# Caractérisation et biodégradabilité des eaux résiduaires

D. Gorini, J.M. Choubert, P. Le Pimpec, A. Heduit

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D. Gorini, J.M. Choubert, P. Le Pimpec, A. Heduit. Caractérisation et biodégradabilité des eaux résiduaires. TSM. Techniques Sciences Méthodes – Génie urbain, génie rural, 2010, 11, pp.65-82. 10.1051/tsm/2010011065. hal-02593799

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# Caractérisation et biodégradabilité des eaux résiduaires

■ D. GORINI<fnref n="1" />, J.-M. CHOUBERT<fnref n="1" />, P. LE PIMPEC<fnref n="1" />, A. HÉDUIT<fnref n="2" />

**Mots-clés** : eaux usées, fractionnement, glucides, protéines, lipides, acides aminés, biodégradabilité

**Keywords** : wastewater, fractionation, carbohydrates, proteins, lipids, amino acids, biodegradability

## Introduction

Les eaux résiduaires après traitement par voie biologique en stations d'épuration (STEP) renferment une charge en matière organique (MO) réduite mais non nulle. Aussi efficace que puisse être le procédé d'épuration, l'effluent traité contient toujours de la matière organique soluble réfractaire et de la biomasse en suspension. La caractérisation chimique de la MO s'effectue généralement à l'aide de méthodes analytiques normalisées – demande chimique en O₂ (DCO), demande biochimique en O₂ (DBO), carbone organique total (COT) – qui prennent en compte de manière globale les molécules organiques contenues dans les eaux usées et permettent de suivre l'état d'avancement de leur transformation. Sauf dans le cas de dysfonctionnement où l'on observe des effluents traités relativement riches en MO soluble (DCO > 50 mg/l) et/ou en matières en suspension (MES) (MES > 35 mg/l), la DCO des eaux épurées issues de stations d'épuration à boues activées fonctionnant à faible charge massique est généralement comprise entre 45 et 80 mg/l [DUCHÈNE et VANIER, 2002] selon la concentration des eaux brutes et celle des MES résiduelles.

La littérature et les normes offrent de très nombreux protocoles permettant de détailler la caractérisation de la matière organique des eaux résiduaires. Ceux-ci portent principalement sur l'aptitude de la MO à être utilisée par des bactéries (biodégradabilité) [Norme AFNOR FD ISO/TR 15462 – T90-315, août 2006]. D'autres techniques s'attachent à la caracté-

risation physique (taille, poids moléculaire, aromati-cité, hydrophobicité). Enfin, des techniques mettant en œuvre la fluorescence des molécules organiques (spectrofluorimétrie multidimensionnelle) permet-tent d'identifier une partie de la composition d'un mélange organique. Cependant, ces dernières tech-niques ne sont pas quantitatives, et leur stade de développement actuel leur permet seulement de caractériser la MO dissoute. Au total, peu d'éléments précis sont disponibles pour caractériser les compo-santes biochimiques (lipides, glucides, protides) des eaux résiduaires brutes et traitées. En conséquence, le devenir et la rémanence de ces fractions dans les procédés d'épuration sont peu documentés.

Le travail présenté vise à établir le fractionnement biochimique (en glucides, lipides, protéines, voire en acides aminés et urée) d'eaux résiduaires domestiques et agroalimentaires (avant et après traitement biolo-gique). Les cinétiques de dégradation aérobie de ces différentes fractions ont également été étudiées au laboratoire. Les résultats analytiques présentés sont originaux (jamais publiés). Obtenus il y a une dizaine d'années, ils restent d'actualité et sont mis en pers-pective avec les données bibliographiques actuelles.

## 1. Matériels et méthodes

### 1.1. Conditions opératoires

#### 1.1.1. Stations d'épuration

Cette étude a porté sur 13 eaux résiduaires de type domestique prélevées sur neuf sites situés dans la ré-gion lyonnaise, avant et après traitement, et sur quatre eaux résiduaires d'origine agroalimentaire. La caractérisation des différents effluents a été effectuée dans les 24 heures suivant leur prélèvement. Parmi

<footnote n="1">1 Cemagref - UR QELY - 3 bis, quai Chauveau - CP 220 - 69336 Lyon cedex 09.</footnote>

<footnote n="2">2 Cemagref - UR HBAN - Parc de Tourvoie - BP 44 - 92163 Antony cedex.</footnote>
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les neuf stations d'épuration traitant des eaux usées de type domestique, six étaient des boues activées fonctionnant dans différents domaines de charge : une en forte charge, deux en moyenne charge et trois en faible charge. Les trois autres procédés d'épuration concernés étaient un biofiltre, un traitement physico-chimique et un lit bactérien en moyenne charge. Les eaux de type agroalimentaire ont été prélevées sur des stations à boues activées fonctionnant en faible charge.

Quatre eaux usées brutes domestiques et la totalité des eaux usées d'origine agroalimentaire ont fait l'objet d'une mesure de biodégradation par voie aérobie en pilote de laboratoire.

### 1.1.2. Échantillonnage

Sur chaque site, les effluents bruts et traités ont été prélevés proportionnellement au débit transitant dans la station durant 24 heures au moyen d'échantillonneurs automatiques réfrigérés. Les eaux résiduaires brutes ont été prélevées en aval des prétraitements (dégrillage, dessablage et dégraissage). En même temps, les effluents traités ont été collectés en sortie. Les échantillons soumis uniquement à la caractérisation ont été conditionnés en flacons de polyéthylène de 5 litres. Les échantillons à la fois soumis à la caractérisation et à l'étude de biodégradation ont été conditionnés en bidons de polyéthylène de 50 litres. Tous les échantillons ainsi prélevés ont été acheminés au laboratoire d'analyse en milieu réfrigéré avant d'être soumis à différents tests biologiques ou chimiques.

## 1.2. Traitement des échantillons

### 1.2.1. Traitement des échantillons en vue de leur fractionnement

Dès leur arrivée au laboratoire, les échantillons bruts ont été homogénéisés et une partie a été filtrée afin d'obtenir environ 2 litres de filtrat (maille filtrante finale de 0,22 µm). Ce filtrat est considéré comme représentant la phase dissoute de l'échantillon. La filtration s'effectue en plusieurs étapes : le volume brut prélevé est soumis à une centrifugation à 3 000 g durant 20 minutes selon la norme NF T90-105. Le centrat obtenu est ensuite filtré sous vide à trois porosités différentes et décroissantes : membrane en fibre de verre de porosité voisine de quelques micromètres, puis membrane en acétate de cellulose de porosité de

0,45 µm et, enfin, filtre en polyvinylène de porosité définie à 0,22 µm.

