Projet

 

PRESENTATION DU PROJET

 

I. Contexte

 

Carte de l'Argentine - Source : http://www.1clic1planet.com/argentine.htm

 

Comme cela a été développé dans l'avant projet, le MATANZA-RIACHUELO est une rivière d'Argentine se jetant dans l'océan Atlantique au niveau de Buenos Aires. Les industries telles que les usines pétrochimiques et les industries de traitement du cuir ont fait de cette rivière la troisième rivière la plus polluée au monde. Saturée par les métaux lourds, les macro-déchets... tout l'écosystème de cette rivière est en grand danger depuis le début du XIXe siècle. En effet, l'eau sombre asphyxiée dépasse de 50% le seuil autorisé de mercure, arsenic, zinc, plomb et chrome, selon plusieurs organisations écologistes, dont Greenpeace.

Près de 4 millions de personnes vivent sur les berges de cette rivière et les populations les plus pauvres se voient contraintes d'utiliser cette eau au quotidien, faute de mieux.

Devant un tel désarroi, des campagnes sont menées depuis quelques années, notamment pour débarrasser la rivière des macro-déchets. Une nouvelle campagne de réhabilitation est annoncée par le gouvernement et devrait débuter en 2016. Notre projet s'inscrit donc dans le cadre de cet ''appel d'offre'', nous allons en effet tenter de proposer des solutions viables pour limiter la pollution de la rivière et son impact sur les populations.

 

Image satellite de Buenos Aires et du Riachuelo - Image issue de https://maps.google.fr/

 

Notre étude se développera autour de trois axes :

La suite de ce site présentera dans un premier temps l'articulation logique entre les différents axes​​, puis chaque partie sera développée par le binôme ou trinôme responsable, présentant la méthodologie et les résultats du travail mené. Enfin une conclusion globale du projet, avec un bilan sur les objectifs atteints et les difficultés rencontrées tout au long de ce BEI, sera détaillée.

 

II. Démarche de définition des axes

 

La réhabilitation d'une rivière aussi polluée que le Riachuelo, dans un contexte géographique aussi inflexible (urbanisation, bidonvilles, industries déjà présentes), est un projet gigantesque mais néanmoins passionnant. Afin de réduire la problématique et de la rendre abordable pour un projet BEI d'une durée très limitée, nous avons décidé de nous intéresser particulièrement à trois axes plus précis et dans nos domaines de compétences.

Notre réflexion s'est construite de la manière suivante : la pollution du site étant généralisée, l'objectif prioritaire pour la réhabilitation est l'arrêt de nouveaux rejets de polluants qui rendrait inutile tout travail de dépollution du site en l'état actuel. 

Au vu de la nature des polluants saturant la rivière, et des principaux émetteurs de ces polluants, un premier cadrage s'est dégagé de notre réflexion. En effet,  les pollutions ont deux sources :

  • Urbaine due à l'absence de station de traitement des eaux usées et de collecte des déchets 
  • Industrielle due à l'absence ou au manque de respect des normes de rejets

Réduire les rejets de ces deux sources présentant un travail trop complexe, nous avons choisi de nous limiter à la réduction des rejets uniquement industriels. Un premier axe s'est alors construit autour de cette idée de réduction des rejets industriels polluants. Comme nous le verrons dans le développement du premier axe, le plan de réhabilitation du gouvernement prévoit le regroupement des tanneries, à l’origine de la majorité de la pollution industrielle, ainsi que la construction d'une station commune de traitement des effluents. Celle-ci permettra une limitation des rejets dans la rivière grâce notamment au traitement des sulfures, du chrome et de la DCO/DBO. Le trinôme 1 va donc travailler sur le dimensionnement de différentes unités qui comprennent un traitement physico-chimique, biologique, tertiaire et une valorisation des boues.

Le second axe se place alors dans l'hypothèse que l'on atteint un rejet zéro des polluants industriels, et que les polluants urbains seront traités par d'autres projets gouvernementaux. On considère alors l'eau de la rivière comme “propre”. Il reste cependant un travail de dépollution des sols et des sédiments à mener. En effet un équilibre va s'installer entre la pollution encore présente dans les sols et l'eau. Afin d'empêcher une recontamination de la rivière et de régénérer la biodiversité, une étude de dragage des sédiments contaminés va être menée par un deuxième trinôme, ainsi que l'étude de la mise en place de ripisylves en aval des usines. Différentes valorisations seront envisagées.

Par ailleurs, le lit majeur de la rivière est régulièrement inondé (au moins deux fois par an), ce qui engendre une pollution des terres ainsi que des maladies chez les populations touchées. En parallèle de la réhabilitation de la rivière, ces victimes doivent être protégées. Aussi, le troisième axe hydraulique de notre projet s'est ainsi développé. Le binôme concerné modélisera la rivière et étudiera sa réponse face à deux types d'évènements : une crue décennale et les sudestadas (élévation du niveau d'eau dans la rivière suite à de forts vents du Sud Est à l'embouchure). Des solutions à ces événements vont ensuite être proposées afin de protéger les populations.

Ainsi, notre projet étudiera les aspects suivants :

  • la réduction de l'introduction de polluants dans la rivière par les rejets industriels 
  • la limitation du transfert de polluants entre le sol ou les sédiments saturés vers la rivière 
  • la réduction du contact entre les populations et l'eau polluée lors des crues

III. Articulation entre les axes

 

Bien que notre projet suive trois axes relativement différents, ils contribuent tous trois à un projet de réhabilitation de la rivière. De plus, les initiatives et les actions proposées par chaque axe ont une incidence directe sur les axes annexes :

  • la décision du regroupement des tanneries en un seul site permet d'identifier la zone à partir de laquelle le trinôme 2 crée des ripisylves
  • ​le traitement des effluents des tanneries par le trinôme 1, permet au trinôme 2 de supposer l'eau de la rivière comme "propre"
  • l'introduction des ripsylves sur les berges modifie l'écoulement de la rivière en haut des berges et lors de son débordement en modifiant le coefficient de Manning traduisant le frottement
  • l'implantation de la station commune de traitement des effluents au coeur de la ville engendre l'obligation pour le binôme 3 de créer les bassins de rétention hors de la ville (faute d'espace disponible).

 

Trinôme 1 : Limitation de la pollution par le contrôle des effluents industriels

 

Limitation de la pollution par le contrôle des effluents industriels

 

Les rives et les abords immédiats de la rivière Riachuelo sont le siège d'une activité industrielle importante. Ainsi, 3500 usines sont installées le long de ce cours d'eau, et sont à l'origine de 20 % de la pollution rejetée dans l'environnement (en terme de volume). Les tanneries sont, comme nous le verrons, très présentes dans les faubourgs de Buenos Aires, et représentent la moitié de la pollution industrielle (Source : Rapport de GreenPeace "Cueros toxicos, nuevas evidencias de contaminacion de curtiembres en la cuenca Matanza-Riachuelo", 2012)

Le but de notre trinôme est d'étudier la limitation de la pollution du Riachuelo à la source, en contrôlant les effluents industriels. En effet, comme nous l'avons vu dans l'introduction du projet, les rejets domestiques sont conséquents à Buenos Aires, mais dimensionner un réseau d'eaux usées pour une capitale comme celle-ci n'était pas réalisable et nous nous sommes donc limités aux effluents industriels. Étant très nombreux, il nous a fallu nous concentrer sur un type d'effluents en particulier. Au vu de leur impact conséquent sur l'environnement, nous avons donc choisi d'étudier les possibilités de contrôle des effluents de tanneries. Un projet de regroupement des tanneries polluantes sur un site unique est déjà envisagé par l'ACUMAR, Autoridad de Cuenca Matanza Riachuelo, (cf. Les actions menées par ACUMAR) et nous nous sommes donc appuyés sur ce projet pour notre étude. Ainsi, nous avons appris qu'une station commune de traitement des effluents était envisagée et nous avons donc voulu en réaliser le dimensionnement. 

Dans un premier temps, nous placerons le contexte de notre étude, puis nous nous intéresserons au dimensionnement de la station commune des effluents, avant de faire un bilan des différentes installations envisagées et des diminutions des rejets de polluants obtenues. 

 

Contextualisation

 

Contexte du contrôle des effluents industriels

 

Afin de placer le contexte de notre travail, nous étudierons dans un premier temps le projet de traitement des effluents de tanneries à Buenos Aires en réalisant un historique et une localisation de ces établissements, puis en étudiant les actions menées par l'ACUMAR et les réglementations argentines. Dans un second temps, nous nous intéresserons au fonctionnement des tanneries de manière générale afin d'acquérir les connaissances nécessaires au dimensionnement des installations de traitement des effluents.

 

Projet de traitement des effluents des tanneries à Buenos Aires

 

Projet de traitement des effluents des tanneries à Buenos Aires

 

Dans un premier temps, il est nécessaire de réaliser un historique et une localisation des tanneries, principales industries polluantes de Buenos Aires. Le problème de la pollution industrielle est une thématique qui a été traitée de nombreuses fois par différents organismes, en particulier par l'ACUMAR. Nous verrons donc dans un deuxième temps quelles ont été les actions de cette autorité de régulation et à quoi elles ont donné lieu. Enfin, il était également important pour notre projet de nous documenter sur les normes de rejet et les réglementations argentines en matière d'environnement. 

 

Historique et localisation des tanneries

 

Historique et localisation des tanneries

 

Le tannage du cuir a été historiquement l'une des premières activités industrielles à se développer en Argentine, et les volumes de cuir exportés sont aujourd'hui très importants.. En effet, le pays possède les conditions idéales pour l'élevage de bovins : climat, espace, propriétés du sol adéquates, etc. L'industrie du cuir est aujourd'hui divisée en deux sortes de tanneries : 

  • les grands groupes qui monopolisent 80 % des exportations et disposent de techniques reconnues et avancées ;
  • les moyennes et petites tanneries qui fournissent surtout le marché local et qui ont un niveau de technologies moins poussé, donnant lieu à des qualités de cuir moindres

​La transformation du cuir est une activité industrielle intensive qui nécessite pas moins de 500 kg de produits chimiques par tonne de cuir brut traité. Seuls 15% sont incorporés dans le produit fini et les rejets sont donc considérables. De plus, le tannage nécessite une élimination quasi-totale des composants organiques et les effluents de tanneries sont donc très chargés. La Demande Biologique en Oxygène et la Demande Chimique en Oxygène sont ainsi très élevées. Pour toutes ces raisons, les tanneries sont considérées comme responsables de la moitié de la pollution industrielle du Riachuelo. Les principaux polluants que l'on retrouve dans les effluents sont : les matières organiques et les sels acides (issus des premières étapes de nettoyage des peaux), les sulfures et le chrome.

Selon le Secrétariat de l'Environnement et du Développement durable (SAyDS), les tanneries sont au nombre de 179 en Argentine et ont rejeté, en 2009, 34 tonnes de chrome et 20 000 tonnes de sulfures. Elles sont principalement situées dans les quartiers de Lanus et de Valentin Alsina, et certaines donnent directement sur les rives du Riachuelo. Le quartier de Lanus est d'ailleurs surnommé le "Canton du cuir". 

 

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Figure 1 : Localisation des tanneries dans les quartiers de Lanus et Valentin Alsina et du parc industriel de Lanus

 

Actuellement, ces tanneries rejettent directement leurs effluents dans le Riachuelo par le biais d'un canal unique (canal de Millan). Ceci a donc un impact irréversible sur l'environnement. Nous pouvons voir sur la carte suivante les niveaux de pollution le long des rives de la rivière. Nous constatons que les quartiers des tanneries ont les niveaux les plus élevés :

 

Figure 2 : Niveaux de contamination des rives du Riachuelo (Source : Plan Integral Cuenca Matanza-Riachuelo, Dra Romina Picolotti, Secretaria de Ambiente y Desarrolo Sustentable de la Nacion, Septembre 2006)

 

En 2011, l'ACUMAR a déclaré 61 tanneries comme particulièrement polluantes. Parmi ces établissements, 22 ont signé un contrat pour être déplacés dans le parc industriel de Lanus, où se situera notre station commune de traitement des effluents. Nous avons effectué une recherche pour localiser ces 22 tanneries. Certaines sont de très petites tanneries et nous n'avons pas pu trouver leur localisation exacte. Elles n'apparaissent donc pas sur la carte.  Ainsi, nous avons pu établir une carte de la localisation actuelle des établissements signataires par rapport au site du parc industriel de Lanus :

 

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Figure 3 : Localisation actuelle des établissements qui vont rejoindre le parc industriel de Lanus (Source : google Maps 2012 et site internet de l'ACUMAR)

 

Ainsi, ces différentes tanneries vont donc devoir déménager à quelques centaines de mètres de leur emplacement actuel. Une fois sur le site du parc industriel (représenté en mauve sur la carte), leurs effluents seront traités de façon commune, ce qui permettra une baisse importante des rejets dans le Riachuelo, et évitera également la construction d'unités de traitement individuelles pour chaque tannerie (cela sera donc intéressant au niveau économique).

 

Les actions menées par ACUMAR

 

Les actions menées par ACUMAR

 

Par le passé de nombreux fonctionnaires et politiciens avaient déjà promis des actions concrètes pour le nettoyage de la rivière Riachuelo. Ainsi, dès 1993, l'ancienne ministre argentine de l'Environnement Maria Julia Alsogaray avait assuré que la rivière serait accessible à la baignade en quelques mois, sans que cela n'aboutisse jamais, tant les pollutions sont importantes et la mise en oeuvre de solutions complexe.

C'est en 2008 que la Cour Suprême Argentine décide que la situation critique doit avancer, et elle ordonne donc la mise en place d'un plan d'assainissement colossal. C'est alors l'Autorité de Régulation du Bassin Matanza-Rachuelo (ACUMAR) qui est chargée de mener à bien le Plan d'Assainissement Global de l'Environnement (PISA), défini en 2009. Ce plan possède trois axes stratégiques : la gestion, la prévention et le contrôle de la pollution, avec au total quatorze lignes d'action ayant pour objectifs l'amélioration de la qualité de vie de la population du bassin, la restauration de l'environnement et la prévention de nouveaux dommages. Les résultats des travaux du PISA sont attendus pour 2016.

Greenpeace insista alors sur le fait que le nettoyage de la rivière ne mènerait à rien tant que des normes de rejets ne seraient pas strictement imposées aux industries polluantes. L'ACUMAR a donc entrepris une grande procédure de contrôle des industries définies comme polluantes, ayant le pouvoir de faire fermer les usines qui ne respectent pas les conditions de rejets dans la rivière.

Un Plan de Reconversion Industrielle (PRI) a également été mis en place pour aider à la relocalisation ou à la reconversion de ces industries. C'est donc dans le cadre de ce plan, que les tanneries les plus polluantes seront déplacées sur le site industriel de Lanus.

L'ACUMAR s'est engagé fin 2012 à investir 28 millions de dollars pour que ces tanneries produisent durablement. Le travail est énorme puisqu'il consiste à déplacer les 22 tanneries (14 000 m2 de terrain y sont dédiés) et à construire la station commune d'épuration (22 000 m2 de terrain y sont consacrés). Le site total de 75 000 m² dédié à ce projet est détenu par l'association des tanneries de la province de Buenos Aires (ACUBA). La station de traitement des effluents permettrait d'éliminer la charge totale en chrome, en sulfures et en déchets organiques afin d'atteindre les normes de rejets imposées en Argentine. 

Les cartes ci-dessous présentent la localisation de ce parc industriel (rectangle en mauve) :

 

Figure 4 : Localisation du parc industriel de Lanus (source : Google Maps 2012 et site de l'ACUMAR)

 

Figure 5 : Zoom sur le site du parc industriel (Source: Google Earth 2013)

 

Figure 6 : Site du parc industriel en 2014 (Source : Google Earth 2013)

 

 

Réglementations en Argentine

 

Réglementations en Argentine

 

Dans notre projet de dépollution de la rivière Riachuelo et notamment pour l'implantation d'une station commune de traitement des effluents de tanneries, il est indispensable de connaître les normes de rejets des différents polluants en vigueur en Argentine.

En effet, les données présentées ci-dessous, sont nécessaires au dimensionnement des unités de traitement, qui auront pour objectif final d'atteindre ces gammes de concentrations en polluants avant le rejet des effluents dans le Riachuelo. 

 

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Tableau 1 : Critères de qualité acceptables pour la conservation de la vie aquatique et de la faune dans l'eau fraîche, froide ou chaude, et l'eau salée et les estuaires (Source : Revision del Anexo 1 del libro VI del texto unificado de legislacion secundaria del Ministerio del Ambiente: Norma de calidad ambiental y de descarga de efluentes al recurso agua)

 

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Tableau 2 : Limites de rejets à l'égout public (Source : Revision del Anexo 1 del libro VI del texto unificado de legislacion secundaria del Ministerio del Ambiente: Norma de calidad ambiental y de descarga de efluentes al recurso agua)

 

Généralités sur les tanneries

 

Généralités sur les tanneries

 

I. Le procédé de fabrication du cuir

 

Le travail de transformation des peaux animales en cuir se compose de nombreuses étapes, chacune ayant ses besoins en intrants (eaux, produits chimiques) et ses caractéristiques de rejets (quantité d'eau, de polluants). 

Tout d'abord, après avoir été séparées des carcasses à l'abattoir, les peaux sont salées ou séchées pour leur conservation, avant d'être acheminées vers une tannerie.

