Le devenir des rejets

Le devenir des rejets
(Vincent Garnerone Caroline Sy - Kevin Villeneuve)

Objectifs de l'étude

Dans le cas des installations de dessalement d'eau de mer, des problèmes peuvent se poser dans le cas où les rejets de saumures sont évacués au large et éventuellement dilués par les courants marins.

En effet, outre une concentration en sels plus élevée ( de 1,98 cf le dimensionnement pour plus de détails), les rejets de saumure peuvent contenir des produits de corrosion (chrome, nickel, molybdène, cuivre....) ainsi que des réactifs utilisés (antitatres, antimousses, produits anticorrosion, coagulants, composés organochlorés...).

A ce jour, les effets à long terme de ces modifications de l'environnement marin sont mal connus, bien que certaines études d'impact des rejets d'usines de dessalement soient en cours ( Malte, Arabie Saoudite). De plus, des concentrations biologiques de polluants minéraux ou organiques par des espèces aquatiques (phytoplanctons, zooplanctions, poissons) peuvent éventuellement se produire et entraîner un phénomène de bio-accumulation.

Ainsi, il nous a semblé nécessaire d'étudier le devenir des rejets dans le cas particulier de l'usine de dessalement prévu pour 2020 en Vendée puisque le nombre et la taille d'usines de dessalement dans le monde ne cessent d'augmenter. L'étude a été répartie de la manière suivante :

N.B : Afin d'éclaircir certains points de l'étude des liens vers les annexes ont été insérés. Un retour sur la page initiale est possible en fin de l'annexe lue.

Déchets générés par l'usine

Dans un premier temps, il convient de connaître les différents rejets de l'usine pour appliquer la démarche adéquate permettant de protéger au mieux l'environnement.

                                       

Les concentrats ou saumures sont les effluents issus des procédés de dessalements de l'eau de mer (dans notre cas l'osmose inverse). Ces effluents contiennent tous les sels contenus initialement dans l'eau de mer. C'est pourquoi les concentrations en sels peuvent être deux fois plus importantes que celles présentes initialement dans l'eau de mer.   

Quant aux boues, elles sont issues des pré-traitements. Au cours de ces pré-traitements, les matières en suspension et le carbone organique particulaire vont décanter et former des boues. L'eau de mer et des océans sont très peu chargés en matière en suspension ce qui confère au dessalement l'avantage de produire très peu de boues (Veolia, 2005).  

L’étude des rejets des usines de dessalement se limitera concentrats.

Les saumures

Saumures

 

1. Quantité et qualité des concentrats

Afin de prévoir et mettre en place des mesures compensatrices pour diminuer l’impact sur l’environnement des rejets de saumures, il est important de connaître les quantités rejetées avec les concentrations associées à chaque sel/composé. Une étude bibliographique sur les composés dangereux se trouvant dans les saumures suite à la traversée par l’eau de mer de différents procédés physico-chimiques ainsi que leurs effets sur l’environnement est nécessaire.

Suite au dimensionnement, le débit de saumure a pu être déterminé ainsi que les concentrations en sels :

Le débit total de saumures est de 39440 m3/j.

 

Tableau 1 : Concentration des différents sels dans les saumures

 

Concentrations en sel (g/L)

Na+

22,56

Cl-

40,54

Mg2+

2,71

K+

0,84

Ca2+

0,87

SO42-

5,69

B

0,01

Br-

0,13

TDS (g/L)

73,34

 

2. Impact sur l’environnement

Le tableau 2 regroupe tous les composés/propriétés physico-chimiques ajoutées ou modifiées dans l'eau de mer.

Tableau 2 : Modifications physico-chimiques de l'eau induites par le processus de dessalement (L. LOIZIDES, 1985), (S. LATTEMANN, 2008)

Modification

Ampleur de la modification

Oxygène dissous

En dessous de la concentration dans l’eau de mer

Chlorine

Normalement absent du fait de la neutralisation avant l’entrée dans les membranes d’osmose inverse

Composés organiques halogénés

Normalement en dessous des niveaux toxiques

Coagulant (AlCl 3, FeCl3), floculant (polyacrylamide)

Peut être présent suite au procédé de pré- traitement CSF utilisé.

Acide H2SO4+
 

Antitartres

Réagit avec l’eau pour former de l’eau et des sulfates. Le pH est généralement le même ou généralement en dessous du ph de l’océan.

Composés organiques souvent rejetés avec des quantités en dessous des quantités toxiques.

Eléments Traces Métalliques

Peut contenir des concentrations élevées en Fer, Chrome, Nickel, et Molybdène.

Produits d’entretien

 

Solution acide ou basique pouvant contenir des détergents (dodecylsulfate), des agents complexants (EDTA), des oxydants (sodium perborate), biocides (formaldéhyde)

 

Elément Trace Métallique (ETM)

Ces métaux ne se trouvent pas à l’état d’ions libres mais forment des complexes inorganiques et organiques qui sont adsorbés sur les matières en suspension et se déposent en s’accumulant dans les sédiments. Ces sédiments sont ensuite consommés par les organismes marins contaminant ainsi l’ensemble de la chaîne trophique par bioaccumulation.

Dans le cas des rejets de saumures, le problème ne réside donc pas dans la concentration effective en Eléments Trace Métallique mais dans la charge arrivant dans l’environnement. La dilution des rejets ne permet donc pas de réduire cette charge.

Sadiq et al ont mesuré la concentration en Elément Trace Métallique dans les sédiments autour du rejet issu d’une usine de dessalement  Ils ont montré que la concentration en ETM diminuait en s’éloignant du point de rejet montrant ainsi une réelle influence du rejet de saumure sur la qualité des eaux marines. (Sadiq, 2002)

Figure 1 : Evolution de la concentration en ETM en fonction de la distance avec le point de rejet des concentrats (Sadiq, 2002)

 

Effet de la concentration élevée en sel des saumures 

Indubitablement, le principal problème relatif au rejet de saumure réside dans sa salinité très élevé (en général deux fois plus salé que l’eau de mer) avec des débits très élevés (dans le cas de l’usine de Vendée, environ 40000 m3/h pour un traitement classique d'Osmose Inverse).

Le rejet du concentré dans la mer aboutit à la formation d’un système stratifié avec un courant plus salé au fond (plus dense). Le courant de fond à plus forte salinité peut affecter sérieusement le milieu marin et en particulier les biotes benthiques. (source, nd).

La salinité accrue affecte les organismes marins par le processus d’osmose. Le milieu au niveau du rejet devient hypertonique. L’eau contenue dans les cellules va sortir du cytoplasme à travers la membrane semi-perméable par transport passif (diffusion). La force motrice de ce phénomène est la différence de concentration en sel entre les milieux extra et intra-cellulaires. Ainsi, quand des organismes marins sont exposés à une variation de la salinité (contenu en sels plus élevé dans le milieu externe que dans les fluides de l’organisme) ils sont soumis à un choc osmotique qui est préjudiciable pour la plupart d’entre eux en fonction de leur tolérance à la salinité.
 

Posidonia oceanica, plante aquatique endémique à la Méditerranée, a montré une forte sensibilité à l'élévation de la salinité même une élévation modérée. Il est recommandé par les auteurs de la publication  (Sànchez-Lizaso, 2008) en question d'éviter le rejet de saumure où pourrait se trouver cette espèce ou de limiter la concentration en sel des saumures rejetées à une valeur inférieure à 40 g/L.

Dans le cas de l’usine de dessalement de Dhekelia (Chypre), une étude sur trois années de l’impact du concentré sur le macrobenthos marin a révélé que les salinités élevées causaient des dommages importants aux communautés de l’algue macroscopique Cystoseira barbata à proximité de l’émissaire du concentré, alors que d’autres espèces d’algues microscopiques disparaissaient de la zone environnante (à une distance de 100 m du point de rejet). En outre, il en est résulté une diminution importante de la diversité et de l’abondance de la macrofaune benthique au site de rejet du concentré, par comparaison avec celles relevées avant la mise en service de l’usine de dessalement. Surtout, les modifications de la salinité de l’eau ont induit des changements dans la composition des formations macrofaunistiques à proximité du point de rejet. Alors que la communauté benthique avant la mise en place de l’émissaire se composait pour 27% de polychètes, pour 27% d’échinodermes, pour 26% de scaphopodes et pour 20% de gastropodes, au bout de trois années d’exploitation de l’usine, les seuls taxons observés étaient les polychètes et les crustacés représentant respectivement 80 et 20% de l’ensemble de la macrofaune.

Des impacts ont également été signalés pour l’usine TIGNE (Malte) où l’effluent a affecté la croissance des algues à proximité de l’émissaire de saumure.

De plus, la hausse de la salinité semble stimuler la fixation des ETM dissous par les organismes aquatiques. Il a été montré que le taux de fixation de cadmium par la crevette Artemia franciscana augmente avec la salinité de l’eau.

Perspective d'étude

Dans la suite de cet exposé, des solutions pour réduire la concentration en sel seront étudiées. Le rejet de saumure sera modélisé en essayant de comprendre s’il peut y avoir des effets de stockage hydrodynamique et quelle est la distance à partir du rejet pour dilué les saumures. Des solutions, des procédés de traitement et de valorisation seront proposés afin de minimiser l'impact de ces rejets sur les milieux aquatiques.

Règlementation sur les rejets en mer

Réglementation sur les rejets en mer   

 La réglementation des rejets en mer concerne essentiellement les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), les matières en suspensions (MES) et les éléments traces métalliques. L’article 1 de l’arrêté du 9 août 2006 précise les seuils de concentration d’acceptabilité dans les rejets en mer. L’arrêté du 8 février 2013 est complémentaire à l’arrêté du 9 août 2006 pour les HAP.

Actuellement, aucune règlementation n’impose un seuil maximal pour les rejets de saumures en mer tant que les espèces marines protégées ne sont pas touchées.

 

Modélisation numérique du rejet des saumures en mer

Modélisation numérique du rejet des saumures en mer

L'objectif de cette partie est d'étudier le rejet dans l'Océan Atlantique de ces eaux de saumures. Il s'agit ici de s'assurer que la salinité de l'eau autour de la buse de rejet n'augmente pas de manière trop importante et que la dilution se fait de manière efficace.

Nous réaliserons tout d'abord une étude théorique de ce rejet afin d'en déterminer les caractéristiques physiques. Puis nous réaliserons une étude numérique avec le logiciel de modélisation STAR-CCM+ en s'appuyant sur notre étude théorique.

Cadre de l'étude et position du problème

Cadre de l'étude et position du problème

Le dimensionnement de l'usine montre qu'elle devrait rejeter $40824m³/jours$ d'une salinité de $71,7g/l$. L'objectif de cette partie est d'étudier le rejet en mer de ces eaux de saumures. La configuration du rejet est représentée sur la figure 1:

Figure 1 : Schéma du mode de rejet

De plus nous ferons les hypothèses suivantes pour notre étude:

Tableau 1 : Hypohèses

Débit du rejet $40824m³/jour$
Vitesse du rejet $5m.s^{-1}$
Profondeur du rejet $15m$
Température du rejet $15°C$
Salinité du rejet $71,7 g.l^{-1}$
Température de l'eau au fond $15°C$
Température de l'eau en surface $20°C$
Salinité de l'eau au fond $35g.l^{-1}$
Salinité de l'eau en surface $30g.l^{-1}$

Ces hypothèses nous permettent de calculer les masses volumiques des différents fluides en fonction de leur salinité, leur température et des conditions de pression dans lesquels ils se trouvent. Pour cela on utilise la méthode ies80 de l'UNESCO qui se présente sous la forme d'un script Matlab (voir en annexe) : $\rho=ies80(s,t,p)$.

On obtient ainsi les masses volumiques suivantes:

$\rho_{fond}=1026 kg.m^{3}$, $\rho_{surface}=1021kg.m^{3}$ et $\rho_{rejet}=1055kg.m^{3}$

Etude théorique

Etude théorique

A présent que nous avons défini le cadre de notre d'étude, nous pouvons réaliser une étude théorique de la physique du rejet. Dans un premier temps on considère que l'ensemble du rejet s'effectue au travers d'un seul injecteur. L'un des objectifs de cette partie sera de déterminer la hauteur maximale du rejet afin d'adapter notre géométrie pour la modélisation numérique.

Calcul du diamètre de l'injecteur

$Q$ le débit d'éjection des saumure est défini de la manière suivante:

$Q=\dfrac{\pi D^2 V}{4}$

Où $D$ est le diamètre de l'injecteur et $V$ la vitesse d'éjection.

Le débit étant imposé, $D=40824~m^{3}/j$, on choisit une vitesse d'éjection $V=5~m.s^{-1}$ permettant une bonne dilution. On en déduit ainsi le diamètre de l'injecteur : $D=35~cm$

 Calcul des flux spécifiques

  • Flux spécifique de quantité de mouvement :

$M=\int v(v.n)\, \mathrm dS$

  • Flux spécifique de flottabilité :

$F=\int v.g'\, \mathrm dS$

Où g' est la gravité réduite définie par : $ g'=\dfrac{\rho_{0}-\rho_{a}}{\rho_{\infty}}g $

Avec:

$\rho_{0}$ la masse volumique de l'eau de mer.

$\rho_{r}$ la masse volumique  du rejet.

$\rho_{\infty}$ la masse volumique de référence.

$g$ l'accélération de la pesanteur.

