/95 2 ; enfin réflexion globale sur le cycle de vie des équipements électriques et électroniques dans le cadre du dispositif sur l éco-conception de la directive 2005/32 3. L approche globale est sans doute ce qui caractérise le mieux la législation sur les équipements électriques et électroniques et fait sa difficulté et sa novation ; car l ambition européenne est bien d amener les opérateurs du marché à adopter une approche intégrée, incluant tous les aspects de la vie des équipements électriques et électroniques depuis leur conception jusqu à la gestion des déchets. Les producteurs doivent ainsi intégrer une nouvelle contrainte environnementale à leurs activités et s organiser pour respecter les obligations qui peuvent naître des systèmes de REP. Si en application du principe de REP, la responsabilité de gérer des produits en aval de leur consommation incombe aux producteurs, celle-ci n est cependant que la «responsabilité ultime» d une responsabilité plus largement partagée entre tous les acteurs qui interviennent sur la chaîne de produit. En identifiant un acteur unique, le système entend ainsi éviter la dilution de responsabilités entre les acteurs de la chaîne de produit, même si l imputation de la responsabilité ultime au producteur ne dispense pas pour autant les autres parties de la chaîne de produit de contribuer activement à la bonne exécution du programme. publics pour l adoption d un cadre réglementaire performant ; responsabilité du distributeur et des collectivités locales pour la collecte des équipements en fin de vie ; enfin responsabilisation du consommateur pour ses choix d acquisition et son comportement lors de la mise au rebut des équipements usagés. La responsabilité est complexe, d aucuns la qualifieront de partagée pour faire ressortir la diversité des acteurs. La construction d un dispositif de REP offre des choix multiples de systèmes de responsabilité adaptables à la diversité des enjeux qui peuvent être recensés dans la gestion de produits en aval de leur consommation. Une limite existe cependant aux aménagements de la REP qui peuvent être consentis dans le cadre de ces programmes : si des transferts de responsabilité qu il s agisse d ailleurs d une responsabilité matérielle ou financière - du producteur de produits vers d autres acteurs de la chaîne de produit sont a priori acceptables, la responsabilité résiduelle que doit supporter le producteur doit être suffisante pour l inciter à prendre en compte les impacts environnementaux de fin de vie des produits qu il conçoit. Si les programmes de REP portent de nombreux espoirs pour une gestion optimisée des déchets, une généralisation du dispositif à l ensemble des déchets est toutefois peu réaliste dans la pratique, car tous les produits ne se prêtent pas à la méthode même si celle-ci est dans une large mesure adaptable. Il faut considérer que le principe de responsabilité élargie du producteur n est en définitive qu un instrument économique parmi d autres à disposition des pouvoirs publics, qui vient compléter plus que renouveler des schémas traditionnels réglementaires manifestement insuffisants lorsqu il s agit de minimiser les effets de la gestion des déchets. 1-JOUE L 37 du 13 février Directive 2002/95 du Parlement européen et du Conseil du 27 janvier 2003 relative à la limitation de l utilisation de certaines substances dangereuses dans les équipements électriques et électroniques, JOUE L 37 du 13 février Directive 2005/32 du Parlement européen et du Conseil du 6 juillet 2005 établissant un cadre pour la fixation d exigences en matière d écoconception applicables aux produits consommateurs d énergie et modifiant la directive 92/42/CE du Conseil et les directives 96/57/CE et 2000/55/CE du Parlement européen et du Conseil, JOUE L 191 du 22 juillet Ainsi, dans le prolongement de la REP, la directive 2002/96 relative aux déchets d'équipements électriques et électroniques individualise d autres responsabilités : responsabilité des pouvoirs 5

6 Etude du recyclage de mélanges PET/PC en vue de définir un procédé respectueux de l environnement pour l utilisation de profilés dans le bâtiment Auteur : Frédéric FRAÏSSE Directeur de thèse :Vincent Verney Université Blaise Pascal, Laboratoire de Photochimie Moléculaire et Macromoléculaire UMR 6505, Avenue des Landais, AUBIERE Cedex La consommation de bouteilles de poly(éthylène téréphtalate) (PET) est impressionnante et ne cesse d augmenter depuis les années 70 [1]. Les quantités de déchets de ce thermoplastique croissent en conséquence. Une revalorisation de ce polymère, autre que sous forme de fibres, apparaît nécessaire. Les professionnels du bâtiment prévoient également une affluence de déchets de polycarbonate (PC) issus de la déconstruction de vérandas, serres et autres abris de piscine dans les prochaines années [2]. Une forte valorisation des déchets recyclés avec une application de qualité est nécessaire pour que le recyclage apparaisse intéressant d un point de vue économique. Le recyclage mécanique par extrusion du PET seul est peu envisageable en raison d une faible viscosité. L ajout de polycarbonate au PET lors des étapes de recyclage pourrait apporter deux types de bénéfice. D une part, le PC permettrait de rétablir la tenue du polymère fondu lors des étapes thermomécaniques. Et d autre part, cela permettrait d obtenir un mélange avec des propriétés mécaniques après le recyclage, supérieures à celles du PET seul. Une utilisation des mélanges PET/PC dans le bâtiment est envisagée. Objectifs Les objectifs de ce travail étaient, en premier lieu, de caractériser les déchets de PET et de polycarbonate. Le PET provient de la collecte assurée par Eco-emballages alors que nous avons bénéficié de deux sources de PC, à savoir des plaques injectées provenant de la société Saint-Gobain et des bonbonnes usagées de distributeurs d eau potable de la société Chateaud eau. En effet, avant de mettre en oeuvre des mélanges de déchets polymères, il est obligatoire de s assurer de la haute fiabilité des sources de matières en contrôlant notamment l homogénéité des lots. En second lieu, les mécanismes et les cinétiques de dégradation des déchets de PET et de PC ont été étudiés. Ainsi, le niveau de dégradation des matières à recycler a pu être déterminé. En troisième lieu, les propriétés physico-chimiques et mécaniques des deux polymères ont été suivies, au cours de transformations thermomécaniques pouvant entrer dans un processus de recyclage mécanique. En effet, chaque étape, thermique ou mécanique, est susceptible d entraîner la dégradation des polymères [3]. Pour effectuer ce contrôle, les bouteilles ont été broyées, puis extrudées et injectées ou pressées pour obtenir des films. Le même travail a été réalisé sur cinq mélanges de composition différente (80/20, 70/30, 50/50, 30/70, 20/80). Leurs propriétés déterminées ont été comparées à celles du PET, du PC et du PVC choisi comme référence. Le choix du PVC comme matériau de référence permet d envisager de manière concrète des applications bâtiments. Le but ultime a été de définir un protocole de recyclage de mélanges PET/PC permettant d obtenir des propriétés comparables à celles de ce polymère. Hétérogénéités dues aux différentes matières du marché Fig.1 : Différences de propriétés rhéologiques pour 4 échantillons de marque différente. Des différences importantes existent entre chaque fournisseur de PET. Ainsi, la figure 1 montre des propriétés rhéologiques dispersées entre quatre échantillons de marque différente. 6