Les peaux dites "brutes" sont traitées par un travail de rivière, dont les étapes mènent à leur transformation en peaux blanches, souples et encore putrescibles. Ce travail de rivière consiste en une étape de rognage où la peau est débarrassée des restes d'animaux encore accrochés, puis en une étape de trempe où les peaux sont immergées dans de grandes cuves pour être réhydratées, déplissées, assouplies, et débarrassées des souillures éventuelles. Vient ensuite le pelanage, où l'on procède chimiquement (à l'aide de chaux, de sulfate de sodium ou d'un autre produit épilatoire) ou mécaniquement au retrait des poils. Puis, l'écharnage permet d'éliminer le tissu sous-cutané, la viande et les graisses, généralement à l'aide de rouleaux coupants.

Les étapes de tannage ont ensuite lieu. Dans un premier temps, les peaux subissent un déchaulage et un confitage, pour enlever les produits chimiques à l'aide d'ajouts d'acides et d'enzymes chimiques dans des tonneaux. Une étape d'acidification et de salage, le picklage, suit ces étapes. A ce stade la peau est toujours putrescible mais est prête à réagir avec les tanins qui sont ajoutés dans des bains avec les peaux. Le tannage peut se faire de façon végétale ou minérale.  Le tannage végétal est beaucoup plus ancien, et les tanins utilisés sont variés, à base d'écorces d'arbres, de bois, ou de feuilles. L'intérêt pour la préparation du cuir vient alors des propriétés des polyphénols qui réagissent avec le collagène de la peau, la rendant imputrescible. Le tannage végétal peut paraître plus écologique du fait qu'il est extrait d'élément naturels, cependant, une part importante des polyphénols se retrouve ensuite parmi les rejets chargés en matières organiques, et augmente ainsi la demande biologique en oxygène des effluents. Depuis la fin du 19ème siècle, les tanins minéraux ont remplacé dans la plupart des cas les tanins végétaux. En particulier, le sel de chrome, le plus utilisé, permet une réaction rapide et l'obtention d'une plus large gamme de teintures en finition.

Après les étapes de tannage, le cuir imputrescible subit des étapes de corroyage-finissage, afin de le rendre travaillable et commercialisable. Ces étapes peuvent être composées de nombreuses opérations manuelles, mécaniques et chimiques, dépendant des caractéristiques que l'on cherche à obtenir. Il y a notamment un retannage éventuel, un essorage mécanique pour éliminer l'eau, une neutralisation, une nourriture des peaux, une teinture par ajout de colorants,  etc. 

Les rejets aqueux de tanneries sont discontinus puisqu'ils correspondent aux vidanges des bains de traitement, où les peaux trempent plus ou moins longtemps.

 

II. Hypothèses et simplification des étapes de fabrication

 

Pour ce projet nous nous limiterons à un procédé industriel simplifié, que l'on supposera commun à toutes les tanneries dont nous traitons les rejets. Nous considérerons que toutes les tanneries fonctionnent avec des procédés de tannage au chrome. Cette hypothèse est nécessaire à la simplification des calculs, et permet de généraliser les caractéristiques des effluents venant de chaque tannerie.

Figure 7 : Schéma simplifié du procédé de fabrication considéré

 

Aussi, nous ne considèrerons que les rejets des sept étapes du schéma simplifié ci-dessus, auxquels on associera les caractéristiques de quantités (volumes) et de qualités (concentration en un nombre limité de polluants) trouvées dans les données de l'ONUDI (cf. Informations techniques sur les processus industriels, Polluants des effluents de tannerie, O.N.U.D.I) du tableau 3 ci-dessous. En effet, ces caractéristiques correspondent à des valeurs internationales et peuvent donc s'appliquer à nos tanneries argentines. Concernant les effluents composites, nous ferons l'hypothèse qu'ils sont issus du nettoyage des bains des différentes étapes unitaires, et nous redistribuerons les volumes et les concentrations en polluants de ces effluents sur chacune des étapes, comme cela sera expliqué.

 

Tableau 3 : Caractéristiques des eaux usées de tanneries de l'état brut au cuir fini  (Source : M. Bosnic, J. Buljan, R. P. Daniels, S. Rajamani, (O.N.U.D.I.), Informations techniques sur les processus industriels, Polluants des effluents de tannerie, Vienne, 2003)

 

Afin d'estimer les volumes de rejets produits par jour à partir des volumes par tonne de cuir produit donnés dans le tableau de base, nous utiliserons les informations extraites des articles du site de l'ACUMAR (sources: articles en ligne publié par l'ACUMAR, le 23 septembre 2013 et le 7 novembre 2013). Ainsi, nous considérons que la station envisagée servira au traitement de 6000 m3 d'effluents provenant des rejets moyens journaliers des vingt-deux tanneries du site.

Le volume moyen d'effluents rejetés par tonne de cuir étant de 57 m3/t (cf. Tableau 3), nous allons considérer que l'ensemble des tanneries traite $ \frac{6000}{57} =\underline{105}$ tonnes de peaux par jour. (Cette donnée nous est nécessaire pour connaître le volume maximum d'effluents qui sera envoyé vers la station. Cette valeur correspond à une production de 4,8 tonnes de cuir par jour et par tannerie, ce qui semble être une bonne moyenne. D'après les informations recueillies, nous avons pu en déduire que le débit journalier maximal d'effluents arrivant à la station est de 7140 m3/jour, ce qui équivaut à un débit de 0,083 m3/s. C'est un peu plus que ce que prévoit l'ACUMAR, mais pour nos estimations cela ne pose pas de problème.

Nous nous limiterons à l'étude et à l'élimination des polluants que l'on retrouve le plus souvent dans la bibliographie et que l'ACUMAR cherche à traiter, à savoir:

- La demande biologique en oxygène (DBO)

- La demande chimique en oxygène (DCO)

- Les solides (dissous et en suspension)

- Les sulfures (S2-)

- Le chrome (Cr)

 

 

Station Commune de Traitement des Effluents

 

Station commune de traitement des effluents de tanneries

 

Le projet de construction d'une station commune de traitement des effluents de tanneries s'inscrit dans un objectif de respect de l'environnement et de protection de la population aux alentours de Buenos Aires. Comme cela a été expliqué dans la partie précédente (cf. Généralités sur le tanneries), le procédé de production du cuir met en jeu différentes étapes, qui ont leurs propres rejets. Dans notre projet, nous avons fait l'hypothèse que ces effluents seront préalablement séparés afin de regrouper ceux pollués au chrome, qui subiront un traitement spécifique, et les effluents sulfurés qui subiront également un traitement particulier. Le reste des effluents sera directement envoyé dans un bassin d'égalisation qui permettra de les homogénéiser, mais aussi de réguler leur débit à une valeur constante et indépendante des pics de rejets des tanneries. Après leur prétraitement, les effluents chromés et sulfurés seront renvoyés dans ce bassin pour que la suite du traitement puisse avoir lieu (élimination des matières en suspension, de la Demande Chimique en Oxygène, de la Demande Biologique en Oxygène...).

Remarque : Dans le tableau 3  apparaissent des effluents composites qui comprennent les effluents de lavage des différentes unités. Afin de traiter les pollutions en chrome et en sulfures, nous avons fait l'hypothèse que ces effluents de lavage ne vont pas être mélangés, et nous avons estimé que sur 40 m3 d'eaux usées, chaque étape va entraîner le rejet de $ \frac {40}{7} = 5,7 $ m3 d'effluents/tonne de cuir produite soit $ {5,7} \times {105} = 598,5 $ m3 d'effluents composites/jour/unité. A noter que le chiffre 7 représente le nombre d'étapes de tannage (cf Généralités sur les tanneries) et le chiffre 105, les tonnes de cuir produit par jour. 

Concernant la station, nous allons dimensionner l'ensemble des unités en utilisant le cas le plus défavorable, soit un volume d'effluents maximal et des concentrations en polluants les plus élevées possibles. Le tableau 4 est récapitulatif des données ainsi utilisées. Pour les étapes de lavage des récipients contenant du chrome et des sulfures, les effluents ont été séparés comme expliqué un peu plus haut.

 

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Tableau 4 :  Caractéristiques des effluents de tanneries dans le cas le plus défavorable (volumes et concentrations maximales)

 

Ainsi, la station rassemblera une unité de déchromatation qui récupèrera les rejets de 4 étapes (tannage au chrome, neutralisation, second tannage et les effluents composites), une unité de désulfuration qui traitera les effluents des étapes de pelanage et de déchaulage ainsi que les effluents composites puis une filière commune de traitement des eaux qui comprendra un traitement physico-chimique, un traitement biologique et également un traitement tertiaire, qui sera  envisagé sur une autre zone à proximité du parc industriel. Par ailleurs, un traitement des boues sera aussi mis en place, prévoyant une valorisation des boues par méthanisation (permettant la production d'énergie) et éventuellement un épandage de celles-ci, si leur qualité le permet.

Le schéma ci-dessous représente la succession des différentes étapes de traitement jusqu'au retour des eaux dans la rivière Riachuelo.

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Figure 8 :  Schéma représentant la succession des différents procédés de traitement des effluents de tanneries avant leur rejet dans la rivière Riachuelo (Schéma réalisé avec Lucidchart)

 

Les différentes unités qui constitueront la station sont décrites dans les pages suivantes. Leur dimensionnement ainsi que leur rendement d'élimination des pollutions sont détaillés pour chaque procédé.

 

Abattement des sulfures

 

 

Abattement des sulfures

 

Les procédés de tannerie font intervenir de nombreux bains sulfurés qui sont à l'origine d'une partie de la contamination de la rivière Riachuelo. L'ACUMAR a prévu, dans son plan de restauration du cours d'eau, d'atteindre un objectif de rejet nul en sulfures pour 2016. Pour ce faire, il faut s'employer à abattre ces sulfures via un traitement spécifique que nous allons décrire dans cette partie.

L'ajout de sulfures durant le traitement du cuir se fait notamment à deux étapes particulières : le pelanage et le déchaulage.

La première consiste en une dissolution partielle de la kératine de l'épiderme, réalisée en plaçant les cuirs dans des bains de solutions froides (afin de ne pas endommager le derme) de sulfure de sodium et de chaux. Les sulfures se retrouvent donc dans les effluents de pelanage, à des concentrations de l'ordre de 200 à 500 mg/L

L'opération de déchaulage génère également des effluents chargés en sulfures mais à des concentrations bien moins importantes, de l'ordre de 30 à 60 mg/L. Cette étape consiste à enlever la chaux que les peaux ont pu accumuler pendant le pelanage. 

Par ailleurs, des sulfures sont également présents dans les effluents composites. Nous avons estimé que pour chaque étape, 5,7 m3 d'effluents composites par tonne de cuir sont rejetés. Ainsi, si l'on considère le pelanage et le déchaulage, il y a rejet d'environ 11,5 m3/tonne de cuir d'effluents composites. Nous avons vu précédemment (Contextualisation) que 105 tonnes de cuir sont produites par jour, ce qui correspond donc à un volume d'effluents composites total de 1200 m3/jour. Les sulfures y sont présents à une concentration maximale de 150 mg/L.

Il est important, dans un premier temps, de connaître la spéciation du sulfure présent dans les effluents afin de déterminer un traitement qui convienne  à son abattement. 

Tout d'abord, le sulfure de sodium de formule Na2S se décompose en milieu aqueux et donne : $$ Na_2S \rightarrow 2Na^{+} + S^{2-} $$

​Cependant, en solution aqueuse, il peut-être présent sous différentes formes : $ S^{2-} $, $ HS^{-} $, $ H_2S $ . Ainsi, afin de savoir sous quelle forme se trouve le sulfure à traiter dans le cas de nos effluents de tanneries, nous avons utilisé le diagramme de Pourbaix du soufre en fonction du pH et des conditions d'oxydo-réduction , présenté ci-dessous : 

Figure 9 : Diagramme de Pourbaix des sulfures tracé à 25°C pour une concentration d'espèces dissoutes de 0,1 mol/L (source : document fourni pour le concours commun polytechnique, épreuve de physique filière PSI 2010)

 

Les effluents de pelanage et de déchaulage sont respectivement à des pH de 10 à 12,8 et de 7 à 9. Par ailleurs, il y a 10 000 à 25 000 mg/L de DCO dans les effluents de pelanage et 2500 à 7000 mg/L dans ceux de déchaulage. Cette DCO représente la quantité de matière réductrice. Ainsi, présente à de telles concentrations, cela signifie que le milieu est fortement réducteur. 

D'après le diagramme précédent, nous pouvons donc en déduire que le sulfure est sous forme d'ion hydrogénosulfure HS. Dans ces effluents, la réaction suivante a donc lieu "spontanément" :  $$S^{2-} + H_2O \rightleftharpoons HS^- + OH^- $$

La forme réactive du sulfure à éliminer est donc $HS^-$. 

Différentes techniques de désulfuration existent, mais elles reposent toujours sur une oxydation des sulfures. Nous allons tenter de comparer ces techniques afin de présenter leurs avantages et leurs inconvénients. Puis, nous tenterons de dimensionner celle choisie pour la station de traitement commune des effluents. Enfin, nous verrons quels peuvent être les facteurs qui influencent la technique de traitement choisie. 

 

I. Oxydation catalytique des sulfures par le dioxygène de l'air

 

Il s'agit d'injecter de l'air dans un bassin résiduaire contenant les effluents sulfurés. Le dioxygène présent va alors jouer le rôle d'oxydant du sulfure. Cette oxydation est assez lente, il est donc courant de la catalyser. Il est possible d'ajouter directement du dioxygène dans le bassin plutôt que de l'air, mais cela est plus coûteux et donc non envisageable pour notre station de traitement.

Dans tous les cas, l'ion hydrogénosulfure $ HS^- $ est oxydé en thiosulfates $ S_2O_3^{2-} $ puis en sulfates $ SO_4^{2-} $ si la quantité d'air ajoutée est suffisante. La formation de sulfates peut se faire suivant une série de plusieurs réactions successives présentées ci-dessous ou directement, en fonction de la quantité d'air ajoutée.

Dans le cas des réactions successives, nous avons dans un premier temps oxydation de l'ion hydrogénosulfure $ HS^- $ par le dioxygène $ O_2 $ :

$$ O_2 + 4 e^- + 4 H^+ \rightleftharpoons 2 H_2O $$

$$ 2 HS^- + 3 H_2O \rightleftharpoons S_2O_3^{2-} + 8 H^+ +8e- $$

D'où la réaction : 

$$2HS^- + 2 O_2 \rightleftharpoons S_2O_3^{2-} + H_2O $$

Puis, il y a oxydation des thiosulfates formés en tétrathionates :

$$ 2 S_2O_3^{2-} \rightleftharpoons S_4O_6^{2-} + 2 e^- $$

$$ O_2 + 4 e^- + 4 H^+ \rightleftharpoons 2 H_2O $$

D'où la réaction :

$$ 4 S_2O_3^{2-} + O_2 + 4H^+ \rightleftharpoons 2S_4O_6^{2-} + 2H_2O $$

Par la suite, ces tétrathionates peuvent également être oxydés en sulfates selon la réaction :

$$ 2 S_4O_6^{2-} + 7 O_2 + 6H_2O \rightleftharpoons 8 SO_4^{2-} +12 H^+$$ 

La formation de sulfites ou de sulfates peut également se faire directement à partir de l'ion hydrogénosulfure en fonction de la quantité d'air ajoutée, selon les réactions suivantes :

$$ 2 HS^- + 3 O_2 \rightleftharpoons 2 SO_3^{2-} + 2 H^+ $$

$$ 2 HS^- + 4 O_2 \rightleftharpoons 2 SO_4^{2-} + 2 H^+ $$

Ainsi, quelles que soient les réactions d'oxydation ayant lieu dans la cuve de traitement, les produits obtenus sont des thiosulfates, des sulfites ou des sulfates. Il n'y a aucune norme imposée concernant ces éléments mais nous savons que présents en fortes concentrations ils peuvent également causer des problèmes environnementaux. Ainsi, les industriels sur place auront la possibilité de réfléchir à une méthode d'abattement des sulfates, que nous n'avons pu chercher faute de temps. 

Cette oxydation catalytique des sulfures par le dioxygène de l'air se révèle efficace uniquement si les effluents sont très concentrés en sulfures ce qui est notre cas, en particulier pour ceux issus du pelanage. Le traitement ne génère à aucun moment de l'hydrogène sulfuré, toxique, il est donc sans risque. De plus,  si l'oxydation est catalysée,  elle permet  d'abattre en moyenne 90 % du sulfure et jusqu'à 99 % dans les meilleurs cas. (Source : Mémoire de Magister "Impacts des rejets de la tannerie-mégisserie Mega de Batna sur l'Oued El Gourzi" présenté en 2007 par Amellal TISSEM à la Faculté des Sciences et Sciences de l'Ingéniorat à Alger)

Le directeur de production de la tannerie Arnal (12), Monsieur Jouineau, nous a appris que les catalyseurs les plus utilisés en pratique sont le sulfate de manganèse $ MnSO_4 $ hydraté​ ou le dioxyde de manganèse $ MnO_2 $. Tous deux sont commercialisés sous forme de poudre, à des prix variant selon la taille des particules.

La dose d'emploi de catalyseur varie en fonction de la quantité de sulfures à traiter, mais il est courant de respecter la règle suivante : $\frac {quantité\ de\ sulfures}{quantité\ de\ catalyseur}=5 $  (Source : mémoire d'Amellal TISSEM cité précédemment)

Si cette méthode d'oxydation est employée, il faudrait envisager une réutilisation du catalyseur pour éviter les frais supplémentaires et limiter les pollutions possibles qu'il peut engendrer. Cependant, pour caractériser la durée de vie d'un catalyseur, il faut étudier les poisons susceptibles d'agir sur ses sites de surface, ce que nous n'avons pas pu faire, encore une fois pour des raisons de temps. 