### 1.2.2. Traitement des échantillons destinés au test de biodégradabilité

Dans un récipient de 60 litres, muni d'une agitation par pales et d'une aération produite au moyen d'un compresseur et d'un diffuseur d'aquarium, on introduit environ 50 litres d'échantillon brut ainsi que de la boue activée provenant d'une station d'épuration urbaine, à raison d'environ 2 g de MES par litre d'eau à caractériser. La boue introduite est préalablement concentrée par centrifugation à 1 500 tours par minute durant 3 minutes afin de ne pas trop diluer l'échantillon à traiter lors de l'ensemencement. Puis, le mélange est brassé et aéré en continu durant 21 jours environ. À des pas de temps déterminés, sous agitation plus rapide, une aliquote de deux litres du mélange est prélevée et filtrée à 0,22 µm en vue d'un fractionnement.

## 2. Procédure analytique

### 2.1. Paramètres globaux

Les paramètres suivants : pH, conductivité, MES, matières volatiles en suspension (MVS), DCO, azote Kjeldahl (NK), $NH_4^+$, $HCO_3^-$, $NO_2^-$, et $NO_3^-$ sont mesurés selon les normes en vigueur. L'azote organique est déterminé par différence entre l'azote Kjeldahl et l'azote ammoniacal $N-NH_4^+$.

Les MES sont mesurées directement par filtration de l'échantillon brut sur filtres en fibres de verre selon la norme AFNOR NF EN 8722 [1996]. Les matières volatiles en suspension sont mesurées sur les MES issues de la centrifugation (norme AFNOR NF T 90-105-2 [1997]) après calcination à 550 °C durant 45 minutes.

### 2.2. Classes biochimiques

On entend par classes biochimiques, les grandes familles de composés organiques constituant la majeure partie de la matière organique des eaux résiduaires. Ces principaux composés organiques sont les lipides, les glucides, les protéines et les acides aminés.

Les concentrations totales des différentes formes biochimiques sont mesurées dans l'échantillon brut, d'une part, et sur le filtrat d'autre part. Les concen-
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trations imputables à la fraction particulaire sont obtenues par différence entre les valeurs totales et les valeurs filtrées (à l'exception des glucides et des protéines particulaires qui sont dosés directement sur les matières en suspension, obtenues respectivement par filtration et par centrifugation).

Les résultats sont exprimés en équivalent DCO. La DCO a été choisie comme paramètre de référence parce qu'elle est à la fois aisée à déterminer ici et représentative de la MO étudiée.

Les méthodes d'analyse utilisées pour mesurer ces grandes classes biochimiques sont présentées ci-après.

### 2.2.1. Glucides

Les monosaccharides solubles dans l'eau sont dosés dans la phase dissoute selon la méthode au chlorhydrate de 3-méthyl-2-benzothiazolinone hydrazone (MBTH) de JOHNSON et SIEBURTH [1977] modifiée par DAWSON et LIEBEZEIT [1981]. Le formaldéhyde issu d'une oxydation ménagée des monomères réagit sur le MBTH pour former une oxime. Cette dernière, par action sur le fer ferrique, donne un complexe coloré mesurable en milieu acétonique par spectrophotométrie visible. L'échantillon doit être gardé à l'obscurité durant les réactions. La lecture colorimétrique à 635 nm doit être effectuée dans un délai de 4 heures. Sa faible limite de détection (0,2 mg/l) lui permet d'être applicable dans tous cas rencontrés.

Pour le dosage des glucides dissous, BURNEY et SIEBURTH [1977] ont proposé une hydrolyse en milieu faiblement acide (HCl 0,09M) au bain-marie à 100 °C durant 20 heures. Des essais en laboratoire ont montré que l'on peut optimiser le temps d'hydrolyse de 20 heures en le réduisant à 1 heure par modification de l'acidité du milieu HCl 2M au lieu de 0,09M, tout en évitant la dégradation des monomères.

La méthode au MBTH précédée de l'hydrolyse et appliquée aux eaux filtrées à 0,22 µm permet de doser les glucides dissous sans qu'il n'y ait de risque d'interférence significative avec le milieu. La limite de détection est de 0,5 mg/l. Les polysaccharides seront déduits par la suite.

Les glucides particulaires ont été dosés selon la méthode phénol-sulfurique [DUBOIS et al, 1956] après concentration de l'insoluble sur un filtre en téflon de porosité égale à 0,22 µm préférentiellement à la méthode à l'anthrone sulfurique, car légèrement plus sensible. La limite de détection de la méthode de Dubois appliquée dans ces conditions est de 0,5 mg/l.

Tous les sucres qui sont exprimés en glucose ont été rapportés en équivalents DCO. Le rapport DCO/glucides a été estimé à 1,07 par le calcul selon l'équation d'oxydation du glucose et vérifié au laboratoire.

### 2.2.2. Protéines

Les protéines sont dosées au moyen du kit microBCA (Pierce). En milieu alcalin les ions cuivriques du réactif sont réduits en $Cu^+$ par les protéines. Le $Cu^+$ réagit alors sur de l'acide bicinchoninique pour former un complexe coloré mesurable par spectrophotométrie. Les concentrations sont calculées par rapport à une gamme étalon d'albumine sérique bovine (BSA). La limite de détection de cette méthode dans les conditions utilisées est de 0,2 mg/l en N.

Ce dosage est sujet à des interférences avec de nombreux réducteurs. Afin d'éliminer les interférences dues aux réducteurs dissous, une méthode de précipitation des protéines en milieu acide trichloracétique a été expérimentée sans donner de résultats satisfaisants (rendements insuffisants). D'autres essais ont permis d'évaluer l'interférence des monosaccharides et de montrer que ceux-ci étaient les seuls susceptibles d'interférer dans ce milieu.

En effet, nous avons montré que les dissaccharides (comme le saccharose) et les polysaccharides (comme l'amidon) n'interfèrent pas sur le dosage des protéines par la méthode au micro-BCA. À l'inverse, les monosaccharides comme le glucose et le fructose induisent une interférence positive équivalente à 0,32 mg d'azote protéique par mg de monomère.