7 Homogénéités des différents lots Malgré ces différences, les lots de PET à recycler, collectés par Eco-emballages, correspondent à un mélange de paillettes de bouteilles de tous les fabricants français. Et dans ce cas, les valeurs de propriétés obtenues sont une moyenne de l ensemble des paillettes qui forme le lot. La reproductibilité de ces valeurs, représentée sur la figure 2, a été vérifiée. Fig.4 Dégradation thermo-oxydative du PC par rhéologie. Vieillissement photochimique : Le vieillissement photochimique accéléré a eu lieu en enceinte SEPAP à 60 C. Les cinétiques de dégradation ont été déterminées par DSC, par rhéologie et par spectroscopie infrarouge en suivant l apparition de photoproduits. Fig.2 : Reproductibilité et homogénéité des propriétés rhéologiques des lots de PET. Vieillissement du PET et du PC : Pour éviter les phénomènes d hydrolyse, tous les échantillons ont été séchés une nuit en étuve avant d être manipulés. Le PET et le PC suivent également un mécanisme de dégradation par coupures de chaîne lors d un vieillissement photochimique en atmosphère oxygénée [4,5]. Les cinétiques de vieillissement, obtenues par spectroscopie infrarouge, pour des films de PET neuf et de PET à recycler sont présentées sur la figure 5. Vieillissement thermique : L étude de ce type de vieillissement consiste à porter les polymères à haute température (260 C) et à suivre l évolution de leurs propriétés. Le vieillissement thermique a été étudié en milieu inerte et sous un flux d oxygène par DSC, en observant l évolution des propriétés thermiques et en milieu oxygéné par rhéologie, en examinant les variations de modules viscoélastiques reliés aux masses molaires. Les deux polymères dont il est question sont connus pour subir des coupures de chaînes lors de leur dégradation par oxydation. Ces coupures de chaîne entraînent une diminution de la masse molaire des polymères, ce qui se traduit par une baisse de la température de transition vitreuse (Tg) et par une chute de la viscosité à l état fondu. Les cinétiques de vieillissement thermique du PET et du PC sont illustrées respectivement sur les figures 3 et 4. Fig.5 : Cinétiques de photovieillissement de films de PET neuf et de PET à recycler. Il apparaît que les cinétiques sont identiques, prouvant que les échantillons provenant de déchets, possèdent un état de dégradation très peu avancé. Impact des étapes du recyclage Pour évaluer l impact des étapes de recyclage, les échantillons de PET, reçus par lots de paillettes, ont été broyés à l état de poudre, pressés à chaud ou extrudés. Le polycarbonate, collecté sous forme de bouteilles ou de plaques a été broyé en paillettes (4 ou 8 mm) avant d être soumis aux mêmes étapes thermomécaniques que le PET. Fig.3 : Dégradation thermique à 260 C du PET par DSC. 7

8 Fig.6 : Propriétés rhéologiques pour différentes formes d échantillon de PET. Nous avons constaté que chaque étape de recyclage dégrade le matériau. Le cas du PET est présenté sur la figure 6. Le couplage d une contrainte mécanique avec une contrainte thermique entraîne les dégradations les plus sévères. Cependant, il semble que l extrusion bi-vis soit une étape essentielle dans le processus de recyclage puisque les propriétés sont stabilisées, quelque soit l étape de mise en?uvre utilisée après l extrusion. En effet, les propriétés rhéologiques sont identiques pour tous les échantillons qui ont été extrudés, quelles que soient les étapes de mise en?uvre ultérieures. Propriétés des mélanges Une réaction de transestérification entre le PET et le PC favorise le mélange des deux polymères. Cependant cette réaction est trop lente pour être totale lors d un recyclage industriel. Une analyse morphologique par microscopie électronique à balayage montre que pour les mélanges de composition majoritaire en PET, des nodules de PC d environ 3 Ìm sont dispersés de manière homogène dans une matrice PET (figure 7). Fig.8 :Transitions thermomécaniques du mélange 50/50. Lors de l étape d extrusion, la transestérification partielle permet d augmenter la température de transition vitreuse du PET.Ainsi on voit sur la figure 8 que la Tg de la phase riche en PET est d environ 80 C, donc supérieure à celle du PET seul (70 C), et que la Tg de la phase riche en PC, proche de 135 C est inférieure à celle du PC seul (150 C). Les propriétés mécaniques des mélanges recyclés sont supérieures à celles du PET et comparables à celles du PVC (Tableau 1). Ces propriétés ont été comparées à celles d éprouvettes de mélanges PET/PC moulées sans étape d extrusion préliminaire. Il apparaît que les propriétés mécaniques sont mauvaises pour ces échantillons. Ceci confirme le caractère indispensable de l étape d extrusion dans le processus de recyclage. Tableau 1 :Propriétés mécaniques des mélanges PET/PC comparées à celles du PVC. Fig.7 : Mélange 80/20 attaqué par la DETA (grossissement x10000). 8

9 Définition d un protocole de recyclage Les résultats expérimentaux permettent de définir un protocole de recyclage aboutissant aux meilleures propriétés physiques et mécaniques. Ce protocole est schématisé sur la figure 9. Conclusion Dans un premier temps les déchets de PET et de polycarbonate ont été caractérisés après avoir été collectés. Les lots de déchets présentent des propriétés physico-chimiques très reproductibles, assurant la fiabilité des sources de matières à recycler. Deuxièmement les vieillissements thermique et photochimique des thermoplastiques étudiés en présence d oxygène ont révélé une dégradation suivant un mécanisme d oxydation qui s opère majoritairement par coupures de chaînes. Les déchets à recycler présentent un faible niveau de dégradation. Fig.9 :Protocole recommandé pour le recyclage du PET et du Polycarbonate en mélange. Par la suite, l impact des étapes susceptibles d intervenir dans le processus de recyclage a été déterminé. Il s avère que chacune de ces étapes peut accentuer la dégradation des polymères. Cependant l étape d extrusion bi-vis qui permet un mélangeage efficace des deux polymères apparaît essentielle pour obtenir les meilleures propriétés finales. Un protocole permettant d obtenir des mélanges PET/PC avec des propriétés comparables à celles du PVC, et donc utilisables pour des applications bâtiments, a alors été défini. Les propriétés mécaniques des mélanges obtenus sont similaires à celles du PVC voire meilleures. Un de ces mélanges a permis de mettre en?uvre industriellement et avec succès une pièce utilisée dans le bâtiment. Références bibliographiques : [1] Plastics, making your energy work harder, Association of Plastics Manufacturers in Europe, annual report [2] Communication du Centre Scientifique et Technique du Bâtiment (CSTB). [3] F. Fraïsse, V. Verney, Recyclage mécanique des mélanges PET/PC : impact des opérations de mise en?uvre, Journée d information spécialisée : Recyclage et valorisation "matière" des polymères par voie de mélange, 16 Mars 2005 à Paris. [4] T. Grossetête,A. Rivaton, J.L. Gardette, C.E. Hoyle, M. Ziemer, D.R. Fagerburg, H. Clauberg, Polymer, 41, 3541, [5] A. Rivaton, B. Mailhot, J. Soulestin, H.Varghese, J.L. Gardette, Eur. Polym. J.,38, 1349, n 9

