© Claude Alla Joseph, 2019
Potentiel de recyclage agricole des boues d’épuration et
des cendres de combustion des boues municipales ou
agroalimentaires en Amérique du Nord.
Thèse
Claude Alla Joseph
Doctorat en sols et environnement
Philosophiæ doctor (Ph. D.)
Potentiel de recyclage agricole des boues d’épuration
et des cendres de combustion des boues municipales
ou agroalimentaires en Amérique du Nord.
Thèse
Claude-Alla Joseph
Sous la direction de :
Lotfi Khiari
Jacques Gallichand
iii
Résumé
Les biosolides et les cendres de combustion de boues (CCB) constituent des sources importantes d’éléments nutritifs (particulièrement l’azote et/ou le phosphore). Bien que plusieurs auteurs aient étudié la disponibilité de ces éléments dans les biosolides, ces études se sont concentrées sur des produits spécifiques et réalisées dans des conditions expérimentales différentes, générant des résultats très diversifiés. Ainsi, il n’existe actuellement aucun modèle de prédiction de la disponibilité de ces éléments pour les cultures. Concernant les CCB, elles ont été largement caractérisées chimiquement au cours des dernières années, mais il existe très peu d'études sur la réponse des cultures à cette source de phosphore. Cette étude fournit des modèles de prédiction de la disponibilité de l’azote et du phosphore dans ces produits afin d’améliorer l'efficacité de leur recyclage agricole et éviter les risques environnementaux.
Deux modèles d’évaluation et de classification de la biodisponibilité de l’azote et du phosphore dans les biosolides ont été élaborés à partir des données de la littérature scientifique nationale et internationale. Le potentiel fertilisant de 12 CCB provenant de mono-incinérateurs situés au Canada et aux États-Unis a été également testé dans une expérimentation réalisée en serre en utilisant deux types de sol. Ensuite, la modélisation par la méthode de forêt aléatoire a été utilisée pour déterminer un indicateur de prédiction de la disponibilité du P dans les CCB.
En fonction du rapport C/N, la disponibilité de l’azote dans les matières résiduelles fertilisantes a été classée en deux grands systèmes : un minéralisateur et un immobilisateur, pour un total de six sous-systèmes: i) forte minéralisation : coefficient d’efficacité relative de l’azote (CERN) de +66% et C/N≤5, ii) minéralisation moyenne : CERN de +33% et
5<C/N≤16, iii) faible minéralisation : CERN de +9% et 16<C/N≤38, iv) faible
immobilisation : CERN de -9% et 38<C/N≤90, v) immobilisation moyenne : CERN de -27% et
90<C/N≤140, vi) forte immobilisation : CERN de -55% et C/N>140. En fonction de la
concentration molaire total en aluminium et en fer, la disponibilité du phosphore dans les biosolides a été divisée en 4 classes de disponibilité: i) très élevée (230-400 mmol kg-1), ii) élevée (401-1100 mmol kg-1), iii) moyenne (1101-2800 mmol kg-1) et iv) faible (2801-5132 mmol kg-1).
Suite à l'application des CCB, l'augmentation de la biomasse aérienne du ray-grass par rapport au témoin varie de 4-29% et de 15-59% dans les sols argileux et loam sableux, respectivement. Cette augmentation est en moyenne 40% inférieure à celle du triple super
iv
phosphate (TSP) pour les deux types de sols. Les plus grandes augmentations de biomasse ont été obtenues pour les CCB ayant un pourcentage de solubilité du P (PSP) ≥ 54%. Un comportement similaire a été observé pour le prélèvement du P par la plante avec des augmentations maximales de 26% et de 165% pour le sol argileux et loam sableux, respectivement. Suite à l'application des CCB, l’augmentation de la biomasse et du prélèvement en P est supérieure à celle du phosphate naturel (PN) dans le sol argileux, mais similaire dans le sol loam sableux.
La modélisation par la méthode de forêt aléatoire montre que l’extraction à l’oxalate est un indicateur pratique de prédiction de la disponibilité du phosphore des CCB et que l’aluminium est le facteur influençant le plus cette disponibilité.
v
Abstract
Biosolids and sludges incinerated ashes (SIA) are valuables sources of nutrients (N, P) and organics matter. During the last decades, a considerable amount of research has been done on biosolids nutrients availability after their application onto agricultural land. But these studies are focused on specific products and performed under different experimental conditions, generating very different results. Therefore, so far, no model has been proposed to predict nitrogen and phosphorus plant availability for biosolids land application. Although the chemical characterization of SIA has been widely examined, there are only a few studies regarding crop responses to this source of P. This study has generated prediction models to evaluate nitrogen and phosphorus plant availability in these products in order to improve their agricultural recycling and avoid environmental risks of pollution.
Data were collected from national and international literature in order to design two models to assess and classify nitrogen and phosphorus availability in SIA. Twelve SIA from mono-incinerators located in Canada and the USA were tested for their fertilizing potential in a greenhouse experiment. Then, random forest modeling was used to find out an indicator of prediction of SIA phosphorus availability.
Depending on the C/N ratio of non-composted by-products, six categories were defined. i) high mineralization: +66 % relative N effectiveness (RNE) and 5 ≤ C/N, ii) moderate mineralization: +33 % RNE and 5 < C/N ≤ 16, iii) low mineralization: +9 % RNE and 16 < C/N ≤ 38, iv) low immobilization: −9% RNE and 38 < C/N ≤ 90, v) moderate immobilization: −27 % RNE and 90 < C/N ≤ 140, and vi) high immobilization: −55 % RNE and C/N > 140. According to the total molar concentration of Al and Fe in biosolids, phosphorus availability were divided into 4 classes: i) very high (230-400 mmol kg-1), ii) high (401-1100 mmol kg-1), iii) medium (1101-2800 mmol kg-1), and, iv), and low (2801-5132
mmol kg-1).
The biomass increases following an SIA application were as high as 29 % and 59 % more than the control for the sandy loam and clayey soil, respectively, but 40% less than for the triple super phosphate (TSP), for both soils. The ray-grass biomass and P uptake increases due to SIA applications were larger than those of rock phosphate (RP) application in the clayey soil, but similar to those in the sandy loam soil. A similar behavior was observed for P uptake, with a maximum increase of 26 % for the clayey soil, and 165 % for the sandy loam soil. The SIA with a PSP of ≥ 54% significantly increased soil available P stocks and saturation.
vi
The random forest modeling shows that oxalate extraction is a practical indicator of prediction of SIA phosphorus availability. Also, this modeling shows that SIA Al content is the most influent factor of this availability.