Cela signifie que 1 mg/l de ces sucres monomères réagit au cours du dosage des protéines par cette méthode comme 0,32 mg d'équivalent azote protéique.

Ainsi, nous corrigeons nos résultats de protéines sur cette base à partir des monosaccharides préalable-
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ment dosés par la méthode au MBTH selon la formule suivante :

$$ \text{Protéines (N) Corrigées} = \text{Protéines (N) Non corrigées} - 0,32 \times \text{Monosaccarides (Glucose)} $$

Après séparation du milieu par centrifugation à 3 000 g durant 20 minutes et élimination du surnageant, les protéines particulaires ont été dosées par la même méthode sur le culot. Ce dosage a été appliqué directement au culot après ajout de 1 ml d'eau ultra-pure dans le cas des effluents traités de STEP. Pour les effluents non traités, riches en MES, le dosage des protéines a été appliqué sur le culot de centrifugation après dilution dans de la soude 0,01N afin de mieux disperser ce dernier.

L'équivalent DCO/protéines est estimé à 1,2. Ce qui correspond à 6,25 × 1,2 = 7,5 si les protéines sont exprimées en azote, 6,25 étant l'équivalent protéines/azote [KAMMA et al., 1994].

### 2.2.3. Lipides

La méthode spectrophotométrique « indice CH₂ », beaucoup plus sensible que la méthode gravimétrique, convient aux eaux résiduaires quel que soit leur traitement subi. Ainsi, les lipides sont estimés par mesure spectrophotométrique infrarouge à 2 927 cm⁻¹ correspondants aux vibrations des liaisons CH₂. La teneur lipidique exacte s'obtient par différence des données obtenues sur l'extrait brut et l'extrait purifié après élution sur une colonne de florisil (NF T 90-203) dans le cas où l'eau contient des hydrocarbures. La limite de détection de cette méthode est de 0,2 mg/l en acide palmitoléique dont la réponse quantitative est comparable à celle des graisses d'effluents de stations d'épuration. À la suite d'un certain nombre de mesures expérimentales, l'équivalent DCO/lipides a été estimé à 2,3 (données non publiées, Cemagref).

Aujourd'hui, le tétrachlorure de carbone a été abandonné ainsi que la méthode de spectrophotométrie infrarouge correspondante, car ce solvant est dange-reux pour la santé humaine. Nous avons remplacé ce solvant par du chloroforme en poursuivant par une méthode volumétrique basée sur la mesure de la DCO de l'extrait obtenu après évaporation complète de ce solvant et saponification à la soude de l'extrait. Cette nouvelle méthode présente l'intérêt d'être tout

aussi sensible que la précédente et les résultats obtenus entre la méthode gravimétrique et cette dernière appliquée à des échantillons de concentrations proches de la limite de quantification (20 mg/l) ne sont pas significativement différents.

### 2.2.4. Urée

L'urée entièrement soluble dans l'eau est dosée à l'aide du kit urea-nitrogen (Sigma) dans le filtrat. Par action en milieu acide sur la diacétylmonoxime, un complexe coloré se forme. Il est mesurable par colorimétrie. Les concentrations sont calculées par rapport à une gamme d'étalonnage d'urée. La limite de détection de la méthode dans les conditions utilisées est de 0,2 mg/l en azote. Des essais n'ont pas mis en évidence d'interférence significative avec les protéines ni avec les glucides sur ce dosage. En revanche, les nitrites interfèrent sur ce dosage à raison de 0,07 mg N-urée par mg de N-NO₂⁻. La contribution de l'urée à la DCO est nulle (données non publiées Cemagref).

### 2.2.5. Acides aminés

La concentration en acides aminés solubles dans l'eau est déterminée d'après la méthode UDENFRIEND et coll. [1972] par fluorimétrie sur du filtrat après réaction sur la fluorescamine. La mesure de l'émission (spectrofluorimétrie) s'effectue à 487 nm après excitation à 390 nm. Les concentrations sont calculées par rapport à une gamme étalon préparée à partir de DL-leucine (Sigma). La limite de détection de cette méthode utilisée dans ces conditions est de 0,1 mg/l en azote. Des essais ont montré une légère interférence des protéines dissoutes sur ce dosage, à raison 3,2 mg/l de leucine pour 40 mg/l d'albumine sérique bovine (BSA). L'équivalent DCO/acide aminé appliqué dans les calculs qui suivent est de 16,3. Ce chiffre signifie qu'un équivalent azote exprimé en mg correspond à 16,3 mg de DCO (valeur expérimentale Cemagref à partie de la DL-leucine.)

## 3. Résultats

### 3.1. Caractérisation

#### 3.1.1. Caractérisation des eaux usées domestiques

La concentration en DCO totale des 14 effluents bruts collectés est comprise entre 240 et 930 mg/l. Les plus faibles DCO correspondent à des échantillons dilués par des eaux pluviales ou des eaux
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claires parasites. Les DCO les plus élevées sont imputables à des apports d'effluents industriels ou agroalimentaires. Calculée par rapport à la DCO totale des effluents bruts, la contribution de phase dissoute (filtration sur un filtre de porosité de 0,22 µm) est en moyenne de 34 %. Le coefficient de variation, égal à 8 %, traduit une faible variabilité de ce résultat.

La concentration en DCO des **14 effluents épurés** est comprise entre 28 et 267 mg/l et celle des MES entre 4 à 80 mg/l. Les valeurs plus élevées révèlent un dysfonctionnement de certaines stations d'épuration. La contribution de phase dissoute est en moyenne de 60 % avec une dispersion plus importante que pour les eaux non traitées (coefficient de variation égal à 35 %).

Les classes biochimiques sont exprimées en DCO calculées à partir de la DCO équivalente de chaque classe biochimique selon la relation :

$$ \% \text{ MO} = \frac{(\text{concentration dans la phase}) \times (\text{équivalent DCO/MO})}{(\text{DCO de la phase correspondante})} \times 100 $$

Les équivalents DCO/MO correspondant à chaque classe biochimique sont présentés dans le **tableau I**.