10 Apport de la cristallochimie et de la spéciation du chrome et du vanadium à la modélisation de l altération de granulats artificiels (sous-produits d aciérie) Auteur : Perrine CHAURAND Laboratoire : CEREGE (UMR 6635 CNRS Université Paul Cézanne IFR 112 PMSE) Directeurs de thèse : Jean-Yves BOTTERO et Jérôme ROSE Date de soutenance : 20 décembre 2006 Dans les aciéries, l affinage de la fonte brute en acier au sein du convertisseur à oxygène génère des quantités très importantes de co-produits ou déchets appelés les laitiers d aciérie de conversion (LAC). La production française de LAC s élève à 1.2 million de tonnes de LAC par an. Ce laitier se présente sous la forme d un granulat artificiel peu poreux et possède de bonnes caractéristiques géotechniques qui en font un produit attractif pour la construction des chaussées. Cependant, la valorisation du LAC dans le domaine routier a été freinée par des problèmes d instabilité volumique et de grandes quantités de ce déchet se sont ainsi accumulées sur les aires de stockage des sites sidérurgiques (plus de 7 millions de tonnes sur le site de Fos-sur-Mer), générant des coûts de stockage très élevés. Aujourd hui, après avoir résolu les problèmes de gonflement, les industriels souhaitent vivement développer les filières de valorisation des LAC (ex. utilisation comme granulats dans les sous-couches routières), et ils doivent alors aborder une démarche de validation environnementale. L étude du comportement à long terme des LAC valorisés et de leurs impacts sur les milieux constitue donc un enjeu important. Cette thèse vise à quantifier et à expliquer comportement à la lixiviation des LAC, c'est-à-dire leur altération et le relargage des éléments qu ils contiennent, notamment le relargage de leurs éléments potentiellement toxiques (métaux traces) : principalement le chrome (Cr, 2400 mg/kg) et le vanadium (V, 690 mg/kg). La compréhension du comportement à la lixiviation du LAC passe par l identification des mécanismes physicochimiques qui régissent, au sein même de la matrice solide, la mobilité et le transfert des éléments potentiellement polluants (mécanismes de rétention et de relargage). L originalité de cette thèse réside dans la caractérisation structurale multi-échelles, de l échelle macroscopique jusqu à l échelle atomique, de la matrice solide altérée au moyen de techniques d analyse complémentaires, de grande sensibilité (adaptées à l analyse des traces) et offrant la possibilité de réaliser des microanalyses (échelle micrométrique) : µ-xrf, µ - XANES, µ-drx, EXAFS, XANES, DRX, MEB-EDS. Cette approche permet : - l étude à l échelle moléculaire de la spéciation des éléments (degré d oxydation, nature des phases porteuses, symétrie et environnement atomique) et de son évolution au cours de la lixiviation, - ainsi que l étude des cinétiques et des modes d altération des phases minéralogiques qui composent le LAC (phases porteuses éventuelles des métaux). Le comportement à la lixiviation des LAC a été étudié à l échelle du laboratoire lors de tests de lixiviation statique et dynamique (CTG-Leachcrete, 130 jours), ainsi que lors de l altération en lysimètre (grande cuve, 0.78 m 3, soumise aux conditions climatiques pendant 2 ans environ) qui permet de reproduire des conditions d altération proches des conditions «réelles» sur site. A l échelle du laboratoire, la lixiviation dynamique du LAC s accompagne d un relargage non négligeable des éléments suivants : Ca, Si, Al et S. Les autres éléments formant le LAC (Fe, Mn,Mg, P et Ti) sont très peu mobiles. Le Cr et le V, éléments cibles de cette thèse, présentent des comportements différents. Le Cr est très peu mobile, et ce pour chacun des tests de lixiviation réalisés (en laboratoire ou en lysimètre). Le relargage du V est au contraire relativement important lors des tests de lixiviation à l échelle du laboratoire. Cependant, son comportement est différent en lysimètre : il est alors très peu mobile. 10