Notre problème étant un problème stationnaire et, de plus, la vitesse $V$ étant normale à la surface de rejet on peut écrire que:

$M=Q.V$

$F=V.g'$

Ainsi, $M=2,36~m^{4}.s^{-2}$ et $F=-0,13~m^{4}.s^{-3}$

Influence de la stratification

On désire à présent évaluer l'influence de la stratification de l'océan sur notre rejet. Pour cela on calcul la fréquence de Brünt-Vünsala en faisant l'hypothèse d'une stratification linéaire :

$N^2=-\dfrac{g}{\rho_{0}}\dfrac{\partial \rho}{\partial z}$

Ainsi, $N=0.057~s^{-1}$

On calcule alors le nombre sans dimension $\dfrac{MN}{B}$ :

$\dfrac{MN}{B}=-1.05$

Calcul du nombre de Richardson initial

Le nombre de Richardson est un nombre adimensionnel qui compare l'énergie cinétique d'un fluide avec son énergie potentielle gravitationnelle. Les longueurs $l_{Q}$ et $l_{M}$ permettent de caractériser les régions où notre rejet à un caractère de jet idéal ou de panache idéal :

$l_{Q}=\dfrac{Q}{M^{\frac{1}{2}}}$

$l_{M}=\dfrac{M^{\frac{3}{4}}}{F^{\frac{1}{2}}}$

Ainsi, $l_{Q}=0.31~m$ et $l_{M}=5.3~m$

On en déduit que :

  • Pour $0 \leq h \leq l_{Q}$ l'écoulement est contrôlé par la géométrie de la buse d'éjection. On remarque que $l_{Q} \approx D$.
  • Pour $l_{Q} \leq h \leq l_{M}$ l'écoulement est proche du jet idéal.
  • Pour $l_{M} \leq h \leq 15~m$ l'écoulement est proche du panache idéal.

$Ri_{0}=\dfrac{l_{Q}}{l_{M}}=\dfrac{Q.F^{\frac{1}{2}}}{M^{\frac{5}{4}}}$

  D'où, numériquement : $Ri_{0}= 0,058$

L'écoulement est donc initialement contrôlé par les effets d'inertie $Ri_{0} \leq 1$.

Modélisations numériques avec Star-CCM+

Après avoir compris les mécanismes physiques qui régissent le rejet nous allons réaliser une étude numérique à l'aide du logiciel STAR-CCM+.

Le but est ici de s'assurer que dans les conditions de rejets que nous avons établis la concentration en saumure dans le domaine ne devienne pas trop importante et ne vienne pas polluer l'environnement.

Préambule

Présentation de STAR-CCM+

STAR-CCM+ est un logiciel de modélisation numérique pour la mécanique des fluides développé par CD-adapco depuis 2004. CCM signifie "Computational Continuum Mechanics". Contrairement à d'autres logiciel de modélisation pour la mécanique des fluides, STAR-CCM+ permet de réaliser l'ensemble d'une étude numérique depuis la création de la géométrie et du maillage jusqu'au post-traitement. De plus, il permet de résoudre simultanément les équations de transport de matière et de chaleur ce qui augmente la précision tout en réduisant les temps de calcul.

Géométrie et maillage

On choisit de réaliser une géométrie simple pour étudier le rejet de saumure : un cube de $15~m$ de côté au centre duquel se trouve un cylindre "fictif" de $3~m$ de diamètre et de $12~m$ de hauteur. Ce cylindre nous permettra de raffiner le maillage dans la partie de la géométrie qui nous intéresse le plus, là où se trouveront les vitesses et les concentrations les plus importantes. Il ne s'agit pas d'un cylindre physique. Une surface circulaire de $35~cm$ de diamètre est placée à la base du cylindre, elle modélisera la buse d'éjection des saumures.

On maille à présent notre géométrie (voir Figure 2 et Figure 3). On choisit le modèle "Polyhedral Mesher" pour sa précision et sa facilité de construction. On ajoute "Surface Remesher" afin d'améliorer la qualité du maillage à proximité des parois et d'optimiser le maillage volumique polyhédral. Le cube et le cylindre sont maillés séparément afin d'avoir une résolution supérieur dans le cylindre. La taille de base d'une maille étant de $30~cm$ dans le cube et de $6~cm$ dans le cylindre.

Figure 2 : Vu en coupe du maillage

Figure 3 : Vue du maillage en trois dimensions

On obtient ainsi  $144091$ cellules dans le cylindre et dans $681559$ le cube, soit $825650$ cellules au total.

Modèles physiques

On choisit de réaliser une modélisation en trois dimensions en régime turbulent permanent. On choisit d'utiliser le modèle "Multi-Component Liquid" avec l'option "Non-reacting" afin de pouvoir caractériser les propriétés de nos deux fluides : l'eau de mer et les saumures. Le modèle de résolution de la turbulence choisi est le modèle "K-Epsilon" (de type Reynolds-Average Navier-Stokes). Ce modèle est choisi pour sa robustesse, son économie et sa relative précision. On ajoute en outre l'option "Realizable K-Epsilon Two-Layer", qui combine le modèle "Realizable K-Epsilon" avec l'approche "two layers" qui permet d'appliquer le modèle "K-Epsilon" dans une sous-couche visqueuse. Ainsi, proche d'une paroi, la valeur du coefficient de diffusion turbulente $\epsilon$ et la viscosité turbulente $\mu_{f}$ sont des fonctions de la distance à la paroi.

On impose en outre l'accélération de la pesanteur $g=-9,81~m.s^{-2}$ selon la verticale.

Simulation de référence

Étude du champ de vitesse

On réalise en premier lieu une simulation simple. L'injecteur est modélisé par la condition à la limite "Velocity Inlet" avec une valeur de $5~m.s^{-1}$ et une masse volumique de $\rho_{rejet}=1055~kg.m^{3}$ , le fond de l'océan est modélisé par une frontière de type "Wall" et on impose aux autres faces du cubes des frontières de type "Pressure Outlet" avec la même pression de référence $P=1013~hPa$. L'océan est initialisé avec une vitesse nulle et une masse volumique de $\rho_{océan}=1020~kg.m^{3}$. On ne tient pas compte ici des effets de la stratification.

Cette simulation servira de référence au reste de l'étude.

Le résultat obtenu pour le champ de vitesse est le suivant :

Figure 4 : Champ de vitesse

On va comparer les résultats obtenus par simulation numérique (voir Figure 4) avec ceux donnés par la théorie. Comme nous l'avons dans la partie théorie des jets, notre écoulement va d'abord avoir un comportement proche du jet idéal, puis à partir d'une certaine hauteur, un comportement proche du panache idéal.

On étudie tout d'abord l'allure générale du rejet. Pour cela on s'intéresse à la grandeur $b_{w}$ qui caractérise la largeur du rejet. Théoriquement, on a :

$b_{w}=a_{0}z$ dans le cas du jet idéal avec $a_{0}=0.1$

$b_{w}=b_{0}z$ dans le cas du panache idéal avec $b_{0}=0.107$

Figure 5 : Comparaison de la valeur de $b_{w}(z)$

Sur la figure ci-dessus on constate que la théorie est la simulation sont relativement proches (voir Figure 5). L'écart observé provient notamment du fait que le résultat théorique est obtenu en faisant l'hypothèse d'une source ponctuelle alors que notre rejet s'effectue à partir d'une buse de $35~cm $ de diamètre.

On s'intéresse à présent aux profils de vitesses transverses.

Dans le cas du jet idéal, la théorie nous donne la relation suivante :

$w(r,z)=w_{m}(z).exp\{\dfrac{-r^{2}}{b_{w}^{2}z^{2}}\}$

Avec, $a_{1}=7$ une constante, $w_{m}(z)$ la vitesse sur l'axe du rejet donné par :

$w_{m}(z)=a_{1}\dfrac{\sqrt{M}}{z}$

Dans le cas du panache idéal, la théorie nous donne la relation suivante :

$w(r,z)=w_{m}(z).exp\{\dfrac{-r^{2}}{b_{w}^{2}z^{2}}\}$

Avec, $b_{1}=4,7$ une constante, $w_{m}(z)$ la vitesse sur l'axe du rejet donné par :

$w_{m}(z)=b_{1}(\dfrac{F}{z})^{\frac{1}{3}}$

On compare les profils de vitesses transverses théorique à $2~m$ de hauteur et à $14,5~m$ de hauteur avec les résultats de la simulation :

Figure 6 : Profils de vitesses transverses à $2~m$

À $2~m$ de hauteur les deux profils sont similaires (voir Figure 6). On note cependant que la vitesse théorique est légérement suprérieure à la vitesse obtenue par simulation. Elle est même supérieure à la vitesse initiale d'éjection. Ceci est dû au domaine de validité de la formule théorique utilisée, qui n'est valable que pour des valeurs assez grandes de z. On estime toutefois ici que l'on est à la limite du domaine de validité de la formule.

Figure 7 : Profil de vitesse à $14,5~m$

À $14,5~m$ le rejet a un comportement proche de celui du panache idéal (voir Figure 7). La théorie est cette fois-ci encore en accord avec les résultats de la simulation. On note cependant que la vitesse théorique est plus importante que la vitesse obtenue numériquement.

La figure suivante compare la décroissance de la vitesse le long de l'axe. On obtient des résultats assez moyens entre $5~m$ et $10~m$ d'altitude (voir Figure 8).

Figure 8 : Décroissance de la vitesse axiale

Etude de la concentration en saumure

Le profil de concentration en saumure obtenu avec simulation précédante est le suivant :

Figure 9 : Champ de concentration en saumure

On s'intéresse au profil de concentration en saumure le long du rejet afin d'étudier la dilution en fonction de la hauteur (voir Figure 9). On trace trois profils de concentration, l'un à $1~m$, un autre à $7~m$ et un dernier à $14,5~m$ au-dessus de la buse de rejet (voir Figure 10).

Figure 10 : Profils transverse de concentration en saumure

À $1~m$ au dessus de la buse la concentration en saumure est très forte.

À $7~m$ au dessus de la buse la concentration est presque divisée par deux, le profil gaussien s'applatit.

Enfin, en sortie (à $14,5~m$) le profil continu à s'applatir et la dilution est relativement bonne : on a divisé la concentration en saumure par dix.

Étude de l'influence d'un courant transverse

Étude de l'influence d'un courant transverse

On modifie la condition à la limite de l'une des faces du cube. À la place de "Pressure Outlet" on choisi "Velocity Inlet" afin de modéliser un courant marin.

On réalise des simulations avec des courants d'une vitesse différentes. Ceci se traduit par une condition à la limite différente sur l'une des faces du cube (sur le côté gauche).

Avec un courant de $0,1~m.s^{-1}$ on obtient le résultat suivant :

Figure 11 : Champ de concentration en saumure avec  courant transverse de $0.1~m.s^{-1}$

Avec une vitesse de $0,1~m.s^{-1}$ la trajectoire du rejet est peu dévié par rapport à la simulation de référence, cependant la dilution augmente de manière significative (voir Figure 11).

Pour un courant de $0,5~m.s^{-1}$ on obtient le résultat suivant :

Figure 12 : Champ de concentration en saumure avec  courant transverse de $0.5~m.s^{-1}$

Avec un courant ayant une vitesse de $0,5~m.s^{-1}$ le rejet est cette fois dévié de manière importante puisque la "sortie" à cette fois lieu sur le côté du domaine et plus sur le haut du domaine (voir Figure 12). En outre la dilution des saumure ce fait très bien puisque à $7~m$ de l'entrée du rejet on a dilué environ dix fois notre rejet.

Pour un courant de $1~m.s^{-1}$ on obtient le résultat suivant :

Figure 13 : Champ de concentration en saumure avec  courant transverse de $1~m.s^{-1}$

Avec un courant ayant une vitesse de $1~m.s^{-1}$ le rejet est cette fois-ci presque horizontal et la dilution est réalisée de manière efficace (voir Figure 13).

Pour un courant de $5~m.s^{-1}$ on obtient le résultat suivant :

Figure 14 : Champ de concentration en saumure avec  courant transverse de $5~m.s^{-1}$

Un courant de $5~m.s^{-1}$ la dilution reste bonne (voir Figure 14). Toutefois, on voit dans cette simulation que le courant plaque le rejet au fond de l'océan. Ceci peut s'avérer être un problème car il peut alors y avoir une possibilité de stockage des saumures au fond de l'océan.

La figure suivante montre les profils de concentration en sortie du domaine (sur le côté droit) pour des courants de vitesses $0,5~m.s^{-1}$, $1~m.s^{-1}$ et $5~m.s^{-1}$ :

Figure 15 : Profils de concentration en saumure en sortie de domaine

Ainsi, on peut voir que plus le courant est fort et plus la dilution est importante, comme on pouvait s'y attendre (voir Figure 15). Un courant de $0,5~ms^{-1}$ (en rouge sur la figure) permet néanmoins de diluer presque dix fois la concentration du rejet au bout de seulement $7~m$ de transport horizontal.

Conclusion de l'étude numérique

Les résultats obtenus ici montrent que le rejet de saumure dans l'Océan Atlantique est envisageable. En outre la présence de courant marin augmente de manière significative la dilution des rejets de saumures.

L'étude numérique réalisée ici a été faite avec une géométrie simple : une seule buse de rejet a été étudiée. Pour aller plus loin, il conviendrait de réaliser une étude avec plusieurs buses de plus petits diamètres qui augmenteraient la dilution. Enfin, cette étude pourrait être complétée par une étude réalisée sur un domaine plus vaste et sur un temps plus long avec un logiciel adapté tel que TELEMAC 2D.