vii
vii
Table des matières
Résumé ... iii
Abstract ... v
Liste des tableaux ... xi
Liste des figures ... xiii
Liste des abréviations ... xv
Remerciements ... xvii
Avant-propos ... xviii
Introduction ... 1
1. Chapitre 1: Revue de littérature ... 4
1.1. Boues d’épuration ... 4
1.1.1. Azote ... 5
1.1.1.1. Formes et disponibilité de l’azote dans le sol ... 5
1.1.1.2. Disponibilité de l’azote des boues pour les cultures ... 6
1.1.1.3. Minéralisation et immobilisation de l’azote des boues ... 7
1.1.2. Phosphore ... 10
1.1.2.1. Formes et disponibilité du phosphore dans le sol ... 10
1.1.2.2. Disponibilité du phosphore des boues pour les cultures ... 11
1.1.2.3. Transformation des engrais phosphatés dans le sol ... 12
1.2. Cendres de combustion de boues (CCB) ... 14
1.2.1. Caractérisations physico-chimiques des CCB ... 15
1.2.2. Formes et disponibilité du phosphore des CCB ... 16
1.2.3. Valorisation agricole des CCB ... 17
1.2.3.1. Avantages ... 17
1.2.3.2. Limite ... 20
1.2.4. Amélioration de la disponibilité du phosphore des CCB ... 21
1.3. Estimation de la disponibilité de l’azote et du phosphore des fertilisants ... 24
1.3.1. Coefficient d’utilisation ... 24
1.3.2. Coefficient d’utilisation isotopique ... 24
1.3.3. Coefficient d’efficacité relative ... 25
1.3.4. Équivalent en engrais minéral ... 25
1.3.5. Incubation ... 26 1.4. Hypothèses et objectifs ... 27 1.4.1. Hypothèses de recherche ... 27 1.4.2. Objectifs de recherche ... 27 1.4.2.1. Objectifs généraux ... 27 1.4.2.2. Objectifs spécifiques ... 27
viii
1.5. Références bibliographiques ... 29
2. Chapitre 2: Classification and assessment models of first year byproducts nitrogen plant availability from literature data ... 41
2.1. Highlights ... 41
2.2. Graphical abstract ... 41
2.3. Résumé ... 42
2.4. Abstract ... 43
2.5. Introduction ... 44
2.6. Material and methods ... 45
2.6.1. Literature data ... 45
2.6.2. Incubation method ... 46
2.6.3. Apparent N recovery method (ANR) ... 46
2.6.4. Relative N effectiveness method (RNE) ... 47
2.6.5. Fertilizer equivalence method (FE) ... 47
2.6.6. Data analysis ... 48
2.7. Results and discussion ... 48
2.7.1. Incubation method (Model I) ... 48
2.7.2. Apparent N recovery method (Model II) ... 50
2.7.2.1. Mineralization system ... 50
2.7.2.2. Immobilization system ... 51
2.7.3. Relative N effectiveness method (Model III). ... 53
2.8. Conclusion ... 54
2.9. Acknowledgements ... 55
2.10. References ... 55
3. Chapitre 3: Classification and assessment models of first year biosolids phosphorus bioavailability ... 71 3.1. Statement of Novelty ... 71 3.2. Graphical Abstract ... 71 3.3. Résumé ... 72 3.4. Abstract ... 73 3.5. Introduction ... 74
3.6. Materials and methods ... 75
3.6.1. Literature Data ... 75
3.6.2. Apparent P Recovery (APR) ... 76
3.6.3. Apparent P Recovery by Isotope Tracer (A32PR or A33PR) ... 76
3.6.4. Relative P Effectiveness (RPE) ... 77
3.6.5. Fertilizer Phosphorus Equivalence (FPE) ... 77
3.6.6. Data Analysis and Modeling ... 78
ix
3.7.1. Model I: Apparent Phosphorus Recovery (APR) ... 78
3.7.2. Model II: Relative Phosphorus Effectiveness (RPE) ... 80
3.7.3. Practical Application ... 82
3.8. Conclusion ... 83
3.9. Acknowledgements ... 84
3.10. References ... 84
4. Chapitre 4: Influence of sludge incineration ash on ray-grass growth and soil phosphorus status ... 98
4.1. Highlights ... 98
4.2. Résumé ... 99
4.3. Abstract ... 100
4.4. Introduction ... 101
4.5. Materials and Methods ... 102
4.5.1. Soils ... 102
4.5.2. SIA ... 103
4.5.3. Greenhouse experiment ... 103
4.5.4. Statistical analyses ... 105
4.6. Results and Discussion ... 105
4.6.1. Soils ... 105
4.6.2. SIA properties ... 105
4.6.3. Ray-grass biomass ... 107
4.6.4. P uptake ... 109
4.6.5. Soil P status at the end of the experiment ... 110
4.7. Conclusions ... 111
4.8. Acknowlegement ... 112
4.9. References ... 113
5. Chapitre 5: Assessing and predicting phosphorus phytoavailability from sludge incineration ashes ... 130
5.1. Graphical Abstract ... 130
5.2. Résumé ... 131
5.3. Abstract ... 132
5.4. Introduction ... 133
5.5. Materials and methods ... 134
5.5.1. Soils ... 134
5.5.2. Sludge incineration ashes (SIA) ... 135
5.5.3. Greenhouse experiment ... 136
5.5.4. Phosphorus recovery and relative effectiveness calculations ... 137
5.5.4.1. Apparent P recovery (APR) ... 137
x
5.5.4.3. Relative agronomic effectiveness (RAE) ... 138
5.5.5. Statistical analysis ... 138
5.6. Results and discussion ... 139
5.6.1. Sludge incineration ashes ... 139
5.6.2. Ray-grass response to phosphate fertilization ... 140
5.6.2.1. Apparent Phosphorus Recovery ... 141
5.6.2.2. Relative Phosphorus Effectiveness (RPE) and Relative Agronomic Effectiveness (RAE) ... 142
5.6.3. SIA phosphorus bioavailability prediction ... 143
5.7. Conclusions ... 145
5.8. Acknowlegement ... 146
5.9. References ... 146
6. Chapitre 6: Variabilité saisonnière de la caractérisation chimique des cendres de combustion de boues. ... 164 6.1. Résumé ... 164 6.2. Introduction ... 165 6.3. Matériels et Méthodes ... 166 6.3.1. Collecte des CCB ... 166 6.3.2. Caractérisation des CCB ... 167 6.3.3. Analyses statistiques ... 167 6.4. Résultats et discussions ... 167
6.4.1. Variation de la concentration en P (total et soluble), Al, Fe et Ca des CCB ... 167
6.4.2. Variation de la concentration en ÉTM des CCB ... 170
6.5. Conclusion ... 172
6.6. Références ... 173
Conclusions générales et perspectives ... 180
Conclusions ... 180
Perspectives ... 182
xi
Liste des tableaux
Tableau 1.1. Caractérisations physico-chimiques des cendres de combustion de boues (CCB) ... 16 Tableau 1.2. Concentrations en éléments traces métalliques (ÉTM) des cendres de combustion de boues (CCB). ... 21 Tableau 1.3. Formes de phosphore dominantes dans les cendres de combustion de boues (CCB) en fonction du type de traitement (Source : Vogel et Adam, 2011). ... 22 Table 2.1: Literature data for the incubation method. ... 64 Table 2.2: Literature data for the apparent N recovery (ANR) and the relative N effectiveness (RNE) methods. ... 65 Table 2.3 : Relative N effectiveness (RNE) of byproducts based on their C/N classification. 66 Table 3.1: Literature data for the Apparent P Recovery (APR) /and Relative P Effectiveness (RPE). ... 91 Table 3.2: Characteristics of greenhouse, pot, and field experiments from which data were extracted. ... 92 Table 3.3: Proposed classification of biosolids P bioavailability according to their [Al+Fe]total
content. ... 93 Table 4.1: Selected chemical and physical properties of the clayey soil and sandy loam soil used, each filled into three containers used as experimental blocks (I–VI), in this study ... 119 Table 4.2: Combustion techniques used in the production of the 12 different sludge incineration ashes (SIAs) used in this study ... 120 Table 4.3: Selected chemical and physical properties of the sludge incineration ashes (SIAs), triple superphosphate (TSP), and rock phosphate (RP) used as fertilizers in this study ... 121 Table 4.4: Descriptive statistics of trace metal concentrations in the 12 different sludge incineration ashes (SIAs) (SIA1–SIA12) compared to those in the rock phosphate (RP) and triple superphosphate (TSP) and the standard limit values for fertilizer application in the USA ... 122 Table 4.5: Analysis of variance (ANOVA) of the aboveground biomass and P uptake of ray-grass in the treatments with application of triple superphosphate, rock phosphate, and sludge incineration ashes at different rates in the clayey and sandy loam soils ... 123 Table 4.6: Simple contrasts of ray-grass aboveground biomass and P uptake between the treatments with application of triple superphosphate (TSP), rock phosphate (RP) and sludge incineration ashes (SIAs) at two levels (9 and 26 kg total P ha−1) in the clayey and sandy loam soils ... 124 Table 4.7: Mean residual Mehlich 3 extractable P (PM3) and P saturation in the soils 12 weeks