11 Ce résultat souligne la nécessité de coupler les résultats en laboratoire (milieu saturé) et sur site (milieu non saturé). Les analyses cristallochimiques réalisées ont permis d établir une caractérisation fine des différentes phases minéralogiques qui composent le LAC non altéré et d élaborer un schéma traduisant leurs mécanismes d altération à l échelle des grains de LAC élémentaires (échelles micrométrique et centimétrique). Excepté une forte réaction de carbonatation (formation de calcite et de monohydrocalcite) en lysimètre, le schéma d évolution minéralogique identifié semble similaire à l échelle du laboratoire et à l échelle semi-pilote. Nos résultats ont également permis une meilleure compréhension des mécanismes moléculaires de rétention et de relargage du Cr et du V. Les spectres XANES enregistrés au seuil K du Cr ont montré que le Cr était exclusivement trivalent, dans les LAC non altérés ainsi que dans les LAC altérés. Le Cr est donc présent dans les LAC sous sa forme la moins toxique et la moins mobile et il n est pas oxydé en Cr(VI), très toxique et très mobile, au cours de la lixiviation. La spectroscopie EXAFS au seuil K du Cr a ensuite indiqué que le Cr(III), de symétrie octaédrique, était inséré dans le réseau cristallin de la brownmillerite (Ca2Fe2-xAlxO5) par substitution du Fe(III) des sites octaédriques. Lors de la lixiviation, cette phase subit une dissolution incongruente, qui ne semble pas affecter les ions présents dans ses sites octaédriques. Le Cr(III), très stable dans les sites cationiques octaédriques de la brownmillerite, n est alors pas, ou très peu, relargué lors de la lixiviation des LAC. La solution solide ((Fe, Mn, Mg, Ca)O), seconde phase porteuse du Cr, possède une structure proche de celle de la wustite (Fe2 + 1-xO). Cette phase comporte des lacunes cationiques dans son réseau qui sont compensées par l insertion d ions Fe 3+.Le Cr(III) octaédrique, peut donc être inséré dans le réseau cristallographique de cette phase en se substituant aux ions Fe 3+. Des analyses micrométriques, -XANES au seuil K du Cr, ont révélé qu après lixiviation, le Cr(III) était présent dans une phase de type spinelle issue de l oxydation et du réarrangement de la solution solide (Fe, Mn, Mg, Ca)O. Cette phase, très peu soluble, stabilise le Cr(III) et contrôle son relargage lors de la lixiviation du LAC. Les résultats des mesures de XANES (degré d oxydation moyen de l échantillon analysé) et de -XANES (distribution spatiale du degré d oxydation à l échelle micrométrique) au seuil K du V, ont clairement indiqué une oxydation du V lors de la lixiviation. Dans les LAC non altérés, le V trivalent, V(III), de symétrie octaédrique et le V pentavalent V(V), de symétrie tétraédrique, coexistent. Le V(III) est alors majoritaire. Dans les zones altérées, le V pentavalent,v(v), devient majoritaire.ainsi, la lixiviation s accompagne de l oxydation du V(III) en V(V) au sein même de sa phase porteuse, la brownmillerite, et ce à l échelle du laboratoire comme en lysimètre. Le V(III) et le V(V) sont tous deux insérés dans le réseau cristallin de la brownmillerite par substitution du Fe(III) mais ils occupent des sites différentes du fait de leur symétrie. Le V(III) peut être inséré par substitution du Fe(III) octaédrique. Il est alors stable car il présente de fortes similitudes en terme de charge et de rayon ionique avec le Fe(III) octaédrique. Le V(V), de symétrie tétraédrique, occupe préférentiellement les sites cationiques tétraédriques de la brownmillerite, et il est plutôt instable de part son rayon ionique et sa charge. Il est donc préférentiellement relargué lors de la dissolution incongruente de cette phase. Ainsi, l oxydation du V lors de la lixiviation du LAC, qui s accompagne d une perte de sa symétrie, semble être le moteur du relargage du V. Cette thèse apporte une réelle avancée dans la compréhension des mécanismes qui contrôlent le transfert du Cr et du V à l échelle atomique et des mécanismes d altération de la matrice minérale des LAC. Ces résultats permettent d initier et de valider un premier modèle géochimique décrivant le comportement à la lixiviation des LAC (construit à l aide du code CHESS). Celui-ci est d autant plus robuste que la compréhension des mécanismes d altération est avancée. Le modèle proposé a été validé par l ensemble des résultats expérimentaux obtenus : courbes de relargage des éléments et données cristallochimiques et s adapte plutôt bien aux différentes conditions expérimentales de lixiviation (lixiviation statique, dynamique et altération en lysimètre). Il vise à être intégré dans un modèle couplé chimie-transport (ex. HYTEC basé sur CHESS) qui considérera les conditions hydrodynamiques du système et pourra donc mieux simuler le comportement du LAC en conditions réelles d altération sur site. A terme, un tel modèle permet la prédiction du comportement à long terme des LAC dans un scénario de valorisation donné (par extrapolation). n 11

12 Evaluation de la survie de bactéries pathogènes en composts au cours du compostage et du stockage : Rôle de la fraction biotique des composts Auteur : Mélanie LEMUNIER Discipline : Sciences de l Alimentation Spécialité : Microbiologie Université : Université de Bourgogne (Ecole doctorale Science de la Vie et de la Santé) Directeur de thèse : Philippe DANTIGNY, MCF, Université de Bourgogne, Dijon Co-directeur de thèse : Pascal PIVETEAU, MCF, Université de Bourgogne, Dijon Laboratoire : Laboratoire de Microbiologie, UMR Université de Bourgogne/INRA 1232, Equipe PG2MA, ENSBANA, 1 Esplanade Erasme, Dijon Partenaires : ADEME et Conseil Régional de Bourgogne Les déchets organiques utilisés en compostage tels que les boues d épuration, les matières fécales et les ordures ménagères constituent des sources avérées de microorganismes pathogènes tels que Salmonella spp. et Listeria monocytogenes. Salmonella spp., responsable d infections gastro-intestinales, demeure la première cause des intoxications alimentaires enregistrées dans le monde. L. monocytogenes est l agent responsable de la listériose, infection sévère d origine alimentaire et de nature non intestinale, dont la faible incidence et le taux de mortalité important (20 à 30% des cas) la distinguent clairement des salmonelloses. Alors que la fabrication et l utilisation des composts sont en plein essor, les risques sanitaires que représentent l utilisation de composts contaminés par des pathogènes humains n ont pas été pleinement évalués. Dans ce cadre, le potentiel de survie de bactéries pathogènes telles que L. monocytogenes et Salmonella spp. a été étudié en regard de différents aspects du compostage et des composts. Comportement de Listeria spp. pendant le compostage de biodéchets naturellement contaminés Bien qu il soit avéré que le compost peut, dans certains cas, être vecteur de microorganismes pathogènes, il existe à l heure actuelle peu d informations sur le comportement de L. monocytogenes au cours du compostage et sur la prévalence de ce pathogène dans les composts. Cette première partie s intéresse donc à l incidence de Listeria spp. et de Listeria monocytogenes dans des déchets organiques ménagers et donne des informations quant à l effet du compostage et du stockage sur les populations de ce pathogène. Le compostage expérimental de 4 mélanges de déchets organiques ménagers a été réalisé en réacteur fermé avec aération forcée en pilotes de laboratoire. La caractérisation de la diversité génotypique (RAPD, PCR multiplex, sérogroupage, PCR-RFLP et séquençage du fragment inla) et du potentiel de virulence in vitro (test de virulence sur cellules épithéliales humaines Caco-2 et recherche d activités enzymatiques) des isolats de L. monocytogenes a été réalisée dans le but d évaluer la portée sanitaire de leur présence dans les composts. Les 4 mélanges de déchets étaient naturellement contaminés par des quantités importantes de L. monocytogenes (3.103 à UFC.g-1). La population de L. monocytogenes se caractérisait par une forte diversité génotypique et phénotypique (potentiel de virulence). L évolution de la température, les modifications physicochimiques observées pendant le compostage ont montré que le compostage s était correctement déroulé dans les 4 réacteurs. Le compostage a permis de réduire les contaminants microbiens jusqu à des niveaux non détectables.toutefois, la phase thermophile s est révélée insuffisante pour éliminer ce pathogène dans chacun des mélanges. Le déroulement de la phase de maturation a cependant permis son inactivation. La survie du pathogène pendant le stockage est inversement proportionnelle au degré de maturité du compost. Après stockage, la diversité de L. monocytogenes était réduite mais la majeure partie des souches persistantes présentaient des niveaux de virulence in vitro similaires à ceux de souches épidémiques. Cette étude confirme le maintien possible de Listeria dans les composts, particulièrement en cas d utilisation de composts immatures ou en cas de compostage défectueux. 12

