Traitement des eaux usées et des boues de vidange par lits de séchage plantés

Bref aperçu de l’état de la recherche sur ces différents facteurs

Etat de la recherche sur la fréquence et la variabilité des boues

Les exigences pour assurer un fonctionnement durable des lits plantés sont d’optimiser l’aération du f iltre pour garantir des conditions aérobies, de contrôler la croissance de labiomasse et de favoriser la minéralisation des dépôts de matière organique résultant des matières en suspension (MES) retenues à la partie supérieure des filtres (Molle et al., 2006).
Au niveau des lits de séchage plantés, l’apport d’oxygène par les racines des hélophytes est de loin insuffisant. La plus grande partie de l’apport d’oxygène entre dans le système sous forme dissoute dans les eaux usées ou directement par diffusion et convection (Platzer et Mauch, 1997; Molle et al., 2012; Petitjean et al., 2012). Aussi, le colmatage des lits entrave gravement le transport de l’oxygène et donc entraîne une défaillance très rapide des performances du système (Langergraber, 2003). Le colmatage du substrat reste de loin le plus gros problème de fonctionnement des lits de séchage plantés à écoulement vertical (Langergraber, 2003; Molle et al., 2006).
Cependant, si l’oxygène dissous présent dans les eaux usées peut être négligé par rapport à la quantité d’oxygène nécessaire pour l’oxydation de la matière organique, ce n ‘est pas le cas pour l’oxygène fourni par les mécanismes de convection et de diffusion (Molle et al., 2006).
Or, ces deux mécanismes sont intimement liés au mode d’alimentation (Molle et al., 2006; Prochaska et al., 2007; Petitjean et al., 2012). Ainsi, pour parvenir à une répartition équilibrée des eaux usées à la surface du lit et améliorer le transport par convection de l’oxygène dans la couche de sable, les lits de séchage plantés à flux vertical ont été alimentés par intermittence (Langergraber, 2003). Toutefois, l’alimentation par bâchées à fréquence élevée est certes bénéfique pour le temps de rétention hydraulique, mais négative pour l’oxygénation et le contrôle de la siccité des matières en suspension retenues à la surface du lit (Molle et al., 2006). De plus l’application de grands volumes d’eaux usées est considérée par Dominiak et al.(2011b) comme pouvant être un facteur important du colmatage des lits.
À ce jour, de nombreuses études montrent que la fréquence d’alimentation diffère selon les zones climatiques. Dans les régions tropicales humides la tendance est d’une seule alimentation par semaine avec une période de repos d’une semaine entre les charges élevées de boues de vidange domestiques (Kengne et al., 2008). Sous climat tempéré, Prochaska et al. (2007) ont alimentés des lits de séchage avec une fréquence de deux alimentations par semaine avec de petites charges hydrauliques. Enfin, dans les pays méditerranéens, la recommandation est d’une alimentation parsemaine et trois semaines de repos en hiver, etune semaine d’alimentation pour une semaine (dans le cadre des charges en boues faibles) ou deux (dans le cadre des charges élevées) semaines de repos en été (Stefanakis et Tsihrintzis, 2011).
Toutes ces adaptations liés au climat ne sont pas faites pour seulement éviter le colmatage et l’asphyxie du milieu filtrant, mais aussi pour maintenir un développement optimal des plantes. En fait, l’augmentation de la fréquence d’alimentation des boues en été est importante pour la survie des plantes (Stefanakis et Tsihrintzis, 2011), d’autant que les plantes poussent mieux sur les lit alimentés avec des charges élevées (Hardej et Ozimek, 2002; Kengne et al., 2008; Cheng et al., 2011). Par contre, des charges et fréquences d’alimentation faibles conduiraient au flétrissement des plantes (Stefanakis et Tsihrintzis, 2011).

Généralités sur l’assainissement

Problématique de la démographie dans les pays en développement face au urgences en assainissement

La population du globe a dépassé les 7 milliards d’habitants en 2011 et, selon les projections, elle atteindra les 9 milliards d’ici 2050. La croissance démographique est généralement plus forte dans les pays les plus pauvres, où la fécondité est plus élevée (U.N., 2011) . En effet, le taux de fécondité des pays les moins avancés est de 4,5 % alors qu’il n’est que de 1,7 % pour les pays développés. En Afrique subsaharienne il est encore plus élevé, de l’ordre de 5,1 % alors que la moyenne mondiale est de 2,5 % (U.N., 2011).