after the beginning of the experiment with sludge incineration ashes (SIAs) applied at 26 kg total P ha-1 ... 125 Table 5.1: Selected chemical and physical properties of the soils ... 154 Table 5.2: Combustion techniques used for producing sludge incineration ashes (SIA) ... 155 Table 5.3: Selected chemical and physical properties of the sludge incineration ashes (SIA), triple super phosphate (TSP), and rock phosphate (RP) ... 156 Table 5.4: Apparent P recovery, relative P effectiveness, and relative agronomic efficiency for sludge incineration ashes (SIA) applied at 26 kg P total ha-1 in a clayey soil and a sandy loam soil ... 157 Table 5.5: Analysis of variance (ANOVA) of total phosphorus uptake, apparent P recovery (APR), relative P effectiveness (RPE) and relative agronomic effectiveness (RAE) ... 158 Table 5.6: Values of R2 obtained for predicting P availability of SIA using multiple linear regressions for the sandy loam soil ... 159 Table 5.7: Statistical parameters and importance order obtained by the random Forest method when predicting P availability of SIA for the sandy loam soil. ... 160
xii
Tableau 6.1: Test du LSD sur la variabilité saisonnière de la caractérisation chimique des cendres de combustion de boues sur la période allant de 2009 à 2015. ... 177 Tableau 6.2: Test du LSD sur la variabilité annuelle de la caractérisation chimique des cendres de combustion de boues sur la période allant de 2009 à 2015. ... 178
xiii
Liste des figures
Figure 1.1. Gestion des boues d’épuration au Québec (MDDEFP, 2014) ... 5 Figure 1.2. Cycle de l'azote dans les agrosystèmes (Adaptée de Spiess et Richner, 2005). ... 6 Figure 1.3. Disponibilité de l’azote des boues mesurée par le CUN (coefficient d’utilisation de l’azote) en fonction du rapport C/N (Adaptée de Gilmour et Skinner, 1999). ... 8 Figure 1.4. Immobilisation de l’azote des boues mesurée par le CUN (coefficient d’utilisation de l’azote) en fonction du rapport C/N (Adaptée de Douglas et al., 2003). ... 9 Figure 1.5. Évolution de la biodisponibilité du phosphore des biosolides en fonction de leur concentration en Fe + Al (Adaptée d'Elliot et al., 2005). ... 12 Figure 1.6. Cycle du phosphore dans les agrosystèmes (Source: Khiari, 2018) ... 13 Figure 1.7. Impact d’une cendre de combustion de boues (CCB) sur le prélèvement et le coefficient d’efficacité relative (CER) du phosphore du maïs en comparaison à d’autres matières fertilisantes (Adaptée de Cabeza et al., 2011). ... 19 Figure 1.8. Impact d’un engrais produit à base de cendre de combustion de boues (RecoPhos) sur le rendement du canola (Adaptée de Weigand et al., 2013). ... 20 Figure 1.9. Solubilité du phosphore des cendres de combustion de boues (CCB) en fonction de la température de traitement (Adaptée d'Adam et al., 2009). ... 23 Figure 1.10. Variation des composés phosphatés dans les cendres de combustion de boues (CCB) traitées au MgCl2 en fonction de la température de traitement (Adaptée d'Adam et al.,
2009). ... 23 Figure 2.1: Organization of literature data based on the expression of N efficiency of byproducts to define models. ... 67 Figure 2.2: Model I, binary classification of Incubation method data for composted and non-composted byproducts using two C/N critical values (n=322). ... 68 Figure 2.3: Model II, Apparent N recovery (ANR) for non-composted byproducts (n =205). 69 Figure 2.4: Model III, relative N effectiveness (RNE) for non-composted byproducts (n=225). ... 70 Figure 3.1: Extraction of literature data on P availability from biosolids and corresponding models. ... 94 Figure 3.2: Variation of apparent phosphorus recovery (APR) of biosolids with their total [Al+Fe] content in mmol kg-1: Model I (range of application 260-4600 mmol kg-1). ... 95 Figure 3.3: Variation of apparent phosphorus recovery (APR) of biosolids with their phosphorus saturation index (PSI). ... 96 Figure 3.4: Variation of relative phosphorus efficiency (RPE) of biosolids with their total [Al+Fe] content in mmol kg-1: Model II (range of application 0-2900 mmol kg-1). ... 97
Figure 4.1: Total aboveground biomass of ray-grass in the treatments with application of triple superphosphate (TSP), rock phosphate (RP), and sludge incineration ashes (SIA) in the clayey soil (a) and the sandy loam soil (b). ... 126 Figure 4.2: Relationship between ray-grass aboveground and belowground biomass in the clayey and sandy loam soils (n = 58). ... 127 Figure 4.3: Linear regression between the aboveground biomass of ray-grass and phosphorus solubility percentage (PSP) in sludge incineration ash (SIA) for the clayey and sandy loam soils with the higher fertilization rate (26 kg total P ha-1). SL: sandy loam soil ... 128 Figure 4.4: Total phosphorus (P) uptake by ray-grass from triple superphosphate (TSP), rock phosphate (RP), and the sludge incineration ashes (SIAs) in the clayey (a) and sandy loam (b) soils. ... 129 Figure 5.1: Biomass response curves to TSP in clayey and sandy loam soils. ... 161 Figure 5.2: Relationship between observed and predicted relative P effectiveness (RPE) of sludge incineration ashes (SIA) estimated by the multiple linear regression method based on the PSP = 100 X PNAC/Ptotal, where NAC is the neutral ammonium citrate extraction. ... 162
xiv
Figure 5.3: Relationship between observed and predicted relative P effectiveness (RPE) of sludge incineration ashes (SIA) estimated by the random Forest method (a) and the multiple linear regression method (b) based on the P, Al and Fe oxalate extraction. ... 163 Figure 6.1: Variation de la concentration totale en phosphore des cendres de combustion de boues de 2009 à 2015. ... 179
xv
Liste des abréviations
ANR Apparent N recovery
APR Apparent phosphorus recovery C/N Carbon/nitrogen ratio
C-AAS Colorimetry for P and atomic absorption spectrophotometry for the other elements
CAN Citrate d’Ammonium Neutre CCB Cendre de Combustion de Boues
CCME Canadian Council of Ministers of the Environment CEC Cation exchange capacity
CERN Coefficient d’Efficacité Relative de l’azote
CERP Coefficient d’Efficacité Relative du phosphore
CUN Coefficient d’Utilisation de l’azote CUP Coefficient d’Utilisation du Phosphore DSP Degré de Saturation en Phosphore DWB Dry weight basis
EDTA Ethylene diamine tetra-acetic acid ENM Équivalent en Azote Minéral EPM Équivalent en Phosphore Minéral ÉTM Éléments Traces Métalliques FAO Food and Agriculture Organization FE Fertilizer equivalence
FPE Fertilizer phosphorus equivalence M3 Mehlich 3 extraction method MRF Matières Résiduelles Fertilisantes MS Matière Sèche
NAC Neutral ammonium citrate extraction NP Neutralizing power
OM Organic matter PN Phosphate Naturel PO Poudres d’Os
PSP Phosphorus solubility percentage RNE Relative N effectiveness
RP Rock phosphate
RPE Relative phosphorus effectiveness SIA Sludge incineration ash
SPS Soil phosphorus saturation index, SSP Simple Super Phosphate
TSP Triple Super Phosphate UE Unité Expérimentale
xvi
Dédicaces Ce travail de recherche est dédié à : mon conjoint Nyck Rochel OCCÉAN ; mes très chers parents Monsieur et Madame Louis Frailot JOSEPH; mes frères et sœurs Karl Wolf Vic, Géraldine et Marie Bajo Joseph et à ma chère tante et marraine Léna CLÉONORD.
Enfin, je dédie cette thèse à mon petit bébé Mathis Harvey OCCÉAN. Je te remercie d’avoir été gentil et patient durant mes nuits de rédaction. Ta venue au monde m’a donné toute la force et le courage nécessaires pour terminer mon doctorat à temps. Ta présence me tenait compagnie dans mes moments de solitude et de découragement, chacun de tes petits mouvements et sourires m’apportait joie, réconfort, motivation et bonheur.
xvii
Remerciements
La réalisation de ce travail de recherche ne serait pas possible sans le support inconditionnel de bon nombre de personnes. Ainsi, mes sincères remerciements vont à l’endroit de tous ceux et de toutes celles qui ont contribué de façon directe ou indirecte à sa réussite.
Je tiens à remercier spécialement le Grand Architecte de l’Univers pour m’avoir donné la vie, le courage, la force et la détermination et qui ne cesse de m’accompagner dans mes projets d’études.
Je remercie d’une manière spéciale mon directeur de recherche, le professeur Lotfi Khiari, pour ses orientations, ses précieux conseils, son soutien et surtout sa disponibilité à toutes les étapes de ce travail. Merci de m'avoir encadrée avec tant de patience, de dévouement et de confiance. Un grand merci à mon co-directeur de recherche, le professeur Jacques Gallichand pour son soutien, ses précieux conseils, ses grandes capacités de programmation par Machine Learning et son entière disponibilité.
Je voudrais remercier la pré-lectrice de cette thèse, la professeure Josée Fortin de l’Université Laval. Par vos commentaires et suggestions vous avez contribué grandement à l’amélioration de cette thèse.