13 Survie à long terme des bactéries pathogènes Listeria monocytogenes et Salmonella Enteritidis et de l indicateur de traitement Escherichia coli dans des composts expérimentaux de biodéchets Dans cette seconde partie, le devenir de contaminants exogènes a été analysé à l aide des échantillons de composts expérimentaux de biodéchets décrits précédemment. Ces échantillons ont été contaminés artificiellement par les pathogènes L. monocytogenes et Salmonella enterica subsp. enterica serotype Enteritidis, et de l indicateur de traitement E. coli. Contrairement aux composts de boues ou de lisiers, peu de données sont disponibles sur la survie de ces microorganismes dans d autres types de déchets comme les déchets verts ou la fraction organique des déchets municipaux. Au cours du compostage, 12 paramètres physicochimiques ainsi que 4 paramètres microbiologiques ont été suivis. Les échantillons collectés au cours du compostage ont été inoculés artificiellement et individuellement avec des souches résistantes à la rifampicine (Rifr) des 3 microorganismes précités pour permettre leur détection. Afin de simuler un stockage, les composts inoculés ont été incubés à 25 C, et la survie des 3 microorganismes inoculés a été suivie pendant 3 mois. Les tests de survie réalisés sur les prélèvements en début de compostage ont permis d envisager l effet du stockage des composts immatures sur la survie de pathogènes présents initialement. Dans le cas des composts matures, les tests de survie ont permis d évaluer le comportement des microorganismes en cas de contamination post-compostage. Afin de simuler de façon réaliste une contamination par des microorganismes pathogènes, un faible taux d inoculum (102 UFC.g-1) a été choisi. Bien qu une absence de croissance des souches inoculées de L. monocytogenes, Salmonella Enteritidis, et E. coli ait été observée dans tous les composts, la survie de ces bactéries a été observée dans certains composts. Cependant, chaque souche a présenté un comportement différent dans les mélanges de déchets organiques compostés. Cette étude a permis de montrer que, comparée aux autres bactéries testées, Salmonella Enteritidis présentait la meilleure capacité de survie dans les composts de biodéchets.toutefois, de faibles durées de survie ont été observées après inoculation dans les composts immatures. Ainsi, le bon déroulement de la phase de «fermentation» pourrait suffire à inactiver le pathogène lorsqu il est initialement présent dans les déchets. Cependant, une survie de Salmonella Enteritidis d au moins 3 mois a été observée dans les composts stabilisés, suggérant une possible persistance à long terme du pathogène pendant le stockage de composts matures. La survie de L. monocytogenes a été observée uniquement dans des composts immatures. Ainsi, une gestion rigoureuse de la phase de maturation pourrait permettre de limiter les risques sanitaires liés à la présence de L. monocytogenes. Aucune corrélation entre les caractéristiques physicochimiques des composts non stériles et la survie des microorganismes inoculés n a pu être établie. Le pourcentage initial de déchets organiques ne semble pas jouer sur la survie des microorganismes inoculés. Les 3 souches étudiées ont montré une meilleure survie en composts matures stériles comparés aux composts non stériles. Ces résultats suggèrent que la microflore endogène pourrait jouer un rôle critique dans l élimination des microorganismes pathogènes. Impact de la microflore indigène du compost sur l inactivation de L. monocytogenes L objectif de cette étude était de relier la structure de la microflore indigène du compost à la capacité à prévenir la survie de L. monocytogenes. Ce travail a nécessité le développement d un milieu modèle. Ce milieu de type «thé de compost» présente l avantage d être liquide et de permettre de modifier de façon reproductible la microflore endogène, tout en maintenant des caractéristiques physicochimiques proches du compost. Par ailleurs, divers extraits de compost manufacturés, tels que les «thés de compost», ou non (lixiviats de compostage), sont utilisés comme fertilisants liquides en lutte biologique, ou pour l arrosage des composts (lixiviats). Cette étude visait donc aussi à apporter des informations quant aux risques liés à l utilisation de tels extraits liquides de compost. Des fractions solubles de compost, appelées microcosmes liquides, ont été réalisées à partir d un compost de déchets verts matures (CReeD, France) présentant une capacité d inhibition de L. monocytogenes. Les caractéristiques physicochimiques et microbiologiques du compost et des microcosmes liquides correspondants ont été comparées. Le comportement de L. monocytogenes a été évalué après inoculation dans les composts stériles et non stériles ainsi que dans les microcosmes. La survie du pathogène a ensuite été étudiée dans 12 microcosmes liquides différents, présentant une microflore indigène quantitativement et qualitativement modifiée. Durant ces expériences, les concentrations et la diversité (DGGE) de la microflore indigène ont été suivies. En compost comme en microcosme liquide, la survie de L. monocytogenes était affectée par la présence d une microflore indigène. En effet, la croissance et la persistance de L. monocytogenes a été observée dans le compost ainsi que dans le microcosme liquide stérile, tandis qu une inactivation totale et rapide du pathogène a été observée en présence de la microflore indigène. L utilisation des microcosmes présentant une microflore indigène modifiée a permis de montrer que l abondance de la microflore présente dans les microcosmes n était pas suffisante pour expliquer l inhibition de L. monocytogenes. A l inverse, la survie de L. monocytogenes dans les microcosmes était affectée par le niveau de diversité de la microflore. Si la microflore indigène semble jouer un rôle clé dans l inactivation de L. monocytogenes, ces résultats suggèrent l intervention de mécanismes d antagonisme microbien tels que la production de molécules inhibitrices et/ou la compétition pour des substrats limitants (e.g. Fe2+). En effet, une sévère perte d efficacité de l inactivation de L. monocytogenes a été observée dans les microcosmes présentant les plus importantes modifications de la diversité microbienne. Certaines populations microbiennes présentes dans la microflore indigène pourraient constituer des candidats antagonistes responsables de l inactivation de L. monocytogenes. Les résultats de cette étude suggèrent que les «thés de compost» utilisés en agriculture pourraient être protégés de la persistance de L. monocytogenes grâce à la structure de la microflore indigène résidente. n 13