 

II. Oxydation catalytique des sulfures par des composés peroxydés

 

Il s'agit d'une réaction très rapide (15 à 30 minutes en moyenne),  et  basée sur le dégagement de radicaux libres d'oxygène à partir du péroxyde d'hydrogène : $ 2H_2O_2 \rightarrow 2H_2O + O_2 $.

Ces radicaux oxydent l'ion $ HS^- $ de la même manière que dans la première méthode. Il s'agit d'une solution simple à mettre en oeuvre ne demandant pas d'aération du bassin résiduaire en plus de l'agitation. De plus, l'avantage de cette méthode est que la décomposition du péroxyde d'hydrogène ne génère que de l'eau et de l'oxygène, donc aucun polluant à éliminer ensuite. Il a été montré que l'idéal en pratique est d'ajouter 12 kg de péroxyde d'hydrogène à 35 % par kilogramme de sulfures à traiter (Source : mémoire de M.TISSEM). Cependant, les prix du péroxyde sont élevés et comme nous avons de grandes quantités de sulfures à traiter, il faut évaluer le prix de revient de cette méthode. Nous en avons donc fait une estimation en fonction de la quantité de sulfures à traiter : 

La plupart des sites de fournisseurs industriels proposent du péroxyde d'hydrogène à 35 % à 10 euros le litre. Comme nous le verrons plus en détails dans la suite de ce chapitre, nous devons traiter 905,1 kg de sulfures par jour. Nous avons  donc $ {12} \times {905,1} =10861\ kg $ de peroxyde d'hydrogène à apporter. La masse volumique de ce dernier à 25 °C étant de 1,13 g.cm-3, il nous faut donc en apporter 8 166,3 L par jour. Cela représente donc un coût de 81 663 euros. Ce coût est un coût initial et non quotidien car le catalyseur sera réutilisé de nombreuses fois. Cependant, il s'agit tout de même d'un investissement considérable et  difficile à envisager dans notre cas en Argentine. 

 

III. Oxydation biologique des sulfures

 

Une autre solution d'abattement des sulfures consiste en l'utilisation de boues activées contenant des bactéries du type Thiobacillus. Cette méthode a un bon rendement mais pose de nombreux problèmes dans sa mise en oeuvre. Tout d'abord, elle génère des gaz odorants toxiques dus à la production d'hydrogène sulfuré $ H_2S $. Il faudrait donc travailler en réacteur fermé, mais au moindre problème, l'intoxication serait de grande ampleur et catastrophique. Il y a également des problèmes de reflux des eaux dans la suite des procédés de traitement et des problèmes d'efficacité des bactéries. Ainsi, cette méthode n'est pas utilisable à grande échelle. 

 

⇒ En conclusion, après étude des différentes méthodes de désulfuration envisageables, notre choix se portera, pour le cas du regroupement de tanneries de Buenos Aires, sur l'abattement des sulfures par oxydation de l'air. En effet, l'oxydation par le péroxyde risque d'être trop coûteuse et trop ardue à mettre en oeuvre sur place et l'oxydation biologique comporte trop de risques. Nous allons donc tenter de dimensionner ce procédé et voir par une étude bibliographique quels paramètres peuvent l'influencer.

 

IV. Dimensionnement de la désulfuration par oxydation à l'air 

 

La première étape est la récupération des effluents de pelanage et de déchaulage et leur acheminement vers un bassin d'égalisation. Ce bassin va permettre d'assurer une alimentation continue de notre cuve de traitement, sans à-coups dans le débit (à noter que les à-coups se produisent du fait des pics d'effluents au cours de la journée, usuels dans le fonctionnement des tanneries). Ainsi, le débit qui arrive au bassin d'égalisation est variable du fait des pics de production, et celui qui en ressort est constant. Il y a donc un niveau minimum et un niveau maximum d'effluents dans ce bassin. Ci-dessous est présentée l'organisation du traitement des sulfures, pour plus de clarté : 

                     

Figure 10 : Procédé de traitement des sulfures (Schéma réalisé avec LucidChart)

 

1) Dimensionnement du bassin d'égalisation

Pour des raisons de sécurité, nous avons choisi le volume de ce bassin pour qu'il puisse contenir 150 % du volume d'effluents à traiter. Il faut donc déterminer ce dernier :

Comme nous l'avons vu dans la partie Contextualisation, il y a 105 tonnes de cuir produites par jour pour l'ensemble des 22 tanneries.

  • L'étape de pelanage dégage 3 à 5 m3 d"effluents par tonne de cuir (Source : Scénario international concernant les réglementations relatives à l'environnement et leur application sur les polluants des effluents de tannerie, publié par l'ONUDI en 2003). On choisit de travailler avec les maxima des quantités pour prendre en compte les pics d'activité des tanneries. Cela représente donc $ 5 \times 105 = 525 m^3 $  d'effluents pour l'ensemble des 22 tanneries. 
  • L'étape de déchaulage dégage de 1,5 à 2 m3 d'effluents par tonne de cuir (Source : Scénario de l'ONUDI) soit dans notre cas $2 \times 105 = 210 m^3 $ 
  • Les effluents composites représentent un volume de 1200 m3 comme vu précédemment.

Au total, nous avons donc 1935 m3 d'effluents contenant du sulfure à traiter. Le bassin d'égalisation doit donc avoir un volume de $150\% \times 1935 = 2902 m^3 $. Ce bassin doit être équipé d'un contrôleur de niveau et d'un agitateur mécanique pour garantir l'homogénéisation. Nous choisissons une hauteur de bassin de 4m, ce qui implique une surface $ \frac {2902}{4} = 725,5 m^2 $. Nous choisissons un bassin d'égalisation de forme circulaire pour permettre une meilleure homogénéisation. Le diamètre est alors : $ D=\sqrt {(\frac{{4}\times{725,6}}{\pi})}= 31 m $.

 

2) Dimensionnement de la cuve de traitement des sulfures

Il s'agit ensuite de déterminer le volume de notre cuve de traitement. Nous devons dans un premier temps calculer la quantité de sulfures à éliminer que représente notre volume d'effluents. 

  • L'étape de pelanage génère 525 m3 d'effluents soit 525 000 litres par jour. Or, nous savons que la concentration de ces effluents en sulfures est de 500 mg/L au maximum. Cela correspond donc à 262,5 kg de sulfures dans les effluents de pelanage par jour pour l'ensemble des 22 tanneries. 
  • De la même manière, l'étape de déchaulage génère 210 m3 d'effluents par jour pour les 22 tanneries, soit 210 000 L. La concentration en sulfures y est de 60 mg/L au maximum.  Les effluents de déchaulage apportent donc 12,6 kg de sulfures par jour. 
  • Concernant les effluents composites, nous avons une quantité de sulfures de 630 kg/j mais ce pour la totalité des composites. La concentration y est de 150 mg/L. Si l'on veut ramener cela aux effluents composites des effluents de pelanage et de déchaulage uniquement, cela représente une concentration de $ \frac {630.10^6}{1200.10^3}=525 mg/L $. 

Au total, nous avons donc 905,1 kg de sulfures à abattre par jour. 

La cuve de traitement doit prendre en compte le volume nécessaire aux effluents à traiter. Le dioxygène ajouté est considéré comme compressible, il occupe donc un volume négligeable qui n'intervient pas dans le dimensionnement de la cuve de traitement. Comme nous l'avons vu, dans le cas de notre parc industriel, il serait plus aisé et moins onéreux d'injecter de l'air dans la cuve de traitement que du dioxygène pur. Cependant, faute de données plus précises, les calculs de volume suivants ont été faits pour le dioxygène pur. 

Pour estimer le volume de la cuve, nous pouvons travailler sur la cinétique de réaction d'oxydation ou utiliser des approximations faisant intervenir le temps de séjour : 

  • La réaction d'oxydation des sulfures par le dioxygène dissous a pour vitesse de réaction                       $v=k \times [HS^-]^a \times [O_2]^b $​. Nous avons tenté de trouver des représentations de l'avancement de ce type de réaction ou des données concernant k,a et b dans la littérature. L'ordre global de la réaction est 2 et les données les plus vraisemblables pour a et b sont les suivantes : a=0,8 et b=0,2 (d'après les travaux de Chen,K et Moris,J.C  Enviro.Sci. Technol. 1972, 6, 529). Nous avons trouvé des valeurs de k de l'ordre de 0,3 USI. Nous avons 905,1 kg de sulfures dans 1935 m3 d'effluents ce qui représente une concentration de 0,47 g/L ou de 0,014 mol/L. On ajoute 905,1 kg d'O2 ce qui représente $ \frac {905.10^3}{1935.10^3} = 0,47 g/L $. Ainsi, la vitesse de réaction s'écrit : $ v=0,3 \times {0,47.10^3}^{0,8} \times {0,47.10^3}^{0,2}= 141 mg/L/h $. On peut donc appliquer la formule suivante : $ V= Q \times (C_{HS^-,e} - C_{HS^-,s})/v $ qui nous permet d'aboutir au volume du réacteur. Nous savons que le débit en sortie doit être égal au débit entrant dans la cuve soit 1935 m3/j = 81 m3/h (moyenne des débits quotidiens). On a $C_{HS^-,e}$  = 0,47 g/L et on veut $C_{HS^-,s}$= 0,047 g/L (Cela correspond à un rendement de 90 %). On aboutit donc à V = 267,7 m3

  • Nous pouvons aussi utiliser l'approximation suivante : $ V= temps\ de\ séjour\ nécessaire \times débit\ en\ sortie $. Cette formule permet donc de ne pas passer par la cinétique de la réaction, mais d'avoir une idée correcte du volume nécessaire à cette réaction.  Nous savons que nous traitons 1935 m3/j ce qui revient à émettre en sortie de traitement 81 m3/h d'effluents traités. Le temps de séjour est évalué au maximum à 8 heures. Ainsi, le volume nécessaire pour le stockage de sulfures est donc de 645 m3. 

Les ordres de grandeur sont les mêmes dans les deux méthodes de calcul de volume employées. Cependant, il faut tenir compte du fait que la cinétique de la réaction d'oxydation n'a pas été décrite dans notre cas précisément. Ainsi, comme la première méthode est plus restrictive en volume nous choisissons de dimensionner en fonction de l'approximation utilisant le temps de séjour. Le volume de de la cuve de traitement choisi est donc de 645 m3.

 

3) Ajout du dioxygène

Nous avons trouvé dans la littérature qu'il faut ajouter 1 kg d'O2 par kilogramme de sulfures à traiter (Source : Introduction to treatment of tannery effluents by UNIDO). Il nous faut donc ajouter dans notre cas 905 kg d'O2Nous pouvons alors utiliser la formule suivante : $ \frac{m}{M}=\frac {V}{V_m} $ avec m=275 000 g de dioxygène ; M=masse molaire du dioxygène=32g/mol  ; $V_m$=volume molaire du dioxygène=22, 414*10-3 m3/mol. Nous obtenons donc un volume de dioxygène à ajouter par jour de 634 m3.​ La pompe doit donc avoir un débit de 905 kg/8 heures soit 113,1 kg/h. A noter que la consommation énergétique de la pompe va dépendre intégralement du modèle choisi.

 

4) Ajout du catalyseur

Concernant le catalyseur, si nous appliquons la règle pratique énonçant que la quantité de sulfures sur celle de catalyseur doit valoir 5 (cf précédemment), nous aboutissons à une quantité de 181 kg de MnSO4​,H2O​ à ajouter dans la cuve. Cette quantité génère également un volume qui est normalement à prendre en compte dans le dimensionnement de la cuve de traitement. La masse volumique du sulfate de manganèse monohydraté est de 2,95 g/cm3. Ainsi, le catalyseur nécessite un volume de 0,061 m3. Ce volume est négligeable par rapport à ceux calculés précédemment donc en conclusion nous pouvons estimer le dimensionnement de la cuve de traitement à 645 m3, chiffre énoncé précédemment. 

Il nous faut 181 kg de catalyseur pour traiter les 905 kg de sulfures en 8 heures. Ainsi, on doit amener 22,6 kg de MnSO4​,H2O  par heure. Puis, la quantité de catalyseur reste dans le bassin pour réutilisation. 

Il faut également ajouter dans notre cuve de traitement un antimousse. En effet, la formation de mousse pourrait gêner la bonne diffusion du dioxygène dans l'effluent à traiter. Ces mousses sont dues à la présence de détergents utilisées durant certaines étapes du tannage. Cependant, les produits anti mousse sont relativement coûteux. Une solution pourrait donc être de remplacer les détergents utilisés par des détergents non mousseux, ce qui réduirait le coût et permettrait donc une prévention à la source. 

Ainsi, comme nous connaissons le volume de la cuve de traitement, nous pouvons déduire sa surface et son diamètre. En effet, comme le bassin d'égalisation, nous la choisissons circulaire pour permettre une meilleure agitation. La hauteur est fixée à 4 m, ce qui représente donc une surface de $ \frac{645}{4} =161,3 m^2 $. Le diamètre est donc de $ D=\sqrt {({\frac{{4}\times{161,3}}{\pi}})}=14,3 m $.

 

V. Influence de différents paramètres sur l'oxydation des sulfures et le dimensionnement 

 

Afin de voir si certains paramètres inhérents à notre site industriel peuvent influer sur la réaction d'oxydation des sulfures, nous nous sommes appuyés sur différents travaux réalisés dans le cadre de la publication de V.Valeika, K.Beleska, V.Valeikiene intitulée "Oxidation of sulphides in tannery wastewater by use of MnO4" et publiée dans Polish J. of Environ. Stud. Vol.15, No. 4 (2006).

  • Quantité de catalyseur

La quantité de catalyseur utilisée influe sur la vitesse de la réaction. Nous avons vu qu'il est possible d'utiliser MnSO4 ou MnO2​ pour la réaction d'oxydation des sulfures. Les chercheurs ont donc réalisé des expériences pour évaluer l'efficacité du catalyseur en fonction de sa quantité. Ils ont considéré un effluent de déchaulage contenant de la chaux et 1,32 g/L de Na2S à pH 11,92 ainsi qu'un même effluent contenant cette fois 2,8 g/L de Na2S. Ces concentrations en sulfures sont supérieures à celles que nous avons dans notre cas mais du même ordre de grandeur. 

Ils ont ajouté à ces effluents du MnO2​ à 18-20° dans différentes proportions : 0,3%, 0,5% ou 1% en masse de la solution d'entrée. Les résultats sont présentés sur le graphique suivant :

Figure 11 : Diagramme issu de la publication citée précédemment et présentant l'influence de la quantité de catalyseur sur l'oxydation des sulfures. 

 

Nous voyons que, sans catalyseur, la réaction d'oxydation dure de 26 à 28 heures selon les concentrations en sulfures. Avec le dioxyde de manganèse, la réaction est considérablement accélérée et dure de 0,6 à 2 heures en fonction des quantités de sulfures. Plus on a de catalyseur, plus la réaction est accélérée. Cependant, nous constatons que la différence entre 1 % de catalyseur et 0,5 % n'est que de 0,3 à 0,4 heures. Ainsi, dans le cas de notre regroupement de tanneries où les budgets sont assez limités, il vaut mieux que la réaction ne soit pas catalysée à son maximum et qu'elle prenne 10 minutes de plus, plutôt que d'utiliser deux fois plus de catalyseur pour passer de 0,5 à 1 % de MnO2​. Il s'agit d'un compromis entre accélération de la réaction et coût économique. L'optimum de catalyseur dans notre cas est donc choisi à 0,2 % du volume d'effluent entrant. Nous retrouvons donc la règle de 5 vue précédemment.

  • pH de la réaction

La réaction d'oxydation des sulfures a été testée par ces mêmes chercheurs et pour la même caractérisation d'effluents à différents pH : 9, 11 ou 13, en présence de 0,5 % de MnO2 à 18-20°C. Les résultats sont présentés ci-dessous :

 

Figure 12 : effet du pH sur la réaction d'oxydation du sulfure de sodium (diagramme issu de la publication A)

Nous constatons que la réaction est accélérée quand le pH des effluents diminue. Ainsi, à pH 9, l'oxydation dure 1 heure tandis qu'à pH 13, elle dure le double de temps. Ainsi, les sulfures sont abattus plus vite si le pH des effluents est bas. Cependant, il ne faut pas diminuer le pH en dessous de 7 car il y a un risque important de conversion des ions HS- en H2S toxique. Nos effluents de pelanage et déchaulage ont un pH de 7 à 12,8. Le séjour dans le bassin d'égalisation va permettre d'homogéneiser le pH avant l'oxydation dans la cuve. On considère dans notre cas que nous n'allons pas fixer un pH particulier pour éviter l'ajout de réactifs, coûteux. Ainsi, la réaction d'oxydation est considérée comme influencée par le pH, mais nous ne corrigerons pas cette influence. 

  • Température des effluents entrants

​Les chercheurs précédents ont cette fois considéré un effluent entrant contenant 3,02 g/L de Na2S, à pH 12,8 et avec 0,5 % de MnO2. Les températures de cet effluent sont fixées à : 18, 30, 40 et 50°C. Le temps de réaction le plus court correspond à une température de 30°C. Il s'agit de l'optimum de température. Il peut être utile si on est très en dessous de cette valeur de chauffer les effluents. Cependant, nous sommes en climat tropical et les températures sont généralement autour de 20°C et ne descendent pas en dessous de 10°C, donc nous pouvons supposer que les effluents seront à température idéale et que nous n'aurons pas besoin de les chauffer pour accélérer la réaction. 