La réalisation de ce projet a été rendue possible grâce à la participation de nombreux collaborateurs. J’exprime ma plus profonde gratitude également au technicien expert Daniel Marcotte pour m’avoir accompagnée dans la réalisation de mes travaux de laboratoire.
Cette thèse n'aurait jamais abouti sans l'appui de mes parents Monsieur et Madame Louis Frailot JOSEPH, mon conjoint Nyck Rochel OCCÉAN, mes frère et sœurs Karl Wolf Vic, Géraldine et Marie Bajo JOSEPH et tous ceux qui me sont chers, pour m'avoir toujours prodiguée de bons conseils et m'avoir poussée et soutenue dans mes études. Veuillez trouver à travers ce travail le fruit de vos patiences et sacrifices.
xviii
Avant-propos
Ce document est divisé en sept chapitres. Le premier comprend une introduction générale sur le sujet traité. Ce premier chapitre présente une revue de la littérature sur l’importance des éléments azote et phosphore en agriculture ainsi que leurs statuts dans les boues d’épuration avant et après incinération et leur potentiel de recyclage. Pour terminer ce chapitre, on y trouve également les objectifs et les hypothèses du projet de recherche.
Les chapitres 2 et 3 concernent l’évaluation et la classification de la biodisponibilité de l’azote et du phosphore dans les matières résiduelles fertilisantes non incinérées à partir des données de la littérature scientifique nationale et internationale. Le deuxième chapitre portant sur la disponibilité de l’azote dans les matières résiduelles fertilisantes non incinérées a été publié en février 2017 dans le journal Science of the Total Environment. Quant au troisième chapitre, il porte sur la disponibilité du phosphore dans les biosolides non incinérées et a été accepté en Octobre 2018 dans le journal Waste and Biomass Valorization.
Les chapitres 4, 5 et 6 présentent les résultats de recherche sur la l’évaluation du potentiel fertilisant des cendres issues de la mono-incinération des boues (municipales et agro-alimentaires) d’origine Nord-Américaine. Dans le chapitre 4, publié en février 2019 dans le journal Pedosphere, on traitera de l’évaluation de l’impact de l’application des cendres de combustion de boues (CCB) comme fertilisants phosphatés sur la production de biomasse du ray-grass et sur le statut du phosphore dans les sols résiduels. Le chapitre 5 est un article accepté au journal Waste and Biomass Valorization en août 2019 portant sur la modélisation par apprentissage supervisé pour la détermination d’un indicateur de prédiction de la disponibilité du phosphore dans les CCB. Le chapitre 6 est un article de congrès publié en englais dans “International Conference on Science Engineering and technology (ICSET)” held in Barcelona. Il porte sur le suivi de la variabilité saisonnière des contenus en phosphore total et soluble ainsi que les contenus en éléments traces métalliques des CCB. Finalement, ce document se termine par une conclusion générale sur les principaux résultats à retenir à partir de ces travaux ainsi que les perspectives de recherches. Pour les chapitres 2, 3 et 4, des modifications ont été apportées au niveau de la présentation des références bibliographiques en comparaison aux versions publiées ou soumises dans les journaux et ce pour maintenir une certaine uniformité dans la présentation de la présente thèse.
Les résultats de ces études ont été présentés en tout ou en partie au 32ème congrès annuel de l’Association Québécoise de Spécialistes en Sciences du Sol (AQSSS) en juin 2018 à Québec, au Centre de recherche et de développement d’Agriculture et Agro-Alimentaire Canada (CRD/AAAC) en janvier 2019 à Québec et à Englobe en mars 2019 à Québec.
xix
Certains de ces résultats ont été également présentés en 2017 à la conférence du New England Water Environment Association (NEWEA) à Burlington, Vermont.
Les articles insérés dans la thèse ont été rédigés en anglais pour les chapitres 2 à 5 et en français pour le 6ème chapitre. Je suis la rédactrice principale des chapitres 2, 4, 5 et 6; et je suis le 2ème co-auteur du chapitre 3. Les expérimentations en serre, la collecte des échantillons et l’analyse des sols et des plantes ont été réalisés avec l’aide de trois étudiants stagiaires : Sidki Bouslama, Hatem Farhat et Renel Lherisson. Plusieurs dosages des extractifs de sols, d’engrais, d’amendements et des plantes ont été réalisés par le CEAEQ (Centre d'Expertise en Analyse Environnementale du Québec). Le traitement des données, l’interprétation des résultats et leurs discussions ont été entièrement réalisés par moi-même sous la direction de mon directeur et de mon codirecteur de recherche. J’ai également réalisé un gros chantier d’extraction des données de la littérature scientifique pour le chapitre 2 et j’ai aussi contribué à réaliser la même tâche pour le chapitre 3. Les auteurs et/ou co-auteurs des articles sont le Dr. Lotfi Khiari, le Dr. Jacques Gallichand et Sidki Bouslama de l’Université Laval; Marc Hébert, du Ministère du Développement Durable, de l'Environnement et de la Lutte contre les Changements Climatiques (MDDELCC), et Ned Beecher du North East Biosolids and Residuals Association (NEBRA).
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INTRODUCTION
De nos jours, de très grands volumes de boues municipales et industrielles sont produits au niveau des stations d’épuration des eaux usées. Cette production annuelle en matière sèche est évaluée à environ 7,18 millions de tonnes aux États-Unis (NEBRA, 2007) et 0,66 millions de tonnes au Canada (CCME, 2012). Ces boues, considérées comme d’importantes sources d’éléments nutritifs, sont soit épandues sur les sols agricoles, soit incinérées ou enfouies (CCME, 2012; NEBRA, 2007).
Actuellement, l’épandage des boues et des composts de boues en agriculture est la principale voie utilisée pour le recyclage de la matière organique, de l’azote et du phosphore qu’elles contiennent (Tarrasón et al., 2008). Toutefois, contrairement aux engrais minéraux, l’azote et le phosphore contenus dans les boues ne sont pas totalement disponibles pour les plantes après l’épandage (Castillo et al., 2011; Pu et al., 2012; Rigby et al., 2016). En effet, environ 50 – 90 % de l’azote total des boues peut se présenter sous des formes organiques (Sommers, 1977) qui, contrairement à l’azote minéral doivent se minéraliser pour être disponibles pour les plantes (Pu et al., 2012). Quant au phosphore, au contact de l’eau, les sels de Fe et d’Al utilisés lors du traitement des eaux usées vont s’hydrolyser pour former des oxydes amorphes très fixateurs du phosphore, le rendant ainsi non disponible pour les plantes (Elliott et al., 1990; Webber, 2003). De ce fait, l’utilisation agricole des boues requiert la détermination d’indicateurs précis permettant de prédire la disponibilité des éléments nutritifs; cela permettrait de combler les besoins en azote et en phosphore minéral des cultures tout en diminuant les risques de contamination de l’environnement (Cogger et al., 2004).
Plusieurs contraintes sanitaires sont associées à l’épandage agricole des boues tels que les contaminants (organiques et inorganiques), les pathogènes, la mauvaise odeur et les corps étrangers, pouvant entrainer des risques écologiques, sociaux et environnementaux majeurs à long terme (Marani et al., 2003). Toutes ces contraintes freinent l'utilisation directe d’une importante quantité de boues ne satisfaisant pas aux critères de qualité établis par les organismes responsables pour l’épandage en agriculture. En outre, la gestion de très grands volumes de boues produites au niveau des grandes villes représente un énorme défi et fait que l'incinération demeure un mode de gestion incontournable.
Une importante quantité des boues produites en Amérique du Nord est gérée par incinération, soit 49% au Québec (MDDEFP, 2014) et 22% aux États-Unis (Cyr et al., 2007). Ce mode de gestion ne permet pas une élimination totale de ces boues, mais une réduction de 70% de leur masse et de 90% de leur volume (Kosson et al., 1996). Les procédés de
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combustion des boues produisent des cendres qui exigent des mesures de gestion particulières (CCME, 2012).