Procédés de traitement et de valorisation des déchets

Procédés de traitement et de valorisation des déchets

 

Afin de réduire l'impact environnemental de l'usine de dessalement, les procédés de traitement et de valorisation des déchets sont étudiés : Dans une première partie, l'étude de la réduction des ETMs (Eléments Traces Métalliques) est présentée. Par la suite, différentes méthodes et procédés de réduction de la salinité sont traitées. Et enfin, la dernière partie concerne les procédés de valorisation des saumures.

Plan de la partie

Réduction des ETMs

Réduction des ETMs (Eléments traces métalliques)

 

1. Problème de corrosion

  • Facteurs de la corrosion marine

L'agressivité marquée de l'eau de mer surtout aux températures élevées est due à plusieurs raisons:

- la composition chimique, en particulier la teneur élevée en ions chlorures,
- la conductivité élevée ce qui facilite le développement des effets galvaniques
​- la corrosion résultant de l'oxygène dissous
- la présence de bactéries, d'organismes marins divers, d'H2S dans certians cas de pollution.

  • Principaux types de corrosion

Les principaux types de corrosion que l'on peut rencontrer en milieu marin sont :

- la corrosion galvanique,
la corrosion généralisée
la corrosion localisée par piqûres
la corrosion par crevasses
la corrosion intergranulaire

2. Matériaux envisageables pour le dessalement de l'eau de mer par osmose inverse

Le choix des matériaux d'une unité de dessalement d'eau de mer par osmose inverse doit tenir compte des conditions particulières su procédé : 

- température ambiante ( 0 à 45 °C) 
- eau de mer complètement aérée
- pH pouvant être acide ( pH= 6)
- cycles de lavages à pH acide (pH=2) et pH basique (pH = 12)
- pression élevée ( 50-70 bar)
- vitesses variables (2m/s à eau de mer stagnante).

Le choix des matériaux ne pose problème que pour le circuit haute pression, c'est-à-dire la pompe haute pression et les canalisations hautes pressions (entre pompes et modules). En effet, pour le circuit basse pression, c'est-à-dire le prétraitement, les matériaux utilisés sont en plastique (PVC, polyéthylène). Le tableau 1 donne un apreçu des divers matériaux envisageables en dessalement d'eau de mer par osmose inverse. (A. Maurel, 2006)

Tableau 1 : Divers matériaux envisageables
(A.Maurel, 2006)

Famille de matériaux
 
Désignation courante
 
Composition en % Equivalence
 
Cr Ni Mo Cu N Cmax
Austénitiques

316 L
317 L
Uranus B6
254 SMO
Hastelloy

18,5
18,5
20,0
20,0
16,0
10,0
14,0
25,0
18,0
5,4
2,5
3,5
4,5
6,0
16,0
-
-
1,5
0,7
-
-
-
0,15
0,20
-
0,03
0,03
0,02
0,02
0,01

904 L ( AISI)1

VLX 954 (Vallourec)

Super-austénitiques Sanicro 28
Uranus SB8
27,0
25,0
31,0
25,0
3,5
5,0
1,0
1,5
-
0,20
0,02
0,02
VLX 928 (Vallourec)
Duplex (austéno-ferritiques)

Uranus 45N
223 FAL
Uranus 47N

22,0
22,0
25,0
5,7
5,5
6,7
2,8
3,0
3,0
-
-
0,5
0,15
0,12
0,18
0,03
0,03
0,03
329 (AISI)
Ferritiques 290 Mo 29,0 0,5 4,0   0,027 0,025  
Alliages non ferreux Inconel 625
Titane

21,5
-

61,0
-
9,0
-
-
-
-
-
0,10
-
 

1 Normes de l' American Iron and Steel Institute (AISI)

Procédés de réduction de la salinité

Procédés de réduction de la salinité

Afin de diminuer l'impact environnemental des saumures et leurs rejets en mer, il convient d'étudier des moyens de réduire la concentration en sels. 

Dilution des saumures

Dilution des saumures

Etant donné qu'il n'existe actuellement pas de réglementations concernant les rejets de saumures, en général la saumure des usines de dessalement est rejetée directement dans la mer ou associée aux rejets de l’eau de refroidissement des centrales ou aux effluents des stations d’épuration. 
Dans cette partie, nous avons donc réaliser l'étude de faisabilité de 2 scénarii à savoir la :

Dilution avec un effluent de station d'épuration

Dilution avec un effluent de station d'épuration

 

Mélanger  la saumure aux effluents de station d’épuration est une des solutions préférable au rejet direct dans la mer. Nous allons donc réaliser l'étude de faisabilité de ce mélange avec notre usine de dessalement. 

1. Localisations des stations d'épuration

L'usine de dessalement se situe donc dans la commune de la Barre de Monts et au nord de la commune de Notre-Dame-des-Monts. ( cf. implantation de l'usine pour plus de détails)

Le tableau 1 représente les caractéristiques de toutes les stations d'épuration en Vendée:

Tableau 1 : Caractéristiques des stations d'épuration en Vendée
(SCOT du Nord Ouest en Vendée, n.d.)

Pour plus de précisions sur les stations, le fichier excel suivant recense les caractéristiques de toutes les stations en Vendée. La figure 1 représente les stations d'épuration à proximité de l'usine. Dans le tableau 1, les stations d'épuration surlignées en bleu sont celles qui se situent dans les communes de Noirmoutier-en-l'Ile et Barbâtre, celles surlignées en jaune se situent dans les communes de la Barre de Monts et Notre-Dame de-Monts et celle surlignée en rose se situe dans la commune de Beauvoir sur Mer.

Figure 1 : Localisation des stations d'épuration à proximité de l'usine de dessalement
(MEDDE, 2013)

Les caractéristiques de la Grande Côte, dans la commune de la Barre de Monts (figure 2), de la Parée Grollier dans la commune de Notre-Dame-des-Monts (figure 3), la Casie, Barbâtre (figure 4), la Salaisière, Noirmoutier-en-l'île (figure 5) et route de la Barre, Beauvoir sur Mer (figure 6) sont représentées ci dessous :

Figure 2 : Caractéristiques de la Grande Côte, La Barre de Monts en 2011
(MEDDE,2013)

Pour plus de détails sur les précédentes années, cliquez ici.

Figure 3 : Caractéristiques de la Parée Grollier, Notre-Dame-des-Monts en 2011
(MEDDE, 2013) 

Pour plus de détails sur les précédentes années, cliquez ici.

Figure 4 : Caractéristiques de la Casie, Barbâtre en 2011
(MEDDE, 2013)

Pour plus de détails sur les précédentes années, cliquez ici.

Figure 5 : Caractéristiques de la Salaisière, Noirmoutier-en-l'ile en 2011
(MEDDE, 2013)

Pour plus de détails sur les précédentes années, cliquez ici.

Figure 6 : Caractéristiques de Route de la Barre, Beauvoir sur Mer en 2011
(MEDDE, 2013)

Pour plus de détails sur les précédentes années, cliquez ici.

Le tableau 2 résume les données importantes utilisées par la suite:

Tableau 2 : Caractéristiques de la Grande Côte et de la Parée Grollier

  La Grande Côte La Parée Grollier La Casie  La Salaisière Route de la Barre
Capacité nominale (EH) 11333 14300 18000 37417 8000
Débit de référence (m3/j) 1700 2400 2850 7400 1878
Production  de Boues (tMS/an) 69 62 74 278 51
distance par rapport à l'usine (km) 4 1 9,7 23,6 11

 

2. Calcul du taux de dilution

Ayant le débit total des 5 stations d'épuration $Q_{tot}$, nous pouvons donc calculé le taux de dilution :

$ Q_{tot} = 16228\space m^3/j $
Or le débit de nos rejets de saumures est de
$ Q_{saumure} = 40828\space m^3/j $ (cf dimensionnement de l'usine)

$\tau_{dilution}=\frac{Q_{tot}+Q_{saumure}}{Q_{tot}}= 1,397$

La salinité des rejets de saumures est de 71,708 g/L. (cf dimensionnement de l'usine). Après dilution, la salinité est de : $ TDS_{saumures}=\frac{71,708}{1,397}= 51,33\space g/L $

Ainsi, ces 5 stations d'épurations nous permettent de diluer le taux de rejets de saumures à 51, 33 g/L 

 

Conclusion

Au vu du tableau 2, certaines stations d'épurations sont trop éloignées de l'usine ( La Salaisière, la Casie et Route de Barre) et la construction de tuyau jusqu'à l'usine ne serait pas envisageable et reviendrait à un coût économique très élevée. 

Nous avons donc conclu que cette méthode de dilution des saumures n'était pas envisageable.

 

Récupération des eaux de pluie

Récupération des eaux de pluies

 

Les données de la qualité de l'air ainsi que celles des précipitations sont basées sur les données de la commune de la Roche sur Yon, commune proche de la Barre de Monts (cf figure 1)

Figure 1 : Distance entre la Barre de Monts et la Roche sur Yon
(Google map, 2013)

1. Qualité de l'air

La qualité de l’air est un paramètre important car certains polluants atmosphériques tels que le dioxide de soufre (SO2) et les oxydes d’azotes (NOx),sont responsables d’une acidification de l’eau de pluie par la formation d’acide sulfurique et d’acide nitrique au contact entre les polluants et les gouttes. Afin d'obtenir des données sur la pollution de l’air dans la commune de la Roche sur Yon, nous avons consulté le site internet de la qualité de l'air dans les Pays de la Loire.​

Le calcul des indices de la qualité de l'air est défini au niveau national sur la base de seuils réglementaires par l'arrêté du 22 juillet 2004 relatif aux indices de qualité de l'air entré en vigueur au 1er janvier 2005.
Pour les agglomérations de moins de 100 000 habitants, il s’agit de l’indice IQA (« indice de qualité de l’air simplifié »), calculé sur la base d’un à quatre sous-indice(s). Cet indice prend en compte quatre polluants : le dioxyde de soufre (SO2) , le dioxyde d’azote (NO2) , l’ozone (O3) et les particules en suspension d’un diamètre inférieur à 10 microns (PM10). Son calcul n'est pas obligatoire pour les ville de moins de 100 000 habitants, ce qui est le cas pour la Roche sur Yon. Les indices sont attribués comme suit :

Tableau 1 : Grille de calcul des sous indices de qualité de l'air et qualificatif associés
(Air Pays de la Loire, 2013)

Les résultats des indices de la qualité de l'air entre les années 2001 et 2011 sont répertoriés dans la figure 2:

Figure 2 :  Indice de la qualité de l'air dans la commune de la Roche sur Yon entre les années 2001 et 2011
(Air Pays de la Loire,2013)

Dans l'ensemble la qualité de l'air dans la commune de la Roche sur Yon est plutôt bonne. En effet, sur les 10 années analysées, les indices considérés comme mauvais  à très mauvais sont inférieurs à 1 %, les indices considérés comme moyen à médiocre sont inférieurs à 30% et enfin les indices bon à très bon sont supérieurs à 70 %. 

2. Précipitations

Les relevés pluviométriques entre 2008 et 2012 de la commune de la Roche sur Yon, commune proche de la Barre de Monts où est localisée notre usine de dessalement sont représentées dans la figure 3:

Figure 3 : Cumul annuel de précipitations dans la commune de la Roche sur Yon
(Climat-Vendée, 2013)

Nous remarquons que les précipitations sont comprises entre 750 mm et 1000 mm chaque année. Le cumul annuel de précipitations moyen durant ces 5 années est de 842,24 mm.  Dans la figure 2, nous remarquons que le mois où le cumul de précipitations le plus élevé est le mois de décembre alors qu'entre les mois de mai à septembre, le cumul reste inférieur à 100 mm. Nous remarquons de plus que le cumul est variable chaque année.

Figure 3 : Cumul mensuel de précipitations pour les années 2012 et 2009 dans la commune de la Roche sur Yon
(Climat-Vendée, 2013)

3. Surface de toiture de l'usine

Comme l'on fait le binôme 2 pour le dimensionnement des énergies renouvelables, la surface de toiture est supposée recouverte de panneaux photovoltaïques et estimé à 1ha, soit 10000 m2.

4. Volume d'eau récupérable

Le volume d'eau récupérable est défini selon la relation suivante:

$ V_{récupérable} = P. S.C_r. C_f $

avec V le volume récupérable en m3/an
        P la précipitation annuelle en m3/m2/an
       S la surface de toiture en m2
       $ C_r $ le coefficient de restitution égal à 0,75 pour les panneaux photovoltaïques ( cf tableau 2)
​       $ C_f $ le rendement hydraulique du système de filtration égal à 0,9 en supposant que le système est bien entretenu. (MEDDE, 2009)

 

Tableau 2 : Coefficient de restitution en fonction du type de toiture
(BEI 2010-2011 Amélioration de la gestion de l'eau sur le site de l'INP Toulouse Labège)

Type de toiture Coefficient de restitution (Cr)
Toit en matière dure (tuile, ardoise...) en pente 0,9
Toit ondulé en pente  0,8
Toiture en gravier 0,6
Toiture végétalisée 0,5
Panneux photovoltaïques 0,75

Ainsi:
- La précipitation annuelle moyenne durant les 5 ans est 0,84224
m3/m2/an
- La surface de toiture est de 10000 m2
- $ C_r =0,75 $
- $ C_f = 0,9 $

Finalement, $ V_{récupérable} = 5685,12\space m^3/an $ soit environ 15,6 m3/j

Conclusion

Au vu des résultats, le volume de pluies récupérable est très faible, soit environ 15,6 m3/j alors que le débit de rejets de saumures est de 40824 m3/j.