<table><caption>**Tableau I.** Équivalent DCO/MO pour chaque classe biochimique</caption><thead><tr><td>Glucides</td><td>Protéines (en N)</td><td>Lipides</td><td>Acides aminés (en N)</td></tr></thead><tbody><tr><td>1,07</td><td>7,5</td><td>2,3</td><td>16,3</td></tr></tbody></table>

Le **tableau II** présente la proportion des différentes classes biochimiques dans les eaux brutes d'origine domestique selon le cas considéré (eau brute, phase dissoute, phase particulière). Les résultats sont exprimés en contribution moyenne à la DCO (%) [plus ou moins l'écart-type].

<table><caption>**Tableau II.** Proportions des différentes classes biochimiques dans l'échantillon brut, la phase soluble et la phase particulière d'eaux brutes d'origine domestique</caption><thead><tr><td>Paramètres</td><td>Échantillon brut (% ± écart-type)</td><td>Phase dissoute (% ± écart-type)</td><td>Phase particulière (% ± écart-type)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Glucides</td><td>14,8 ± 2,2</td><td>10,5 ± 6,4</td><td>17,2 ± 4,1</td></tr><tr><td>Protéines</td><td>18,0 ± 6,0</td><td>9,6 ± 6,2</td><td>21,8 ± 6,6</td></tr><tr><td>Lipides</td><td>38,1 ± 6,6</td><td>19,4 ± 4,9</td><td>42,4 ± 12,2</td></tr><tr><td>Acides aminés</td><td>3 ± 2</td><td>8 ± 6</td><td>-</td></tr><tr><td>Matière organique identifiée</td><td>73,9 ± 6,3</td><td>47,7 ± 13,5</td><td>81,4 ± 5,4</td></tr></tbody></table>

Les lipides représentent la contribution la plus importante dans chacune des phases des eaux brutes. La part de la DCO expliquée dans les eaux brutes est de 75 % avec une composition mieux déterminée sous forme particulière (82 %) que sous forme dissoute (48 %). Pour des échantillons bruts, DIGNAC et coll. [2000], en utilisant des techniques chromatographiques sélectives, ont obtenu, pour une eau usée brute, un taux d'identification de 46 % et des concentrations de glucides et de protéines équivalentes. Les concentrations en lipides ne sont pas indiquées. Dans la phase dissoute (taux d'identification de 41 %), ils ont obtenu une concentration de protéines deux fois supérieure à celle des glucides. Selon les données bibliographiques (neuf références) collectées par SOPHONSIRI et MORGENROTH [2004], les lipides représentent la contribution la plus importante dans les eaux brutes décantées (35 % en moyenne) devant les protéines (20 %), puis les glucides (10 %), ce qui corrobore nos conclusions. Le **tableau III** présente la proportion des différentes classes biochimiques dans les eaux épurées d'origine domestique selon le cas considéré (eau brute, phase dissoute, phase particulière). Les résultats sont exprimés en contribution moyenne à la DCO (%) [plus ou moins l'écart-type].

Les protéines représentent la contribution la plus importante dans chacune des phases des eaux traitées (environ 30 % pour un échantillon brut). La part de la DCO expliquée dans les eaux épurées est de 52 % avec une composition mieux déterminée sous forme particulière (59 %) que sous forme dissoute (50 %).

Le traitement biologique des eaux résiduaires urbaines modifie la répartition des composantes de la matière organique dans chacune des phases

étudiées. On note une augmentation relative des protéines, plus résistantes au traitement biologique aérobie ou générées lors du traitement.

SOPHONSIRI et MORGENROTH [2004], en utilisant des techniques biochimiques, ont obtenu
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<table><caption>Tableau III. Proportions des différentes classes biochimiques dans l'échantillon brut, la phase soluble et la phase particulière d'eaux épurées d'origine domestiques</caption><thead><tr><th>Paramètres</th><th>Échantillon brut<br>(% ± écart-type)</th><th>Phase dissoute<br>(% ± écart-type)</th><th>Phase particulière<br>(% ± écart-type)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Glucides</td><td>11,4 ± 3,8</td><td>14,0 ± 7,7</td><td>10,5 ± 4,1</td></tr><tr><td>Protéines</td><td>28,8 ± 9,4</td><td>23,3 ± 9,6</td><td>35,8 ± 12,3</td></tr><tr><td>Lipides</td><td>8,2 ± 4,2</td><td>6,6 ± 4,3</td><td>13,0 ± 11,1</td></tr><tr><td>Acides aminés</td><td>4 ± 4</td><td>6 ± 8</td><td>–</td></tr><tr><td>Matière organique<br>identifiée</td><td>52,4 ± 14,2</td><td>49,9 ± 21,3</td><td>59,3 ± 17,5</td></tr></tbody></table>

des taux d'identification supérieurs (de l'ordre de 83 %) pour les eaux traitées (protéines 38 %, glucides 11 % et lipides 44 % [pour une eau usée composée de 82 % de lipides]). DIGNAC et coll. [2000] ont obtenu à l'aide de techniques chromatographiques des taux d'identification moitié plus faibles (22 %). Les concentrations de glucides et les protéines étaient du même ordre de grandeur.

Le taux de matière organique identifiée dans les eaux traitées est inférieur à celui des eaux brutes (52 % contre 75 %). Cette plus faible part pourrait s'expliquer par la création de substances humiques intégrant des cycles aromatiques [NAMOUR et MÜLLER, 1998 ; DIGNAC et al., 2000].

Le tableau IV présente la proportion des différentes classes biochimiques dans la fraction particulière ramenée à la DCO totale des eaux brutes et des eaux traitées d'origine domestique.

Dans les eaux brutes, toutes les classes biochimiques sont majoritairement présentes sous forme particulière. Dans les eaux traitées par des boues activées (traitement aérobie), c'est également le cas dans une moindre proportion qui est fonction de la concentrat-

<table><caption>Tableau IV. Part des différentes classes biochimiques dans la fraction particulière des eaux brutes et des eaux traitées d'origine domestique</caption><thead><tr><th>Paramètres</th><th>Eau brute<br>(% ± écart-type)</th><th>Eau traitée<br>(% ± écart-type)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Glucides</td><td>77,5 ± 12,2</td><td>34,9 ± 13,9</td></tr><tr><td>Protéines</td><td>83,3 ± 5,9</td><td>50,6 ± 23,5</td></tr><tr><td>Lipides</td><td>82,7 ± 5,2</td><td>46,6 ± 27,6</td></tr><tr><td>Acides aminés</td><td>–</td><td>–</td></tr><tr><td>Matière organique<br>identifiée</td><td>83,7 ± 18,9</td><td>58,7 ± 15,9</td></tr><tr><td>Matière organique<br>non identifiée</td><td>16,3 ± 18,3</td><td>41,3 ± 15,9</td></tr></tbody></table>

tion des matières en suspension résiduelles dans l'eau épurée et du niveau de traitement.