Réutilisation des eaux usées et des excréta en agriculture: avantages et risques

Avantages de la réutilisation des eaux usées et des excréta

Généralités sur la réutilisation des eaux usées et des excréta

La demande en eau augmente aujourd’hui de façon exponentielle. Avec une population mondiale qui devrait passer de 6,5 milliards en 2010 à 9,5 milliards en 2050 et la demande sans cesse croissante de nourriture et biens manufacturés, la pression sur les ressources limitées en eau douce deviendra insoutenable. Les conflits autour des ressources en eau semblent résolus à em pirer dans le contexte des changements climatiques. Une gestion efficace des ressources en eau doit répondre aux préoccupations de qualité et de quantité. Une eau de bonne qualité ne devrait être réservée qu’à la consommation humaine et les usages domestiques alors qu’une eau de moins bonne qualité pourrait être affectée à des usages moins exigeants en terme de qualité (Molle et al., 2012).
La réutilisation des eaux usées et des excrétas en agriculture est connu depuis 1865 en Angleterre et depuis 1904 au Mexique (Mara et Cairncross, 1991 ). Dans les pays où l es ressources en eau sont rares, telles que la Méditerranée méridionale et orientale, l’Australie,l’Espagne et le sud-ouest des États-Unis, la réutilisation des eaux usées traitées est bien développée. Par conséquent, ces pays présentent le plus grand nombre d’exemples organisés de réutilisation d’eaux usées traitées (Molle et al., 2012). Le nombre d’agriculteurs qui utilisent les eaux usées traitées, partiellement traitées ou brutes est estimé à 200 millions de personnes et les surfaces irriguées avoisinent les 20 millions d’hectares à t ravers le monde (Kurian et al., 2012). Cette pratique est connue à Dakar dans la zone des Niayes. Elle se renforce de plus en plus du simple fait que, selon les maraichers, elle permet une économie d’eau et d’intrants (Ndiaye et al., 2011).
Les eaux usées traitées sont, en effet, considérées comme une ressource et une source de nutriments pour les plantes, et non comme des déchets (Molle et al., 2012). D’une part, les eaux traitées fournissent de façon durable la ressource en eau nécessaire pour le sol, indépendamment de la saison. D’autre part, les nutriments organiques et inorganiques présentes dans les eaux usées traitées font que l’eau qui est recyclée comme source d’irrigation pour l’agriculture devient une source d’engrais. Les eaux traitées utilisées pour l’irrigation fonctionnent, en effet, comme une engrais à libération lente qui fournit une alimentationlégère mais constante de nutriments pour les plantes cultivées (Yu et al., 2012).

Aperçu sur le niveau d’acceptation de la réutilisation des eaux usées, des excréta et des biosolides

Un des problèmes essentiels de la réutilisation des eaux usées et des boues de vidange traitées est l’acceptation des populations. Cette appréciation est aussi diverse qu’il y’a de parties intéressées par cette réutilisation.
Les éléments de bibliographie ci-après montrent à s uffisance ces divergences sur la réutilisation des eaux usées et des boues de vidange ainsi que de leurs sous-produits. Les consommateurs déclarent souvent selon Molle et al.(2012) qu’ils préfèrent ne pas manger de la nourriture produite par les eaux usées. Par ailleurs, ils ne sont généralement pas conscients quand ils en consomment (Molle et al., 2012). Les agriculteurs quant à eux sont d’avis que les excréta améliorent la structure du sol et constituent une très bonne source d’éléments nutritifs (Cofie et al., 2010). Cependant, la plupart d’entre eux préfèrent réutiliser les eaux usées qu’ils ont produites mais pas celles des autres (Molle et al., 2012). Ils conviennent égalementque les excreta produisent une odeur fétide, hostile à l’environnement et peuvent poser des risques sanitaires. D’autres sont, par ailleurs, en désaccord sur le fait que les excreta provoqueraient une contamination des aliments (Cofie et al., 2010). D’ailleurs ceux qui s’activent autour de la station de traitement des eaux usées des Niayes soutiennent qu’ils consomment les légumes irrigués avec ces eaux sans pour autant développer des maladies. De tels résultats minimisant le risque de contamination des cultures ont été corroborés par certains auteurs. En effet, les travaux de Aiello et al. (2007) ont montré que la contamination microbienne des fruits de tomate était négligeable. Toutefois, les agriculteurs eux mêmes emploient plusieurs méthodes de prévention des risques telles que l’irrigation au goutte à goutte, le lavage des produits, le choix de l’eau selon des critères de qualité intuitifs tels que l’odorat et occasionnellement le goût (Molle et al., 2012). Malgré les risques potentiels, cette activité peut contribuer considérablement à l a sécurité alimentaire, au renforcement du potentiel économique, à l’aménagement de l’espace urbain, bref à l’amélioration des conditions et du cadre de vie des catégories d’acteurs engagés dans cette activité en particulier et des populations en général (Kenmogne et al., 2010). Tout ceci ne peut se faire que dans le cadre d’une adaptation destechniques de traitement des eaux usées aux usages futures.