Au cours de l’incinération des boues, il se produit une perte d’eau, de matière organique, de soufre, et une transformation du carbone et de l’azote sous leurs formes gazeuses (CO2, CO, N2O, NO2) (Werther et Ogada, 1999). Il se produit également une
élimination des odeurs et une dégradation des contaminants organiques, des corps étrangers et des agents pathogènes (Chen et Yan, 2012; Krüger et Adam, 2015; Marani et al., 2003). En revanche, d'autres constituants comme le phosphore et la plupart des métaux non volatiles sont concentrés dans les cendres (Krüger et Adam, 2015). À travers l’incinération, les boues se transforment donc en cendres dites de combustion de boues (CCB) dépourvues d’azote et de matière organique, mais pouvant contenir jusqu’à 25% de P2O5 (Petzet et Cornel, 2011), ce
qui leur confère la potentialité d’être utilisées en agriculture comme engrais phosphatés pour les cultures (Severin et al., 2014) ou comme matières premières pour la fabrication des engrais phosphatés hydrosolubles (Franz, 2008; Vogel et al., 2010; Weigand et al., 2013).
Le recyclage en agriculture des CCB municipales ayant satisfait aux normes d’épandage est d’ailleurs déjà recommandé au Canada par le CCME (2012) et le gouvernement du Québec (Hébert, 2015). Leur utilisation comme fertilisants pour les cultures est également déjà en vigueur dans certains pays européens comme l’Allemagne, la Suède, la Finlande et l’Autriche (Bonanno et al., 2013; Krüger et Adam, 2015). Cependant, la littérature scientifique reste jusqu’à date peu abondante sur ce sujet et leur potentiel fertilisant n’est pas encore bien étudié en Amérique du Nord, ce qui limite leur utilisation comme engrais sur les sols agricoles. De ce fait, ces cendres sont en majeure partie enfouies, ou parfois valorisées en cimenterie. Ces deux voies constituent un gaspillage d’éléments nutritifs qui pourraient être recyclés en agriculture dans un contexte de raréfaction de la ressource en phosphore. Les risques environnementaux et les pertes économiques associés à la gestion actuelle des CCB et leur capacité de fertilisants phosphatés rendent de plus en plus nécessaire l’évaluation de leur apport en phosphore pour les plantes. De telles connaissances vont permettre de mieux récupérer ou encore de mieux valoriser ces nouveaux produits dans le secteur agricole, et par conséquent, de limiter les risques de dissipation du phosphore dans l’environnement et préserver les ressources naturelles contenant cet élément. Cela permettrait à l’incinération de faire partie de l’effort de recyclage des matières résiduelles et du phosphore dans les boues d’épuration n’ayant pas satisfait aux exigences permettant un épandage direct en agriculture.
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Ainsi, ce travail vise l’évaluation de la capacité fertilisante de l’azote et/ou du phosphore contenus dans les boues d’épuration avant et après incinération, respectivement sous formes de biosolides et de CCB.
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1. Chapitre 1: Revue de littérature
1.1. Boues d’épuration
Les boues d’épuration sont des mélanges d’eau et de matières solides provenant du traitement primaire des eaux usées (boues primaires), du traitement secondaire (boues secondaires), ou d’une combinaison des deux (boues mixtes) (Hébert, 2015). En fonction de leurs origines, on distingue: les boues de papetières, les résidus de désencrage, les boues municipales et les boues agroalimentaires. Ce sont des substances riches en matières organiques et en nutriments tels que l’azote (1,0-17,6%) et le phosphore (0,1-14,3%) (Chambers et al., 2003; Lu et al., 2012; Sommers, 1977). Elles sont utilisées soit pour la fertilisation, soit pour l’amélioration des propriétés physiques et biologiques des sols (Camberato et al., 2006; Chambers et al., 2003). Outre l’azote et le phosphore, les boues contiennent également du potassium, des éléments mineurs et plusieurs oligoéléments essentiels au bon développement des plantes (Sommers, 1977). Dans de la présente étude, le terme « boues d’épuration » est utilisé de manière globale et seules les capacités de fertilisants azotés et phosphatés des boues municipales et agroalimentaires seront étudiées.
Au Québec, la production annuelle de boues en matières humides s’élève à environ 0,7 M t pour les boues municipales et 1,3 M t pour les boues agroalimentaires (MDDEFP, 2014). Ces boues produites sont gérées par enfouissement (17%), par incinération (49%) et par épandage (34%) (Figure 1.1). À l’opposé, pour les biosolides d’origine agroalimentaire, presque la totalité de la production est recyclée, soit 97% (MDDEFP, 2014). Par comparaison, le taux de recyclage des boues est de 49% aux États-Unis (NEBRA, 2007).
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Figure 1.1. Gestion des boues d’épuration au Québec (MDDEFP, 2014)
1.1.1. Azote
L’azote est l’élément majeur le plus consommé et le plus limitant pour la croissance des plantes (Crawford et Glass, 1998). Cet élément représente de 1 à 6% de la matière sèche des plantes (Havlin et al., 2014). Étant un constituant principal des protéines, de la chlorophylle et du matériel génétique, l’azote participe à plusieurs réactions biochimiques fondamentales chez la plante tel le transfert d'énergie (ATP, ADP) et la photosynthèse (Barker et Pilbeam, 2016). Une nutrition azotée insuffisante provoque un retard considérable de la croissance de la plante (Barker et Pilbeam, 2016). À l’opposé, un excès d’azote augmente le rapport tige/racine entrainant l’incapacité du système racinaire à assurer l’approvisionnement suffisant de la plante en eau et en éléments nutritifs (Barker et Pilbeam, 2016).
1.1.1.1. Formes et disponibilité de l’azote dans le sol
Hormis les légumineuses qui sont capables de fixer l'azote moléculaire (N2) par leur
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principalement sous forme d’ammonium (NH4+) et de nitrate (NO3-) (Crawford et Glass,
1998). La quantité d'azote total dans la couche superficielle du sol (0-60 cm) varie de 0,044 % à 0,226 avec une moyenne de 0,086 % (Dalal et Henry, 1986). Cet azote se présente sous forme inorganique (2 - 5% de l’azote total) et en plus grande proportion lié à la matière organique du sol (environ 95% de l’azote total) (Barker et Pilbeam, 2016). L'azote au niveau du sol est sujet à de nombreuses transformations telles la minéralisation, l'immobilisation, la nitrification, la volatilisation, la lixiviation, le ruissellement, la dénitrification et l'absorption racinaire (Figure 1.2). Ces transformations au niveau du sol, en particulier celle de l’azote organique en ammonium (minéralisation), puis en nitrate (nitrification) sont indispensables pour assurer la nutrition azotée des cultures et sont très influencées par les conditions du milieu (aération, acidité, humidité, température, etc.). Ainsi, en fonction des conditions de sol, les formes d'azote disponibles vont être présentes à des concentrations très variables. Par exemple, dans les sols détrempés et les sols acides, ce sont les ions ammonium qui prédominent tandis que dans les sols aérés, ce sont les ions nitrates qui prédominent à cause de la rapidité de la nitrification de l'ammonium (Crawford et Glass, 1998).
Figure 1.2. Cycle de l'azote dans les agrosystèmes (Adaptée de Spiess et Richner, 2005).
1.1.1.2. Disponibilité de l’azote des boues pour les cultures
Contrairement aux engrais minéraux, l’azote apporté par les boues n'est immédiatement disponible qu'en petite quantité pour les cultures (Castillo et al., 2011; Pu et al., 2012). L’azote contenu dans les boues se présente sous des formes minérales (NH4+ et
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(acides nucléiques, protéines, etc.) qui, contrairement aux formes minérales, ne sont pas entièrement disponibles pour les cultures (Gilmour et al., 2003; Rigby et al., 2016). La fraction organique, représentant jusqu’à 50-90% de l'azote total des boues (Sommers, 1977) doit être minéralisée pour être utilisée par la plante (Castillo et al., 2011; Pu et al., 2012). Ainsi, la disponibilité pour les cultures de l’azote contenu dans les boues dépend de sa concentration en azote minéral et surtout, du taux de minéralisation et/ou d’immobilisation de la fraction organique (Castillo et al., 2010; Gilmour et Skinner, 1999). Il faut souligner que les formes d’azote minéral ont également une certaine influence sur la disponibilité de l’azote des boues pour les plantes (Cogger et al., 2004). Les expériences de ces derniers auteurs rapportent qu’une plus forte concentration en NH4+ dans les boues pourrait entrainer un plus
faible taux de prélèvement en azote après leur application sur les sols.
1.1.1.3. Minéralisation et immobilisation de l’azote des boues
L’application d’engrais organiques constitue une importante voie d’entrée de l’azote au niveau du sol. L’azote organique, une fois appliqué au niveau du sol, va être sujet à de nombreux processus assurant sa transformation dans le système sol-plante-atmosphère ainsi que son transfert vers l’écosystème aquatique (Figure 1.2).