14 Contribution à une gestion durable du risque environnemental du stockage des déchets ménagers et assimilés : l évaluation du coût externe des fuites de lixiviat des décharges Auteur : Jacques MERY Thèse de doctorat en sciences économiques de l université de Versailles Saint-Quentin-en-Yvelines, effectuée au Cemagref à l unité de recherche Hydrosystèmes et bioprocédés, soutenue le 27 mai 2005 sous la direction de Martin O CONNOR, Centre d Economie et d Ethique pour l Environnement et le Développement (C3ED) Contexte, enjeux et objectifs La production inévitable des déchets ménagers et assimilés nécessite un traitement approprié dans des installations en général géographiquement concentrées pour des raisons d efficacité technico-économique. Toutefois, ces installations engendrent elles-mêmes des externalités qu il convient de prendre en compte dans toute évaluation économique. Cela suppose en particulier de pouvoir évaluer leurs coûts externes environnementaux, qu ils soient dus à des causes physiques (risques «réels» : émissions liquides et gazeuses dans l air, le sol et l eau) ou non (risques «perçus» : pertes locales de bienêtre, même indépendamment de toute émission polluante). Dans le cas de la mise en décharge qui est traité ici, quelques travaux ont déjà été effectués, en particulier concernant la traduction économique des risques perçus sur le marché immobilier (méthode des prix hédonistes). L évaluation des impacts environnementaux dus aux émissions physiques a été entreprise pour les émissions gazeuses dans l atmosphère (application de la méthode des voies d exposition), et de façon plus grossière pour les émissions dans les eaux souterraines (dires d expert et coût de réparation). Ainsi, il n existe à l heure actuelle aucune donnée vraiment crédible concernant le coûts des dommages dus aux fuites de lixiviat des installations de stockage. Sans prétendre donner une réponse à cette dernière question, ce qui nécessiterait déjà une meilleure connaissance de la composition chimique des lixiviats, la présente thèse : - présente une identification des verrous permettant d accéder aux coûts externes des décharges et en particulier des fuites de lixiviat, - propose quelques améliorations sur la base des connaissances actuelles en ingénierie environnementale (prise en compte d hypothèses sur les taux des fuites liquides et gazeuses), - applique pour la première fois aux coûts externes des décharges des méthodes d actualisation davantage compatibles avec l exigence fondamentale du développement durable d équité entre générations. Une comparaison entre deux grandes techniques de stockage, la tombe sèche et le bioréacteur, est ainsi effectuée, d abord dans le cadre d un modèle simplifié en temps continu et taux d actualisation décroissant dans le temps, puis à l aide d une méthode d actualisation spécifique traitant équitablement chaque génération. Les ordres de grandeur obtenus sont discutés au regard des actuelles politiques publiques environnementales, - propose quelques compléments de recherche dans un cadre méthodologique de soutenabilité forte (analyse coût-efficacité) : respect d un seuil de pollution établi à partir d une évaluation des risques sanitaires, apports potentiels de l analyse de cycle de vie. Méthodes, résultats et conclusions Une revue de la littérature, fondée en grande partie sur un rapport européen paru en 2000 sur l évaluations des externalités engendrées par le stockage et l incinération, a permis l obtention de quelques chiffres en matière de coûts externes des décharges, qui ont été affinés pour tenir compte des connaissances actuelles en ingénierie environnementale : des taux de fuites sont introduits pour la première fois dans une telle analyse, et le tableau suivant montre leur impact sur les coûts externes (un taux de fuite de 100 % représente le cas 14

15 d anciennes décharges sans dispositif d étanchéité ni de récupération du biogaz). Cependant, même en considérant ces chiffres comme de simples ordre de grandeur, il se trouve qu ils sont obtenus moyennant certaines hypothèses plus ou moins contestables, depuis la possibilité et la pertinence de la monétarisation des dommages, y compris ceux éventuellement évités (exploitation énergétique du biogaz récupéré) jusqu aux méthodologies d évaluation monétaires elles-mêmes et l actualisation des coûts des dommages.ainsi, même si l évaluation de la sensibilité des coûts externes aux taux de fuite, toutes choses égales par ailleurs, est intéressante pour justifier économiquement la réglementation technique actuelle (directive 1999/31/CE sur la mise en décharge), justification qui n avait jamais été tentée à ce niveau de détail, les incertitudes associées au résultat final sont surtout dépendantes de ces hypothèses. Après une discussion générale sur leur pertinence et les problématiques méthodologiques correspondantes, l actualisation fait l objet d un traitement approfondi. En effet, certains dommages dus aux émissions gazeuses et surtout liquides ne se produiront qu après plusieurs décennies, voire plusieurs siècles, d où un horizon temporel intergénérationnel et une très grande sensibilité des résultats au taux d actualisation choisi. Or, les problématiques actuelles du développement durable et du changement climatique ont suscité ces dernières années des avancées dans le domaine du calcul économique, depuis des théories utilitaristes excluant axiomatiquement la «dictature du présent» (impliquée par l actualisation classique) et la «dictature du futur» (impliquée par l absence d actualisation en horizon temporel infini), jusqu à des interprétations probabilistes de l actualisation qui ont motivé en grande partie l application à l évaluation économique des projets publics de taux d actualisation décroissants dans le temps (au Royaume-Uni depuis 2003 et en France depuis 2005). Suite à une revue de la littérature et une analyse critique des concepts d actualisation rénovés évoqués ci-dessus, un modèle analytique simple en temps continu est proposé afin de tester la sensibilité de paramètres d actualisation hyperbolique aux 15