  • Taille des particules de catalyseur

Le catalyseur utilisé est sous forme solide. La taille des particules va donc jouer un rôle sur la vitesse de réaction. Les chercheurs ont fait des expériences avec différentes tailles de particules de MnO2 et il a été montré que plus la taille augmente, moins la réaction est accélérée. Ainsi, la taille idéale ne doit pas dépasser 0,1 mm. Cela sera donc à prendre en compte lors de l'achat de nos catalyseurs. 

  • Réutilisation du catalyseur

Si le catalyseur est utilisé de nombreuses fois, son efficacité est altérée. Pour voir ceci, des expériences ont utilisé un effluent contenant 2,51 g/L de Na2S à pH 12,4 (Source: Mémoire de M.TISSEM). Y ont été ajoutés 0,2 à 0,5 % de MnO2​ à 18-20°C. L'oxydation complète des sulfures s'est réalisée, puis la solution traitée est laissée 15 mn au repos afin de permettre la sédimentation du catalyseur au fond de la cuve. Puis, il faut retirer la solution traitée et réintroduire un nouvel effluent. Il est possible de laisser environ 5% de solution traitée au fond de la cuve pour éviter de perdre du catalyseur. Le même catalyseur a été laissé jusqu'à ce que la réaction prennent 10 heures ce qui correspond à 5 utilisations dans le cas du MnO2​ à 0,2 % et à 10 utilisations dans le cas du MnO2 à 0,5 %. 

Figure 13 : influence de la réutilisation du catalyseur sur la vitesse de réaction d'oxydation des sulfures (source : mémoire de M.TISSEM)

Nous constatons que l'efficacité du catalyseur diminue bien au fur et à mesure qu'il est utilisé. On suppose que cette diminution est due aux effets de la présence de matières organiques dans les effluents. Cependant, la diminution de son efficacité est largement palliée par le côté économique de sa réutilisation. Dans notre cas, nous cherchons à limiter les effluents de tannerie à la source et pas forcément à obtenir un procédé de traitement innovant et particulièrement rapide. La réutilisation du catalyseur sera donc privilégiée bien que son efficacité diminue au fil du temps. Une solution alternative pouvant être de réutiliser un grand nombre de fois le catalyseur mais d'ajouter une toute petite quantité de catalyseur non utilisé à chaque nouveau traitement pour booster l'efficacité de la catalyse sans dépenser trop en MnO2.

 

VI. Diminution de la quantité de sulfures utilisée et recyclage

 

Une autre possibilité pour diminuer la quantité de sulfures rejetée est d'en diminuer l'utilisation ou de le recycler entre les différentes opérations de tannage. Il est ainsi possible de recycler le bain résiduaire avec les sulfures et la chaux qu'il contient. Il faut alors faire une régénération de ce bain en y ajoutant de l'eau et l'on peut à nouveau l'utiliser pour les étapes de pelanage. Il faut cependant veiller à éliminer les matières en suspension, tels les poils, pouvant être présentes dans le bain. Ceci peut se faire par tamisage, par un tamis vibrant par exemple (Source: Mémoire de M. TISSEM cité précédemment). Cette opération génère de la boue relativement sèche (20 % de matières sèches en moyenne) donc facilement séparable du bain résiduaire. Cette boue est riche en protéines donc en azote et peut donc être valorisable par épandage. Cette réutilisation des sulfures n'affecte pas la qualité du cuir, seule la fleur du cuir est relativement plus fine, et permet une réduction de 40 % du sulfure des effluents (Source: Mémoire de M.TISSEM).

Figure 14 : Adaptation de la figure du mémoire de M.TISSEM présentant le principe de régénération du bain résiduaire contenant les sulfures

 

Elimination du chrome

 

Déchromatation

 

I. Nécessité de traitement

 

Lors des étapes de tannage, de neutralisation et de finition, du chrome se retrouve dans les effluents. En effet, des sels de chrome (sulfates de chrome trivalent) sont ajoutés aux bains de tannage afin de rendre le cuir imputrescible. Cependant, la quantité ajoutée ne réagit que partiellement avec les peaux lors de ces étapes : 40 à 50% du chrome n'est pas absorbé et est donc rejeté.

Le chrome est un métal de transition utilisé dans de nombreux domaines comme moyen de passivation, composant de peinture, agent catalytique, agent de fixation ou encore conducteur électrique. Il est présent principalement sous deux formes majoritaires : 

- Trivalent (Cr3+, Cr2O3) : forme la plus stable et la plus présente dans l'environnement, insoluble dans la plupart des conditions environnementales. Sa forme ionique est chargée positivement, ce qui favorise sa rétention par les particules du sol chargées négativement. 

- Hexavalent (CrO42-, Cr2O7-, H2CrO4) : deuxième forme la plus stable, beaucoup plus mobile dans l'environnement de part sa force ionique négative, représente un risque majeur puisqu'il est cancérigène.

Bien que seul le chrome trivalent soit utilisé dans l'industrie du cuir, il n'est pas certain que cette forme soit vraiment inoffensive pour l'homme et l'environnement (on sait que son intoxication chronique peut entraîner des altérations du tube gastro-intestinal par exemple). De plus, sous forme solide il peut-être source de rejets de Cr(VI). En effet, le Cr(III) risque de s'oxyder en présence notamment d'oxydes de manganèse présents dans le sol, et d'être relargué dans l'environnement sous forme de Cr(VI), soluble lors de pluies acides par exemple.

Dans les effluents de tannerie, nous avons donc une grande quantité de matières organiques ainsi que de sulfates. Pour les effluents concernés par la présence de chrome et après mélange de ceux-ci, nous avons une concentration de 2000 à 7500 mg/L de DCO et de 25 à 118 mg/L de sulfures, or ces constituants sont réducteurs, ce qui va rendre le potentiel du milieu négatif, et stabiliser ainsi le Cr(III) comme nous le voyons à l'aide du diagramme potentiel-pH ci-dessous: en effet à potentiel négatif, nous ne sommes plus dans les domaines de prédominance des formes HCrO4- ni CrO42-

 

Figure 15 : Diagramme de Pourbaïx du chrome dans l'eau, l'acide perchlorique ou l'hydroxyde de sodium, à 25°C, [Cr3+]=10µm,

 

Au niveau des normes argentines, le rejet à l'égout public est limité à 0,5 mg/L de Cr(VI) et le rejet dans le milieu aquatique à 0,05 mg/L de chrome total. D'après nos estimations, la concentration en chrome total des effluents chromés des différentes étapes varie de 30 à 4000 mg/L (voir tableau caractéristiques des effluents chromés). Il est donc primordial de réduire la quantité de chrome dans ces effluents avant de les rejeter vers une STEP ou dans l'environnement.

 

II. Les moyens de réduction par ingénierie des procédés propres

 

D'après le document européen de référence des meilleures techniques disponibles pour le secteur industriel des tanneries (Best Available Techniques Reference Document for the Tanning of Hides and Skins: BREF), plusieurs techniques sont envisageables afin de réduire les rejets chromés, que ce soit au niveau du procédé de tannage ou par le traitement des effluents spécifiques. Elles sont récapitulées ci-dessous :

1) Optimisation des paramètres de tannage : les paramètres physiques du procédé industriel peuvent être calibrés pour augmenter la proportion d'agent tannant chromé effectivement absorbée par le cuir. Il est possible d'optimiser la quantité de chrome à ajouter (pas d'excès inutile), le pH (autour de 4), la température (50°C à atteindre progressivement), de régler les temps de trempes (courts avec des solutions concentrées en sels de chrome mais suffisamment longs pour permettre la pénétration et la réaction du chrome et du substrat).

- Efficacité : ces optimisations permettent d'atteindre un taux de consommation du chrome de 70 à 80%.

- Inconvénients : ceci n'est applicable que lors de la construction de nouvelles infrastructures car cela demande de nombreuses modifications, notamment la mise en place d'un système de chauffage et d'équipements de contrôle automatiques.

2) Utilisation de tanin spécifique : des produits chimiques spécifiques peuvent être utilisés pour augmenter la capacité de fixation du chrome, en plus de l'optimisation des paramètres physiques. Certains groupes réactifs peuvent être insérés dans les complexes tannants comme des groupes carboxyles pour augmenter la réactivité collagène.

- Efficacité : en combinaison avec les paramètres optimisés, l'on arrive à réduire la concentration en chrome des effluents de tanneries jusqu'à 96%. Le volume est aussi réduit de moitié.

- Inconvénient : avec ce type de pratique, la précipitation du chrome pour sa récupération dans le processus de traitement des effluents est beaucoup plus compliquée et empêche sa précipitation complète. Ainsi, il y a une influence négative des produits sur la qualité des cuirs obtenus. 

3) Recyclage direct : les eaux de tannage et d'essorage des peaux peuvent être partiellement réutilisées dans les étapes de tannage ou de picklage, pendant dix cycles avant d'être rejetées.

- Efficacité : les méthodes de réutilisation directe entraînent une diminution de la charge en chrome de 50% si la réutilisation se fait durant les étapes de tannage et de 60% si elle se fait au niveau du picklage. Il y a donc réduction de l'utilisation de sels de chrome frais, puisqu'une fraction de 20% vient de la récupération des eaux dans le premier cas et 25% dans le deuxième cas.

- Inconvénient : il existe des risques de perte de qualité, de modification de la couleur du cuir obtenu. Les impuretés présentes dans les bains qui vont s'accumuler avec les recyclages doivent être mesurées et contrôlées par un système à intégrer au procédé, pour ne pas atteindre de trop grandes valeurs. Aussi, si le taux d'absorption du chrome est déjà supérieur à 80%, le recyclage n'est pas rentable. Comme l'on ne peut recycler uniquement les bassins principaux de tannage, l'on ne règle pas, avec ces méthodes, le problème du rejet de chrome aux étapes de neutralisation et d'essorage du cuir.

4) Récupération du chrome et recyclage indirect : il est possible de récupérer le chrome des effluents les plus chargés par précipitation et séparation. Cette technique est utilisée depuis 80 ans dans l'industrie du cuir, et est reconnue comme la meilleure technique disponible en Europe. C'est une solution qui a des avantages environnementaux mais aussi économiques puisqu'elle permet la récupération du chrome dans la tannerie ou pour un autre usage. 

- Efficacité : on peut obtenir de 95 à 99,9% de précipitation du chrome. On peut ainsi remplacer au moins 20% du sel de chrome frais par du chrome recyclé par cette méthode. Si une filtration n'est pas nécessaire pour déshydrater les boues, le coût du traitement est abordable bien qu'il nécessite un investissement préalable pour les équipements, notamment d'analyse.

- Inconvénient : comme on ajoute plus de produits chimiques (alcalin, acide), on augmente la concentration en sels neutres dans les solutions. Ceci peut affecter la qualité du cuir obtenu mais dans une moindre proportion qu'avec les techniques de recyclage direct. Aussi, si la solution de chrome de récupération a trop d'impacts négatifs et empêche son recyclage dans la tannerie, elle peut toujours être envoyée vers une autre industrie qui en aurait l'utilité. Si des techniques de recyclage direct ou d'optimisation des tanins sont utilisées, elles ne seront pas compatibles avec la réutilisation du chrome ainsi récupéré.

 

III. Techniques de traitement des effluents chromés

 

Comme nous visons un objectif de zéro rejet en chrome dans le fleuve après traitement des effluents de l'ensemble des tanneries, et pour permettre une récupération de ce métal, nous nous intéresserons à la séparation du chrome dans les rejets en contenant. Comme nous n'avons pas obtenu d'information quant aux procédés utilisés dans les tanneries concernées, nous supposerons, afin de se placer dans le cas le plus limitant, que les techniques d'ingénierie propre n'ont pas été appliquées.

En fait, il existe de nombreux moyens de séparation du chrome d'une solution aqueuse. Parmi les techniques de séparation des ions métalliques toxiques on peut citer l'échange d'ions, l'osmose inverse, l'extraction par solvant, l'adsorption. Certaines études commencent à montrer qu'une digestion enzymatique est même envisageable dans des conditions particulières. Ces techniques émergentes ne sont pas encore utilisées dans le traitement des effluents de tanneries, car non concurrentielles d'un point de vue économique, comparées aux méthodes de traitement physico-chimique de simple précipitation.

Le procédé utilisé est basé sur une chimie assez simple de précipitation mais nécessite néanmoins un contrôle analytique précis et des équipements spéciaux. Les eaux des bains chromés sont recueillies dans un bain de collecte. Puis, elles sont pompées vers un réacteur doté d'un système d'agitation et d'un contrôle de pH où l'on ajoute un alcalin pour la précipitation. Le chrome précipité est séparé du surnageant envoyé vers le reste de la station de traitement commune, et la boue de chrome, après filtration si nécessaire, est redissoute par de l'acide sulfurique concentré. Une fois dans les bonnes valeurs de basicité, cette solution de chrome régénérée peut être renvoyée vers le procédé de tannage si les conditions de production le permettent.

Le volume et la qualité des boues obtenues dépendent grandement de l'alcalin utilisé comme agent de précipitation : plus l'alcalin est fort, plus la précipitation sera rapide mais mènera alors à la formation de boues plus volumineuses.

Généralement deux solutions sont possibles :

- l'utilisation d'hydroxyde de sodium (NaOH) ou de carbonate de sodium (Na2CO3), avec ajout de polyélectrolyte (polymère ionique), forme rapidement des boues volumineuses qui vont ensuite être épaissies et déshydratées par filtration, avant d'être régénérées en solution de chrome par dissolution à l'acide sulfurique.

- l'utilisation d'oxyde de magnésium (MgO), produit une précipitation plus lente mais permet une meilleure décantation du surnageant et ne nécessite pas de filtration ultérieure, avant dissolution des boues par l'acide sulfurique.

Pour le cas des tanneries du Riachuelo, et parce que l'on préfére les techniques les moins chères, on choisira d'utiliser l'oxyde de magnésium. En effet, avec cet agent nous n'avons pas nécessité ni d'ajouter des polyélectrolytes, ni de réaliser une étape de filtration des boues avant remise en solution acide. C'est la technique qui apparaît la plus efficace pour obtenir des boues moins volumineuses et présente la meilleure élimination du chrome (selon A. Esmaeili, 2005 , et P. Tchoungchai, 1995)

 

IV. Procédé choisi et dimensionnement

 

​1) Caractéristiques des effluents à traiter

 

Le procédé de traitement consiste en un traitement batch permettant de séparer le chrome des effluents des étapes de tannage, de neutralisation, de l'étape finale considérée (retannage, teinture, nourriture, finissage), ainsi que des effluents de nettoyage de ces étapes. A partir du tableau présentant les caractéristiques des effluents de tanneries, établi par l'ONUDI et présenté dans la partie Généralité sur les tanneries, nous avons travaillé sur les données concernant le chrome, et évalué les quantités journalières de rejets (donc pour 105 tonnes de cuir produites par jour). Les résultats présentant les caractéristiques des effluents chromés sont rassemblés dans le tableau 5 ci-dessous.

 

Tableau 5 : Caractéristiques des effluents chromés

 

Il y a donc à la sortie des 22 tanneries quatre types d'effluents : 

- Un petit débit de 210 m3/j concentré à 4  000 mgCr/L

- Un petit débit de 315 m3/j chargé à seulement 30 mgCr/L

- Un débit moyen de 630 m3/j chargé à 300 mgCr/L

- Les eaux de nettoyage de 1 800 m3/j chargées à 467 mgCr/L

 

En regardant la charge polluante en chrome des effluents, nous nous apercevons que ce sont les étapes de tannage et de nettoyage qui rejettent le plus de masses de chrome, à savoir 8 kg/j. Mises à part les étapes de nettoyage, nous savons que les eaux chromées sont acides, bien que l'on ne connaisse pas le pH exact du mélange des effluents regroupés. Nous faisons donc l'hypothèse que les eaux de nettoyage, puisqu'elles ont servi au nettoyage d'étapes acides, sont aussi acides.

Le total mélangé des effluents chromés à traiter représente alors une solution acide de 2 955 m3/j, concentrée à 636 mg de chrome par litre, soit une charge de 1 878 kg de chrome par jour.

 

2) Protocole et gestion du temps

 

Nous envisageons le traitement de la manière suivante, inspirée par un procédé existant en Inde et traitant 9 m3 d'effluents de tannerie par batch (description dans le document technologique A system for recovery and reuse of chromium from spent tanning liquor using magnesium oxide and sulphuric acid, écrit par l'expert technique et ingénieur environnement S. RajamaniI, UNIDO), et illustrée par le schéma 16: 

- Les effluents chromés de chaque tannerie sont séparés des autres effluents à leur source et acheminés par des tuyaux jusqu'à un bac de stockage S1.

​- Un volume de 8h de production d'effluent (soit 985 m3) est pompé pendant 1h30 par une pompe P1 vers le réacteur batch R1 dans lequel on ajoute une solution de MgO par gravité depuis le stock de solution d'alcalin S2. La quantité de solution à ajouter dépend du pH de la solution : on équipera donc la vanne d'une ouverture à contrôle automatique qui permettra de doser l'ajout de MgO jusqu'à un pH 7-8 (pH optimal  selon la publication de T. Panswad, O. Chavalparit, Y. Sucharitthamet S. Charoenwisedsin A bench-scale study on chomium recovery from tanning wastewater). Le chrome précipite alors en hydroxyde de chrome Cr(OH)3 insoluble.