Risques liés à la réutilisation des eaux usées, des excréta et des biosolides

A côté des aspects positifs (bon rendement, diminution de l’utilisation d’engrais organique ou minéral), la réutilisation des eaux usées brutes peut entraîner des effets néfastes chez l’homme et sur l’environnement (Ndiaye, 2009; Ndiaye et al., 2010; Ndiaye et al., 2011). Dans le cadre de la réutilisation des eaux usées e n agriculture, il y a plusieurs questions à aborder. La première concerne la santé publique dont les effets sont aigus et cumulatifs, l’autre est relative aux aspects agrotechniques dont les effets sur les cultures, les sols et les systèmes d’irrigation, et le dernier concerne les effets de la salinité sur le sol, les cultures et la plus critique, l’accumulation de sel dans les couches du sol et dans les aquifères insaturés (Yu et al., 2012).
Les eaux usées domestiques contiennent divers types de polluants qu’on a l’habitude de classer en pollution primaire, secondaire, tertiaire et quaternaire. La pollution primaire est dans l’ensemble constituée par les matières en suspension responsables de la turbidité des eaux. La pollution secondaire est constituée par la matière organique. La pollution tertiaire regroupe tous les polluants minéraux dont les formes minérales de l’azote et du phosphore et, les métaux lourds et les éléments en trace métalliques. La pollution quaternaire quant à elle est constituée par les microorganismes et les parasites(Diop, 2010).
L’utilisation des eaux usées et des excréta en agriculture constitue une source importante de propagation de salmonelles et autres protozoaires infectieux dans l’environnement (Melloul et al., 2002). D’ailleurs, selon Pescod (1992), les virus, les bactéries et les parasites peuvent être présents dans les eaux usées brutes à d es concentrations élevées et y survivre pendant de longues périodes. Le tableau 1.5 donn e le temps de survie de certains microorganismes et parasites.

Bref aperçu sur les technologies à faible coût de traitement

Principe du traitement

Les boues de vidange sont des effluents solides fortement chargés en MS avec de fortes concentrations en solide. Elles sont trop liquides pour être traitées comme des déchets solides et trop solides pour être traitées par les technologies utilisées pour le traitement des eaux usées domestiques. Ces caractéristiques gouvernent toutes les technologies de traitement. Le principe du traitement se base ainsi sur une séparation des solides et des liquides. Après cette séparation, les phases solides et liquides seront traitées avec des technologies spécifiques à chaque phase.

Différentes technologies de traitement à faibles coûts

La figure 2.1 est une vue d’ensemble des principales technologies, à faibles coûts, utilisées dans les traitement des boues de vidange domestiques. Certains ont déjà fait l’objet d’investigation par l’Eawag/Sandec et ses partenaires en Argentine, au Ghana, en Thaïlande, aux Philippines et au Sénégal (Strauss et al., 1997; Ingallinella et al., 2002; Cofie et al., 2006; Dème, 2008; Sonko, 2008; Tine, 2008; Abiola, 2009). Les technologies les plus appropriées doivent être déterminées au cas par cas sur la base de la prise en compte des conditions particulières (économiques, institutionnelles, climatiques, légales, etc.) qui prévalent dans chaque pays, du système de management des boues de vidange et des caractéristiques des boues de vidange souvent très variables (Ingallinella et al., 2002).

Zones humides naturelles et traitement des eaux usées

Qu’est-ce qu’une zone humide naturelles?