Nous avons conclu que la dilution par l'eau de pluie n'est donc pas envisageable.

Distillation Membranaire sous Vide

Distillation membranaire sous vide

La distillation membranaire sous vide (J.P., MERICQ, 2009) est un procédé hybride combinant à la fois un procédé thermique et un procédé membranaire. Une différence de pression transmembranaire est générée par une pression de vide côté perméat d'une membrane hydrophobe. Les molécules volatiles, ici l'eau, s'évaporent ainsi à l'interface liquide chaud/vapeur et traversent la membrane sous forme gazeuse. La recondensation a lieu à l'extérieur du module membranaire grâce à un condenseur.

Ce procédé va ici permettre de réduire le volume de saumure  et d'en augmenter la concentration en évaporant l'eau qu'elle contient​. Les objectifs sont de parvenir à concentrer ces saumures pour faciliter la cristallisation du sel et de permettre d'augmenter le rendement du dessalement afin de réduire le volume d'eau de mer pompée et ainsi, en diminuer la consommation énergétique.  

Dimensionnement

Dimensionnement de l'installation

Le couplage de l'osmose inverse avec la distillation membranaire sous vide devrait permettre à terme de diminuer la consommation énergétique globale du procédé de dessalement et de faciliter la cristallisation des sels. Afin d'estimer les coups engendré par l'installation de ce procédé, il faut le dimensionner.

1. Conditions, hypothèses

Il existe, à ce jour, très peu de membranes destinées à la distillation membranaire. Pour dimensionner ce procédé, nous nous sommes basés sur les caractéristiques d'une membrane hydrophobe produite par Millipore. Les données sont consignées dans le tableau 1. Le choix de la membrane et des conditions opératoires doivent répondre à de nombreuses conditions.

Tableau 1 : Caractéristiques de la membrane

Matière PTFE
Taille moyenne des pores, µm 0,22
Epaisseur, mm 0,175
Porosité, % 40
Perméabilité de Knudsen​ à 20°C, s.mol-0,5.m-1.kg-0,5 3,26.10-6
Prix, €/m²  15 € (estimation pour une membrane produite à finalité industrielle)

Ce procédé doit permettre de traiter les saumures en sortie d'osmose inverse. Les caractéristiques de ces saumures sont données dans le tableau 2.

Tableau 2 : Caractéristiques de l'alimentation
Concentration en sels, g/L 71,7 
Débit, m3/j 22680

 

Les simulations sur l'influence de certains paramètres ont montrés que pour augmenter le débit de perméat, il fallait opérer à forte température côté alimentation et à faible pression côté perméat. De plus, travailler en régime turbulent côté alimentation permet de faciliter le transfert de matière à travers la membrane. Les paramètres retenus pour le dimensionnement figurent dans le tableau 3.

Tableau 3 : Conditions Opératoires
Pression côté perméat, Pa 2000
Reynolds côté alimentation 4500
Température côté alimentation, °C 45

2. Détermination de la surface de membrane nécessaire

Les hypothèses de calculs et les méthodes ayant conduit à l'estimation des paramètres utilisés sont données sur cette page. (J.P. Mericq, 2010)

Calcul du flux de perméat :

Pour le déterminer, la formule suivante a été utilisée :

$ J_{permeat} = \frac{K_m}{\sqrt{M_{eau}}}.X_{sel}.\alpha_{sel}.p_m(Tm) - P_p $

Avec Jpermeat le flux de permeat en L.h-1.m-2 
         $ K_m $ le coefficient de perméabilité de Knudsen en 
s.mol-0,5.m-1.kg-0,5
         
$ M_{eau} $ la masse molaire de l'eau en g.mol-1
            
$ X_{sel} $ la fraction massique en sels
        $ \alpha_{sel} $ l'activité de l'eau
        $ p_m(Tm) $ la pression de vapeur saturante de l'eau à la température Tm (Température de l'alimentation) en Pa
        $ P_p $ la pression imposée côté perméat en Pa   

 

Ainsi on trouve :

$ J_{permeat}= 10,7 L.h^{-1}.m^{-2} $

Détermination du débit de perméat :

Un facteur de concentration des saumures de 4,5 a été choisie puisqu'il permet de conserver environ 50% du flux de perméat initial ce qui impose un débit de perméat de :

$ Q_{permeat} = Q_{saumure}*0,78 $

Avec $ Q_{permeat}$ le débit de perméat 
         
Q_{saumure} $ le débit de saumure en entrée de DMV

Soit :

$ Q_{permeat} = {17690} m^3.j^{-1} $

Surface membranaire nécessaire :

$ S_{membrane} = \frac{Q_{permeat}}{J_{perm50}} $

Soit $ S=  139820 m^2 $

Avec Jperm50 le débit de perméat pour une concentration en sels égale à celle de la sortie de la DMV (L.h-1.m-2)

3. Demande énergétique de l'installation
 

Afin de connaître la rentabilité de ce procédé, la connaissance de la demande énergétique de la distillation membranaire sous vide doit être étudiée.

Le bilan énergétique de la DMV tient compte de trois puissances : la puissance de la pompe de circulation qui a été négligée ici (J.P. Mericq, 2010), la puissance de la pompe à vide Pv, et la puissance de chauffage Pc.

​La puissance de la pompe à vide est donnée par la formule suivante :

$ P_V = \frac{1,97.10^3}{\eta}.T_P.N_P.ln\frac{P_atm}{P_p} $
 

Avec NP débit massique de perméat (kg/s)
          PP pression de perméat ( 2000 Pa)
          Patm pression atmosphérique (1,013.105 Pa)
         TP température du perméat considérée comme égale à celle de l'alimentation (45°C)
         $\eta $ rendement de la pompe à vide (considéré égal à 0,8)

La puissance de chauffe est donnée par la formule :

$ P_c = F.\frac{\rho.C_p.(Ts -Te)}{\eta} $

Avec F débit de circulation dans l'alimentation (m3.s-1)
         Cp capacité calorifique d'alimentation (J.kg-1.K-1)
         Ttempérature de l'alimentation avant l'entrée dans le module membranaire (°C)
         $\eta$ rendement du système de chauffe

         
Le tableau 3 présente les résultats issus de l'analyse énergétique de la DMV et montre que le coût énergétique de la DMV réside essentiellement dans la puissance à fournir pour chauffer l'eau en alimentation.

Tableau 3 : Demande énergétique de la DMV
Puissance énergétique nécessaire au pompage à vide, kWh/m3 0,97
Puissance énergétique nécessaire au chauffage, kWh/m3 43

L'analyse énergétique du couplage de la DMV avec l'Osmose Inverse (figure 1) montre que ce procédé ne sera rentable que s'il est possible de trouver un moyen renouvelable pour chauffer l'eau d'alimentation de la DMV. Ainsi, dans la partie suivante, un couplage de la DMV avec les technologies solaires est étudié. 


Figure 1 : Diagramme représentatif de la demande énergétique du couplage OI +DMV

 

Couplage avec l'énergie solaire

Couplage avec l'énergie solaire

Le couplage DMV-OI est intéressant puisqu'il permet d'augmenter significativement le rendement de l'installation (passage de 0,50 à 0,89) et de concentrer les saumures avec un facteur 4,5. Néanmoins, du fait du chauffage de l'eau d'alimentation ce procédé est extrêmement énergivore. Pour rentabiliser ce procédé, un couplage avec l'énergie solaire est envisagé au vu du fort potentiel solaire de la zone sélectionnée (figure 1).

 

figure 1 : Carte de l'irradiation solaire de la Vendée
Figure 1 : Carte de l'irradiation solaire de la Vendée

​Une installation de panneaux solaires thermiques a été choisie pour assurer le chauffage de l'eau d'alimentation. La surface de panneaux a été choisie de façon a récupérer assez d'énergie en été pour parvenir à produire 40000 m3/j en été. Les caractéristiques retenues sont présentées dans le tableau 1

Tableau 1 : Caractéristique de l'installation solaire
Surface de panneaux, m² 200000
Rendement des panneaux 0,90*

* le rendement est surestimé, généralement les panneaux solaires thermiques ont des rendements de l'ordre de 50%

L'influence de la variation de l'irradiance au cours d'une année (figure 2) sur l'efficacité du procédé a été simulée. L'eau n'est pas suffisamment chauffée toute l'année jusqu'à la température optimale de fonctionnement (45°C). Il faut donc compenser en abaissant la pression de vide côté perméat (figure 3). Néanmoins, plus on diminue la pression de vide côté perméat plus on augmente le risque de mouillage de la membrane. Ainsi, il a été considéré que la pression de perméat ne doit pas être inférieure à 500 Pa au risque de diminuer le flux de perméat et, donc le débit d'eau produite (figure 5). 


Figure 2 : Evolution moyenne de l'irradiance au cours d'une année en Vendée

​La figure 2 donne l'énergie reçue par unité de surface en fonction du mois de l'année en Vendée. Ces données permettent de calculer la puissance disponible pour chauffer l'eau :

$ P_{disponible} = \frac{I S_{panneaux} }{\eta.24.30} $ 

Avec Pdisponible la puissance disponible pour la chauffe en kW
         I l'irradiance en kWh/m2/mois
        Spanneaux la surface des panneaux en m2
          $\eta$ le rendement de production d'énergie des panneaux solaires

Cette puissance est ensuite utilisée pour calculer la température à laquelle l'eau est chauffée grâce à la formule issue du mécanisme de transfert par diffusion d'Huisgen. De la même façon, la pression de perméat à appliquer pour conserver le même flux de perméat en sortie est calculée. La figure 4 permet de rendre compte de la méthode utilisée pour parvenir à ces résultats.


​Figure 3 : Evolution de la température de l'alimentation et de la pression de perméat au cours d'une année


Figure 4 : Méthode utilisée pour parvenir aux résultats

Le flux de perméat ayant permis de calculer la surface membranaire nécessaire (10,7 L.h-1.m-2) pour traîter l'effluent ne peut pas être atteinte toute l'année.Il s'en suit une diminution du débit total d'eau dessalée produite. Néanmoins, les débit produits suffisent à satisfaire les besoins de la région puisque 40000 m3/j sont produits en été et plus de 20000 m3/j au cours des autres saisons

Figure 5 : Evolution du flux de perméat issu de la DMV et du débit d'eau produite issu du couplage OI+DMV

Conclusion

Le couplage de la DMV avec l'énergie solaire est possible néanmoins le nombre de panneaux solaire requis est très important (20 ha). Une étude économique est nécessaire pour connaître la rentabilité du projet. De plus, pour parvenir à produire 40000 m3/j en été comme en hiver, il est possible d'augmenter la capacité de production de l'osmose inverse en augmentant le nombre de modules membranaires et le débit de pompage.

 

 

Aspect économique

Aspect économique

La rentabilité de ce procédé va maintenant être étudiée en comparant le coût énergétique et d'investissement de l'osmose inverse seule avec celui de l'osmose inverse couplée à la DMV, elle-même couplée à l'énergie solaire. 

1. Investissement 

L'investissement prend en compte le prix des modules membranaires, le prix des panneaux solaires et l'entretien.

Le prix des membranes d'Osmose Inverse et des membranes de distillation membranaire sous vide sont considérés égaux. On suppose qu'à l'échelle industrielle le prix est d'environ 15 € le mètre carré. On considère que les membranes sont changées tous les 15 ans. Ainsi on obtient un investissement de :

$ M(t) = 15.( S_{OI+DMV} - S_{OI} ) + \frac{t}{15}.( S_{OI+DMV} - S_{OI} ) $

Avec M(t) le prix de l'investissement pour les membranes cumulé sur t années
          SOI+DMV la surface de membranes d'OI et de DMV nécessaire pour le couplage de ces deux procédés
          SOI la surface de membrane d'OI sans le couplage des deux procédés

 

Le prix des panneaux solaires est considéré égal à 300 € le mètre carré. On considère un entretien de 10000€ par an. Ainsi on obtient un investissement de :

$ P(t) = 300* S_{ps} + 10000*(t-1) $

Avec P(t) le prix de l'investissement pour les panneaux solaires cumulé sur t années
          Sps la surface de panneaux

Finalement, on obtient la fonction d'investissement suivante :

$ I(t) = M(t) + P(t) = 15 ( S_{OI+DMV} - S_{OI} ) + \frac{t}{15}  ( S_{OI+DMV} - S_{OI} ) + 300* S_{ps} + 10000*(t-1) $

2. Bénéfices générés 

Les bénéfices générés reposent uniquement sur les gains énergétiques associés au couplage de la DMV avec l'OI contre l'OI seule. Le prix du kWh est considéré égal à celui de 2013 c'est-à-dire 0,0825 €/kWh avec un inflation de 2%/an. 

2.1 Coût énergétique de l'OI seule 

Les coûts énergétiques de l'osmose inverse proviennent essentiellement du pompage de l'eau de mer et de la mise sous pression de l'eau avant entrée dans les modules d'OI. 

$ RO(t) = P_{RO}.Q_{an}.t.0,0825.1,02^{t-1} $

Avec PRO la puissance à fournir pour traiter un mètre cube d'eau (kWh/m3
         Qan le débit traîté par an en m3/h

 

2.2 Coût énergétique du couplage de l'OI avec la DMV

Les coûts énergétiques de l'osmose inverse couplée à la DMV proviennent du pompage de l'eau de mer, de la mise sous pression de l'eau avant entrée dans les modules d'OI, et du pompage à vide. L'eau étant chauffée par les panneaux solaires, la puissance de chauffe n'est pas prise en compte dans les calculs.