- Une fois MgO ajouté, la solution est mélangée pendant 1h, puis la solution décante pendant 4h dans R1. Le surnageant est envoyé vers la station de traitement commune, dans l'idéal par gravité, tandis que les boues contenant le chrome sont récupérées au fond du décanteur vers un bac de régénération R2.

- On ajoute ensuite dans R2 une solution concentrée en acide sulfurique (H2SO4)  jusqu'à pH 2,5-2,8 (selon guide technique de l'UNIDO) par la même méthode de gravité et de contrôle de vanne que pour MgO, et on agite pendant 1h. Le précipité chromé est alors resolubilisé en Cr2(SO4)3. Une étape de refroidissement est ensuite nécessaire, durant de 3 à 4h.

- La solution de chrome ainsi régénérée est pompée par un système P2 pendant 1h30 pour être stockée dans un bassin de stockage S4, auquel les tanneries peuvent être reliées. Elles peuvent donc l'utiliser en mélange avec du sel de chrome frais pour le tannage de nouvelles peaux. Pour une réutilisation, il faudra bien entendu faire des analyses de la composition exacte de la solution régénérée et voir si elle est compatible avec les exigences de qualité de la production de cuir.

 

Figure 16: Schéma du procédé de récupération du chrome 

 

La solution d'effluents va donc passer 8h dans le réacteur R1 et les boues 8h dans le bac de régénération, en comptant les temps de remplissage et de vidange. Nous faisons l'hypothèse que les temps de mélange et de décantation sont les mêmes que pour la petite unité de traitement indienne de 9 m3. Nous pourrons donc traiter 24h de rejets de tanneries en trois batchs de 8h dans la journée.

 

3) Dimensionnement des unités

 

  • Bac de stockage S1

​​Comme les rejets de tanneries sont discontinus, il nous faut un bac de stockage où l'on puisse récupérer les effluents au moment où ils sont produits, pour ensuite pouvoir pomper une quantité de $ \frac{2955}{3}  $ = 985 m3 correspondant à un tiers de la production journalière, soit 8h si on travaille en continu. Pour gérer les fluctuations et éviter le débordement, nous choisissons un volume pour S1 tel qu'il puisse contenir l'équivalent de deux batchs, soit 2 x 985 = 1970 m3. Avec un bassin d'une hauteur de 4 m, cela représente une surface au sol de 493 m2. Il devra être équipé d'un dégrilleur en amont pour éviter l'entraînement de particules solides pouvant endommager les pompes dans les étapes suivantes. Un dégrillage enlève une partie du total des solides présents initialement dans les effluents chromés, cependant cette réduction n'est pas calculée dans cette partie du projet, et sera prise en compte lors du dégrillage présent avant traitement primaire. En cas de problème avec la filière de traitement du chrome, pour éviter tout débordement du bac de stockage, un système de renvoi direct vers la station de traitement commune sera prévu. Dans ce cas exceptionnellement, le chrome ne sera pas récupéré mais sera en grande partie éliminé lors des traitements primaire et secondaire.

 

  • Bac de stockage solution MgO S2

Il nous faut d'abord déterminer de quelle quantité de MgO nous avons besoin afin de précipiter le chrome de nos effluents. Pour cela, des tests en laboratoire sont nécessaires, et le contrôle et l'automatisation du système de dosage permettront par la suite d'ajouter la bonne quantité de solution alcaline pour atteindre le pH requis. Cependant, pour avoir une première idée des quantités, nous l'estimons à partir des proportions conseillées par le BREF, à savoir de 0,25 à 0,4 kilogrammes de MgO par kilogramme de chrome. Nous calculons alors le volume de solution de MgO minimal est nécessaire, d'abord  en utilisant une solution à 10% volumique comme les chercheurs iraniens auteurs de Chromium (III) Removal and recovery from Tannery Wastewater by Precipitation Process le font en laboratoire pour leur publication, puis à 20% volumique pour utiliser moins d'eau :

 $V_{sol/m^3_{effluent}}= \frac {0,25 \times [Cr]_{(kg/L)}} {\%vol_{MgO​} \times \rho_{MgO}}$

 Avec $\rho_{MgO}=2,36\ kg/L$

Nous avons aussi estimé les volumes nécessaires à ajouter pour traiter un batch entier, et déterminé quel volume il faudrait stocker pour approvisionner le procédé pendant une semaine, soit sept jours. Les résultats sont récapitulés dans le tableau 6 suivant :

 

Tableau 6 : Volume de solution de MgO 

 

Nous devrons donc certainement ajouter dans R1 à chaque batch, entre 332 et 531 L de solution à 20% volumique de MgO. Pour le dimensionnement de la cuve de stockage, nous prenons un volume pour une semaine de solution, soit 11 m3  pour S2. Si l'on choisit de stocker dans un réceptacle de un mètre de hauteur nous avons donc une occupation de 11 m2 au sol.

Si l'on se réfère à un prix de 1,07 $ le kilogramme de MgO (Source: J. Ludvik, Chrome management in the tanyard, 2000), nous obtenons l'estimation des prix présentée dans le tableau 7 suivant: 

Tableau 7: Estimation prix matière première MgO par jour

 

  • Réacteur R1

Le premier réacteur doit contenir le volume d'effluents à traiter plus le volume de solution de MgO  maximum à ajouter : 

 $V_{R1}=985+\frac{531}{1000}=986m^3$

Avec un réacteur de 4 mètres de hauteur, l'équipement occupe une surface de 246 m2.

En sortie du réacteur R1, nous considérerons les mêmes proportions de récupération en boue et en surnageant que l'usine de traitement indienne, puisque nous avons les même temps de décantation. Nous retrouverons donc en sortie épurée 90% du volume du batch, c'est à dire Vsurnageant = 887 m3 par batch, envoyé vers le reste de la station de traitement commune, et en sortie boue 10% du volume, soit Vboue = 98,6 m3  récupéré dans le bac de régénération R2. A propos de la récupération du chrome, le BREF précise une récupération d'au moins 95% massique. On gardera cette valeur comme première approximation pour estimer les rejets de chrome après précipitation.

$$[Cr_{g/L}]_{surnageant}=0,05 \times [Cr_{g/L}]_{initial} \times \frac{V_{effluent/batch}}{V_{surnageant}} = 0,035\ g/L$$

$$[Cr_{g/L}]_{boues}=0,95 \times [Cr_{g/L}]_{initial} \times \frac{V_{effluent/batch}}{V_{boues}} = 6,04\ g/L$$

Ici nous ferons l'hypothèse que seul le chrome précipite et ne calculerons pas la perte de matières en suspension, DBO et DCO. Afin de se placer dans le cas limitant nous considèrerons qu'il n'y a pas d'élimination de ces charges, qui devront être entièrement traitées lors du passage dans la station commune.

 

  • Bac de stockage solution H2SO4 S3

​​Comme l'on connaît les caractéristiques des boues sortant de R1, et en utilisant pour estimation les quantités de H2SO4 conseillées par le BREF, nous pouvons estimer comme pour MgO le volume de solution d'acide à ajouter dans R2 pour régénérer le chrome précipité. Sans information sur la concentration exacte utilisée dans l'entreprise indienne, nous nous sommes servis de la concentration d'acide sulfurique concentré commercial, à 98% volumique, sachant que la masse volumique de l'acide sulfurique dans une pareille solution est de 1830 g/L (source). 

Tableau 8: Volume de solution d'acide sulfurique

Comme nous pouvons le voir sur le tableau 8, si nous voulons avoir un stock d'une semaine de solution d'acide pour la régénération du chrome, S3 doit avoir un volume de 13 m3. Avec un équipement de 1,5 m de hauteur nous aurons une occupation au sol de 9 m2.

​​Concernant le coût, si l'on considère que l'on peut trouver de l'acide sulfurique à 98% au prix de 250\$ la tonne, nous avons donc par jour un investissement de $ \frac { 250 \times 630 \times 3 \times densité_{acide} } { 1000 } =  864 \$ / jour $ , avec $ 3 = \frac {24\ h}{8\ h}$ le nombre de batch (donc de cycle de traitement) par jour et la densité de l'acide sulfurique 1,830.

 

  • ​​Réacteur R2

​​Le réacteur R2 doit contenir les boues d'un batch de traitement plus le volume d'acide sulfurique nécéssaire à leur régénération :

 VR2 = $98,6 + \frac{630}{1000}$ = 99,1 m3

Un réacteur de 2 mètres de hauteur prendra donc une place de 50 m2. L'équipement devra être doté d'un système de ventilation pour prévenir des éventuelles formation de sulfure d'hydrogène H2S gazeux toxique.

 

  • Bac de stockage chrome régénéré S4

​La solution de chrome issue de l'acidification des boues sera disponible pour les tanneries participant au projet, qui pourront venir la chercher ou la pomper depuis le bac de stockage S4. Celui-ci est dimensionné afin de contenir la production en solution régénérée de deux batchs :

VS4 = 2 x VR2 = 198 m3

Avec une hauteur de 2 mètres nous aurons alors une surface de 99 m2 occupée par ce bac. 

 

4) Bilans

 

Tableau 9: Bilan des équipements pour l'élimination du chrome

 

Comme nous pouvons le voir dans le tableau 9 , la station de récupération du chrome représente après première approximation, un volume d'équipements de 3 277 m3 soit 908 m2. Si nous prévoyons une marge de génie civil pour la sécurité et la circulation autour des équipements de 200% (arbitrairement), nous atteignons une surface de 2 x 908 = 1 816 m2, soit $\frac {1\ 1816 } {22 000} x 100$ = 8,3 % du terrain réservé à la construction totale de la station de traitement.

Si nous effectuons un bilan complet sur les débits et les flux de chrome de la station d'élimination du chrome, nous obtenons les caractéristiques du tableau 10. Les débits de transfert ont été calculés sur la base d'un remplissage et d'une vidange des équipements d'une heure et demi. 

Cette station permettrait donc, avec nos hypothèses, de récupérer 1 784 kg de chrome par jour, sous un débit de production de 297 m3 par jour. Nous renvoyons vers la station commune un débit moyen de 2 661 md'effluents épurés, à une concentration de 0,04 kg/m3, soit 40 mg/L. Nous ne respectons pas encore la réglementation de rejet c'est pourquoi on envoie ce débit au traitement commun où une grande partie du chrome sera abattue. Il reste à ce stade un flux de rejets en chrome de 94 kg/j.

Au sujet des pompes, nous ne les avons pas dimensionnées dans ce pré-projet. Les résultats des calculs de débits montrent que la pompe P1 permettant d'amener l'effluent chromé vers le réacteur R1 doit être puissante (182 L/s), mais n'est utilisée que pendant 1h30 toutes les 8h, soit 4h30 dans la journée. Une gestion plus recherchée consisterait en la mise en place de plusieurs procédé batchs identiques en parallèle, d'une taille inférieure, pour pouvoir utiliser une pompe moins puissante (et donc moins onéreuse), utilisée à une fréquence plus élevée. Cela faciliterait aussi les opérations de maintenance puisque l'on pourrait faire des travaux sur les équipements d'un batch sans perturber le traitement. 

L'utilisation de plusieurs batchs en parallèle entraîne donc plus de sécurité et de flexibilité dans les opérations, cependant elle multiplie aussi le nombre d'équipements et de tuyaux, et la surface occupée par ceux-ci. Il faudrait donc développer une étude économique pour déterminer le nombre de batchs optimal pour allier efficacité, sécurité et coût. Comme nous ne savons pas quel est le budget consacré à cette étape du traitement total, nous n'avons pas mené d'étude plus poussée et avons conservé l'utilisation d'un seul batch dans l'absolu pour la suite du projet.

 

Tableau 10: Bilan des débits et des concentrations pour l'élimination du chrome

 

Traitement physico-chimique

 

 

Traitement primaire/physico-chimique

 

I. Traitement mécanique

 

Avant le traitement physico-chimique, un pré-traitement mécanique est nécessaire afin d'éliminer la majorité des déchets grossiers grâce à l'utilisation de dégrilleurs et de tamis. Nous n'avons pas dimensionné ces installations mais nous avons quand même essayé de trouver des rendements d'élimination de pollutions. Les particules qui peuvent se retrouver dans les effluents de tanneries rassemblent essentiellement des poils, des morceaux de peaux, des saletés. Suite à nos recherches bibliographiques, nous avons seulement trouvé des rendements d'élimination pour des effluents d'abattoirs. Nous avons alors fait l'hypothèse que ces rendements seraient identiques pour des effluents de tanneries. Le tableau ci-dessous rapporte les données relevées pour les rejets d'abattoirs (Source : Etude des pré-traitements compacts basés uniquement sur le tamisage fin, Ministère de l’Agriculture, de l’Alimentation, de la Pêche et des Affaires rurales, FNDAE n°28) .

 

Type d'effluent (tamis de maille 0,5 à 1mm) Rendement MES (%) Rendement DCO (%)
Abattoirs 50

25

Tableau 11 : Rendements du tamisage sur des effluents d'abattoirs

 

Suite à ce traitement mécanique, nous avons refait un bilan des différentes pollutions afin de nous rendre compte de ce qu'il restait à éliminer.

 

  Concentration initiale (g/L) % d'élimination Concentration après dégrillage (g/L)
DBO 5 jours à 20°C (total) (mg/L) 3,2   3,2
DCO (total) (mg/L) 8,5 25 6,4
Sulfures résiduels (mg/L) 0,013   0,013
Total des Solides (TS) (mg/L) 28,9   26,1
Total des Solides dissous (TSD) (mg/L) 23,3   23,3
Solides en suspension (SS) (mg/L) 5,6 50 2,8
Chlorures (Cl-) (mg/L) 11,3   11,3
Sulfates (SO42-) (mg/L) 3,5   3,5
Chrome total résiduel (Cr) (mg/L) 0,013   0,013

Tableau 12 : Composition des eaux usées après tamisage (en g/L)

 

II. Bassin d'égalisation

 

Après ce premier traitement mécanique, l'ensemble des effluents est mélangé dans un bassin d'égalisation, retenant la totalité des eaux usées qui s’écoulent en une journée, ce qui permet d’obtenir un effluent parfaitement homogénéisé, mais aussi de réguler le débit à une valeur constante et indépendante des écoulements des tanneries. Généralement, afin d'obtenir un mélange homogène et d'éviter les dépôts de matières décantables, il est nécessaire d'assurer un brassage vigoureux  de la masse liquide ainsi qu’une légère aération pour éviter la formation d’odeurs. Cependant, étant donné le débit élevé d'eaux usées que nous traitons, nous avons estimé que le simple écoulement des eaux permettrait un mélange suffisant des différents effluents.

Le débit à la sortie du bassin d'égalisation sera constant et sera fixé en fonction du débit journalier d'effluents de tanneries qui est de $\underline{Q=7140\ m^3/j}$ soit $\underline{Q=0,083\ m^3/s}$.

En ce qui concerne le volume de ce bassin, par sécurité, nous l'avons dimensionné pour qu'il puisse contenir 150% du volume total d'effluents par jour, ce qui donne un volume de $V=150\%\times 7140=\color{red}{10710\ m^3}$.

La forme du bassin d'égalisation a été choisie circulaire pour que le mélange soit le plus efficace possible. La hauteur (profondeur en réalité) a été fixée arbitrairement à 5 mètres, ce qui entraîne une surface de $S=\frac{V}{H}=\frac{10710}{5}=\underline{2142\ m^2}$ et donc un diamètre de $D=\sqrt{(\frac{{4}\times{S}}{\pi})}=\sqrt{(\frac{4\times2142}{\pi})}=\underline{52,2\ m}$.

Le temps de séjour dans le bassin d'égalisation est alors de $t=\frac {V}{Q}=\frac {10710}{\frac{7140}{24}}= \color{red}{36\ h}$.

En pratique, le bassin d'égalisation permet, en plus d'homogénéiser le mélange, de réguler son pH par ajout de chaux ou d'acide sulfurique selon le pH en entrée (mesures régulières sur place) et selon le pH optimal de l'étape suivante de coagulation/floculation. Dans notre travail, nous avons choisi de ne pas calculer le pH réel du mélange des effluents car il s'agirait d'un travail fastidieux et qui ne nous est pas d'un grand interêt pour notre étude. 

 

II. Traitement physico-chimique par coagulation-floculation

 

La coagulation/floculation est un procédé de traitement physico-chimique d’épuration de l’eau, utilisé pour le  traitement d'eaux usées.

Les particules colloïdales ayant un diamètre très faible (les fines) et étant chargées électronégativement (ce qui engendre une répulsion intercolloïdale) ont une vitesse de sédimentation extrêmement faible : c’est à dire que les polluants contenus dans l’eau se repoussent et ne décantent pas naturellement.

La coagulation/floculation permet donc de pallier à ce problème :

  1. l’adjonction de coagulant ainsi qu’une agitation rapide du volume à traiter, suppriment les répulsions intercolloïdales et permet aux colloïdes de se rencontrer. C’est la coagulation.
  2. l’adjonction de floculant ainsi qu’une agitation lente du volume à traiter, provoquent l’agglomération des colloïdes se transformant dès lors en une masse suffisante appelé “floc” permettant la sédimentation  nécessaire pour le traitement. C’est la floculation.