❖ Minéralisation
La minéralisation de l’azote est la transformation de l’azote organique en azote inorganique assimilable par la plante (Cabrera et al., 2005). Elle conduit à la formation d’ammonium (NH4+) qui, à son tour, va subir les phénomènes d'absorption racinaire, de
nitrification (NO3-), de volatilisation (NH3) ou d'immobilisation (Figure 1.2) (Havlin et al.,
2014; Perron, 2010). La minéralisation de l'azote organique des boues dépend principalement de la nature des composés organiques, de leur degré de stabilité et de leur rapport C/N (Cogger et al., 2004; Er et al., 2004; Rigby et al., 2016).
La minéralisation de l’azote est en étroite corrélation avec le rapport C / N des boues (Figure 1.3). Les études d’Er et al. (2004) rapportent que le rapport C / N peut expliquer jusqu’à 35% de la variabilité de la minéralisation de l’azote. Plusieurs autres expériences (Douglas et al., 2003; Gale et al., 2006) ont également montré une diminution considérable de la disponibilité de l’azote avec l’augmentation du rapport C / N. Les boues ayant un faible
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rapport C / N présentent une forte minéralisation de l'azote (jusqu’à 70%) au cours de la première saison de culture (Rigby et Smith, 2013). Pour ces boues, il y a un risque important de lixiviation du nitrate vers les cours d’eau dans le cas où leur épandage ne se fait pas selon une évaluation précise du taux de minéralisation de l’azote. Leur apport doit être fait au cours de la saison de culture en vue d'assurer un maximum de prélèvement par la plante de l'azote rapidement minéralisé et pour éviter les problèmes environnementaux.
Figure 1.3. Disponibilité de l’azote des boues mesurée par le CUN (coefficient d’utilisation
de l’azote) en fonction du rapport C/N (Adaptée de Gilmour et Skinner, 1999).
Il faut souligner que des facteurs autres que le rapport C / N des boues peuvent influencer la minéralisation de l'azote au niveau du sol. Ces facteurs sont: les caractéristiques du sol (Cabrera et al., 2005; Huang et Chen, 2009; Rigby et Smith, 2013), les conditions climatiques (Castillo et al., 2010; Pu et al., 2012), la dose d’application, et le mode d’application (en surface ou incorporé) (Castillo et al., 2011; Mulvaney et al., 2010). Les types de traitements des boues (digestion aérobie / anaérobie, chaulage, déshydratation, etc.) ont également un effet sur le taux de minéralisation de l’azote (Garau et al., 1986; Serna et Pomares, 1992). Par exemple, Garau et al. (1986) reportent des taux de minéralisation de 19 à 50% pour des boues digérées en aérobie contre 16 à 31% pour celles digérées en anaérobie après 112 jours d'incubation.
❖ Immobilisation
Contrairement à la minéralisation de l’azote, l’immobilisation consiste en la transformation de l’azote minéral en azote organique non disponible pour les cultures. En
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effet, la décomposition de la matière organique par les micro-organismes du sol requiert une certaine quantité d'azote pour leurs besoins de renouvellement et de croissance (Jacquin et al., 1992). Ainsi, l’application de boues ayant un rapport C-/-N élevé, peut entrainer l'immobilisation de l’azote et des carences azotées chez les cultures (Aitken et al., 1998; Bellamy et al., 1995; Simard et al., 1998). Les études d’Aitken et al. (1998) et de Simard et al. (1998) rapportent une réduction du rendement de l'orge suite à l’application de deux boues ayant des rapports C / N de 86 et de 288 respectivement. L’immobilisation de l’azote peut représenter jusqu’à 20 - 50% de l'azote total des boues (Jacquin et al., 1992). Cette immobilisation consiste en une mise en réserve de l'azote dans la composante biologique du sol qui va ensuite se reminéraliser pour fournir de l’azote disponible aux cultures. La Figure
1.4 montre les résultats obtenus par Douglas et al. (2003) où l'immobilisation de l'azote a été
observée pour une boue ayant un rapport C/N égal à 112 malgré l’ajout d’azote minéral supplémentaire. Le taux d'immobilisation de l'azote augmente avec l’augmentation du rapport C/N des boues (Kanamori et Yasuda, 1979) et la durée dépend des caractéristiques du sol et des doses de boues appliquées (Camberato et al., 2006).
Figure 1.4. Immobilisation de l’azote des boues mesurée par le CUN (coefficient d’utilisation
de l’azote) en fonction du rapport C/N (Adaptée de Douglas et al., 2003).
Les effets positifs des boues ayant un rapport C/N élevé sont liés principalement à une augmentation de la matière organique, de l'agrégation, de la capacité de rétention en eau et des activités biologiques du sol (Camberato et al., 2006; Simard et al., 1998). Leur application n'est pas recommandée au cours des saisons de culture, mais en période post récolte en vue d’éviter les carences en azote chez les cultures (Douglas et al., 2003). L’épandage post récolte
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de ces boues présente aussi l'intérêt de pouvoir capter le reliquat d'azote minéral non prélevé par les cultures, limitant ainsi les risques de lixiviation des nitrates (Machrafi et al., 2008). Une période de jachère après l'application de ces boues (Dolar et al., 1972) et/ou une fertilisation supplémentaire en azote minéral (Camberato et al., 2006; Simard et al., 1998) peut permettre également de contrecarrer l'immobilisation de l'azote.
1.1.2. Phosphore
Le phosphore est un élément nutritif essentiel pour toute forme de vie (Parent et al., 2002). Il est considéré, avec l'azote (N) et le potassium (K), comme un élément majeur nécessaire pour la croissance des végétaux, et est consommé en très grande quantité dans le secteur agricole. Chez les plantes, il représente environ 4 g kg-1 de matière sèche (Girard et
al., 2011). Cet élément est indispensable chez les végétaux, car il est un facteur clé dans une série de réactions biochimiques fondamentales impliquant le matériel génétique (ADN, ARN) et le transfert d'énergie (ADP, ATP), et joue un rôle important dans le soutien structurel des organismes à travers les membranes phospholipidiques (Barker et Pilbeam, 2016).
1.1.2.1. Formes et disponibilité du phosphore dans le sol
Le phosphore du sol se présente sous des formes organiques et inorganiques. La fraction organique regroupe les acides nucléiques, les phospholipides et les phosphates inositol (Barker et Pilbeam, 2016), tandis que la fraction minérale est constituée par l’ensemble des ions phosphoriques qui peuvent se retrouver soit sous forme soluble dans la solution du sol, soit adsorbés à la surface des particules solides du sol, ou entrant dans la constitution des minéraux phosphatés comme les phosphates de Fe, d’Al ou de Ca (Chang et Jackson, 1957). La concentration en phosphore total du sol varie de 100 à 3000 mg P kg-1 de sol (Frossard et al., 2000), ce qui est largement supérieur à la demande des cultures. Toutefois, la plus grande partie de ce phosphore est liée à la phase solide du sol ou aux hydroxydes d’Al, de Fe et/ou de Ca. Selon la littérature, seulement 1% de la quantité de phosphore requise par les cultures se trouve sous forme soluble dans la solution du sol ; cela implique que les plantes cultivées tirent environ 99% de leur phosphore dans la réserve assimilable du sol et les engrais appliqués (Morel, 2002 ; cité par Morel et al., 2014).
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Les formes de phosphore absorbées majoritairement par les plantes sont les anions orthophosphates monovalent (H2PO4-) et bivalent (HPO42-) (Morel et al., 2014). Leur
disponibilité dans la solution du sol est grandement influencée par la concentration en agents de fixation (Fe, Al et Ca) du sol et son pH (Holtan et al., 1988; Parent et al., 2002). La marge de pH correspondant à la plus forte solubilité du phosphore dans les sols minéraux se situe entre 5,5 et 7,0 (Parent et al., 2002).