### 3.1.2. Caractérisation des substrats d'origine agroalimentaire

Le tableau V rassemble les concentrations en DCO et en MES et la proportion des différentes classes biochimiques identifiées dans les échan-

tillons bruts d'origine agroalimentaire (abattoir, fromagerie, féculerie) et d'origine domestique, exprimés en contribution moyenne à la DCO (%).

Les eaux d'origine agroalimentaire se caractérisent par des DCO plus élevées que celles des eaux résiduaires urbaines. La charge en DCO particulière de l'effluent de féculerie est très faible.

Le tableau VI présente la proportion des différentes classes biochimiques ramenées à la DCO dans les phases dissoutes et particulaires des eaux d'origine agroalimentaire étudiées (abattoir, fromagerie, féculerie).

L'effluent d'abattoir brut a pour caractéristique principale d'être riche en protéines, surtout dans la phase dissoute (38 %). Les lipides, également importants en proportion, se trouvent essentiellement dans la phase particulière dans laquelle ils contribuent à plus de 50 % de la DCO. La part de matière organique identifiée, qui est ici de 68 %, pourrait l'être davantage, les acides aminés n'ayant pas été dosés.

L'effluent de fromagerie présente le taux de matière organique identifiée le plus faible des eaux résiduaires étudiées (51 %). L'acide lactique, généralement très présent dans ce type d'eau, n'ayant pas été dosé ici peut expliquer ce faible taux d'identification. La faible proportion de glucides (environ 5 %) se répartit équitablement dans les deux phases. Le taux de protéines (17 %), proche de celui des eaux domestiques, est plus particulièrement imputable à la phase particulière (25 %). Les lipides sont présents en proportion non négligeable (26 %), et surtout concentrés dans les particules de l'échantillon.

La matière organique contenue dans l'effluent de féculerie a pour caractéristique principale d'être presque entièrement sous forme dissoute. La DCO de sa phase particulière ne représente que 7 % de la DCO totale contre 50 à 70 % pour les autres types d'eaux
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<table><caption>Tableau V. Demande chimique en O₂ (DCO), matières en suspension (MES) et proportion des différentes classes biochimiques dans des eaux brutes d'origine agroalimentaire</caption><thead><tr><th>Paramètres</th><th>Abattoir</th><th>Fromagerie</th><th>Féculerie</th><th>Domestique</th></tr></thead><tbody><tr><td>MES (mg/l)</td><td>1 484</td><td>303</td><td>205</td><td>271</td></tr><tr><td>DCO (mg/l) (% particulière)</td><td>4 605 (54,2)</td><td>1 059 (53,1)</td><td>3 725 (6,9)</td><td>550 (67)</td></tr><tr><td>Glucides (%)</td><td>11,7</td><td>4,9</td><td>77,7</td><td>14,8</td></tr><tr><td>Protéines (%)</td><td>29,1</td><td>16,9</td><td>4,3</td><td>18,0</td></tr><tr><td>Lipides (%)</td><td>27,6</td><td>25,6</td><td>0,2</td><td>38,1</td></tr><tr><td>Acides aminés (%)</td><td>–</td><td>4,1</td><td>2,2</td><td>3</td></tr><tr><td>Matière organique identifiée (%)</td><td>68,4</td><td>51,5</td><td>84,4</td><td>73,9</td></tr></tbody></table>

<table><caption>Tableau VI. Proportion (en %) des différentes classes biochimiques dans des phases dissoutes et particulaires d'eaux brutes d'origine agroalimentaire</caption><thead><tr><th rowspan="2">Classes</th><th colspan="3">Phase dissoute</th><th colspan="3">Phase particulaire</th></tr><tr><th>Abattoir</th><th>Fromagerie</th><th>Féculerie</th><th>Abattoir</th><th>Fromagerie</th><th>Féculerie</th></tr></thead><tbody><tr><td>Glucides</td><td>7,8</td><td>5,3</td><td>78,8</td><td>15,0</td><td>4,6</td><td>61,8</td></tr><tr><td>Protéines</td><td>38,4</td><td>8,1</td><td>–</td><td>21,3</td><td>24,7</td><td>–</td></tr><tr><td>Lipides</td><td>0,8</td><td>3,8</td><td>–</td><td>50,3</td><td>44,8</td><td>–</td></tr></tbody></table>

brutes étudiées. La matière organique des eaux de féculerie est constituée à près de 80 % de glucides presque entièrement solubles. Une telle concentration en glucide n'a pas permis d'exprimer correctement la teneur en protéines. En effet, étant donné l'interférence des monosaccharides dissous sur le dosage, d'une part, et la faible quantité de MES présente dans cet échantillon, d'autre part, les proportions en ces deux classes biochimiques résultantes du calcul atteignent des valeurs supérieures à 100 %.

Le tableau VII présente la concentration en DCO et la proportion des différentes classes biochimiques dans les eaux traitées d'abattoir et de fromagerie [exprimées en contribution moyenne à la DCO (%)].

La matière organique identifiée représente 50 à 65 % de la DCO des eaux résiduaires concentrées étudiées.

<table><caption>Tableau VII. Part des différentes classes biochimiques dans les eaux traitées d'abattoir et de fromagerie</caption><thead><tr><th>Paramètres</th><th>Abattoir</th><th>Fromagerie</th></tr></thead><tbody><tr><td>DCO (mg/l) (% particulière)</td><td>63 (41,8)</td><td>48 (75)</td></tr><tr><td>Glucides (%)</td><td>10,5</td><td>10,2</td></tr><tr><td>Protéines (%)</td><td>21,3</td><td>41,4</td></tr><tr><td>Lipides (%)</td><td>32,9</td><td>&lt; 1</td></tr><tr><td>Acides aminés (%)</td><td>–</td><td>&lt; 5</td></tr><tr><td>Matière organique identifiée (%)</td><td>64,7</td><td>51,6</td></tr></tbody></table>

Les abattements de DCO au cours du traitement sont supérieurs à 95 %. Dans le cas de l'effluent d'abattoir, la répartition entre classes de la MO entre l'eau brute et l'effluent épuré est peu modifiée par le traitement. Pour l'effluent de fromagerie, les protéines deviennent majoritaires après traitement tandis que le taux de lipides chute fortement, comme dans le cas des eaux usées domestiques.