Le schéma global du traitement primaire qui met en jeu le procédé de coagulation/floculation et qui est suivi par une étape de décantation ou clarification est le suivant :

 

Figure 17 : Schéma représentatif du traitement primaire des eaux, composé des étapes de coagulation, floculation et de sédimentation (Source : Coagulation-floculation, http://www.drinking-water.org/html/fr/Treatment/Coagulation-Flocculation.html)

 

Plusieurs coagulants sont utilisables pour le traitement des effluents de tanneries. Parmi eux, nous pouvons citer certains coagulants inorganiques souvent utilisés dans le traitement des eaux :

  • le sulfate d'aluminium Al2(SO4)3, 14 H2O
  • le sulfate de fer FeSO4, 7H2O
  • le chlorure de fer FeCl3
  • la chaux ou hydroxyde de calcium Ca(OH)2

Sachant que les flocs sont des précipités d'hydroxydes de métaux, leur formation et leur stabilité dépendent donc du pH. Pour connaître le pH optimal pour un coagulant particulier, il est nécessaire de regarder le diagramme de solubilité des hydroxydes métalliques correpondant. Par exemple, pour le sulfate d'aluminium, il faut se réferrer au domaine d'existence de l'hydroxyde métallique Al(OH)3 en fonction du pH et de la concentration en aluminium.

Cliquer sur le diagramme pour l'afficher en taille réelle

Figure 18 : Diagramme de solubilité de l'hydroxyde d'aluminium (log C en fonction du pH)

(SourceSigg, L., Behra, Ph., Stumm, W., 2014. Chimie des milieux aquatiques. 5ème édition, Dunod, Paris, Figure 10.1, p. 331)

 

D'après le diagramme ci-dessus, on peut déduire que le pH optimal pour le sulfate d'aluminium est d'environ 6,5-7. En effet, pour la coagulation on doit se trouver dans le domaine d'existence en "V" de l'hydroxyde du métal pour que le phénomène soit optimisé.

Dans notre cas, nous avons choisi une association coagulant-floculant, avec comme coagulant le sulfate d'aluminium et comme floculant un polyélectrolyte organique anionique.

 

1) Dimensionnement du bassin de coagulation :

 

Rappelons que la coagulation représente l’ensemble des mécanismes de déstabilisation d’une dispersion colloïdale menant à l’agglomération de ces particules sous forme de micro-flocs et des mécanismes de précipitation des substances dissoutes.

 

  • Détermination de la quantité de coagulant à ajouter :

Dans la majorité des cas, la quantité de coagulant à ajouter dépend de la quantité de matières en suspension (MES) à l'entrée. Généralement, on estime un rapport de 1 à 10% entre le coagulant et la quantité de MES. Nous avons choisi de fixer arbitrairement un rapport de 10% , c'est-à-dire qu'il faut ajouter 0,1 mg d'alun/mg MES.

Remarque : En pratique, des essais en Jar-tests sont réalisés afin de simuler les processus de coagulation/floculation et de déterminer les conditions optimales en terme de pH et de dosage du coagulant et du floculant.

Le débit journalier de matières en suspension est :

$$Q_{MES}=[MES]_{après\ dégrillage} \times V_{effluents\ par\ jour}=2800 \times 7140000 \ 10^{-9} =19,9\ tonnes\ de\ MES/j$$

soit $$Q_{MES}=230\ g_{MES}/s$$.

Donc le débit d'ajout du coagulant est :

$$Q_{massique\ coag}=Q_{MES} \times 0,1=\color{red} {23,0\ g/s}$$.

Or le coagulant sera ajouté en solution. Nous avons choisi de préparer une solution mère de coagulant de concentration 50 g/L (solubilité de 114 g/L dans l'eau à 20°C). Le débit d'ajout de cette solution sera alors :

$$Q_{vol\ coag}=\frac {Q_{massique\ coag}}{C_{solution\ mère}}= \frac {23}{50}= \color{red}{0,46\ L/s}$$.

Pour la conservation et la préparation de la solution mère, nous avons choisi une conservation de 24h pour éviter d'avoir une cuve trop grande. Le volume journalier de solution à préparer est donc de $V_{solution\ coagulant}=Q_{vol\ coag}\times 10^{-3} \times 24 \times 3600= \color{red} {39,8\ m^3}$. Pour ce bassin, nous avons défini une hauteur arbitraire de 3 m, ce qui donne une surface de bassin de $\underline {S=13,3\ m^2}$ et un diamètre de $\underline {D=4,1\ m}$.

La masse de coagulant à diluer chaque jour dans le bassin de préparation est :

$$m_{coag\ à\ dissoudre}=C_{solution\ mère} \times V_{solution\ mère}=50 \times 39,8 \times 10^{-3} \approx \color{red} {2\ tonnes/j}$$.

Or, le prix d'une tonne de sulfate d'aluminium industriel est de 150 \$/tonne, donc la station de traitement dépensera par jour :

$$coût=prix\ à\ la\ tonne \times masse\ coagulant\ à\ utiliser\ par\ jour=2 \times 150 \approx \color{red} {200\ \$/j}$$

soit environ $\color{red} {14\ \$/j/tannerie}$.

 

  • Détermination  du volume de bassin de coagulation :

Pour le dimensionnement du bassin de coagulation, nous avons imposé un temps de séjour dans le bassin de 5 min, ce qui nous a ensuite permis de calculer le volume nécessaire pour ce bassin. Il en découle en effet :

$$V_{bassin\ coagulation}=Q_{entrée} \times temps\ de\ séjour=0,083 \times 5 \times 60 \approx \color{red} {25\ m^3}$$.

Nous avons choisi pour le traitement physico-chimique de placer les deux bassins de coagulation et de floculation en série, ce seront des bassins de forme rectangulaire, de profondeur 5 mètres. Généralement le ratio profondeur:largeur est 2:1, donc on peut estimer que le bassin de coagulation aura pour largeur 2,5 m, et étant donné que la surface est de 5 m2 ($\frac {25}{5}$), la longueur est de 2 m.

Le débit des eaux à la sortie du bassin de coagulation est :

$$Q_{sortie\ coagulation}=Q_{entrée\ eaux}+Q_{entrée\ coagulant}= 0,083 + 0,46.10^{-3} \approx \color{red} {0,083\ m^3/s}$$. 

La plupart du temps pendant cette opération, la masse liquide est maintenue en agitation par un agitateur vertical de vitesse variable entre 250 et 1.500 rpm à travers un contrôleur de fréquence installé dans le tableau électrique. Dans notre cas, nous avons préféré assuré le mélange à l'aide de chicanes pour créer des tourbillons et éviter une consommation énergétique supplémentaire. (cf. Schéma représentant la succession des unités de traitement des effluents)

 

2) Dimensionnement du bassin de floculation :

 

Comme expliqué plus tôt, la floculation représente l’ensemble des mécanismes de transport des particules déstabilisées menant à la collision et à l’agrégation de ces dernières.

 

  • Détermination de la quantité de floculant à ajouter :

D'après les résultats obtenus par Sajjad Haydar et Javed Anwar Aziz (Source : Coagulation–flocculation studies of tannery wastewater using combination of alum with cationic and anionic polymers, Journal of Hazardous Materials 168 (2009) 1035–1040), nous avons choisi d'utiliser comme floculant un polyélectrolyte1 organique anionique, et plus précisément un polyacrylamide2 linéaire avec un copolymère d'acrylate (cf. motif ci-dessous).

1 Un polyélectrolyte est un polymère ionique comportant un grand nombre de sites ioniques et ayant une continuité des régions d’interactions ioniques. Une fois dissous dans un solvant polaire comme l'eau, le polymère se dissocie, et apparaissent des charges sur son squelette et des contre-ions en solution. (Source : Wikipedia)

2 Le polyacrylamide est un polymère (-CH2-CH(-CONH2)-) formé à partir d'acrylamide. (Source : Wikipedia)

 

Figure 19 : Motif d'un copolymère linéaire acrylamide-acrylate (Source : Hubert Cabana, Chapitre 3 : La coagulation, la floculation et l'agitation, Conception : usine de traitement des eaux potables, 2011)

 

En ce qui concerne la dose de floculant, nous nous sommes basées sur la dose utilisée par Sajjad Haydar et Javed Anwar Aziz qui est de 5 mg de floculant pour 350 mg de matières en suspension en entrée, ce qui correspond à une dose de 0,0143 mg de polymère/mg de MES.

Sachant que le débit massique de matières en suspension est de 230 g/s, on peut calculer le débit massique d'ajout du polymère :

$$Q_{massique\ ajout\ polym}=Q_{massique\ MES} \times dose=230 \times 0,0143=\color{red} {3,3\ g/s}$$.

Comme pour le coagulant, nous ajoutons le polymère en solution. Cette solution mère sera également à 50 g/L. Donc le débit volumique d'ajout du floculant est :

$$Q_{vol\ ajout\ floculant}=\frac {Q_{massique\ ajout\ polym}}{C_{solution\ mère\ floculant}}= \frac {3,3}{50}= \color{red} {0,066\ L/s}$$.

Là encore, on choisit de préparer la solution de floculant pour une conservation de 24h. On peut ainsi calculer le volume de la cuve de préparation de cette solution :

$$V_{solution\ floculant}=Q_{vol\ ajout\ floculant} \times temps\ de\ séjour=0,066 \times 24 \times 3600 \times 10^{-3}=\color{red} {5,7\ m^3}$$.

On fixe pour cette cuve une hauteur de 3m, ce qui conduit à une surface de 1,9 m2 et un diamètre de bassin de 1,55m.

La masse de floculant à diluer chaque jour pour préparer la solution avant de l'ajouter en continu dans le bassin de floculation est donc de :

$$m_{polymère\ à\ dissoudre}=C_{solution\ mère\ floculant} \times V_{solution\ floculant}=50 \times 5,7 \times 10^{-3} \approx \color{red} {0,28\ tonnes/j}$$.

Or le prix d'une tonne de floculant est de 1300 \$/tonne, donc la station de traitement dépensera par jour :

$$coût=prix\ à\ la\ tonne \times masse\ polymère\ à\ utiliser\ par\ jour=0,28 \times 1300 \approx \color{red} {370\ \$/j}$$

soit environ $\color{red} {17\ \$/j/tannerie}$.

 

  • Détermination  du volume de bassin de floculation :

Pour le dimensionnement du bassin de floculation, nous avons imposé un temps de séjour dans le bassin de 20 min (Source : U.N.I.DO., Introduction to treatment of tannery effluents, Vienne, 2011), ce qui nous a ensuite permis de calculer le volume nécessaire pour ce bassin. Il en découle en effet :

$$V_{bassin\ floculation}=Q_{entrée} \times temps\ de\ séjour=0,083 \times 20 \times 60 \approx \color{red} {100\ m^3}$$.

Comme expliqué précédemment, le bassin de floculation est un bassin rectangulaire et sa profondeur a été fixé à 5 mètres. Généralement le ratio profondeur:largeur est 2:1, donc on peut estimer que le bassin de coagulation aura pour largeur 2,5 m, et la surface étant de 20 m2, la longueur sera de 8 m. En pratique, il y a souvent plusieurs bassins de floculation en série pour permettre aux flocs de s'agglomérer.

Le débit des eaux à la sortie du bassin de coagulation est :

$$Q_{sortie\ floculation}=Q_{entrée\ eaux}+Q_{entrée\ floculant}=0,83 + 0,066.10^{-3} \approx \color{red} {0,083\ m^3/s}$$.

La plupart du temps pendant cette opération, la masse liquide est maintenue en agitation par un agitateur vertical ou horizontal à travers un contrôleur de fréquence installé dans le tableau électrique ou par la mise en place de chicanes comme pour le bassin de coagulation. Dans notre cas, nous avons estimé que le débit du fluide entraînerait une agitation suffisante pour l'agglomération des flocs.

 

III. Décantation primaire

 

Grâce à l'ajout de {coagulant+floculant}, les matières en suspension ont pu s'agglomérer pour former des flocs plus denses qui décanteront donc plus rapidement. Ainsi, l'étape suivante repose sur le principe de décantation et permet une séparation des matières solides sous l'effet de la pesanteur. Le but d'un décanteur est donc de permettre aux flocs de sédimenter au fond d'un bassin pour les éliminer des eaux. On récupère alors au fond des boues primaires qui seront traitées par la suite.

Pour cette étape, nous avons choisi d'utiliser un décanteur circulaire. Un décanteur conique aurait été plus efficace mais dans un but de simplification, nous avons ici dimensionner un décanteur circulaire.

 

  • Dimensionnement du bassin de décantation :

Pour déterminer la surface nécessaire du décanteur, nous avons besoin de deux données : le débit en entrée du décanteur ainsi que la charge hydraulique superficielle limite exprimée en m3/m2.j.  Dans notre cas, nous avons un débit QE=0,083 m3/s et dans la littérature, nous avons pu trouver une valeur de charge hydraulique que nous allons fixer à 30 m3/m2.j (Sources : Metcalf & Eddy, , Wastewater Engineering, Treatment and Reuse, Fourth Edn, McGraw Hill Education, 2003 et Performance Evaluation of Common Effluent Treatment Plant for Tanneries at Pallavaram CETP, 2006).

Ainsi, la surface requise pour la décantation se calcule à partir de la relation suivante :

$$S_{bassin\ décantation}= \frac {Q_E}{OR}= \frac {3600 \times 24 \times 0,083}{30} \approx \color{red} {240\ m^2}$$

avec OR : Overflow Rate (= Charge hydraulique) en m3/m2.j et QE : débit d'effluents à l'entrée en m3/j

A partir de cette surface requise, nous avons pu calculer le diamètre du bassin de décantation :

$$D=\sqrt{(\frac{{4}\times{S_{bassin\ décantation}}}{\pi})}=\sqrt{(\frac{4\times 240}{\pi})}=\color{red}{17,5\ m}$$

Pour calculer le volume du décanteur, nous fixons une hauteur de décanteur de 4 mètres. D'où : $$V_{décanteur}=S_{bassin\ décantation}\times hauteur\ bassin\ décantation= 240\times 4 \approx \color{red} {960\ m^3}$$

Le temps de séjour des eaux dans le décanteur est donc :

$$temps\ de\ séjour_{décantation}=\frac {V_{décanteur}}{Q_E}=\frac {960}{0,083 \times 60 } \approx \color{red} {3,2\ h} $$

Il est également possible de déterminer le débit de débordement (WLR : Weir Loading Rate en anglais) à partir de la longueur de déversoir. On estime que le débordement de l'eau clarifiée se fera sur la circonférence du décanteur (l'eau à l'entrée arrivera par le centre du décanteur), la longueur de déversoir correspond donc au périmètre du bassin soit :

$$Weir\ Length = \pi \times D_{décanteur}= \pi \times 17,5 \approx 55\ m$$

Le débit de débordement se calcule donc à partir de ce périmètre et du débit d'entrée d'eaux usées selon la relation suivante :

$$WLR= \frac {Q_E}{Weir\ Length}= \frac {0,083 \times 3600 \times 24}{55}= \color{red} {131\ m^3/m.j}$$

Nous avons alors contrôlé cette valeur avec la gamme indiquée dans l'ouvrage Wastewater Engineering, Treatment and Reuse de Metcalf & Eddy (p.398). La gamme  autorisée étant de 125-500 m3/m.j, le débit de débordement que l'on obtiendrait avec un décanteur ainsi dimensionné est donc correct.

 

Une fois le décanteur dimensionné, il est nécessaire de calculer la production de boues qui découle de cette décantation primaire, pour connaître le débit de la phase liquide à la sortie ainsi que les concentrations en polluants dans les deux phases.

 

  • Détermination de la production de boues primaires :

Pour calculer le débit de boues primaires, nous allons faire un bilan massique sur le décanteur d'après le schéma suivant :

 

Cliquer sur le schéma pour l'afficher en taille réelle

Figure 20 : Bilan sur le décanteur primaire (Schéma réalisé avec LucidChart)

 

Donc on peut écrire :

$$Q_E \times [MES]_E=Q_B \times [MES]_B + Q_S \times [MES]_S$$

On connaît : $$Q_E \times [MES]_E = 0,083.10^{3} \times 2786.10^{-3}=232\ g/s$$

On sait d'après les données trouvées dans la littérature (Source : U.N.I.D.O., Introduction to treatment of tannery effluents, Vienne, 2011) que le traitement physico-chimique par coagulation-floculation permet d'éliminer 90% des matières en suspension.

On peut donc calculer : $$Q_B \times [MES]_B=0,9 \times Q_E \times [MES]_E = 0,9 \times 232 = 209\ g/s$$

Or, le pourcentage de matières sèches contenu dans les boues est de 5% (Sources : U.N.I.D.O., Introduction to treatment of tannery effluents, Vienne, 2011 et Metcalf & Eddy, , Wastewater Engineering, Treatment and Reuse, Fourth Edn, McGraw Hill Education, 2003), donc on peut en déduire que $[MES]_B \approx 50\ g/L$.

Ainsi $$Q_B= \frac {209}{50} = 4,17\ L/s$$ soit $$Q_B \approx \color{red} {360\ m3/j}$$

Or $Q_E=Q_B+Q_S$ donc on peut calculer $Q_S$ :

$$Q_S=Q_E-Q_B=7185-360=6825\ m^3/j$$ soit $$Q_S= \color{red} {79\ L/s}$$

A partir de là, on peut calculer la concentration en matières en suspension dans le surnageant qui est de :

$$[MES]_S=\frac {0,1 \times Q_E \times [MES]_E}{Q_S} \approx 293\ mg/L$$

 

Nous pouvons ensuite faire le bilan des caractéristiques des boues et du surnageant en terme de concentrations en polluants, afin de connaître les quantités de pollutions qu'il reste à traiter.