16 coûts externes relatifs de différentes techniques de stockage (tombe sèche, couverture semi-perméable, bioréacteur). Si cet exercice d école permet bien de confirmer l influence des paramètres d actualisation sur les choix techniques, il montre aussi qu à une échelle pluri-séculaire, les générations futures ne sont toujours pas traitées équitablement. Aussi, une méthode plus radicale, élaborée à la fin des années 1990 par S. Bayer, est présentée («generation-adjusted discounting», appelée «actualisation démographique» dans la thèse). Elle intègre de façon opérationnelle le temps court de l individu et du marché (préférence intragénérationnelle pour le présent) et le temps long de la société (les générations futures considérées équitablement par construction). L idée de base assurant l équité entre générations, formulée dès les années 1980 par E. Kula, consiste à actualiser en partant de la date de naissance de chaque génération au lieu de partir d un instant unique commun à toutes les générations (en général le début du projet analysé économiquement), ainsi les générations même éloignées dans le futur ne sont pas plus «dévalorisées» que celles qui sont temporellement proches du présent. Une application originale à la comparaison entre stockage passif (décharges tombes sèches) et actif (décharges bioréacteurs) est alors développée. Elle prend en compte trois scenarii contrastés sur une échelle de temps pluri-séculaire, mais néanmoins inférieure au millénaire et a fortiori aux horizons temporels infinis des théories de la croissance. Le graphique suivant, avec les paramètres d actualisation intragénérationnelle (taux de préférence pour le présent de 0,5% à 4,5%) et intergénérationnelle (taux de croissance économique de 3% à 1%) dans le plan horizontal, et le coût externe actualisé en ordonnée logarithmique, présente une synthèse de ces résultats. Les barres blanches concernent les décharges tombes sèches (DT, pour «dry tomb»), les barres noires les décharges bioréacteurs (B, pour «bioreactor»), et les trois scenarii (WC pour «worst case», BG pour «best guess», BC pour «best case») sont systématiquement regroupés côte à côte afin de bien mettre en évidence leurs effets. Present values of external costs for the full range of parameters. Note:The dry tomb type (DT) in white colour is always depicted directly in front of the bioreactor type (B) in black colour. WC: Worst case; BG: Best guess; BC: Best case. Present values are depicted logarithmically. Quelques résultats marquants sont à retenir : - concernant les valeurs absolues obtenues, que ce soit pour les décharges bioréacteurs ou les décharges tombes sèches (hauteur logarithmique des barres dans le graphique) : elles croissent très fortement quand le taux de croissance économique décroît, à des valeurs qui n avaient jamais été mises en évidence jusqu à présent. Ainsi, les coûts externes obtenus sont en général bien plus élevés que les taxes à la mise en décharge en vigueur dans le pays développés, même ceux de l Europe du Nord, - concernant les écarts obtenus toutes choses égales par ailleurs, entre décharges bioréacteurs et décharges tombes sèches (différence de hauteur logarithmique, en un point donné du plan horizontal, entre une barre noire et la barre blanche juste derrière) : ceux-ci sont négatifs, soit un moindre coût externe des décharges bioréacteurs (traduction économique, encore jamais réalisée en Europe, de l idée communément admise que les décharges bioréacteurs constituent un mode de stockage davantage soutenable que les décharges tombes sèches) et plus importants que les surcoûts (modérés) de réalisation et d exploitation des décharges bioréacteurs, dès que le taux de croissance économique (et dans une moindre mesure le taux de préférence intragénérationnelle pour le présent) est faible. Comme cette dernière condition risque de prévaloir à long terme en Europe (il y a un consensus pour penser que les taux des prochaines décennies se situent entre 1% et 2%, et des taux plus faibles sont possibles à une échelle pluri-séculaire), le stockage actif en décharges bioréacteurs peut présenter un fort intérêt au niveau européen. Plus généralement, on a ici un exemple de ce que pourrait entraîner concrètement dans une politique publique, au delà des incantations générales sur le développement durable ou les génération futures, une analyse économique intégrant l exigence d équité intergénérationnelle. Néanmoins, la démarche de l actualisation, voire de l analyse coût-bénéfice reste sujette à critique dès que l on à affaire à des impacts environnementaux sur des horizons temporels intergénérationnels (incertitudes d ordre physique, économique et social, aspects éthiques, pertinence des indicateur usuels de croissance économique) et il est probable qu une ingénierie sociale bien conduite dans le contexte des sociétés post-modernes (méthodes délibératives) risque d apporter autant sinon plus à la résolution pratique des problèmes de la gestion des déchets qu une analyse coût-bénéfice en tant que telle. C est pourquoi deux études exploratoires ont également été réalisées au cours de la thèse dans un cadre méthodologique de soutenabilité forte, en testant deux outils de l analyse coûtefficacité : l évaluation des risques sanitaires (comparaison de concentrations de polluants suite à une fuite de lixiviat, à une norme sanitaire) et l analyse de cycle de vie (impacts environnementaux du stockage tout au long de la vie d une décharge). 16

17 L évaluation des risques sanitaires dus aux fuites advectives de lixiviat a constitué la première étude de ce genre réalisée en France avant les travaux de l Institut National de Veille Sanitaire publiés à partir de Elle a montré que les décharges récentes respectant la réglementation en vigueur (directive européenne sur la mise en décharge) ne devraient a priori pas poser de gros problèmes sanitaires dans le cas de fuites à travers les barrières d étanchéité par advection, alors que les anciennes décharges sans dispositif d étanchéité pouvaient dans certains contextes défavorables présenter des risques non négligeables (concentrations en chlorure de vinyle en particulier), justifiant a posteriori là encore la directive européenne sur la mise en décharge. Reste à vérifier si la prise en compte des fuites à travers les barrières d étanchéité par diffusion ne modifient pas les conclusions concernant les décharges récentes. Quant à l analyse de cycle de vie, elle est couramment employée dans les analyses environnementales des processus industriels mais l examen de quelques logiciels appliqué au stockage des déchets a montré une limite d utilisation spécifique en plus de celles déjà connues (disponibilité et la fiabilité des données d inventaire, faiblesse méthodologique de la partie évaluation et interprétation) : la prise en compte insuffisante de la distribution spatiale et surtout temporelle des impacts environnementaux. Pour le stockage des déchets direct, mais aussi indirect (stockage des REFIOM) et donc pour la gestion des déchets en général, la définition de l horizon temporel à prendre en compte est en effet cruciale, et revient pour l économiste à une forme rudimentaire d actualisation intergénérationnelle (impacts environnementaux négligés au delà de l horizon temporal choisi), généralement non explicitée et finalement pas toujours justifiée. n 17

18 Caractérisation de la diversité microbienne aeroportée des biogaz Auteur : Marina MOLETTA Directeur de thèse : Jean-Jacques GODON Laboratoire de Biotechnologie de l Environnement, INRA, Narbonne (11) «Fil d Ariane» entre tous les écosystèmes, l air est certainement le meilleur vecteur de dissémination pour les micro-organismes et avec 14 m3 d air inspiré par jour pour l Homme, une source de contact microbien non négligeable. Un certain nombre de sources naturelles ou anthropiques ont été identifiées, dispersant des aérosols microbiens par l air et plus largement les gaz. Dans le contexte actuel de l augmentation de la production de déchets, la digestion anaérobie et la valorisation du biogaz ainsi produit, apparaissent comme des solutions d avenir pour leur traitement. La valorisation du biogaz est au centre d un double enjeu : augmenter la part des énergies «vertes» dans la consommation énergétique et limiter l impact du biogaz sur l effet de serre. Son mode de production biologique et son éventuelle injection dans le réseau de gaz narurel pose la question de sa composition microbiologique. Plusieurs risques peuvent être évoqués tels que l altération du réseau par des phénomènes de biocorrosion, des fuites dans le réseau sur les lieux de production ou d utilisation pouvant conduire à une exposition des personnes à ces aérosols microbiens. Dans le but de connaître la composition microbiologique du biogaz, l ADEME et Gaz de France se sont associés dans un programme de recherche dans lequel s inscrit ce travail. Cette étude est une approche préliminaire et n a pas pour objectifs d évaluer le risque microbiologique sanitaire et corrosif lié au biogaz. Le but est de faire un état des lieux qualitatifs et quantitatifs de la microflore transportée par les biogaz ; ceci permettant d orienter de futures recherches. Cette question a été étudiée dans ce travail à partir de 6 biogaz issus de 5 sites de productions différents à l aide des outils moléculaires permettant de s affranchir des biais liés à la cultivabilité des micro-organismes. Dans cette étude, la microflore aéroportée des biogaz a été caractérisée de manière quantitative (comptage en microscopie, PCR quantitative en temps réel) et qualitative (Empreintes moléculaires et Inventaires). I Méthodologie Les sites de prélèvements de cette étude ont été choisis en fonction de 3 critères : le type de déchets traités, le type de procédé réalisant la digestion anaérobie et la température de fonctionnement. 5 sites de différentes localisations ont été choisis selon ces critères. La flore totale du biogaz a été observée et comptée par microscopie à épifluorescence (DAPI). Le protocole d extraction des acides nucléiques des aérosols microbiens est donné par Moletta et al (2005). La totalité de l'adnr 16S et 18S est amplifiée à l'aide des amorces universelles Bactérie, Archées et Eucaryotes sont amplifiées. L utilisation de la PCR nichée a permis de réaliser les analyses SSCP (Single Stand Conformation Polymorphism) et les inventaires moléculaires. Ces résultats de description de la diversité microbienne aéroportée des biogaz ont permis de définir 5 groupes microbiens, choisis comme témoins de l aérosolisation différentielle. Ces groupes sont Bactéries, Archées, Synergistes, Staphylococcus spp. et Propionibacterium acnes. Ils ont été quantifiés par PCRq dans le biogaz et dans sa source, le digesteur anaérobie pour les 6 matrices issue des biogaz et les 4 matrices issues du contenu du digesteur anaérobie. II Les Résultats II.1) La description diversité microbienne aéroportée des biogaz La diversité microbienne transportée par les biogaz a été décrite quantitativement et qualitativement. 18