1.1.2.2. Disponibilité du phosphore des boues pour les cultures
Contrairement à l’azote, la plus grande partie du phosphore des boues se trouve sous des formes inorganiques et liée aux oxy-hydroxydes de Fe et d’Al (Huang et al., 2012; Maguire et al., 2000). Hormis les traitements biologiques et le chaulage, des sels d’Al et de Fe sont fréquemment ajoutés lors du traitement des eaux usées pour améliorer l’enlèvement de la matière organique, du phosphore ainsi que d’autres impuretés qu’elles contiennent (Huang et al., 2012). Par contre, au contact de l’eau, ces sels ajoutés, peuvent s’hydrolyser pour former des oxydes amorphes qui sont des éléments très fixateurs du phosphore (Elliott et al., 1990; Webber, 2003). Ainsi, le phosphore des boues est moins disponible pour les plantes en comparaison aux effluents d’élevage et aux engrais de synthèse (Elliott et O’Connor, 2007; Maguire et al., 2000). Plusieurs études ont rapporté que la biodisponibilité du phosphore des boues pour les plantes est grandement influencée par leur concentration en (Fe + Al)total
(Elliot et al., 2005; Maguire et al., 2001; O’Connor et al., 2004). Par exemple, selon Maguire et al. (2001), le Fe et l’Al des boues diminuent la disponibilité du P qu’elles contiennent. Une étude d’Elliot et al. (2005) a rapporté une diminution considérable de la disponibilité du phosphore des boues avec l’augmentation de la concentration en Fe + Al (Figure 1.5). La disponibilité du phosphore des boues est également influencée par le rapport P / (Al + Fe)total
et leur degré de saturation en phosphore (DSP = Poxalate / (Aloxalate + Feoxalate) (Miller et
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Figure 1.5. Évolution de la biodisponibilité du phosphore des biosolides en fonction de leur
concentration en Fe + Al (Adaptée d'Elliot et al., 2005).
1.1.2.3. Transformation des engrais phosphatés dans le sol
Dans les sols cultivés, outre l’altération de la roche phosphatée, les apports d’engrais minéraux ou organiques représentent les principales voies d’entrée du phosphore dans le système sol-plante (Girard et al., 2011). Selon le type d’engrais, le phosphore peut être apporté par fertilisation sous formes organiques ou minérales dont la forme chimique peut être assimilable ou non assimilable par la plante. Après son application, le phosphore va être sujet à de nombreux processus physicochimiques assurant sa transformation au niveau du sol tels l’absorption racinaire, la précipitation, la dissolution, la sorption, la désorption, la minéralisation et la réorganisation microbienne (Frossard et al., 2000) (Figure 1.6). Ces différentes transformations permettent de maintenir un état d’équilibre du phosphore entre la phase solide et la solution du sol. Le ruissellement et la lixiviation représentent les voies de transport du phosphore du sol vers les écosystèmes aquatiques (Figure 1.6), ce qui représente des sources de pollution en phosphore des eaux de surface entrainant la prolifération d’algues et de plantes aquatiques et affectant la biodiversité aquatique (Khiari, 2015).
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Figure 1.6. Cycle du phosphore dans les agrosystèmes (Source: Khiari, 2018)
Une fois appliqué au sol, le phosphore évolue rapidement vers des formes de moins en moins solubles et par conséquent, peu ou pas assimilables par la plante (Lindsay, 1979 ; Parent et al., 2002). Ces transformations sont fortement influencées par la nature des composés phosphatés (organiques et inorganiques) et les caractéristiques du sol (pH, matière organique, texture) (Chien et Menon, 1995; Holtan et al., 1988; Khiari et Parent, 2005; Mkhabela et Warman, 2005).
❖ pH et agents de fixation du phosphore (Fe, Al et Ca)
En milieu acide et en présence des oxydes et hydroxydes de Fe et d’Al, le phosphore va se précipiter sous des formes aluminiques ou ferriques (Webber, 2003). Par exemple, les sols ayant un pH généralement inférieur à 5,5 (le cas d’une grande partie des sols podzoliques du Québec) ont une grande concentration en oxydes et hydroxydes de Fe et d’Al, leur conférant un grand pouvoir fixateur des anions orthophosphates (Webber, 2003). Les études de Maguire et al. (2001) et de Khiari et Parent (2005) ont montré que la fixation du phosphore par l'Al est beaucoup plus importante que celle par le Fe. En revanche, dans les sols de pH neutres à alcalins (pH > 7), le Ca est le principal agent de précipitation du phosphore (Parent et al., 2002).
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❖ Matière organique (MO)
La présence de MO dans le sol peut réduire la fixation du phosphore et augmenter sa disponibilité pour les plantes (Giroux et Tran, 1985; Khiari et Parent, 2005). Un enrichissement du sol en MO entraîne également une augmentation de la contribution du phosphore organique à la fertilisation phosphatée du sol (Parent et al., 2002). Les études de Khiari et Parent (2005) ont montré que 88% du phosphore apporté sous forme de phosphate mono-ammoniacale (MAP) était fixé dans un sol ayant 5% de MO, comparativement à 51% dans un sol contenant 4 fois plus de MO. Outre la plus faible capacité de fixation, une plus grande désorption du phosphore fixé a été également observée dans le sol ayant une plus forte teneur en MO, soit 38% contre 16% (Khiari et Parent, 2005).
❖ Texture
La texture du sol est un facteur influençant la fixation du phosphore en raison de sa relation avec la capacité d’échange cationique (CEC) du sol. Ainsi, les sols ayant une plus grande concentration en argile vont avoir une plus grande CEC et, par conséquent, un plus grand nombre de sites d’adsorption, se traduisant par une plus grande capacité d’adsorption réversible du P en se servant d’un pont calcique. En conséquent, la quantité de phosphore inorganique libre dans la solution du sol augmente à mesure que la teneur en argile du sol diminue. Dans une revue de littérature, Chien et Menon (1995) ont rapporté que les sols sableux ayant une plus faible teneur en Ca, présentent une plus faible capacité de rétention du P.
1.2. Cendres de combustion de boues (CCB)
Les cendres de combustion de boues (CCB) sont des produits issus de l’incinération de boues d’épuration d’origine municipale et/ou industrielle. L’incinération consiste en une combustion à de très hautes températures entre 850ᵒC et 1000ᵒC, avec ou sans récupération d’énergie (CCME, 2012). En 2012, on estimait à 334 000 tonnes humides la quantité annuelle de boues municipales incinérées au Québec, une quantité qui demeure stable depuis plusieurs années (MDDEFP, 2014), ce qui correspond à une production annuelle d’environ 0,1 M t de
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CCB. Cette quantité de boues municipales incinérées au Québec provient essentiellement de trois grands incinérateurs situés dans les villes de Montréal, de Québec et de Longueuil (MDDEFP, 2014). Cependant, les cendres produites par l’incinérateur de la ville de Québec proviennent de la co-incinération de boues municipales et d’autres déchets solides municipaux. De ce fait, elles peuvent être susceptibles de contenir des concentrations en éléments traces métalliques ne respectant pas les critères de valorisation agricole (CCME, 2012).
Actuellement, les CCB produites sont soit enfouies, soit utilisées dans le domaine de la construction (Chen et al., 2013; Hwa et Kiat, 1991; Monzó et al., 1996) ou épandues sur des sols agricoles (Krüger et al., 2014; Nanzer et al., 2014; Severin et al., 2014). L’utilisation des CCB dans la construction ou en cimenterie est une approche en fort développement dans certains pays comme les États-Unis et le Japon. Au Québec, la valorisation en cimenterie est très utilisée par l’incinérateur de la ville de Montréal et surtout celui de la ville de Longueuil (MDDEFP, 2014). L’un des plus grands désavantages que présente cette voie de valorisation est la perte du phosphore contenu dans les CCB.
1.2.1. Caractérisations physico-chimiques des CCB
Les CCB sont des matériaux ayant une teneur en matières organiques et une humidité très faible ou nulle (Ai-sharif et Attom, 2014; Chen, 2012). Leur caractérisation physique varie grandement en fonction des propriétés des boues incinérées, du type de four utilisé, des procédés de combustion boues et des méthodes de collecte des cendres (Mattenberger et al., 2008; Theis et Gardner, 1990). Les caractéristiques physico-chimiques générales des CCB sont présentées dans le Tableau 1.1.