 

Cliquer sur le tableau pour l'afficher en taille réelle

Tableau 13 : Bilan des caractéristiques des boues primaires et des effluents à la sortie du décanteur primaire

 

Remarque : Les pourcentages d'élimination des différents polluants ont été relevés dans différentes publications (Sources : U.N.I.D.O., Introduction to treatment of tannery effluents, Vienne, 2011. et  Z. Song, C.J. Williams, R.G.J. Edyvean, Treatment of tannery wastewater by chemical coagulation), en pratique il serait bien évidemment nécessaire d'analyser les rendements réels des polluants en fonction du dosage du coagulant et du floculant et du pH du mélange.

 

Traitement biologique secondaire

 

Traitement secondaire/biologique

 

Après les traitements primaires des effluents de tanneries, il est nécessaire de mettre en place des traitements secondaires biologiques qui permettent d'abattre spécifiquement la DBO et la DCO.  De manière générale, ces traitements permettent une élimination de 70 à 90 % de la DBO et de plus de 75 % de la DCO (Source : cours de Nicolas Bernet Supagro)​.

Des bactéries ingèrent alors les matières organiques des effluents et les oxydent par respiration en milieu aérobie. Outre ces matières organiques, les composés azotés peuvent aussi être éliminés par nitrification si l'on travaille en conditions anoxiques. Cependant, nos effluents ne contiennent pas de quantités importantes de composés azotés et aucune norme en sortie de station n'est exigée pour ces composés. Nous nous limiterons donc à l'élimination de la DBO et de la DCO en milieu aérobie.

Le traitement secondaire biologique est une méthode bien connue et donc usuelle à mettre en oeuvre, ce qui est idéal pour notre station de traitement. Les zones humides n'étant pas adaptées à notre surface limitée, il faut alors se tourner vers des procédés à lits bactériens, qui sont des cultures fixes, ou à boues activées (cultures libres). Ces dernières permettent de traiter des effluents à forte charge, sont moins dépendantes de la température et plus efficaces que les lits bactériens.  Nous choisissons un traitement secondaire biologique basée sur les boues activées pour notre station de traitement.

Ce procédé se compose d'un bassin d'aération où se développent librement des bactéries se nourrissant de matières organiques contenues dans les effluents. Ce bassin est aéré pour permettre la respiration des souches, nécessaire à la dégradation aérobie de la pollution organique. Les bactéries sont donc en contact permanent avec le dioxygène de l'air injecté et avec les effluents. A la suite de ce bassin, est placé un clarificateur qui permet la décantation des boues générées. Une grande partie de ces boues est recyclée dans le premier bassin pour maintenir une concentration constante en bactéries et une autre partie est extraite pour éviter une concentration trop importante de boues dans le bassin d'aération. Les boues purgées peuvent être valorisées ultérieurement (cf Traitement des boues).

 

          

Figure 21 : Procédé de traitement biologique secondaire (Source: réalisation personnelle à l'aide du logiciel  en ligne Lucidchart)

 

La norme de rejet à respecter dans le cas de la restauration du Riachuelo est de 250 mg/L de DBO et de 500 mg/L de DCO. Ainsi, nous devons dimensionner le bassin d'aération et le décanteur en fonction de cet objectif à atteindre. Dans un premier temps, nous allons rassembler les données utiles puis nous dimensionnerons ces éléments.

 

I. Caractéristiques des effluents à traiter et premières données

 

La DBO et la DCO étant reliées, nous avons choisi de travailler avec la DCO pour nos calculs de dimensionnement. Sont présentées ci-dessous les notations utilisées dans la figure 21 et que nous allons conserver dans la suite du chapitre.

Q, Qs, Qr, Qp : respectivement les débits d'entrée, de sortie, de recyclage et de purge des boues 

Se, S : respectivement la DCO entrante et la DCO en sortie de traitement

X, Xp, Xs : respectivement les concentrations en biomasse dans le bassin d'aération, dans les boues générées et dans l'eau épurée

On considère que l'eau épurée ne contient aucune biomasse donc $ Xs=0 $.

Le volume maximum d'effluents à traiter par jour est de 6825 m3. Cela correspond donc à un débit d'entrée Q=285 m3/h.

D'après les caractéristiques de nos effluents, nous avons Se= 3330 mg/L. Nous voulons aboutir à une DCO finale de 500 mg/L, ce qui correspond à un rendement de traitement de 87 %. Ce chiffre est donc tout à fait atteignable par le procédé de boues activées, comme nous l'avons vu précédemment. Nous allons donc considérer $ S=500 mg/L$. A noter que nous avons dans nos effluents des matières en suspension à teneur de 293 mg/L.

Les bactéries utilisées pour l'oxydation ont pour formule moyenne $ C_5H_7 NO_2 $Elles vont oxyder la matière organique de formule générale $ C_6H_{14}O_2N $. 

Plusieurs réactions ont lieu dans notre bassin : l'oxydation de la matière organique, la croissance des bactéries et leur respiration. Nous avons donc la somme de réactions suivantes qui se produit : 

$$ 2 C_6H_{14}O_2N + 15,5 O_2 \rightarrow 11 H_2O + 12 CO_2 + 2 NH_3 $$

$$ C_6H_{14}O_2N + 0,2 NH_3 + 1,75 O_2 \rightarrow 1,2 C_5H_7NO_2 +3,1 H_2O $$

$$ C_5H_7NO_2 + 5 O_2 \rightarrow 5 CO_2 + 2 H_2O + NH_3 $$

 

Nous avons choisi de fixer différents paramètres pour le dimensionnement du bassin :

  • L'âge des boues $\theta$ est fixé à 3 jours car nous sommes dans le cas d'un effluent à forte charge ayant une DBO de 1,7 kgDBO/L (l'âge des boues ne doit alors pas dépasser 4 jours pour éviter une anoxie du milieu). (Source : Cours de Nicolas Bernet,INRA Montpellier "Traitement biologique des eaux usées, 1.Traitement du carbone)
  • Le taux de décès des micro-organismes est fixé à $Kd=0,06j^{-1} $ (Source : Yolaine Bessière, Traitement des eaux, 2013)
  • Le rendement de conversion est estimé à $ Yh=0,45 gMVS/gDCO $ (Source : Idem)
  • Nous avons choisi de fixer la biomasse du réacteur à $ X=3500 mgMVS/L $ 
  • Nous estimons le rapport $\frac{DCO}{MVS}=1,42 $ (Source : Metcalf & Eddy Wastewater engineering Treatment and Reuse,  International Edition, 2004)

 

II. Calcul du volume du bassin d'aération

 

Pour un bon fonctionnement du traitement biologique, il faut que la concentration en biomasse X reste constante. Il faut donc déterminer un temps de séjour hydraulique, noté $ t_h $, fonction des concentrations en polluants, de l'âge des boues et du taux de décès. Ce taux correspond à la durée nécessaire de contact entre la biomasse et les effluents pour une bonne élimination de la matière organique. Il est défini par $t_h=\frac{V}{Q} $. Or, nous savons qu'il est possible d'écrire : 

$$ \frac{1}{\theta}=\frac{(Yh \times Q \times (Se-S))}{(V \times X)} - Kd $$

Ainsi, en remplaçant V par $ t_h \times Q $ dans cette formule, et après simplification de Q, nous obtenons : 

$$ X=\frac {Yh\times(Se-S)}{(\frac{1}{\theta}+Kd)\times t_h} $$

On peut alors isoler $\theta $ en fonction des autres paramètres connus et calculer le temps de séjour hydraulique. Après calculs, nous obtenons alors : $t_h=0,93 j$. Ce temps de séjour nous permet d'accéder au volume du bassin nécessaire à la dégradation de la DCO puisque $ t_h=\frac{V}{Q} $. On obtient donc V= 6347 m3

Nous choisissons encore une fois un bassin circulaire pour favoriser un bon mélange des bactéries et une bonne aération. La hauteur du bassin est fixée à 4 m. Cela nous conduit donc à une surface de bassin de $\frac{V}{4}=1587 m^2 $. Nous pouvons alors en déduire le diamètre par la formule : $D=\sqrt{(\frac{{4}\times{1587}}{\pi})}=45 m $

 

III. Calcul de la production journalière de biomasse

 

La biomasse placée dans le bassin d'aération croît de façon quotidienne. Il faut donc estimer quelle est la production journalière en biomasse pour estimer le débit de purge nécessaire au bon fonctionnement du traitement secondaire.

On note :

-$Y_{obs}$ : rendement de production de biomasse dans un procédé soit le rapport de la quantité de boue purgée sur la quantité de pollution éliminée. 

Nous avons donc : $ Y_{obs} = \frac{Qp \times Xp}{Q \times (Se-S)} $. Nous pouvons également écrire $Y_{obs}=\frac{Yh}{1+ \theta \times Kd} $. A l'aide de cette dernière formule, nous pouvons donc en déduire que $ Y_{obs}=0,38 gMVS/gDCO $.

Nous savons que la production de boue quotidienne $P_x$ peut s'écrire $P_x=Qp \times Xp $ d'ou $P_x=Y_{obs} \times (Q \times (Se-S)) $. Nous obtenons alors Px= 7410 kg/j. 

A noter que l'on peut faire varier la quantité de biomasse X introduite dans le bassin pour diminuer la taille du réacteur. Cependant, il peut alors y avoir des fuites de matières en suspension en sortie du décanteur ce qui nous empêcherait de répondre à la norme demandée. 

 

IV. Calcul de la concentration de boues extraites 

 

Nous pouvons écrire un bilan massique sur notre traitement secondaire: 

$$ (Q+Qr) \times X = (Qr \times Xp) + (Qp \times Xp) + (Qs \times Xs)$$ 

Or, dans l'eau épurée nous pouvons considérer qu'il n'y a pas de biomasse, donc $Xs=0$. L'équation précédente donne donc :

$$ (Q + Qr) \times X = (Qr+Qp) \times Xp $$

On considère généralement que Qp est négligeable (Source : Metcalf & Eddy, Wastewater Engineering, Treatment and Reuse, Fourth Edn, McGraw Hill Education, 2003). On obtient alors comme équation :

$$ (Q+Qr) \times X = Qr \times Xp $$

Nous cherchons à calculer Xp. Nous choisissons d'appliquer un ratio de recyclage des boues de 90 %. Ce ratio vaut $R=\frac{Qr}{Q}=\frac{X}{(Xp-X)}=0,9 $. En développant cette formule, nous obtenons alors $Xp=2,1 \times X=7350 mg/L $.

Nous avons donc : 

$$ Q \times X = Qr \times (Xp-X) $$

D'où :

$$ Qr=\frac{ (Q \times X)}{(Xp-X)}= 6205 m^3/j $$

Par ailleurs, nous savons que $Qp=\frac{Px}{Xp} $. Nous pouvons alors en déduire que $Qp=1008 m^3/j$.

Nous purgeons donc 42 m3 de boues par heure, boues qui pourront être valorisées ultérieurement. Ainsi, nous obtenons un débit de sortie d'eau épurée de $Qs=Q-Qp=6825-1007,6=5817 m^3/j$, ce qui correspond au ratio de recyclage des boues de 90 %. 

 

V. Calcul du volume de dioxygène nécessaire à l'oxydation

 

Pour que l'oxydation se déroule correctement, il faut apporter suffisamment de dioxygène via des insufflateurs d'air.

Nous devons apporter une quantité de dioxygène de : $ D_{O_2}= Q \times (Se-S) - Px $. Nous devons multiplier Px par le facteur 1,42 établi dans les données. On obtient donc $ D_{O_2}= 8903 kg/j $.  Cela représente donc un besoin horaire de 371 kg. Cependant, pour réaliser des économies, on insuffle de l'air et non directement du dioxygène. Il y a 21% de dioxygène dans l'air, et nous savons que $V_m$=22,4 L/mol et M=32 g/mol. 1 m3 d'air apporte  donc $ \frac {1000}{22,4} \times 32 \times 0,21=286 g_{O_2}/m^3 $. Il nous faut donc apporter un volume d'air $ V=\frac{371 \times 1000}{286}=1299 m^3/h $.

 

VI. Dimensionnement du décanteur

 

Nous choisissons un clarificateur de type circulaire. L'eau épurée est donc évacuée par surverse et les boues sont récupérées par un racleur qui les dirige vers le puits d'évacuation. 

Il s'agit donc de déterminer la surface de ce décanteur. Celle-ci est fonction de la vitesse ascensionnelle de l'eau épurée et du débit d'eau entrant. Le débit entrant correspond au débit cité précédemment de 285 m3/h. La vitesse ascensionnelle doit être comprise entre 24 et 32 m/j (Source : Metcalf & Eddy, G. Tchobanoglous, F. L. Burton and H. D. Stensel, Wastewater Engineering, Treatment and Reuse, Fourth Edn, McGraw Hill Education, 2003) . Nous choisissons donc $v_a= \frac{28}{24}= 1,2 m/h $ Nous obtenons alors une surface $S= \frac{Q}{V}={285}{1,2}= 238 m^2 $. Ceci correspond donc à un diamètre $ D=\sqrt {(\frac{{4}\times{238}}{\pi})}=17 m $

Suite au dimensionnement de l'unité de traitement secondaire, nous pouvons produire le tableau suivant, présentant les concentrations en g/L des polluants dans l'eau épurée, avant traitement tertiaire. Nous constatons que notre objectif d'élimination des sulfures et du chrome est atteint car nous avons des concentrations nulles en sortie de traitement secondaire. 

 

Concentration initiale (mg/L)

Débit massique (g/j) Elimination (%) Débit massique eau épurée (g/j)

Concentration eau épurée (g/L)

DBO

1673 11,4.106 95 5,7.105 0,1
DCO 3347 22,8.106 85 3,4.106 0,47
Sulfures 14,3 9,8.104 99 976 0,0002
Total des solides (TS) 15000 10,2.107 50 10,2.107 17,3
Total des solides dissous (TSD) 14700 10,1.107 nulle 10,1.107 17,2
Matières en suspension 293 2.106 95 9,9.104

0,02

Chlorures 11900 81,2.106 nulle 81,2.106 14
Sulfates 3700 25,2.106 nulle 25,2.106 4,4
Chrome 8,2 5,6.104 99,5 280 0,0002

Tableau 14 : Bilan des caractéristiques des effluents en sortie de traitement secondaire

 

Traitement tertiaire (facultatif)

 

Traitement tertiaire

 

Au vu des résultats théoriques obtenus à la sortie du bassin aérobie, il semblerait qu'il ne soit pas nécessaire d'envoyer les eaux usées dans des bassins de traitement tertaire (ozonation, charbon actif, oxydation chimique...). Néanmoins nous avions envisagé au départ un traitement tertiaire par lagunage comme solution supplémentaire et qui pourrait servir de sécurité si jamais les étapes précédentes n'ont pas permis d'atteindre les normes de rejets imposées en Argentine. 

De plus, notre station de traitement se trouve dans un pays en développement où habituellement, la maintenance des machines et des équipements est rare, ce qui entraîne des pannes fréquentes. Ainsi l'application de systèmes de traitement naturels spécifiques aux effluents de tanneries, notamment le lagunage grâce à des roselières,  semble être une solution particulièrement intéressante pour ces pays. Il a été également montré dans des études que ce traitement présenterait des rendements supérieurs aux techniques usuelles de traitement tertiaire (ozonation par exemple).

Remarque : Nous avons lu dans la littérature que le lagunage pourrait également remplacer le traitement secondaire. Dans ce cas là, il serait intéressant de dimensionner la superficie nécessaire pour cette technique et son intérêt évident par rapport à un traitement biologique usuel (coût, efficacité, possibilité d'élimination des sulfures et du chrome résiduels...).

 

 

I. Description du traitement par lagunage

 

Le traitement par lagunage est constitué d'une série de bassins artificiels, ou étangs, dans lesquels les eaux sont déversées, et passent successivement et naturellement d'un bassin à l'autre par gravitation, pendant un long temps de séjour. Différents assemblages de ces bassins sont possibles en fonction de divers paramètres, tels que les conditions locales, les exigences sur la qualité de l'effluent final et le débit à traiter. Ces bassins fonctionnent comme des écosystèmes avec des relations de symbiose entre les différentes populations composés de bactéries, de champignons, de protozoaires, de métazoaires, d'algues, de poissons, de plantes etc. Ces différents organismes interviennent pour éliminer la charge polluante contenue dans l'eau usée.

De façon générale, le mécanisme sur lequel repose le lagunage est la photosynthèse. La tranche d'eau supérieure des bassins est exposée à la lumière. Ceci permet l'existence d'algues qui produisent l'oxygène nécessaire au développement et au maintien des bactéries aérobies. Ces bactéries sont responsables de la dégradation de la matière organique. Le gaz carbonique formé par les bactéries, ainsi que les sels minéraux contenus dans les eaux usées, permettent aux algues de se multiplier. Il y a ainsi prolifération de deux populations interdépendantes : les bactéries et les algues planctoniques, également dénommées "plantes microphytes". Ce cycle s'auto-entretient tant que le système reçoit de l'énergie solaire et de la matière organique. Au fond du bassin, où la lumière ne pénètre pas,  ce sont des bactéries anaérobies qui dégradent les sédiments issus de la décantation de la matière organique. Un dégagement de gaz carbonique et de méthane se produit à ce niveau. L'épuration des eaux dans un système de lagunage résulte donc d'une combinaison complexe de processus physico-chimiques et biologiques, qui sont influencés par les conditions météorologiques, le type et la configuration des bassins, et la conception du système.