Selon l’article premier de la Convention de Ramsar en 1971, « les zones humides sont des étendues de marais, de fagnes, de tourbières ou d’eaux naturelles ou artificielles, permanentesou temporaires, où l’eau est stagnante ou courante, douce, saumâtre ou s alée, y compris des étendues d’eau marine dont la profondeur à marée basse n’excède pas six mètres ». Une zone humide (ou milieu humide), dénomination dérivant du terme anglais wetland, est donc une région où le principal facteur d’influence du biotope et de sa biocénose est l’eau. Elle est le facteur déterminant tant pour le fonctionnement de ces zones naturelles que pour la vie animale et végétale. Dans ces écosystèmes, la submersion des terres, la salinité de l’eau (douce, saumâtre ou salée) et la composition en matières nutritives subissent des fluctuations journalières, saisonnières ou a nnuelles. Ces fluctuations sont à l’origine de la formation de sols particuliers ainsi que d’une végétation et d’une faune spécifiques. Ces variations dépendent à la fois des conditions climatiques, de la localisation de la zone au sein du bassin hydrographique et du contexte géomorphologique (géographie, topographie).

Différentes types de zones humides naturelles

Les caractéristiques chimiques, physiques et biologiques des zones humides naturelles se combinent pour déterminer les différents types de zones humides. Les différences de ces caractéristiques vont du plus subtil au plus évident entre les types de zones humides, en fonction de l’hydrologie, des facteurs biologiques, des facteurs spécifiques au site, du climat et de la géologie de la région, de la position dans le paysage, et des sols. Ces facteurs ne sont pas indépendants, mais forment une relation complexe pour faire de chaque type de zone humide un environnement unique (US-EPA, 1996).
Le type de zones humides peut être défini comme la combinaison d’attributs (par exemple, physiques, chimiques, et biologiques) qui font qu’une zone humide soit particulièrement différente d’une autre zone humide. Une large gamme de types de zones humides, qui sont le résultat de l’effet cumulatifde plusieurs variables environnementales, existe (US-EPA, 1996).
Plusieurs systèmes de classification des zones humides existent. Le système de classification élaboré par Cowardin et al.(1979) est très complet. Cependant, parce qu’il contenait trop de détails Mitsch et Gosselink (1993) ont dû pr oposer un s ystème plus simple en divisant les zones humides en deux groupes de zones humides : côtières et continentales. Le tableau 2.1est un résumé de ces deux classifications avec les correspondances entre les différents typesde zones humides.

Filtres plantés à flux vertical : objet de cette étude

Ce sont des bassins ayant une couche filtrante (généralement du sable) et une double couche drainante composée d’une couche intermédiaire de gravier fin et d’une couche de gravier grossier (Figure 2.3). Les eaux usées ou les boues de vidange distribuées à la surface de la couche filtrante de sable sont traitées au cours de leur percolation à t ravers la zone des racines. Contrairement aux filtres plantés à flux horizontal, les filtres plantés à flux vertical forcent la circulation de l’eau à travers le média filtrant par le biais du drainage(Koottatep et al., 2005).

Conception et configuration

À l’heure actuelle, il n’y a p as de modèle de conception et de configuration standards des zones humides de traitement des boues. D’ailleurs les scientifiques ne sont pas unanimes sur les facteurs à prendre en compte pour le dimensionnement. Selon Uggetti et al. (2010), le facteur principal de conception est le taux de charge des boues, qui définit la surface nécessaire et permet donc le dimensionnement de ces systèmes. Pour Nielsen (2003), le dimensionnement des lits plantés pour le traitement des boues doit être basé sur la production de boues (en tonnes de matière sèche par an), le temps de production de la boue, la qualité des boues (composition, temps de succion capillaire), le type de boues et le climat (évaporation).
Le dimensionnement définit dans l’ensemble la capacité du système. Cette dernière ne peut, toutefois, pas être un facteur limitant, et les zones humides peuvent être utilisées s’il y’a assez d’espace (Uggetti et al., 2010). La surface nécessaire pour le traitement des boues varie entre 1,5 et 4 EH/m 2(De Maeseneer, 1997).