$ DMV(t) =P_{DMV}.Q_{an}.t.0,0825.1,02^{t-1} $

Avec PDMV la puissance à fournir pour traiter un mètre cube d'eau (kWh/m3
        Qan le débit traîté par an en m3/h

2.3 Fonction de rentabilité

Finalement, en soustrayant le coût énergétique du couplage OI+DMV au coût de l'OI seule, on obient la fonction de rentabilité suivante :

$ R(t) = P_{RO}.Q_{an}.t.0,0825.1,02^{t-1}​ - P_{DMV}.Q_{an}.t.0,0825.1,02^{t-1}​ $ 

3. Bilan

La figure 1 montre qu'un retour sur investissement est prévu d'ici 16 années.


Figure 1 : Bénéfices générés par l'installation d'une DMV couplée à l'énergie solaire comparés à une installation classique d'Osmose inverse 

Le couplage OI+DMV est donc une installation de dessalement envisageable. Il reste désormais à savoir quelle est la destination de ce rejet (rejet en mer ou valorisation par cristallisation).

Modélisation du rejet

Modélisation du rejet

Le rejet issu de la DMV a été simulé afin d'étudier l'influence de la forte concentration en sels et du faible débit de la saumure issue de la DMV. Les conditions de cette simulation sont les mêmes que celles présentées dans la simulation de référence de la partie précédente : Modélisation numérique du rejet de saumures en mer. À la différence près que cette fois :

- la masse volumique du rejet est beaucoup plus importante :$\rho_{rejet}=1275~kg/m^3$ 
- la vitesse d'injection est moindre : $V_{injection}=0.6~m/s$ correspondant à un débit de $Q=4989,6~m^{3}/j $

On obtient un résultat très différent de la simulation de référence. En effet, cette fois-ci la vitesse d'éjection n'est pas assez importante pour apporter des conditions de mélange satisfaisantes. Les saumures ont tendance à retomber et on a des concentrations relativement importante proche du sol ce qui n'est pas sans conséquence sur les fonds marin.

Ainsi, si l'on souhaite rejeter en mer des saumures issus de la DMV il conviendrai de redimensionner notre installation. On pourrait par exemple réduire le diamètre de l'injecteur afin d'obtenir une vitesse d'éjection plus importante pour un même débit.

La simulation suivante montre qu'avec une vitesse d'éjection suffisante ($5~m/s$ ici) on obtient une dilution acceptable :

Bilan DMV

Bilan DMV

Le couplage de la DMV avec l'OI permet d'augmenter de façon significative le rendement de production d'eau potable (rendement doublé). Le débit de saumures est réduit de plus de 85 % alors qu'elles sont concentrées 4,5 fois. Ce couplage permet également de diminuer la consommation énergétique de l'installation.  

Tableau 1 : Bilan comparatif des procédés d'Osmose Inverse (OI) et du couplage avec la Distillation membranaire sous vide (OI + DMV)
  OI OI+DMV
Rendement, % 50 89
Débit d'eau potable, m3/j 40176 40010
Débit de saumure, m3/j 40824 4989
Concentration des saumures, g/L 71,7 325
Demande énergétique, kWh/m3

 

5,5

4

Quant au devenir du rejet issu du couplage OI+DMV, la modélisation sous Star-CCM+ a montré que la dilution du rejet était envisageable à condition que l'effluent ait une vitesse suffisante pour bien se mélanger. Pour cela, l'injection peut être réalisée avec des plus petites buses ou bien, la géomètrie de la buse peut être conservée en mettant en place des bassins de rétentions destinés aux saumures avec lachés d'eau périodique afin d'augmenter le débit de rejet.

La possibilité d'éviter le rejet par la mise en place de marais salants a été étudié. Ceci permet de réduire significativement l'impact environnemental de ces rejets.

Les limites de ce procédé sont :

  • L'énergie qu'il faut fournir pour chauffer l'eau dans l'alimentation qui se traduit par un champs de panneaux solaires extrèmement grand (plus de 20 ha !). L'implantation de sytèmes récupérateurs de chaleurs (échangeurs à plaques, à calandres) peuvent permettre de réduire cette valeur. De plus, l'analyse des coûts a montré que ce procédé restait rentable malgré l'implantation d'autant de panneaux. 
  • Le colmatage comme tout procédé membranaire. Des tests à l'échelle pilote sont nécessaires pour l'évaluer.
  • La surface membranaire nécessaire puisqu'il faut environ 140000 m2 de membrane. Le développement et la production de membranes destinées à l'industrie et adaptées à ce type de procédé devrait permettre à terme de réduire l'encombrement. La figure 1 permet d'illustrer ces propos en montrant que la surface de membrane décroit exponentiellement avec la perméabilité de Knudsen.


Figure 1 : Influence de la perméabilité de Knudsen sur la surface membranaire nécessaire au traitement de deux eaux de concentrations différentes
 

Valorisation des saumures

Valorisation des saumures​ : marais salants

Afin de diminuer l'impact environnemental de notre usine, nous avons donc choisi de valoriser nos saumures par les marais salants. Dans cette partie, nous allons calculer la surface des marais salants :

- dans le cas du scénario 1 :  c'est à dire que nous utilisons les rejets de saumures du procédé d'osmose inverse seul. (OI)
- dans le cas du scénario 2 : C'est-à-dire que nous utilisons les rejets de saumures (plus concentrés) du procédé d'osmose inverse couplé à la DMV. (OI+DMV) ( cf.
 la partie procédé de réduction des saumures, distillation membranaire sous vide).

1. Généralités sur les marais salants

Les marais salants permettent de récolter le sel par cristallisation. Ces sels sont obtenus  par évaporation naturelle de  l'eau de mer sous l'action combinée du soleil et du vent. 

Etapes de fonctionnement d'un marais salant

La figure 1 illustre les étapes de fonctionnement d'un marais salant :

Figure 1 : Etapes de fonctionnement d'un marais salant
(Collège les Aurains FUMAY, n.d.)

- L’eau de mer pénètre dans le marais par un canal (1) appelé l’étier
- L’étier alimente le réservoir du marais, la vasière ou le vasais (2). Celle-ci mesure plus de 1 m de profondeur. L’eau de mer s’y débarrasse de la vase, des algues, des poissons.
- L’eau pénètre ensuite dans un bassin découpé, plus petit, plus bas et moins profond que la vasière. C’est la métière ou le cobier (3).
- Puis, l’eau passe dans les fares ou tables courantes (4) : ce sont de grands bassins, peu profonds. L’eau y est ralentie par des chemins d’argile pour mieux s’évaporer et se concentrer en sel.
- L’eau circule ensuite dans des couloirs, les adernes (5). Ils servent à conduire l’eau saturée  en sel au cœur de la saline, au niveau le plus bas.
- Après avoir parcouru plusieurs kilomètres, l’eau arrive dans le champ du marais (6) 
constitué de muants, nourrices et aires saunantes: l'eau arrive saturée en sels dans des tables salantes rectangulaires où la cristallisation s'effectue. La profondeur est de quelques centimètres. Le paludier, ou saunier effectue la récolte du sel cristallisé dans les œillets (7).

Le lien suivant mène vers une animation sur le fonctionnement des marais salants. (Ecomusée du marais salant).

Le tableau 1 résume le rôle et les concentrations en sortie de chaque étapes.

Tableau 1 : Rôle et concentration en sortie de chaque bassin

  Rôle Concentration en sortie de bassin (valeurs indicatives)
Vasière

stockage de l'eau de mer pour 2 semaines de fonctionnement

35 à 50 g/L
Métière

Décantation de la vase
Concentration de la saumure

50 à 80 g/L
Fares

Concentration de la saumure
Dépôts des carbonates

80 à 180 g/L
Champ du marais

Concentration de la saumure
Dépôts des sulfates

180 à 280 g/L
Oeillets

Concentration finale de la saumure pendant la cristallisation du NaCl

280 à 380 g/L

Ainsi, dans le cas du scénario 1, l'eau des rejets de saumure réalise toutes les étapes du marais salant alors que dans le cas du scénario 2, l'eau des rejets de saumure réalise la dernière étape uniquement puisque celle-ci est concentrée à 325,9 g/L.

Saturation en sels de la saumure (seuils de cristallisation)

En chimie des solutions, la saturation est la concentration à partir de laquelle une substance ne peut plus se dissoudre dans un solvant qui est l’eau dans le cas du marais salant. Ce point de saturation dépend de la température, de la nature du solvant :l’eau et du soluté : chaque sel, dans notre cas.

L’objectif du marais salant est de concentrer les sels en faisant évaporer l’eau jusqu’à atteindre les seuils de saturation au-delà desquels les sels se cristallisent. Pour NaCl, le seuil de cristallisation est de 300 à 320 g/l.

Cristalisation fractionnée

Le but des marais salants est de récolter le chlorure de sodium (NaCl) dans les œillets. La concentration de saturation est variable selon les sels :

- Si le sel est peu soluble dans l’eau (cas des sels de Calcium),la saturation est plus rapide et une cristallisation se produit très tôt dans le circuit du marais salant.
- S’il est très soluble, la cristallisation ne s’effectue que lorsque les concentrations seront fortes (cas du chlorure de Magnésium).

Pour plus de détails sur la cristallisation fractionnée cliquez ici.

 

Par la suite, la surface nécessaire pour pouvoir évaporer l'eau et faire cristalliser le sel est calculé  en considérant uniquement un grand bassin de surface S qui sert de marais salant.

2. Surface nécessaire des marais salants

Formule de Rohwer

En tenant compte de l’effet du vent, le taux d’évaporation E (en mm/jour) d’un plan d’eau pure peut donc s’exprimer à l’aide de la formule synthétique suivante : 

$ E = 0,484.(1 + 0,6 u)\exp(\frac{17,27.t}{(237,3 + t)}).(1 – \frac{Hr}{100}) $
avec : 
u (m/s) : vitesse du vent
t (°C) : température de l'air
Hr (%) : humidité relative de l’air

Pour plus de détails quant à l'obtention de cette formule, cliquez ici.

Calcul de l'évaporation E

Conditions:

u = 5 m/s soit 18 km/h (cf. partie éolien terrestre)
t = 13,5 °C (cette température a été calculée sur 6 ans, Climat-Vendée)
Hr  = 65% (cette valeur a été fixée et supposée constante)

Ainsi pour une suface d'1 m2, 

 $ E = 1,08 mm/jour $

Calcul de la surface des marais marais salants

Rappel des données:

Tableau 2 : Débit et concentration des saumures pour les 2 scénarios

  OI OI+DMV
Débit de rejets des saumures Qsaumures(m3/j) 40824 4989,6
Concentration des saumures Cconcentration(g/L) 71,7 325,9

A l'entrée du marais salant, dans le cas de la RO, nous avons un débit de 40824 m3/j avec une concentration en sel de 71,7 g/L. Pour arriver à saturation dans les oeillets, on fixe la concentration de saturation à 330 g/L car il ne faut pas dépasser 380 g/L. 

Le débit à évaporer Qévap se calcule de la manière suivante:

$ Q_{évap} = Q_{saumures}. ( 1- \frac{C_{saumures}}{330}) $ 

La surface des marais salants est obtenue par la relation suivante:

$ S=\frac{Q_{évap}}{E} $ avec E = 0,00108 m/j

Tableau 3 : débit évaporé et surface des marais salants

  OI OI+DMV
Qévap (m3/j) 31954,1 343.6
S (m2) 2,958.107 57400
S (ha) 2958 5,74
 

Conclusion

Ainsi, nous obtenons une surface de 2958 ha pour le scénario 1 et une surface de 5,74 ha pour le scénario 2. La construction du marais salant n'est pas envisageable pour le scénario 1. En revanche, elle pourra être effectuer dans les conditions du scénario 2. Ces 5,74 ha seront à prendre en compte dans la superficie de l'usine  égale à 20 ha. (cf. implantation de l'usine).

3. Utilisation du sel

La production de sel cristallisé en France représente environ 2000 kt de sels par an. Le tableau 4 représente la production de sels cristallisés en 2009 et 2010.

Tableau 4 : Production de sels en 2009 et 2010
(CSF, 2009)

Année 2009 2010
Total de sel cristallisé (kt) 2121 2600

 

La figure 2 représente la répartition des ventes de sels cristallisés :

Figure 2 : répartition de vente de sel cristallisé en France par applications
(CSF, 2009)

Etant donné que les rejets de saumure peuvent contenir des produits de corrosion (chrome, nickel, molybdène, cuivre....) ainsi que des réactifs utilisés (antitatres, antimousses, produits anticorrosion, coagulants, composés organochlorés..., (cf partie déchets générés par l'usine, les saumures), le sel produit sera uniquement utilisé pour le déneigement.

Les ventes de sels connaissent une hausse spectaculaire notamment pendant les périodes hivernales où la demande en sel est d'autant plus élevée. Nous allons donc calculé la production de sels que nous allons produire:

En supposant un rendement de 100% (avec recyclage des saumures),  nous obtenons une production de :

 $ m_{prod} = Q_{saumures}. C_{saumures} * 365 = 5900 kt $

Or selon le comité des salines de France, la France utilise entre 1 à 2 millions de tonnes de sels chaque année pour déneiger les routes. Nous pouvons conclure que nous avons probablement surdimensionner la production (le débit est supposé constant)

 

Conclusion trinôme 3

Conclusion trinôme 3

Bilan

Il a été très difficile de trouver des données sur les rejets de l'usine de dessalement et les moyens mis en place pour limiter ces rejets. A ce jour, les rejets de boues ne sont pas assez conséquents par rapport aux stations d'épurations alors que l'impact sur les rejets de saumures n'est pas réellement étudié.