## 3.2. Biodégradabilité

Les cinétiques de dégradation aérobie des différentes classes biochimiques d'eaux résiduaires domestiques et d'origine agroalimentaire ont été examinées au laboratoire.

### 3.2.1. Biodégradabilité des eaux résiduaires domestiques

Tests appliqués à des eaux brutes d'origine urbaine

Afin d'illustrer l'évolution de la matière organique au cours d'un processus de dégradation aérobie, différents paramètres sont représentés en fonction du temps :

- DCO dissoute ;

- DCO correspondante à la matière organique identifiée par les glucides, lipides, protéines et acides aminés dosés et calculés selon (3.1.1) ;
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– et nitrites exprimés en équivalents DCO à raison de 1,14 mg d'oxygène par mg de N-NO₂⁻ (stœchiométrie de la réaction d'oxydation et valeur vérifiée au laboratoire).

Des expérimentations réalisées sur quatre eaux résiduaires, il en ressort deux tendances présentées aux figures 1 et 2.

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>Figure 1. Station d'épuration (STEP 1), évolution de la demande chimique en O₂ (DCO) et du N-NO₂</figcaption></figure>

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>Figure 2. Station d'épuration (STEP 2), évolution de la demande chimique en O₂ (DCO) et du N-NO₂</figcaption></figure>

Dans le cas où les nitrites ne se forment pratiquement pas (figure 1), la DCO dissoute diminue rapidement pour se stabiliser aux alentours de 20 à 30 mg/l. La DCO identifiée représentant l'ensemble des grandes classes biochimiques évolue en général de la même manière.

Dans l'autre cas (figure 2), à la suite de la montée progressive de la concentration en N-NO₂⁻ qui atteint 50 mg/l (équivalent DCO) en 15 jours, la DCO fait un palier aux alentours de 100 mg/l. Puis, suite à la disparition des nitrites (consécutive à l'ajout de 3,5 mg de N-NH₄⁺ par litre d'échantillon apportant l'azote nécessaire pour le développement bactérien), la DCO totale

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>DCO : demande chimique en oxygène.
Figure 3. Évolution des classes biochimiques correspondantes (voir figure 1)</figcaption></figure>

retrouve une tendance normale. En effet, les nitrites, lors de leur oxydation, contribuent à la DCO d'une façon non négligeable pour former des nitrates selon 16 mg d'oxygène pour 14 mg d'azote nitrite. Ils contribuent donc à augmenter la DCO lorsque les eaux sont riches en cette forme azotée.

La figure 3 qui est associée à la figure 1 présente l'évolution des classes biochimiques en fonction du temps.

Dans tous les cas d'eaux brutes d'origine urbaine, les cinétiques de disparition de ces familles biochimiques sont similaires et peuvent se résumer ainsi : les lipides, par leur caractère hydrophobe, présentant une plus grande affinité vis-à-vis des MES issues principalement de la boue d'ensemencement, disparissent le plus rapidement, précédant les acides aminés et les sucres (figure 4). Les protéines sont dégradées plus lentement et leur teneur résiduelle reste la plus élevée. Ainsi, après 21 jours environ d'aération, les proportions respectives des différentes classes biochimiques dans la phase dissoute sont les suivantes : 3 % de lipides, 10 % d'acides aminés, 20 % de sucres et 40 % de protéines. Ces chiffres sont à rapprocher des observations réalisées sur la phase dissoute des eaux

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>DCO : demande chimique en oxygène.
Figure 4. Évolution des sucres</figcaption></figure>
épurées d'origine domestique (tableau III) : 6,6 % de lipides, 6 % d'acides aminés, 14 % de sucres et 23 % de protéines. Il se confirme que les protéines restent majoritaires dans la phase dissoute des eaux usées traitées par voie biologique aérobie.

### 3.2.2. Biodégradabilité des effluents agro-alimentaires

La biodégradabilité des effluents bruts d'abattoir, de fromagerie et de féculerie a également été étudiée. La phase dissoute obtenue par centrifugation au laboratoire de lisier de porc a également été soumise au test. La figure 5 présente l'évolution de la DCO totale de chacun de ces substrats.

<figure><img src="image_41.png" /></figure>

IAA : industries agroalimentaires.

<caption>Figure 5. Évolution de la demande chimique en oxygène (DCO) au cours du test sur des effluents agroalimentaires</caption>

Pour les effluents de féculerie dont la DCO dissoute est initialement supérieure à 3 500 mg/l, le plateau correspondant à la composition de la DCO réfractaire (20-30 mg/l) est atteint en moins de 10 jours. La DCO de l'effluent de fromagerie (initialement de l'ordre de 500 mg/l), se stabilise également autour de 20 mg/l en quelques jours. Dans le cas des effluents d'abattoirs (DCO initiale de l'ordre de 2 000 mg/l), la

durée de stabilisation est du même ordre et la DCO résiduelle un peu plus élevée (90 mg/l). La DCO du lisier centrifugé reste élevée (passage de 1 000 à 800 mg/l en 25 jours). À noter également l'absence de formation significative de nitrites.

L'évolution des grandes classes biochimiques de la MO sur effluent d'abattoir est présentée figure 6. Les tendances observées avec les effluents domestiques sont retrouvées. La disparition des lipides précède celle des sucres puis des protéines. Ces observations sont à rapprocher de celles de SOPHONSIRI et MORGENROTH [2004] qui affichent des teneurs en protéines relativement élevées après traitement aérobie (47 % environ). Il subsiste dans ce bruit de fond de MO restante, des traces de monomères comme les monosaccharides et d'acides aminés que l'on met en évidence.