Capacité des lits de séchage

Les lits de séchage plantés à écoulement vertical sont de nouveaux type de zones humides de traitement, dont l’usage est popularisé depuis le milieu des années 1990. La relative courte histoire du développement de la technologie et de l’impact faiblement quantifié des facteurs opérationnels sur les performances de traitement n’ont pas permis de faire évoluer les méthodes de conception au-delà de l’approche empirique.
Ainsi, la taille des stations de traitement d’eaux usées ou de boues d’épuration est très variable allant de 800 à 1500 Equivalents Habitants (EH) en Espagne (Uggetti et al., 2009a) à 2000 en Belgique (Rousseau et al., 2004), 3000 EH en Grèce (Melidis et al., 2010), 200-13000 EH en France (Molle et al., 2006; Vincent et al., 2011), 30.000 EH en Italie (Peruzzi et al., 2009) et même 60000-125000 EH au Danemark (Nielsen, 2003).
En outre, le nombre et la taille des lits dans les stations d’épuration n’est pas standard; par exemple, la littérature rapporte des systèmes avec 2 lits de 240 m 2 (Obarska-Pempkowiak et al., 2003) et d’autres avec 25 lits de 1000 m 2 (Burgoon et al., 1997). Des exemples de lits de taille plus petite de 140 m 2 (Melidis et al., 2010) et 80 m 2 (Rousseau et al., 2004) ont été rapportés. Concernant le nombre de lits dans les station d’épuration à lits plantés, Nielsen (2003) a mentionné que 60 à 70 s ystèmes plantés utilisés au Danemark ont entre 1 à 7 lits.
D’un point de vue opérationnel, un m aximum de 8 lits est requis pour atteindre l’équilibre nécessaire entre les phases d’alimentation et de repos (Nielsen, 2003). Par rapport à l a quantité de pollution à traiter, les stations ayant une capacité de traitement supérieure à 500 tonnes de matières sèches doivent normalement avoir 8 lits ou pl us. Ainsi les plus grands systèmes ont plus de 10 à 18 lits (Nielsen, 2003).
Il n’y a pas de critères de conception spécifiques pour la forme de lits, mais ils sont souvent une surface de forme rectangulaire avec un rapport longueur-largeur variable (Uggetti et al., 2009b). Le lit de séchage planté est un bassin d’une profondeur variable dont les rebords et/ou la base sont rendus étanches soit par de l’argile (Tine, 2008; Abiola, 2009), soit par undispositif en plastique (Nielsen, 2005) ou une construction en ciment (Uggetti et al., 2009b).
La littérature fait état de lits avec de grandes profondeurs qui sont dimensionnés pour fonctionner pendant plusieurs années. La profondeur totale la plus courante des lits est d’environ 2,4 m (avec 0,6 à 0,7 m pour le milieu filtrant et de 1.5 à 1.6 m pour l’accumulation des boues) (Uggetti et al., 2009a). Ainsi, au Danemark, Nielsen (2003) recommande des profondeurs supérieures à 1,70-1,80 m. Les bassins doivent, en fait, avoir un f ranc-bord de hauteur suffisante pour permettre d’accumuler sur 1,50 à 1,60 mètre les résidus de boues et pour fonctionner pendant au moins 10 ans (Nielsen, 2003). Des profondeurs similaires de 1,4 m ont été rapportées par Brix et Arias (2005). Melidis et al.(2010) ont travaillé pendant 12 ans sur des lits ayant des franc-bords de 1,05 m . En fait, la hauteur du lit doit assurer une capacité d’accumulation d’au moins 1 m de résidus de boues, ce qui correspond à un t aux maximum d’augmentation de la couche de boue d’environ 10 c m/an, avec un c ycle de de fonctionnement de 8-10 ans (Nielsen, 2003).
Sur des lits expérimentaux des profondeurs d’accumulation des boues beaucoup plus faibles ont été rapportées. En effet, des lits de 1 m de profondeur avec 50 cm de filtre et 50 cm de hauteur d’accumulation des boues ont été utilisés par Edwards et al.(Edwards et al., 2001).
Des lits de profondeurs similaires avec 65 cm de filtre et 35 cm de hauteur d’accumulation ont aussi été utilisés par Kengne-Noumsi (2006) dans des pilotes au Cameroun.

Réduction dissimulatrice du nitrate

Selon Kadlec et Wallace (2009) les pertes en nitrate dans les lits plantés sont souvent attribuées à la dénitrification en l’absence de preuve que ce mécanisme est le seul en œuvre.
Ces auteurs avancent, par ailleurs que d’autres mécanismes connus et étudiés incluent l’assimilation par les plantes et les microbes et la réduction dissimulatrice en ammonium. La réduction dissimulatrice des nitrates a ét é rapportée par Vymazal et Kröpfelová (2011) qui avaient noté une augmentation de la concentration en ammonium dans les effluents au niveau des lits de séchage plantés à flux horizontal. Ces résultats ont montré que la prédominance des conditions anaérobies au niveau des lits de séchage plantés à flux vertical (Garcia et al., 2010) aurait favorisé le développement de bactéries anaérobies responsables de ces transformations non conventionnelles (Saeed et Sun, 2012).