Nous avons voulu à travers ce projet limiter l'impact environnemental de cette usine et plus particulièrement celui concernant les rejets de saumres. En effet, les rejets des usines de dessalement sont fortement concentrés en sels et peuvent contenir des Elements Traces Metalliques. La mise en place de matériaux tels que l'austénitiques ou la ferritiques permet de s'affranchir de la corrosion et donc d'une partie des ETMs.

Etant donné qu'à ce jour, les usines de dessalement rejettent en mer ces saumures, nous avons voulu montré à travers le logiciel de simulation star CCM+ la simulation du rejet en mer. Cette simulation montre que les concentrats peuvent être dilués facilement moyennant des courants marins suffisants. Pour éviter les rejets en mer, des moyens de dilution des saumures tels que la dilution par les stations d'épurations et par les eaux pluviales ont été étudiés. Cependant, les volumes récupérés n'étaient pas assez suffisants pour réduire ces rejets. L'étude a été donc approfondie sur l'Osmose Inverse couplée avec un procédé de Distillation Membranaire sous Vide lui-même couplé à l'énergie solaire. Ce procédé permet non seulement, d'augmenter le rendement du dessalement de 50 à 89 % diminuant, de ce fait, la consommation énergétique de l'installation; mais aussi de favoriser la cristallisation du sel (rejets de sels 4,5 fois plus concentrés) et la valorisation de ces sels par les marais salants.

 

Limites

Le manque de données nous a contraint à poser de nombreuses hypothèses qui sont à prendre en considération à la lecture de nos résultats. A ce jour, aucune technologie pour limiter les rejets de saumures n'existent. Se pose alors le problème de l'efficacité de la Distillation Membranaire sous Vide. Des essais pilote sur ce procédé sont sûrement nécessaires. 

De plus, les rejets en mer ont été modélisés à court terme : Il serait intéressant de modéliser ces rejets à long terme.

 

Annexes

Les pages contenues ici servent d'appuie aux explications fournies dans la partie "Le devenir des rejets". Leur lecture n'est pas nécessaire mais peu aider à la compréhension de certains calculs et hypothèses.

Distillation Membranaire

La distillation membranaire

La distillation membranaire est un procédé thermique dans lequel la vapeur d'eau est transportée à travers une membrane poreuse hydrophobe. La phase liquide à traiter doit être maintenue en contact avec une face de la membrane sans en pénétrer les pores à moins que la pression transmembranaire soit supérieure à la pression d'entrée. L'hydrophobicité de la membrane empêche le liquide d'entrée dans les pores grâce à la tension de surface. Ainsi, des interfaces liquides/vapeurs sont créées à proximité des pores. 

Plusieurs types de distillations membranaires existent, les différences concernent uniquement le côté du perméat et vont conditionner la force motrice de la séparation. (T. MATSUURA, 2011)

La distillation membranaire à contact direct (DCMD)

Une solution aqueuse plus froide que la solution d'alimentation est maintenu en contact direct avec la membrane côté perméat. Dans ce cas, la différence de température transmembranaire induit une différence de pression de vapeur. Par conséquent, les molécules volatiles s'évaporent à l'interface liquide/vapeur de l'alimentation  et se recondensent à l'interface liquide/vapeur du perméat plus froid.

 
Figure 1 : Schémas de principe de la DCMD

La Air Gap Membrane Distillation (AGMD)

Une lame d'air est interposée entre la membrane et la surface de condensation. De ce fait, les molécules volatiles évaporées vont traverser les pores de la membrane  et la lame d'air pour finalement se condenser sur une surface plus froide à l'intérieur du module membranaire.

    ​
Figure 2 : Schémas de principe de l'AGMD

 

 

La Sweeping Gas Membrane Distillation

Un gaz froid inerte balaie la membrane du côté du perméat emportant avec lui les molécules vaporisés. La condensation a ensuite lieu à l'extérieur du module membranaire.


Figure 3 : Schémas de principe de la SGMD

 

La distillation membranaire sous-vide (VMD ou DMV en français)

Un vide est appliqué côté perméat à l'aide d'une pompe à vide. La pression de vide appliquée est inférieure à la pression de vapeur saturante des molécules volatiles à séparer. Dans ce cas, la condensation des molécules a lieu à l'extérieur du module membranaire.

 


Figure 4 : Schémas de principe de la DMV

Bien que le risque de mouillage est plus élevé dans cette configuration, la VMD a été retenue pour cette étude car elle permet d'obtenir un flux de perméat plus grand que les autres configurations ainsi qu'un phénomène de polarisation en température réduit.
 

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Choix de la membrane et des conditions opératoires

Choix de la membrane et des conditions opératoires

1. Choix de la membrane 

Dans le cas de la distillation membranaire, la membrane utilisée est généralement une membrane hydrophobe. Elle doit avoir une faible résistance au transfert de matière, une faible conductivité thermique (0,22 à 0,45 W.M-1.K-1 pour le PVDF et le PTFE) , une pression d’intrusion (Liquid Entry Pressure LEP) élevée, une bonne stabilité thermique et une résistance chimique excellente. Ces caractéristiques ont une influence très importante sur le flux de perméat obtenu.

Matériaux

​Quatre types de matériaux peuvent être utilisés et sont répertoriés dans le tableau 1.

Tableau 1 : Types de matériaux composant les membranes utilisée en distillation membranaire
 

Dénomination PTFE PVDF PP PE
Nom complet  PolyTétraFluoroEthylène ou téflon Fluorure de PolyVinyliDiène PolyPropylène PolyEthylène
Structure chimique 

Mouillage :

Le phénomène de mouillage doit être évité. Pour cela la pression d’entrée du liquide doit être supérieure à la pression hydrostatique transmembranaire (Laplace-Cantor). Elle dépend de plusieurs facteurs : le matériau membranaire (nature, hydrophobicité), la structure de la membrane (taille des pores, distribution de tailles des pores, épaisseur, porosité), les conditions opératoires (température, pression de vide en DMV), la nature du liquide à traiter (tension superficielle).

Epaisseur de la membrane :

Une augmentation de l'épaisseur de la membrane a pour conséquence une augmentation du flux de perméat, la diminution des pertes par conduction thermique (négligeables pour la DMV) et la diminution du risque de mouillage. L’épaisseur optimale trouvée pour la Distillation Membranaire par Contact Direct se situe entre 30 et 60 µm.

Porosité de la membrane :

L'augmentation de la taille des pores entraîne une augmentation du flux de perméat et une augmentation du risque de mouillage. il faut donc trouver un compromis. La taille des pores pour la DMV reste peu étudiée mais on estime qu'elle doit être de l'ordre de 0,45 µm.

Totuosité de la membrane :

Le flux de perméat diminue avec l’augmentation de la tortuosité de la membrane. Généralement, le facteur de tortuosité est pris égal à 2.

Propriété de la surface de la membrane :

Les membranes utilisées sont généralement hydrophobe.

Géométrie et configuration de la membrane :

Les membranes distillation membranaires peuvent avoir différentes géométries : planes ou fibres creuses. Dans tous les cas, elles doivent répondre à plusieurs exigences : permettre une alimentation avec une grande turbulence, entraîner une faible perte de charge le long du module, faciliter une éventuelle récupération de chaleur et avoir une stabilité et une bonne isolation thermique.

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2. Conditions opératoires

Les paramètres à prendre en compte sont les suivants :

Différence de pression transmembranaire :

En DMV, le flux de Perméat augmente avec la diminution de la pression de vide néanmoins celle-ci entraîne aussi une augmentation de la mouillabilité de la membrane par augmentation de la pression hydrostatique transmembranaire. Il faut donc travailler à pression de vide faible mais pas trop pour éviter le mouillage de la membrane.

Température côté alimentation :

L’augmentation de la température entraîne une augmentation exponentielle du flux de Perméat du fait de l’augmentation de la pression partielle de vapeur (loi d’Antoine). Néanmoins, une température trop importante peut entraîner une augmentation de l’effet de polarisation en température.

Les températures généralement utilisées en DMV se situent entre 20 et 80°C.

Température côté perméat :

Elle n’est pas prise en compte.

Différence de température transmembranaire :

Elle est considérée comme nulle dans le cas de la DMV. Ainsi, la température côté perméat est égale à la température côté alimentation.

Vitesse de circulation côté alimentation :

Des vitesses de circulation élevées (régime turbulent) sont nécessaires ce qui permet d’accroître l’agitation et ainsi d’augmenter les coefficients de transfert de chaleur et de matière diminuant, de ce fait, les phénomènes de polarisation de température et de concentration. Cependant, les pertes de charges augmentent avec le carré de la vitesse. Il faut donc éviter une surconsommation d’énergie. De plus, l’augmentation du débit peut entraîner une pression hydrostatique supérieure à la LEP entraînant ainsi le mouillage des pores.

Débit de fluide côté perméat :

Son influence n’est pas prise en compte.

Concentration en solutés dans l’alimentation :

Le flux de perméat décroit avec la hausse de concentration pour deux raisons. Premièrement, elle entraîne une baisse de la pression partielle de vapeur dans l’alimentation (modification du coefficient d’activité). La seconde est une augmentation des phénomènes de polarisation de concentration.

 

Afin de dimensionner un procédé de distillation membranaire sous vide, il faut donc parvenir à faire des simulations de l'influence de ces paramètre pour parvenir au meilleur résultat.

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Cristallisation fractionnée

Cristallisation fractionnée

 

1. Les différents types de sels dans l'eau de mer

Le sel récupéré par le paludier est le chlorure de sodium (NaCl) qui est responsable du bon goût du sel marin. Ce goût salé provient essentiellement de l'ion Na+. Les autres sels présents ne sont pas nocifs car les doses sont très faibles. Les sels CaCO3, CaSO4, MgSO4, MgCl2 sont amers et réduisent le bon goût du sel marin. Seul KCl a un goût proche du NaCl.

Le but du marais salant est de séparer autant que possible NaCl des autres sels. Les caractéristiques des sels sont représentées dans le tableau 1:

Tableau 1 : Caractéristiques des sels.
(P2MB, 2012)

Sels Dénomination Utilisation Propriétés
NaCl Chlorure de sodium

Augmente la spidité des aliments 
Conserve les aliments par désinfection et déshydratation

Goût salé, Blanc
Risques cardiovasculaires à fortes doses

CaCO3 Carbonate de calcium Même composant que le calcaire, la craie, le marbre, coquilles d'animaux marins Pas de goût ni d'odeur 
Solubilité nulle dans l'eau basique
CaSO4 Sulfate de calcium

Même composant chimique que le gypse et le plâtre qui en sont des versions hydratées

Blanc, amer, sans odeur
MgSO4 Sulfate de Magnésium

Additif alimentaire E18
Engrais
Sel d'Epsom (Médicament)

Amer et salé
MgCl2 Chlorure de magnésium Laxatif, coagulant, médicament
Nigari qui permet de coaguler le lait de soja pour faire du tofu
E115
Blanc, amer, acre, inodore
Peut être dangereux à forte dose
NaBr Bromure de sodium Désinfectant Blanc, 

Peut être dangereux à forte dose
KCl Chlorure de potassium Engrais, médicament Blanc, toxique à forte dose
Saveur équivalente à celle de NaCl


Peut se substituer en partie à NaCl

La figure 1 montrent le processus de cristallisation fractionnée mis en oeuvre dans un marais salant : L'évolution de la quantité de chaque sel déposé (en masse) en fonction de la concentration de la saumure y est représentée.

Figure 1 : Evolution de la quantité de chaque sel déposé (en masse) en fonction de la concentration de la saumure.
(P2MB, 2012)

D'après la figure 1, le carbonate de calcium cristallise en premier, puis en quantité plus importante le sulfate de calcium puis d'autres sels.  Le sels de calcium se cristallisent avant que la saumure n'atteigne les oellets. Par ailleurs, pour éviter de cristalliser les sels de magnésium et de potassium ainsi que le bromure de sodium, il ne faut pas dépasser une concentration de 380 g/L dans les oeillets.

La cristallisation de NaCl est beaucoup plus importante que celle des autres sels. La part la plus grosse du processus de cristallisation du NaCl s'effectue sur une plage assez étroite de concentration de saumure, entre 300 et 380 g/L. Enfin, en comparant ces deux graphes, on constate qu'il est important de bien contrôler la concentration de la saumure dans les oeillets afin de récolter le maximum de chlorure de sodium (NaCl) sans toutefois récolter le sulfate de calcium (CaSO4) ou les sels de magnésium (MgSO4 et MgCl2)

2. Sels obtenus

  • Le gros sel ou sel gris

Le sel cristallise dans les œillets lorsque la concentration atteint 320 g/l (saturation). Plus lourd, ce type de sel se dépose sur le sol argileux de l’œillet et est récolté par un outil qui s’appelle las ou ételle (une sorte de râteau). Le gros sel est gris car de l’argile peut être incluse dans le sel cristallisé ou entraînée lors de la récolte.

  • La fleur de sel

Dans certaines conditions, une cristallisation particulière se produit, de fins cristaux se forment et s'agglomèrent en surface de l’eau des œillets. Cette mince couche flottante est récoltée délicatement avec une lousse (sorte d’écumoire).