### 3.2.3. Matière organique réfractaire

Les caractéristiques de ces différents effluents soumis au test de biodégradation aérobie en 21 jours reflètent l'état de la matière organique réfractaire soluble responsable ainsi de la DCO dite « dure ». Le tableau VIII donne la composition moyenne de cette matière réfractaire

<table><thead><tr><td>Paramètres</td><td>Domestique</td><td>Abattoir</td><td>Fromagerie</td><td>Féculerie</td><td>Lisier</td></tr></thead><tbody><tr><td>DCO totale</td><td>28</td><td>90</td><td>20</td><td>22</td><td>800</td></tr><tr><td>DCO identifiée</td><td>15</td><td>43</td><td>10</td><td>14</td><td>500</td></tr><tr><td>Sucres totaux</td><td>3,6</td><td>15,5</td><td>1,4</td><td>3,2</td><td>122</td></tr><tr><td>Monosaccharides</td><td>1,6</td><td>3,2</td><td>0,9</td><td>1,5</td><td>48</td></tr><tr><td>Polysaccharides</td><td>2</td><td>11,3</td><td>0,5</td><td>1,7</td><td>74</td></tr><tr><td>Protéines</td><td>8,3</td><td>25,5</td><td>3,7</td><td>9,7</td><td>332</td></tr><tr><td>Lipides</td><td>1,3</td><td>1,8</td><td>1,5</td><td>0,5</td><td>1,1</td></tr><tr><td>Acides aminés</td><td>1,8</td><td>-</td><td>3,4</td><td>1,5</td><td>45</td></tr></tbody></table>

Valeurs exprimées en mg d'équivalent de demande chimique en O₂ par litre (DCO/l) des différents effluents.

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>Tableau VIII. Composition moyenne de la matière organique réfractaire identifiée après 21 jours d'aération selon les conditions du test</figcaption></figure>

DCO : demande chimique en oxygène ; IAA : industries agroalimentaires.

<caption>Figure 6. Évolution des classes biochimiques sucres, protéines et lipides au cours du test sur des effluents agroalimentaires</caption>
susceptible de ne plus évoluer (qui peut également avoir comme origine une lyse de flocs bactériens).

Après 21 jours de test de biodégradation aérobie, la MO dissoute des eaux brutes représente entre 1 % et 5 % de la charge d'origine. La composition du « talon dur » soluble ne dépend pas de la concentration initiale de la MO dissoute, mais semble être liée à la concentration en protéines au départ. En effet, les effluents domestiques, ceux de la fromagerie et de la féculerie dont les DCO dissoutes initiales sont très différentes (180, 500 et 3 500 mg/l) et les concentrations initiales de protéines inférieures à 50 mg/l en équivalent DCO ont tous, après traitement, des DCO dissoutes comprises entre 20 et 30 mg/l et des concentrations en protéines résiduelles inférieures à 10 mg/l en équivalent DCO. En revanche, l'effluent d'abattoir dont la DCO dissoute du départ se situe entre celle de la fromagerie et celle de la féculerie avec une concentration élevée en protéines égale à 810 mg/l en équivalent DCO, présente une DCO réfractaire de 90 mg/l associée à une concentration résiduelle en protéine de 25 mg/l en équivalent DCO. Le lisier centrifugé, après 21 jours, contient encore une concentration résiduelle en protéine de 332 mg/l en équivalent DCO associée à une DCO de 800 mg/l. Dans tous les cas, nous constatons que les monomères comme les acides aminés et les monosaccharides subsistent toujours à l'état de traces.

## Conclusions

Les outils de quantification des espèces biochimiques appliqués aux effluents bruts et traités de STEP nous ont permis de mieux caractériser la matière organique les composant. Ces méthodes sont faciles à mettre en œuvre, pratiques, sensibles et ne nécessitent pas un matériel très sophistiqué.

• La part de la DCO expliquée dans les eaux brutes domestiques à l'aide de ces méthodes est de l'ordre de 75 %, celle des eaux épurées de l'ordre de 50 %.

• La DCO identifiée des eaux brutes domestiques est constituée de 38 % de lipides, 18 % de glucides et 15 % de protéines, celle des eaux épurées de 8 % de lipides, 11 % de glucides et 29 % de protéines. Le traitement biologique des eaux résiduaires urbaines accroît la part de protéines dans les phases soluble et particulaire.

• Dans les eaux brutes domestiques, toutes les classes biochimiques sont majoritairement (de l'ordre de 80 %) présentes sous forme particulaire.

• La part de la DCO expliquée dans les eaux brutes d'industries agroalimentaires (abattoir, fromagerie, féculerie) à l'aide de ces méthodes est comprise entre 50 et 85 %, celle des eaux épurées entre 50 et 65 %.

• Pour les eaux brutes de fromagerie (riches en lipides) et d'abattoir (riches en protéines et en lipides), les protéines deviennent majoritaires dans la phase dissoute après traitement, tandis que les lipides le sont dans la phase particulaire.

• Les eaux usées brutes de féculerie sont composées de plus de 80 % de glucides solubles. Les protéines n'ont pas pu être mesurées dans ces eaux (interférences).

• L'application d'un test de biodégradation aérobie durant 21 jours aux eaux usées domestiques a mis en évidence une dégradation plus rapide des lipides et des glucides que celle des protéines. Après 5 à 10 jours, les compositions sont quasi stabilisées. La DCO soluble réfractaire après 21 jours est comprise entre 20 et 30 mg/l, la concentration en protéines résiduelle dissoute étant voisine de 10 mg/l en équivalent DCO.

• L'application du test aux eaux usées d'industries agroalimentaires a confirmé la quasi-stabilisation de la DCO totale et des classes biochimiques étudiées après quelques jours, validant la durée du test.

• La composition du « talon dur » soluble pourrait être liée à la concentration en protéines de l'eau usée : les concentrations en DCO dissoute des eaux usées domestiques, de fromagerie et de féculerie sont éloignées (180, 500, 3 500 mg/l), leur concentration en protéines étant, par contre, toutes inférieures à 50 mg/l en équivalent DCO. Après traitement, la concentration en DCO soluble réfractaire de ces trois eaux est comprise entre 20 et 30 mg/l, leur concentration en protéines résiduelle restant inférieure à 10 mg/l en équivalent DCO.