La caractérisation chimique des CCB est un facteur déterminant et incontournable dans le choix de la filière de gestion à adopter (Bonanno et al., 2013). Compte tenu de la variation au niveau de l’origine, des procédés de traitement des eaux usées et du type de boue incinérée, la composition chimique des CCB peut varier significativement. Elle dépend, notamment, en grande partie de l’origine des eaux usées et des additifs introduits lors du conditionnement et de la précipitation des boues (Chen, 2012). Les éléments chimiques les plus abondants dans les CCB sont le calcium, le phosphore, le fer et l’aluminium (Ai-sharif et Attom, 2014; Cyr et al., 2007). Outre le phosphore, les CCB contiennent d’autres éléments nutritifs utiles à la croissance des végétaux (Tableau 1.1), ce qui leur confère un potentiel
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d’utilisation comme fertilisants pour les sols agricoles. Par contre, les CCB sont dépourvues d’azote et de carbone qui ont tous été transformés sous leurs formes gazeuses (CO2, CO et
N2O) lors du processus de combustion (Donatello et al., 2010).
Tableau 1.1. Caractérisations physico-chimiques des cendres de combustion de boues (CCB)
Eléments Min Max Moyenne
P (%) 1,5 13,1 7,3 K (%) < 0,006 1,700 0,900 Ca (%) 6,1 37,8 13,8 Mg (%) 0,3 3,9 1,4 S (%) 0,3 6,9 1,5 Na (%) 0,2 2,6 0,7 Al (%) 0,7 20,2 5,2 Fe (%) 1,8 20,3 9,9 pH 8,00 10,03 9,15 Humidité (%) --- --- 0,28
Diamètre des particules (μm) 1 100 ---
Sources : Ai-sharif et Attom, 2014; Bierman et Rosen, 1994; Cyr et al., 2007; Krüger et al., 2014; Ottosen et al., 2013
1.2.2. Formes et disponibilité du phosphore des CCB
Les formes de phosphore présentes dans les CCB ont une grande influence sur leur biodisponibilité pour les plantes (Vogel et Adam, 2011). D’une manière générale, les combinaisons chimiques sous lesquelles se présente le phosphore contenu dans les CCB brutes sont le phosphate de calcium (Ca3(PO4)2) et le phosphate d’aluminium (AlPO4), ayant
une solubilité au citrate d’ammonium neutre (CAN) de 21% et de 3% respectivement (Vogel et al., 2010; Vogel et Adam, 2011). La concentration en phosphore varie grandement d’une CCB à une autre (Krüger et al., 2014; Krüger et Adam, 2015). Cette variation est constatée à tous les niveaux : entre les types de cendre (municipales, agroalimentaires ou industrielles), entre les générateurs des cendres et entre les saisons de collecte et d’incinération. Ainsi, les CCB d’origine agroalimentaire présentent une plus grande concentration en phosphore que celles d’origine municipale qui, à leur tour, présentent une plus grande concentration en phosphore que celles d’origine industrielle (Krüger et al., 2014).
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Une bonne biodisponibilité du phosphore est cruciale pour une utilisation efficace des CCB comme fertilisants phosphatés. La solubilité au citrate d'ammonium neutre (CAN) est l’indicateur le plus utilisé dans la littérature pour évaluer la biodisponibilité du phosphore des engrais et des autres sources de phosphore telles les CCB. Selon une étude de Krüger et Adam (2015), la solubilité au CAN des CCB varie entre 9,6% et 82,6% avec une moyenne de 31,2%. Pour les CCB brutes, cette biodisponibilité pourrait varier en fonction de plusieurs facteurs tels l’origine des boues, la nature des coagulants (Fe, Al) utilisés lors de la précipitation du phosphore et les procédés de combustion (Ottosen et al., 2013; Wang et al., 2012). Par exemple, selon une étude d’Ottosen et al. (2013), les CCB provenant de l’incinération des boues qui ont été précipitées avec le Fe présentent une meilleure solubilité au CAN que celles provenant des boues précipitées avec l’Al. Dans une étude sur les CCB, Krüger et Adam (2015) n’ont trouvé aucune corrélation entre la biodisponibilité du phosphore et les procédés de précipitation du phosphore au niveau des stations d’épuration des eaux usées (sels d'aluminium ou de fer, élimination biologique du P).
1.2.3. Valorisation agricole des CCB
Les CCB peuvent être utilisées comme engrais phosphatés pour des applications directes sur les sols agricoles (Bierman et Rosen, 1994; Cabeza et al., 2011; Mellbye et al., 1982; Severin et al., 2014). Cette filière pourrait être la plus prometteuse pour les années à venir en raison du fait qu’elle permet un retour de nombreux éléments fertilisants, en particulier le phosphore. Dans certains pays européens comme l’Allemagne, la Finlande, l’Autriche et le Danemark, l’utilisation des CCB comme fertilisants pour les cultures est déjà en vigueur (Bonanno et al., 2013). Toutefois, malgré les recommandations du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME, 2012) pour la valorisation agricole de ces produits, ce mode de gestion reste et demeure le moins utilisé au Canada. Ces cendres sont aussi utilisées dans certains pays dans la fabrication des engrais phosphatés (Franz, 2008; Weigand et al., 2013).
1.2.3.1. Avantages
❖ Apport d’éléments nutritifs
Sur le plan agronomique, l'épandage de CCB présente plusieurs effets bénéfiques. Leur valorisation directe comme engrais ou leur utilisation comme matière première de fabrication d’engrais hydrosolubles représentent des opportunités pour la récupération du phosphore et
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d’autres éléments nutritifs tels le K, le Ca, le Mg et les oligo-éléments. Cette utilisation contribuerait à réduire l’utilisation des engrais commerciaux, à préserver les réserves naturelles de phosphore et à apporter une solution au problème d'élimination des déchets (Zhang et al., 2002). Certaines études ont montré que leur application a accru les rendements du maïs-grain et de la laitue (Bierman et Rosen, 1994; Severin et al., 2014). L’amélioration du rendement des cultures par les CCB est associée principalement à l’apport d’éléments fertilisants disponibles pour les cultures (en particulier le P), entrainant l’augmentation du prélèvement en phosphore (Figure 1.7) et en d’autres éléments nutritifs par les plantes. Cette influence sur le rendement et/ou sur le prélèvement en phosphore des cultures va dépendre entre autres de la teneur et de la biodisponibilité du phosphore pouvant varier grandement d’une CCB à l’autre.
Selon les conditions d’acidité du sol, les CCB peuvent présenter une efficacité fertilisante similaire ou supérieure à celle du phosphate naturel utilisé pour la fertilisation des sols acides. Selon les études de Cabeza et al. (2011), les CCB montrent une efficacité fertilisante supérieure à celle du phosphate naturel dans un sol neutre (pH 6,6) qui est le pH idéal pour la majorité des cultures, mais inférieure dans un sol acide (pH 4,6) (Figure 1.7). Toutefois, hormis les CCB ayant subi des post traitements thermochimiques présentant une efficacité similaire au triple super phosphate (TSP) (Severin et al., 2014), la capacité fertilisante de ces produits est généralement inférieure à celle des engrais de synthèse entièrement hydrosolubles (TSP, simple super phospohate (SSP)) (Figure 1.7). Il est à prévoir qu’un coefficient d’efficacité relative du phosphore sera requis lors des applications des CCB en vue d’obtenir une productivité similaire à celle du TSP.
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Figure 1.7. Impact d’une cendre de combustion de boues (CCB) sur le prélèvement et le
coefficient d’efficacité relative (CER) du phosphore du maïs en comparaison à d’autres matières fertilisantes (Adaptée de Cabeza et al., 2011).
❖ Fabrication d’engrais hydrosolubles
Les CCB peuvent également être utilisées comme matière première dans la fabrication d’engrais phosphatés en substitution aux phosphates naturels (Cabeza et al., 2011; Weigand et al., 2013). Les mécanismes de récupération du phosphore des CCB comme matière première incluent le traitement de celles-ci avec de l’acide phosphorique pour la production d’engrais complètement hydrosolubles (Weigand et al., 2013), un procédé qui s’apparente à la production industrielle du TSP. Les travaux de ces derniers auteurs ont démontré que les engrais phosphatés produits à base de CCB ont la même solubilité à l’eau et au CAN que le TSP, entrainant une efficacité agricole similaire (Figure 1.8). Les résultats des études effectuées par plusieurs autres chercheurs (Franz, 2008; Vogel et al., 2010) ont aussi démontré une solubilité et une biodisponibilité similaires entre les engrais produits à partir de CCB et le TSP. Contenant du phosphore et du K, les CCB sont également utilisées comme matière de mélange pour la fabrication d’engrais composés (NPK) en les mélangeant avec