Table des matières
DEDICACES 
REMERCIEMENTS 
SOMMAIRE
LISTE DES FIGURES
LISTE DES TABLEAUX 
LISTE DES SIGLES ET ABREVIATIONS
GLOSSAIRE
RÉSUMÉ 
ABSTRACT 
INTRODUCTION GENERALE 
PREMIERE PARTIE: GENERALITES
CHAPITRE 1 : GENERALITES SUR L’ASSAINISSEMENT ET LA REUTILISATION DES EAUX USEES ET DES BOUES DE VIDANGE 
1.1. Généralités sur l’assainissement
1.2. Réutilisation des eaux usées et des excréta en agriculture : avantages et risques
Conclusion partielle
CHAPITRE 2 : TRAITEMENT DES BOUES DE VIDANGE SUR LITS DE SÉCHAGE PLANTÉS
2.1. Bref aperçu sur les technologies à faible coût de traitement
2.2. Zones humides naturelles et traitement des eaux usées
2.3. Traitement des eaux usées et des boues de vidange par lits de séchage plantés
Conclusion partielle
CHAPITRE 3 : ELIMINATION DES POLLUANTS ET STABILISATION DE LA MATIERE ORGANIQUE SUR LES LITS DE SECHAGE PLANTÉS 
3.1. Interaction des différents mécanismes en jeu
3.2. Mécanismes physiques d’élimination des polluants
3.3. Mécanismes physico-chimiques et biologiques de l’azote, du phosphore et de la matière organique
Conclusion partielle
DEUXIEME PARTIE: MATERIELS ET METHODES
CHAPITRE 4 : DISPOSITIF EXPÉRIMENTAL ET MATERIELS DE L’ETUDE
4.1. Description du site de l’étude et du dispositif expérimental
4.1.1. Température et pluviométrie au niveau du site de l’étude
4.2. Matériels de l’étude
CHAPITRE 5 : PROTOCOL EXPÉRIMENTAL ET METHODES D’ANALYSE
5.1. Protocole expérimental
5.3. Analyse statistique
TROISIEME PARTIE: RESULTATS ET DISCUSSIONS
CHAPITRE 6 : INFLUENCE DE LA VARIABILITÉ DE LA BOUE ET DE LA FRÉQUENCE DE L’ALIMENTATION SUR LE DRAINAGE DES LITS, LES PERFORMANCES ÉPURATOIRES ET LA QUALITÉ DES BIOSOLIDES 
6.1. Caractéristiques des boues traitées
6.2. Propriétés de drainage des lits
6.3. Développement des macrophytes
6.4. Performances épuratoires
6.5. Qualité des biosolides
Conclusion partielle
CHAPITRE 7 : INFLUENCES DE LA NATURE DES MACROPHYTES SUR LE DRAINAGE DES LITS , LES PERFORMANCES ÉPURATOIRES ET LA QUALITÉ DES BIOSOLIDES
7.1. Caractéristiques des boues brutes traitées
7.2. Caractéristiques du drainage des lits
7.3. Développement des macrophytes
7.4. Performances épuratoires
7.5. Qualités des biosolides
Conclusion partielle
CHAPITRE 8 : INFLUENCE DE LA NATURE DE LA BOUE À TRAITER SUR LE DRAINAGE DES LITS, LES PERFORMANCES ÉPURATOIRES ET LA QUALITÉ DES BIOSOLIDES 
8.1. Caractéristiques des boues utilisées
8.2. Caractéristiques de drainage des lits
8.3. Développement des macrophytes
8.4. Performances épuratoires
8.5. Qualités des biosolides
Conclusion partielle
CHAPITRE 9 : APPLICATIONS DES LITS DE SÉCHAGE PLANTÉS
9.1. Dimensionnement des lits de séchage plantés
9.2. Estimation de la production de boues
9.3. Réutilisation des eaux traitées
9.4. Réutilisation des biosolides
Conclusion partielle
CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES
BIBLIOGRAPHIE
TABLES DES MATIÈRES 
ANNEXES 

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