## Remerciement

Les auteurs remercient tout particulièrement J.-L. BECKERT et J.-M. PERRET de l'équipe épuration du Cemagref qui par leur travail de terrain ont été d'une grande aide.
## Bibliographie

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## Résumé

### D. GORINI, J.-M. CHOUBERT, P. LE PIMPEC, A. HÉDUIT

#### Caractérisation et biodégradabilité des eaux résiduaires

Des méthodes de dosage des glucides, protéines, lipides, acides aminés et urée ont été validées et appliquées au fractionnement d'eaux résiduaires domestiques et agroalimentaires (avant et après traitement biologique). Les cinétiques de dégrada-tion aérobie de ces différentes fractions ont égale-ment été étudiées au laboratoire. Cette étude a porté sur 13 eaux résiduaires de type domestique prélevées sur neuf sites, ainsi que sur quatre eaux résiduaires d'origine agroalimentaire. La part de la demande chimique en oxygène (DCO) expliquée est comprise entre 50 et 85 % selon le cas. Le traitement biologique des eaux résiduaires urbaines

accroît la part de protéines dans les phases soluble et particulaire. Pour les eaux brutes de fromagerie (riches en lipides) et d'abattoir (riches en protéines et en lipides), les protéines devien-nent majoritaires dans la phase dissoute après traitement tandis que les lipides le sont dans la phase particulaire. La DCO réfractaire soluble des eaux résiduaires urbaines, de féculerie ou d'abat-toir après 21 jours est comprise entre 20 et 30 mg/l, la concentration en protéines résiduelle dissoute étant voisine de 10 mg/l. La DCO réfrac-taire pourrait être liée à la concentration initiale en protéines des eaux usées.

## Abstract

### D. GORINI, J.-M. CHOUBERT, P. LE PIMPEC, A. HÉDUIT

#### Characterisation and biodegradability of wastewaters

Methods of dosage of carbohydrates, proteins, lipids, amino acids and urea have been validated and applied to the fractionation of domestic and food-processing wastewaters (before and after bio-logical treatment). The kinetics of aerobic degrada-tion of these various fractions were also studied in the laboratory. This study concerned 13 domestic wastewaters taken from 9 facilities, as well as from 4 food-processing wastewaters. The identified part of COD is between 50 and 85 % according to the wastewater that is characterized. The biological treatment of domestic wastewaters increases the part of proteins in the soluble fraction and in the

suspended solids. For the wastewaters released from cheese dairy (rich in lipids) and slaughter-houses (rich in proteins and in lipids) wastewaters, the dissolved phase after treatment is mainly composed of proteins whereas the suspended solids are mostly composed of lipids. The dissolved refractory COD fraction of wastewater released by domestic, starch industry and slaughterhouses obtained after 21 days of aeration is in the range of 20 to 30 mg/l, the concentration in proteins being nearby 10 mg/l. The refractory COD (in treated effluent) could be connected to the initial concen-tration in proteins contained in wastewaters.
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Lit bactérien avec caissons modulaires à ossature bois

## CARACTERISATION DE L'ETAT DES CANALISATIONS

Une expertise matériaux pour la caractérisation des canalisations de distribution d'eaux, des réseaux d'assainissement, des réseaux de chauffage urbain et des réseaux industriels (réseaux d'incendie, eaux de process...):

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* qualifier l'état structurel des canalisations

<figure><img src="image_46.png" /></figure>

* évaluer la durée de vie résiduelle des canalisations fontes, aciers

* évaluer le vieillissement des canalisations PE, PVC

<figure><img src="image_47.png" /></figure>

* hiérarchiser et proposer des plans de renouvellement

* proposer un outil de diagnostic de canalisation et de gestion patrimoniale

La gestion patrimoniale s'inscrit dans une politique de développement durable. Mieux connaître et mieux renouveler les réseaux contribuent à améliorer notre empreinte écologique.

### Laboratoires spécialistes des analyses de l'environnement

labo.materiaux@veolia.com
Tél. 02 31 15 10 20
www.cae-laboratoires.com
# ADEQUAPRESS
## LA DESHYDRATATION ADEQUATE DES BOUES

10 Wh/kg MS

<figure><img src="image_48.png" /></figure>

30 à 50 fois moins d'électricité,

50 % moins de polymère,

Taux de disponibilité proche de 100 %,

Simple - Propre - Compacte

Plus de nuisances sonores, vibratoires ou olfactives...

**ADEQUAPRESS libère l'exploitant!**

## COÛTS D'EXPLOITATION COMPARATIFS
### STEP DE 10 000 EH

<table><thead><tr><th colspan="2">Technologie</th><th>Centrifugeuse</th><th>Adequapress</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Données de base</td><td>Régime de fonctionnement</td><td>5 jours x 8 h</td><td>5 jours x 15 h</td></tr><tr><td>Objectif de siccité</td><td>20% ± 2</td><td>20% ± 2</td></tr><tr><td>Production de boues par an (t MS/an)</td><td>240</td><td>240</td></tr><tr><td rowspan="2">Electricité</td><td>Puissance installée (kW)</td><td>37</td><td>0,99</td></tr><tr><td>Coût consommation électrique (€/an)</td><td>5 772 €</td><td>290 €</td></tr><tr><td rowspan="2">Polymères</td><td>Consommation polymère (T/an)</td><td>2,64</td><td>1,44</td></tr><tr><td>Coût consommation polymère (€/an)</td><td>11 880 €</td><td>4 320 €</td></tr><tr><td rowspan="2">Chlorure ferrique</td><td>Consommation Chlorure ferrique (T/an)</td><td>-</td><td>7,2</td></tr><tr><td>Coût consommation chlorure ferrique (€/an)</td><td>-</td><td>648 €</td></tr><tr><td>Eau</td><td>Coût consommation eau (€/an)</td><td>1 560 €</td><td>585 €</td></tr><tr><td rowspan="2">Main d'œuvre</td><td>Centri: 1 h/jour; Adequapress: 1 h/sem. (H.homme)</td><td>260</td><td>52</td></tr><tr><td>Coût total MdO (€/an)</td><td>5 200 €</td><td>1 040 €</td></tr><tr><td>Maintenance</td><td>Centrifugeuse: 10 ; Adequapress: 1 (k€/3ans)</td><td>3 333 €</td><td>333 €</td></tr><tr><td rowspan="2">TOTAL</td><td>Coût d'exploitation annuel (€/an)</td><td>27 745 €</td><td>7 216 €</td></tr><tr><td>Coût d'exploitation relatif (€/t MS)</td><td>116 €</td><td>30 €</td></tr></tbody></table>

Ecart coût d'exploitation = 20 529 €/an

## ADEQUATEC
### Eco-Technologies propres

Tel : 01 47 84 70 04 / www.adequatec.com / contact@adequatec.com

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ADEQUATEC