19 Les résultats des comptages en microscopie à épifluorescence montrent qu elle est caractérisée par une quantité de cellules relativement constante autour 106 cellules procaryotes/m 3 et 104 cellules eucaryotes/m 3. L analyse globale de la diversité par SSCP montre que les diversités microbiennes des biogaz sont qualitativement différentes et différent également du contenu du digesteur. La microflore Bactérie en aérosol est plus complexe que celles des Eucaryotes. L identification des espèces Bactérie et Eucaryote présentes dans le biogaz confirme les différences observées par empreintes moléculaires au sein des diversités des biogaz et montre qu il n y a pas, en terme de diversité microbienne, «un biogaz» mais «des biogaz». Cependant, cette diversité présente des points communs à la fois au niveau des phyla, des sous-groupes et des espèces retrouvés dans les différents biogaz. Les résultats des inventaires moléculaires montrent une grande diversité des espèces présentes dans les biogaz (Figure 1). Pour le domaine Bactérie, 499 séquences d ARNr 16S ont été réalisées se regroupant en 183 espèces. Parmi les espèces en aérosols dans le biogaz, une proportion de 44% de l abondance représente une diversité bactérienne inconnue. Les diversités bactériennes des biogaz sont différentes en termes d espèces présentes. Cependant, elles présentent certaines concordances aux niveaux des phyla. De manière générale, la diversité totale des biogaz décrite à partir des 6 échantillons de biogaz analysés est dominée par le phylum Firmicutes avec Clostridium spp. et Bacillus spp. comme sousgroupes dominants. Les 5 classes de Protéobactéries sont retrouvées avec une dominance des Alphaproteobacteria et des Gammaproteobacteria, représentant 14% et 12% de l abondance. Elles sont dominées par Acetobacter spp., Sphingomonas spp., et Psychrobacter spp.. Les Bacteroidetes représentent 13% de l abondance totale et sont dominés par les sous-groupes Prevotella spp. et Rickenella spp. Dans le cas de la diversité des Eucaryotes, 177 séquences d ADNr 18S ont été réalisées dont 87 appartiennent au règne des champignons et des levures. Certains groupes ont été retrouvés dans plusieurs biogaz : Cladosporium sp., Hortea werneckii, Trichosporon sp., et Aspergillus terreus, qui est l espèce la plus abondante (15% de l abondance). II.3. L aérosolisation différentielle : Son observation dans le biogaz La comparaison des empreintes moléculaires Bactérie et Eucaryote des biogaz et de leur source montre que la diversité microbienne transportée par le biogaz n est pas une copie de la communauté microbienne de sa source. Cette observation est confirmée par les données des inventaires moléculaires. En effet, des disparités importantes sont observées entre les proportions des différents groupes microbiens au niveau du phylum et du phylotype entre le biogaz et son digesteur anaérobie source. Des comportements d aérosolisation différents semblent être la cause principale de ces disparités entre les deux diversités microbiennes. Ainsi, trois comportements ont été mis en évidence dans le biogaz (Figure 2): L aérosolisation active : elle caractérise les micro-organismes préférentiellement aérosolisés. L aérosolisation active a été montrée quantitativement pour Staphylococcus spp. et Propionibacterium acnes. La non-aérosolisation active : elle caractérise les microorganismes non-préférentiellement aérosolisés. La nonaérosolisation active a été montrée quantitativement pour les Archées et les Synergistes. L aérosolisation passive : elle est mise en évidence par la détection dans le biogaz de micro-organismes nonpréférentiellement aérosolisés. La présence dans le biogaz de ces micro-organismes montre qu en supplément des deux comportements «actifs», il existe une aérosolisation passive, probablement essentiellement tributaire de phénomènes physiques conduisant n importe lequel des groupes microbiens du milieu source à se retrouver en aérosol. Figure 2 : Comparaison des taux d aérosolisation de chaque groupe. Les boîtes à moustaches représentent la distribution schématique des valeurs du rapport (Proportion du groupe dans le biogaz/proportion du groupe dans le digesteur) des différents groupes choisis comme témoins d aérosolisation différentielle. La validité de la distribution a été évaluée par le calcul du coefficient de Spearman (0,88). III Conclusions Figure 1 : Groupes bactériens retrouvés dans la diversité bactérienne des biogaz. Seuls les groupes supérieurs à 3% d abondance sont représentés. Les groupes Deltaproteobacteria et Epsilonproteobacteria, Chlamydia/Planctomyces, Synergistes, Cyanobacteria, Deinococcus/Thermus, Acidobacteria, Gemmatimonadetes et Fusobacteria ainsi que les groupes n ayant pas de représentant cultivé OP05, WS06 et WS01 ne sont pas représentés Ce travail a permis de caractériser une diversité microbienne jusqu alors inconnue. Le biogaz apparaît être un vecteur pouvant transporter n importe laquelle des espèces composant l énorme diversité de sa source, provenant soit des déchets soit de la 19

20 communauté microbienne de la digestion anaérobie. Cependant, la diversité microbienne de l air que nous respirons ainsi que celle du gaz naturel ne sont pas à ce jour que très peu documentées. Il est donc impossible d évaluer les conséquences sanitaires et corrosives de l addition de cette microflore du biogaz à la diversité microbienne déjà présente dans l un ou l autre de ces deux environnements. Cette étude est un point de départ pour de futures recherches qui permettront de donner de plus amples informations sur cette diversité microbienne en termes de dynamique spatiale (de la production à l injection) et temporelle. n 20