Cette fine couche de sel blanche se crée avant que le seuil de saturation des 320 g/l soit atteint car la fine couche d’eau superficielle est plus chaude et donc l’évaporation est violente : on obtient ainsi une cristallisation en surface. La fine fleur blanche de sel flotte sur l’eau par tension superficielle (effet « membrane » qui permet de faire flotter des choses plus lourdes que l’eau). 

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Différents types de corrosion

Différents types de corrosion

1. Corrosion galvanique

L'une des caractéristiques fondamentales de l'eau de mer est la grande augmentation des effets galvaniques qu'elle offre par rapport à l'eau douce. Le terme "corrosion galvanique" décrit à la fois la corrosion croissante d'un métal et la corrosion décroissante d'un second métal ( protection cathodique) quand ils sont en contact métallique (élecrique) dans un électrolyte (eau de mer).

Cependant, la corrosion galvanique ne peut se produire seule, c'est-à-dire sans qu'il y ait une action protectrice du second métal qui doit être plus noble. Les règles à observer sont les suivantes:

- chaque fois qu'il est possible, n'utiliser qu'un seul métal pour construire un équipement 
- s'il n'est pas possible d'utiliser un seul alliage, les alliages utilisés doivent être nobles et protégés. Pour cela, il est important de s'assurer que les éléments essentiels sont plus cathodiques dans l'échelle des potentiels galvaniques (cf figure 1) que les autres éléments constitutifs de la construction.

 

Figure 1 : Série galvanique de différents matériaux dans l'eau de mer
(A.Maurel, 2006)

2. Corrosion généralisée

La corrosion généralisée correspond à une diminution uniforme d'épaisseur. Le taux de corrosion permet de savoir si l'alliage peut être utilisée ou non. Le taux de corrosion d'un alliage est :

- excellent jusqu'à 0,05 mm/an
- bon jusqu'à 0,5 mm/an
- satisfaisant jusqu'à 1,25 mm/an
- mauvais au delà de 1,25 mm/an (A.Maurel, 2006)

Un taux de corrosion de 1 g.m-2.h-1 correspond à une diminution d'épaisseur de 1 mm par an environ pour un métal ou alliage de densité 8,75 (densité moyenne des aciers inoxydables étudiés ici : 8,00).

Dans la mer, les aciers inoxydables sont totalement insensibles à la corrosion générale, ce qui les différencie des aciers ordinaires. En revanche, ils peuvent être éventuellement sensible à deux types de corrosion localisée ( par piqûres et par crevasses). 

3. Corrosion par piqûres

C'est un phénomène pratiquement immédiat qui se déclenche en principe peu après l'immersion du métal dans l'eau de mer. 

Ce type de corrosion se développe initialement sur un germe de piqûre. La dissolution de ce germe entraîne l'apparition d'une acidité locale, suffisante pour dépassiver l'acier. Cette dépassivation entraîne localement une acidification par hydrolyse de sels de chrome par exemple, entraînant l'auto-entretien du phénomène. Le couplage entre une zone anodique microscopique (le germe) et une zone cathodique de très grande dimension (la surface passive) entraîne une dégradation très rapide localisée.

Les conditions de stabilité du germe sont liées à un paramètre électrochimique : le potentiel métal/solution. La résistance à la corrosion par piqûre sera d'autant plus forte que le potentiel sera plus élevé. Dans la pratique, on recherche une nuance d'acier dont le potentiel par piqûre soit très supérieur au potentiel libre du métal dans le milieu considéré.

4. Corrosion par crevasses

La corrosion par crevasses ou corrosion caverneuse est contrairement à la corrosion par piqûres est un phénomène différé qui nécessite un temps d'incubation relativement long. Elle apparaît dans les interstices tels que les contacts métal-métal ou matière plastique, sous les dépôts, sous les salissures marines. 

Sa propagation est de même nature que celle de la corrosion par piqûre, mais son initiation dépend de mécanismes totalement différents.

L'absence de renouvellement du liquide dans les cavernes entraîne une désoxygénation du milieu local. Ce phénomène est suffisant dans le cas d'un acier ordinaire pour entraîner la corrosion localisée par aération différentielle. Dans le cas d'un acier inoxydable, il faudra y associer un pH local inférieur à une valeur critique dite "pH critique de dépassivation" caractéristique de l'acier. (A.Maurel, 2006)

Dans la pratique, la corrosion caverneuse est plus difficile à satisfaire que la résistance à la corrosion par piqûres.

5. Corrosion intergranulaire

La corrosion intergranulaire est due à la précipitation de carbures dans les joints de grain au cours de chauffage entre 700 et 900 °C, causé par exemple par le soudage. La sensibilité à ce type de corrosion est d'autant plus marquée que la teneur en carbone est forte, que la teneur en chrome est plus faible. Cette sensibilité dépend aussi de la structure de l'acier, la structure ferritique étant plus sensible que la structure austénique. 

Les teneurs en carbones suivantes permettent de s'affranchir de ce type de corrosion : 

- aciers austénitiques : C < 0,03 %
- aciers ferritiques : C < 0,02 % 

(A.Maurel, 2006)

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Entartrage et colmatage

Entartrage et colmatage

 

Les principaux problèmes que l'on rencontre dans le dessalement de l'eau de mer sont les problèmes d'entartrages et de colmatage des surfaces d'échange (fouling).

1. Problèmes d'entartrage

L'entartrage est un problème de sels minéraux qui a tendance à se former sur les surfaces d'échanges. Les dépôts sont constitués principalement par du carbonate de calcium (CaCO3), de l'hydroxyde de magnésium (Mg(OH)2) et du sulfate de calcium. Pour qu'il y ait dépôts de tartre sur une surface d'échange, deux conditions principales doivent être réunies :

- une condition thermodynamique : il faut que la limite de solubilité soit dépassée, c'est-à-dire qu'il y ait sursaturation.
- une condition cinétique :  il faut que la vitesse de déposition soit suffisamment rapide.

 

1.1 Aspect thermodynamique : la saturation

Pour la plupart des espèces, la solubilité augmente avec la température. Pour d'autres comme le carbonate de calcium et le sulfate de calcium (à partir de 40°C), la solubilité diminue avec la température. Dans ce cas, la sursaturation est atteinte soit par concentration de la solution à température constante, soit par une augmentation de la température à concentration. ( La combinaison des deux est aussi possible).

1.2 Aspect cinétique : nucléation et croissance cristalline

Le phénomène de nucléation, première étape de formation d'une phase cristallisée,  est la croissance des premiers germes solides appelés nucléi dans une solution saturée.Deux types de nucléation existent:

- la nucléation homogène, lorsqu'il y a formation de nucléi exclusivement entre ions libres en solution
- la nucléation hétérogène lorsqu'il y a formation de nucléi au contact d'un interface : parois, cristaux d"ja formés...

Lorsque les embryons ont atteint la taille du nucleus critique, la croissance a lieu puisque la solution sursaturée tend vers l'état d'équilibre par précipitation.

1.3 Principaux dépôts de tartre rencontrés

En général, les dépôts de tartre rencontrés dans les installations de dessalement sont:

- le carbonate de calcium CaCO3 ( calcite, aragonite)
- le sulfate de cacium CaSO4 ( anhydrite, gypse)
- l'hydroxyde de magnésium Mg(OH)2 ( brucite)
- des silicates de calcium dont CaSiO3
​- 
des silicates de magnésium dont MgSiO3
- le silico-aluminate de sodiium (analcite)
- le ferro silicate de sodium (acmite)
- la silice (SiO2)

D'autres matières tels que les oxydes de fer, les matières en suspension, les matières organiques, les éléments traces métalliques sont souvent renfermées dans ces dépôts de tartre.

1.4 Différents moyens de lutte contre l'entartrage

Les différents moyens de lutte contre l'entartrage sont résumés dans la partie cadre de l'étude, installation de dessalement par osmose inverse, prétraitement)

2. Problèmes de colmatage

Les dépôts qui sont à l'origine du colmatage (fouling) des surfaces d'échange peuvent être classés en trois catégories :

- les dépôts minéraux qui correspondent au phénomène d'entartrage ou scaling constitués principalement par CaCO3, CaSO4,x H2O...
- les dépôts organiques tels que les matières en supension, les acides humiques et fulviques, les micro-organismes ainsi que les produits excrétés par les micro-organismes (polysaccharides)
- les dépôts colloïdaux tels que la silice et les hydroxydes de fer, de manganèse d'aluminium...

En général, un dépôt est constitué par un mélange de ces différents types auxquels il faut rajouter les produits de corrosion, ainsi que les précipités résultants des réactifs ajoutés (antitartres, floculants)...

2.1 Matière organique dans les eaux

La matière organique naturelle est principalement issue de la décomposition des végétaux, des animaux et des micro-organismes. La figure 1 représente les différentes substances humiques présentes dans les eaux.

Figure 1 : Différentes substances humiques présentes dans les eaux
(A.Maurel, 2006)

​2.2 Biofouling

Le biofouling peut être défini comme un colmatage dû à des micro-organismes (bactéries principalement), mais aussi micro-algues, champignons :

- soit directement par le développement d'une biomasse,
- soit indirectement par les métabolites produits par les micro-organismes (polysaccharides)

Très fréquent en osmose inverse, le biofouling entraîne :

- une augmentation de la perte de charge car les sections de passage de l'eau à traiter sont diminuées.
- une attaque chimique éventuelle des métaux (corrosion) ou des membranes par des composés acides produits par des bactéries (acides organiques en général).

La croissance bactérienne est un phénomène exponentiel qui dépend des paramètres tels que la température, les nutriments, le pH, la vitesse du fluide, ma pression osmotique, la teneur en oxygène et la présence ou non de biocides. 

2.3 Différents moyens de lutte contre le colmatage

Pour éviter les dépôts de matières organiques sur les surfaces d'échange, le traitement d'oxydation par chloration a pour but :

- de dégrader la matière organique en molécules plus petites et éventuellement en CO2
- de réduire la teneur en micro-organismes (désinfection)

La chloration est expliqué dans la partie cadre de l'étude, installation de dessalement par osmose inverse, prétraitement)

2.4 Pouvoir colmatant

La rapidité de colmatage dépend non seulement de la quantité de matières en supension contenue dans l'eau brute mais surtout de la nature de ces matières en suspension. Le pouvoir colmatant couramment appelé fouling index (FI) ou silt density index (SDI) ou silt index (SI) s'obtient en mesurant la vitesse de colmatage d'une membrane de type Millipore de 0,45 µm de porosité et de 47 mm de diamètre sous pression de 2,1 bar. FI est déterminé selon la relation suivante:

$ F.I_t = \frac{[(t_f-\frac{t_i}{t_f}.100]}{t} $

 

avec 
ti le temps nécessaire pour filtrer 500 mL au démarrage de la mesure,
tf  le temps nécessaire pour filtrer 500 mL après un temps t. 

En général le temps t entre deux mesures de volumes est égal à 15 min, dans le cas particulier d'eaux à pouvoir colmatant élevé, le temps t entre deux mesures de volumes est égal à 10 ou 5 min.

Les valeurs maximales des différents fouling index sont par définition les suivantes :
 

$ F.I_{15} \le 6,67 $
$ F.I_{10} \le 10 $
$ F.I_5 \le 20 $

L'obtention d'un fouling index de 2 ou 3 nécessite un prétraitement. 

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Hypothèses de calcul relatives au dimensionnement de la DMV

Hypothèses de calcul relatives au dimensionnement de la DMV

 

Hypothèses

  • Le transfert de matière dans la membrane est du à un gradient de pression partielle de vapeur d'eau. Le mécanisme prépondérant pour ce transfert est la diffusion de Knudsen qui se traduit par :
    $ J_{H2O} = k_k \Delta P_{H2O} $
    avec
    $ k_k = \frac{K_m}{\sqrt{M_H2O}} $ et $\Delta P_{H2O} = p_m - p_p = \alpha_{H2O} X_{H2O} p_m * - p_p $
    avec Km le coefficient de perméabilité d'Huisgen en s.mol0,5m-1kg-0,5, $ \alpha $ coefficient d'activité de l'eau de mer, $ X_{H2O} $ la fraction molaire en eau, pm* la pression de vapeur saturante de l'eau en Pa, pp la pression de vide côté perméat en Pa et MH2O la masse molaire de l'eau en kg/mol​.

     
  • les phénomènes de polarisation en concentration et en température ont été négligés. il en résulte que Tm = Talim avec Tm la température de la membrane côté alimentation et Talim la température de l'eau d'alimentation et que Cm = Calim avec Cla concentration en sels près de la membrane côté alimentation et Calim​ la concentration en sel dans l'alimentation.
     
  • La température côté perméat est considérée égale à la température côté alimentation.

​​Elements de calcul

Masse volumique de l'eau d'alimentation

L'eau de mer a été assimilée à une solution de NaCl de concentration équivalente. Les équations suivantes sont valables pour une gammme de température allant de 0 à 300 °C et des concentrations allant jusqu'à la saturation en sels.

$ \rho = \rho_A + \rho_B.T + \rho_C.T^2 + \rho_D.T^3 + \rho_E.T^4 $

avec $ \rho_i = A + B \Omega + C \Omega^2 + D \Omega^3 +E \Omega^4 $

Avec :







  A B C D E
$\rho_A$ 1,00E+03 7,67E+02 -1,49E+01 2,66E+02 8,85E+02
$\rho_B$ -0,0214 -3,496 10,02 -6,56 -31,37
$\rho_C$ -5,26E-03 3,99E-02 -1,76E-01 3,64E-01 -7,78E-03
$\rho_D$ 1,54E-05 -1,67E-04 9,81E-04 -2,57E-03 8,77E-04
$\rho_E$ -2,76E-08 2,98E-07 -2,02E-06 6,35E-06 -3,91E-06

$\Omega$ est la fraction massique en sels

Coefficient d'acitivité de l'eau

Une relation liant le coefficient d'activité de l'eau à sa fraction massique a été déterminé en utilisant des résultats issus du logiciel PHREEQC. L'influence de la température a été considérée négligeable. Ainsi :

$ \alpha = -25,908 \Omega^4 + 3,6121 \Omega^4 - 1,4259 \Omega^2 -0,5059 \Omega +1 $

Avec $ \alpha $ coefficient d'activité de l'eau de mer et $ \Omega $ la fraction massique en sels

Tension de vapeur

La tension de vapeur de l'eau au niveau de l'alimentation a été calculée en utilisant la loi d'Antoine :

$ p_m * = B_1 exp( A_1 - \frac{A_2}{T_m +  A_3}) $

avec pmpression de vapeur saturante (en Pa)
         Tm la température de l'eau d'alimentation (en K)
         A= 18,3036
         A2 = 3816,44
         A3 = -46,13
         B1 = 133,32
         

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Influence des paramètres physico-chimiques (T, Pp, Concentration) sur le flux de perméat

Influence des paramètres physico-chimiques (T, Pp, Concentration) sur le flux de perméat

 

L'influence de la température, du facteur de concentration et de la pression de vide côté perméat a été simulée. 

1. Influence de la concentration

Le facteur de concentration est aussi  à prendre en compte puisque un augmentation de la concentration entraîne une diminution du flux de perméat ainsi le flux de perméat varie de 10,7 L.h-1.m-² pour une concentration en entrée de procédé de 71 g.L-1 jusqu'à 6 L.h-1.m-²  en sortie (figure 1). La surface de membrane sera donc à dimensionner en conséquence.

Figure 1 : Influence de la température sur le flux de perméat 

2. Influence de la température

L'influence de la température sur le flux de perméat (figure 2) a été simulée. La température  a une influence considérable sur le flux de perméat à travers la membrane puisque celui-ci augmente exponentiellement avec la température. Il conviendra donc de toujours précauniser une température élevée en opération en trouvant un compromis entre coût énergétique et perfomance du procédé.


Figure 2 : Influence de la température sur le flux de perméat

 

 

 

3. Influence de la pression de vide appliquée côté perméat

Le flux de perméat diminue linéairement avec la pression partielle (figure 3). Lorsqu'il n'est pas possible de chauffer l'eau à la température souhaitée, il faudra donc diminuer la pression côté perméat pour maintenir un flux de perméat constant.


Figure 3 : Influence de la pression appliquée côté perméat sur le flux de perméat obtenu

 

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Les aspects physiques théoriques du marais salant : Théorie de l'évaporation

Les aspects physiques théoriques du marais salant : Théorie de l'évaporation

 

1. Loi de Dalton

Selon la loi de Dalton (1802), le taux d'évaporation d'un plan d'eau s'exprime en fonction du déficit de saturation (quantité d'eau (ps-pe) que l'air peut stocker, ce qui correspond à la sécheresse de l'air), et de la vitesse du vent. Cette loi est formulée selon la relation suivante:

$  E = k . f(u) . (ps – pe) $

avec :
E le taux d'évaporation en (mm/jour)
pe la pression effecive ou réelle de vapeur d'eau dans l'air en kPa
ps la pression de vapeur saturante ou tension de vapeur à la température de la surface évaporante en kPa
​k est une constante

f(u) le facteur de proportionnalité, dépendant de la vitesse du vent u en m/s

La pression de vapeur saturante (ou tension de vapeur) est la pression à laquelle la phase gazeuse d'une substance est en équilibre avec sa phase liquide ou solide à une température donnée dans un système fermé. Elle dépend de la température : La pression de vapeur saturante augmente avec la température. Une substance possédant une pression de vapeur saturante élevée à température ambiante est dit volatile​.

La relation de Dalton exprime aussi que, en théorie et dans des conditions de pression et de température données, le processus d'évaporation est possible jusqu'à ce que la pression de vapeur effective atteigne une limite supérieure qui n'est autre que la pression de vapeur 
saturante (ps-pe soit positif) alors que l'évaporation cesse dès que ps =
pe.

2. Rayonnement solaire et température de la surface évaporante

Le rayonnement solaire est l'élément moteur de la vaporisation de l’eau en augmentant la température de la surface évaporante. Le taux d'évaporation est ainsi une fonction croissante de la température de l'eau. 
 Etant donné que la température de l'eau varie dans le même sens que la température de l'air,  la température de l'air plutôt que celle de l'eau est utilisée dans les formules de calcul.
Ainsi la pression de vapeur saturante ps augmente avec la température selon la relation suivante (avec t en ° Celsius et ps en kPa) : 

$ ps = 0,611 \exp (17,27.t / (237,3 + t)) $

Ainsi une température élevée augmente la pression de vapeur saturante, ce qui, suivant la loi de Dalton, favorise l’évaporation de l’eau. 

3. Humidité relative de l'air

L'humidité relative est le rapport entre la pression partielle de vapeur d'eau et la pression de vapeur saturante pour une température et un volume d'air donnés:

$ Hr(\%)=100\frac{pe}{ps} $  

avec :
pe : pression effective ou réelle de vapeur d'eau dans l'air [kPa],
ps : pression de vapeur d'eau saturée (ou tension de vapeur) à la température de la surface évaporante [kPa],

 Il arrive à un moment donné qu'une masse d'air soit saturée en vapeur d'eau mais pas tout le temps ; l'humidité relative est donc, à une température donnée, le rapport entre la quantité effective d'eau contenue dans une masse d'air et la quantité maximale d'eau que peut contenir cette masse d'air. Ainsi, lorsqu'une masse d'air se refroidit, elle garde la même quantité d'eau. Par contre, la quantité maximale d’eau qu’elle peut contenir diminue avec la température et son humidité relative augmente. Cette diminution implique qu'à un certain moment, l'air devient saturé car Hr = 100%. 

4. Vent

Le vent joue un rôle essentiel sur les processus d'évaporation. En effet, l'air au voisinage de la surface évaporante se sature plus ou moins rapidement et peut arrêter le processus d'évaporation.L'air saturé est remplacé par de l'air plus sec au voisinage de la surface évaporante en raison des mélanges et mouvements créés par le vent. Ainsi de nombreuses corrélations existent permettant d’estimer l’influence de la vitesse du vent. 

Pour tenir compte du vent, la figure 1 qui suit évalue un coefficient multiplicateur k à appliquer à la valeur de la vitesse d'évaporation par vent nul (Ve). Ainsi quand on double la vitesse du vent, on double la vitesse d’évaporation, ce qui montre l’importance du vent pour réaliser l’évaporation. 

Le facteur multiplicateur f(u),  est une fonction linéaire de la vitesse du  vent et doit être appliqué au taux d’évaporation estimé pour un vent nul.On obtient alors la formule simple suivante pour déterminer la vitesse d’évaporation : 

Vitesse d’évaporation = Ve (sans vent) x k (dépendant du vent) 

Ve (sans vent) étant déterminé sur les courbes d’allures exponentielles 

k étant déterminé sur la courbe linéaire 

Figure 1 : Coefficient multiplicateur en fonction de la vitesse du vent.
(P2MB, 2012)

En première approche, le facteur de proportionnalité de la formule de Dalton (dépendant de la vitesse du vent u [m/s]) peut s’exprimer ainsi : 

$ f(u) = 1 + 0,6 u $ avec u : vitesse du vent [m/s]

 

​5. Evaporation d'un plan d'eau pure

La formule de Dalton peut donc être reformulée par la formule de Rohwer:

$ E = 0.484. f(u). (ps-pe) $

Soit en remplaçant par les paramètres développés ci-dessus, on obtient:

$ E = 0,484.(1 + 0,6 u)\exp(17,27.t / (237,3 + t)).(1 – Hr / 100) $

avec : 
u (m/s) la vitesse du vent
t (°C) la température ambiante
Hr (%) l'humidité relative de l’air

Sans tenir compte du facteur de proportionnalité f(u) lié à l’effet du vent, l’évolution du taux d’évaporation (en mm/jour) d’un plan d’eau pure en fonction de la température (°C) et de l’humidité relative (%) est représentée sur la figure 2.

Figure 2 : Evaporation d'un plan d'eau en fonction de la température et de l'humidité relative. 
(P2MB, 2012)

On constate la très grande importance de la température  et de l’humidité relative sur l'évaporation. Plus l'humidité relative est faible et la température est élevée, plus l'évaporation est élevée.

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Matériaux envisageables pour le dessalement de l'eau de mer par osmose inverse

Matériaux envisageables pour le dessalement de l'eau de mer par osmose inverse

1. Acier austénitiques

Cette famille est constituée d'aciers chrome-nickel comportant de nombreux éléments d'addition (Mo, Cu, Si, Ti, Nb). Leurs compositions sont équilibrées pour qu'ils conservent après traitements thermomécaniques et à température ambiante une structure austénitique. La plupart de ces alliages dérive de la composition classique 18 Cr - 8 Ni. Les additions d'éléments modifient les propriétés:

- le Molybdène améliore la tenue de la corrosion localisée de type piqûre et crevasse
- un carbone ou une stabilisation (Ti-Nb) réduit les risques de sensibilisation à la corrosion intergranulaire
​- l'azote améliore la tenue à la corrosion localisée et augmente les caractéristiques mécaniques
l'augmentation des
teneurs en Ni et Cr améliore la tenue à l'oxydation à chaud,
- l'augmentation de la teneur en Ni accroît la tenue à la corrosion sous contrainte.

2. ​Alliages super-austénitiques

Ce sont des alliages austénitiques à forte teneur en nickel (25 à 35 %) et à teneurs en molybdène et chrome respectivement de l'ordre de 3,5 à 6% et 20 à 25%. Ces compositions leur confèrent de remarquables comportements vis-à-vis de la corrosion dans les milieux agressifs.

3. Aciers austéno-ferritiques (duplex)

Ce sont des alliages fer-chrome-nickel dont la composition est équilibrée de façon à obtenir une structure "duplex " contenant environ 50 % d'austénite et 50 % de ferrite. Ces alliages à faible teneur en nickel ( = 6%) présentent des caractéristiques mécaniques élevées par rapport aux austénitiques, et une très bonne tenue à la corrosion intergranulaire et localisée. De plus, certains de ces alliages sont susceptibles de durcissement structural. 

4. Aciers ferritiques

Ce sont des aciers ayant 12 à 30 % de chrome, et des teneurs en carbone inférieurs à 0,02 à 0,1 %. Les nuances à moyenne teneur en chrome présentent de bonnes caractéristiques de soudabilité, résilience et résistance mécanique, mais une résistance moyenne à la corrosion. L'accroissement de la teneur en chrome améliore considérablement cette tenue à la corrosion avec cependant un abaissement des propriétés mécaniques, notamment la résilience.

5. Alliages non ferreux ou à faible teneur en fer

Les alliages non ferreux ou à faible teneur en fer sont essentiellement le titane ou les alliages de type Inconel 600 à forte teneur en nickel qui leur confère une très bonne tenue à la corrosion. Les alliages de type Hastelloy (Ni-Cr-Mo-Fe) sont aussi parfois utilisés.

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Programme Matlab masse volumique

Programme Matlab masse volumique

Script Matlab de la fonction ies80 permettant de calculer la masse volumique de l'eau en fonction de sa salinité, de sa température et de la pression:

 

function rho=ies80(s,t,p)

% International Equation of State of sea water : rho=ies80(s,t,p)
%   rho  density     (kg/m3)
%    s   salinity
%    t   temperature (°C)
%    p   pressure    (bars)
%
%    rho,s,t,p can be vector or matrix
%
%    rho=ies80(s,t) use p=0

r0_coef=[999.842594,6.793952e-2,-9.09529e-3,1.001685e-4,-1.120083e-6,...
         6.536332e-9,8.24493e-1,-4.0899e-3,7.6438e-5,-8.2467e-7,...
         5.3875e-9,-5.72466e-3,1.0227e-4,-1.6546e-6,4.8314e-4];

r0=polyval(r0_coef(6:-1:1),t)+...
   polyval(r0_coef(11:-1:7),t).*s+...
   polyval(r0_coef(14:-1:12),t).*s.^1.5+...
   r0_coef(15)*s.^2;

if nargin==3

K_coef=[19652.21,148.4206,-2.327105,1.360447e-2,-5.155288e-5,3.239908,...
        1.43713e-3,1.16092e-4,-5.77905e-7,8.50935e-5,...
        -6.12293e-6,5.2787e-8,54.6746,-0.603459,1.09987e-2,...
        -6.1670e-5,7.944e-2,1.6483e-2,-5.3009e-4,2.2838e-3,...
        -1.0981e-5,-1.6078e-6,1.91075e-4,-9.9348e-7,...
        2.0816e-8,9.1697e-10];

K=polyval(K_coef(5:-1:1),t)+...
  polyval(K_coef(9:-1:6),t).*p+...
  polyval(K_coef(12:-1:10),t).*p.^2+...
  polyval(K_coef(16:-1:13),t).*s+...
  polyval(K_coef(19:-1:17),t).*s.^1.5+...
  polyval(K_coef(22:-1:20),t).*p.*s+...
  K_coef(23)*p.*s.^1.5+...
  polyval(K_coef(26:-1:24),t).*p.^2.*s;
 
rho=r0./(1-p./K);

else

rho=r0;

end

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