(Source : Fiche technique : Traitement des eaux usées par lagunage, Bureau de l'UNESCO à Rabat)

 

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Figure 22 : Schéma du système de lagunage par écoulement horizontal (section)

 

 II. Choix de la plante et dimensionnement des bassins de lagunage

 

D'après les études que l'O.N.U.DI a mené (Reed beds for the treatment of tannery effluent, 2001), après avoir testé différentes espèces de plantes et en observant divers paramètres tels que le taux de décès, leur croissance et leur propagation, ils ont pu sélectionner une espèce de plante résistante aux effluents de tanneries et qui permette d'éliminer les pollutions résiduelles comme la DCO et la DBO par exemple. Il s'agit de l'espèce Typha angustifolia.

 

Figure 23 : Typha Angustifolia

 

Les bassins de lagunage auront pour but de traiter en continu les effluents de tanneries avant leur rejet final dans la rivière Riachuelo. 

 

  • Dimensionnement des bassins

 

  • Calcul de la surface des lagunes :

Pour dimensionner les lagunes, nous utilisons la formule de Kickuth :

 

$$\color{red} {S_{\ Lagunes}=\frac {Q_E \times ({ln\ c_e\ -\ ln\ c_s})}{K_{BOD}}}$$

 

avec S : superficie du lit de lagunage (m2), Q : débit entrant (m3/j), ce : concentration en DBO à l'entrée, cs : concentration en DBO à la sortie, KBOD : constante de vitesse (m/j)

On connait la concentration en DBO à l'entrée : $c_e=98\ mg/L$, le débit qui entre dans les lagunes : $Q_e=5817\ m^3/j$.

D'après les travaux de l'O.N.U.D.I, nous avons une idée de l'efficacité du lagunage en termes de rendement d'élimination des pollutions pour un temps de séjour de 3 jours : ce traitement permettrait d'éliminer environ 50 % de la DBO et 40% de la DCO.

Pour des concentrations initiales en DBO et DCO de 98 et 585 mg/L respectivement, à la sortie le lagunage, ces concentrations seraient alors de 49 et 351 mg/L. Donc on connaît $c_s=49\ mg/L$.

La constante de vitesse KBOD (m/j) se calcule à partir de la relation : $K_{BOD}=K_T.d.n$ avec $K_T=K_{20}.(1,06)^{(T-20)}$ (K20 étant la constante de vitesse à 20 °C exprimée en j-1 et T la température du système (exprimée en °C), d est la hauteur d'eau dans les lagunes (exprimée en m) et n est la porosité du substrat (%). Dans l'ouvrage de l'U.N.I.D.O., nous avons accès à la valeur de K20 qui est de 1,35. Nous faisons l'hypothèse que la température moyenne à Buenos Aires est de 20°C, donc nous pouvons calculer KBOD directement à partir de K20. En ce qui concerne la porosité du substrat, celle-ci est estimée à 0,40. La hauteur d'eau dans les lagunes a été fixée au départ à 0,50 m (Source : United Nations Human Settlements Programme, Constructed Wetlands Manual, UN-HABITAT Water for Asian Cities Programme Nepal, Kathmandu, 2008.)

Donc $$K_{BOD}= 1,35 \times 0,5 \times 0,4= 0,27\ m/j$$

 

On peut à présent calculer la surface de lagunes nécessaire au traitement des effluents pour permettre une élimination supplémentaire de la DBO et DCO si elle est nécessaire :

 

$$S_{\ Lagunes}=\frac {Q_E \times ({ln\ c_e\ -\ ln\ c_s})}{K_{BOD}}= \frac {5854 \times ({ln\ 98\ -\ln\ 49})}{0,27} \approx \color{red} {15000\ m^2} $$

 

Or, le volume de la lagune est de : $V\ _{lagunes}=Q_E \times temps\ de\ séjour$ avec un temps de séjour fixé à 3 jours (toujours d'après les expériences menées par l'O.N.U.D.I.), soit $V\ _{lagunes}= 5854 \times 3 \approx \color{red} {17560\ m^3}$. Donc, si on fixe une surface de lagunes de 15 000 m2, cela entraînerait une hauteur d'eau dans les roselières de $h_{eau}=\frac {V\ _{lagunes}}{S_{\ Lagunes}}=\frac {17560}{15000} \approx 1,17\ m$, ce qui est trop élevé.

On décide donc de surestimer la surface de lagunage nécessaire à 30 000 m2. Cette superficie permettrait de conserver une hauteur d'eau de $h_{eau}=\frac {17560}{30000} \approx \color{red} {60\ cm}$.

 

Remarque : Cette surface est très importante, et étant donné que ce traitement n'est pas nécessaire en théorie (normes de rejet atteintes après le traitement secondaire), il conviendrait d'étudier en pratique son réel apport par rapport à son coût, c'est-à-dire l'efficacité et l'espace que les lagunes occupent. De plus, il serait intéressant d'étudier la combinaison du traitement aérobie par boues activées et d'un lagunage comme traitement secondaire ou même peut-être le remplacement total du traitement biologique par du lagunage. Cela permettrait de réduire les dimensions des installations destinées au traitement biologique ou bien les supprimer complètement si le lagunage est optimisé (du point de vue surface occupée, temps de séjour, élimination des pollutions etc...).

 

  • Localisation de la zone de lagunage

Etant donnée la surface de lagunes nécessaires, nous avons choisi de les implanter sur une zone différente de celle prévue pour la station commune de traitement des effluents. Après avoir observé les alentours de la station avec Google Earth, nous avons trouvé un espace sur la carte, qui semble être inutilisé ou en friche et qui est accolé à la rivière. Il s'agit donc à la fois d'un espace proche de la station (important pour le transfert des effluents de la station vers les lagunes) et proche du Riachuelo (nécessaire pour leur rejet dans la rivière). La figure ci-dessous permet de se rendre compte de la localisation de la zone de lagunage que l'on a imaginée. Bien entendu, il faudrait tout d'abord effectuer sur la zone des analyses afin de vérifier que la pollution de la zone n'empêche pas les mécanismes du lagunage.

 

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Figure 24 : Localisation de la zone de lagunage par rapport à la Station Commune de Traitement des Effluents de Tanneries

 

  • Rendement de ce traitement tertiaire

Comme expliqué précédemment, les études réalisées par l'ONUDI ont permis de calculer des rendements d'élimination des pollutions après traitement des effluents de tanneries par lagunage dans des bassins plantés avec les roseaux Typha Angustifolia. Ainsi ces massettes ont permis d'éliminer environ 50% de la DBO et environ 40% de la DCO pour un temps de séjour de 3 jours. Ce traitement tertiaire que l'on ajoute au traitement commun permet donc en cas de surcharge organique des eaux à la sortie du traitement biologique, d'apporter un traitement supplémentaire pour atteindre les normes de rejets et éviter une pollution du Riachuelo.

 

  • Bilan des caractéristiques des eaux lors de leur rejet dans la rivière

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Tableau 15 : Bilan des caractéristiques des eaux à la sortie des lagunes avant leur rejet dans le Riachuelo

 

Traitement des boues

 

Traitement des boues

 

I. Production de boues : quantité et qualité

 

Il y a dans notre station de traitement des effluents de tanneries deux étapes produisant des boues : il s'agit de la décantation primaire du traitement physico-chimique et de la décantation secondaire du traitement biologique. Les caractéristiques de ces deux productions sont récapitulées dans le tableau 16 .

 

Tableau 16 : Caractéristiques de la production de boues

 

La concentration totale en solides ne peut pas être évaluée car on ne connaît pas le pourcentage d'élimination des étapes de traitement. Nous considèrons que les traitements n'ont pas permis d'abattre les sulfates et les chlorures, d'où une présence non prise en compte dans les caractéristiques des boues.

Pour le chrome, bien qu'une étape préliminaire ait abattu une partie de l'élément métallique, l'élimination du chrome résiduel dans les procédés de traitement a donné lieu à un transfert du chrome dans les boues, où l'on en retrouve une concentration de 68 mg/L.

Le traitement physico-chimique produit un débit de 360 m3/j, à une concentration de 50 g/L, soit 5% solide, tandis que le traitement biologique produit 1008 m3/j, à 0,74 % solide.

Remarque : Le pourcentage de matière sèche des boues biologiques (boues activées) a été approximé à l'aide de la concentration de la purge en biomasse, soit Xp=3500 mg/L (cf traitement biologique )

 

II. Devenir des boues

 

Plusieurs choix s'offrent à nous quant au devenir des boues produites. Les particularités des boues de tanneries sont leurs teneurs en matière inorganique, métaux lourds et composés soufrés, plus importantes que celles des boues de stations d'épuration d'eaux usées. 

Des solutions pour leur utilisation existent : mise en décharge, épandage, compostage, digestion anaérobie, traitement thermique, vitrification, pyrolyse, etc. (Introduction to treatment of tannery effluents, U.N.I.D.O.). Le procédé global de traitement des boues est constitué de plusieurs étapes de prétraitement qui peuvent être l'épaississement, le conditionnement chimique, la déshydrataion, etc. Le choix et l'organisation de ces étapes doivent être déterminés par une étude approfondie des compositions des boues et des possibilités de revalorisation sur ou hors site. 

Dans tous les cas, pour disposer des boues, il est nécessaire de réduire leur volume : en effet le coût du transport et du stockage s'en retrouvera amoindri.

La solution que nous aimerions mettre en place est un procédé de méthanisation qui permettrait une revalorisation multiple des boues. En utilisant le pouvoir fermentescible des boues, la méthanisation, par digestion anaérobie, permet de diminuer leur quantité tout en créant du biogaz, revalorisable ensuite énergiquement. Le digestat obtenu en sortie de méthaniseur peut aussi être valorisé via un épandage agricole (si les normes le permettent) ou comme combustible, après séchage. Dans notre cas, la concentration en chrome total dans notre mélange de boue ne permettra pas l'épandage. En effet, la norme française tolère jusqu'à 1 000 mg de chrome par kilogramme de matière sèche, or nous avons 

$$ \frac { [Cr]_{mg/L} } { [matière\ sèche]_{kg/L }} = \frac {68\ 000}{19} = 3\ 600\ mgCr/kgMS $$, soit presque 4 fois la norme. Même si la norme argentine permet un épandage moins restreint, il n'est pas environnementalement recommandé d'utiliser des boues chargées en chrome pour l'agriculture, aussi on préfèrera le stockage ou l'incinération du digestat selon les besoins et possibilités de l'agglomération de Buenos Aires.

La méthode de méthanisation est applicable pour un mélange de boues issues du traitement primaire et secondaire puisqu'on aura dans ces boues de la matière organique ainsi que de la biomasse. Cependant, les boues envoyées en méthanisation devant avoir un pourcentage de matière sèche d'au moins 5% (R. MOLETTA, La méthanisation, chapître 9), on procèdera d'abord à leur épaississement

En sortie de méthaniseur, nous choisissons de mettre en place une déshydratation pour pouvoir déplacer ou stocker les boues d'un moindre volume.

 

III. Dimensionnement du procédé choisi

 

Un schéma illustrant le procédé précédemment déterminé est présenté ci-dessous : 

 

Figure 25 : Schéma du traitement des boues envisagé (réalisation avec logiciel Lucidchart)

 

1) Epaississeur

 

Pour pénétrer le méthaniseur, les boues doivent atteindre une valeur de 5% solide. D'après le tableau 14-18 de l'ouvrage Wastewater Engineering treatment and reuse de METCALF & EDDY, 4ème édition, la méthode d'épaississement la plus utilisée pour traiter le mélange de boues issues d'un traitement primaire et d'un traitement biologique secondaire est la décantation. Bien qu'il soit précisé que le rendement d'une telle opération sur de larges installations n'a pas été déterminé, nous utiliserons le chiffre de 4 à 6% estimé pour de petites installations. Nous considérerons que le mélange de boues ainsi épaissies est prêt pour la méthanisation, et considérerons la valeur de 6% pour la suite des calculs.

L'épaississement par gravité se déroule dans un décanteur dont le design est assez proche d'un bassin de sédimentation conventionnel : un bassin circulaire où la boue va sédimenter et se compacter. Les boues épaissies sont récupérées par le fond conique, tandis que le surnageant est envoyé selon la solution choisie vers le bassin de sédimentation primaire, le début du procédé de traitement total des effluents, ou vers une autre utilisation. Dans notre projet, nous n'avons pas pris en compte le recyclage des eaux ainsi récupérées.

Pour le dimensionnement de notre épaississeur, nous nous sommes servis de la méthode illustrée dans l'exemple 14-4 du même livre de dimensionnement de METCALF & EDDY.

Considérant les mêmes valeurs de densité de boues primaires (1,03) et secondaires (1,005) , nous estimons dans un premier temps le flux de matière sèche (MS) puis le débit du mélange de boues par les calculs suivants : 

$$F_{MS,boues\ primaires}  = Q_{boues\ primaires} \times 1,03  \times \%\ solide \times 1000 = 18\ 555\ kg/j$$

$$F_{MS,boues\ secondaires} = Q_{boues\ secondaires} \times 1,005  \times \%\ solide \times 1000 = 7\ 446\ kg/j$$

$$F_{MS,mélange}=F_{MS, boues\ primaires} + F_{MS, boues\ secondaires}=26\ 000\ kg/j$$

$$Q_{mélange}=Q_{boues\ primaires}+Q_{boues\ secondaires}=1\ 368\ m^3/j$$

Afin de calculer la surface du décanteur nécessaire nous utilisons le taux de charge solide, dont la valeur est estimée dans le tableau 14-19 du même chapitre résumé dans le tableau 17 suivant, et dépend du pourcentage solide des boues ainsi combinées. 

 

Tableau 17: concentration solide typique et taux de charge solide pour un épaississeur par gravité (adapté du tableau 14-19 de METCALF & EDDY)

En prenant comme densité du mélange la moyenne des densités des boues séparées, on calcule le pourcentage solide de ce mélange:

$$\%\ solide_{mélange}= \frac {F_{MS, mélange}}{Q_{mélange} \times 1,02 \times 1000} \times 100 \%  =1,87\ \% $$

Nous sommes en dehors de l'échelle de pourcentage des données, mais faute de mieux nous utiliserons la valeur maximale de la charge solide proposée, à savoir $70\ kg/m^2.j$.

Nous pouvons alors estimer l'aire nécessaire pour la décantation : 

$$S_{décanteur}= \frac {F_{MS, mélange}}{70}=371\ m^2$$

Nous en déduisons ensuite le diamètre d'un épaississeur :

$$D_{décanteur}= \sqrt {\frac {4 \times S_{décanteur}}{\pi }}= 21,7\ m$$

Il est conseillé de respecter une valeur maximale de 20 m de diamètre, aussi on peut considérer deux épaississeurs, dans ce cas on aura deux équipements d'un diamètre de :

$$D_{décanteur}= \sqrt {\frac {4 \times S_{décanteur}}{2 \times \pi }}= 15,4\ m$$

Nous calculons alors la charge hydraulique du système pour voir si nous sommes dans les ordres de grandeurs recommandés pour éviter les odeurs : 

$$ \frac {Q_{mélange}}{S_{décanteur}}=3,7\ m^3/m^2.j$$

Cette grandeur est supposée comprise entre 6 et 12 m3/m2.j pour un mélange de boues primaires et secondaires de station d'épuration des eaux usées. Nous sommes en dessous de cette marge mais comme il s'agit ici du traitement de boues de tanneries, nous considérerons que cette valeur est acceptable, ou à vérifier avec des données plus spécifiques.

Pour estimer le débit d'eau en surnageant du décanteur, nous faisons l'hypothèse pour le calcul qu'il ne contient pas de solides. Avec un pourcentage solide de 6% pour les boues épaissies, donc une concentration en matière sèche de 60 g/L, nous pouvons estimer :

$$Q_{boues\ épaissies}= \frac {Q_{mélange} \times \%\ solide_{mélange} \times 1000}{6 \% \times 1\ 000}= 426\ m^3/j$$

$$Q_{surnageant}= Q_{mélange} - Q_{boues\ épaissies} = 942\ m^3/j$$

 

2) Méthaniseur

 

Sur la base des recommandations de l'ouvrage La Méthanisation, chapître 9, pour la méthanisation de ce type de boues, afin d'assurer une homogénéité de l'humidité, il vaut mieux utiliser un réacteur unique, infiniment mélangé, dans lequel s'effectuent simultanément toutes les étapes de méthanisation (hydrolyse, acidogénèse, acétogénèse, méthanogénèse). La méthode de brassage peut se faire par recirculation du biogaz créé. D'après les choix de types d'équipements présentés dans le même livre, une digestion mésophile, soit à 40°C, est à favoriser dans notre cas. En effet, ce procédé n'aura pas d'impacts sur la déshydratation suivante, la consommation en énergie est réduite par rapport aux autres températures, et même si le procédé est non hygiénisant, les boues de tanneries ne présentent à priori pas de risque pathogène.

Comme nous ne pouvons pas estimer les caractéristiques  de nos boues, en particulier la  concentration en matières volatiles, il est difficile d'estimer la charge organique de nos boues, et donc d'estimer un volume de réacteur nécessaire. Cependant, nous estimons le temps de séjour des boues à environ 20 jours en voie humide, cas où l'on est placé en sortie d'épaississeur puisque la siccité de nos boues épaissies est de 6% < 10% (cf. cours Revalorisation 2013-2014 de Madame BARRET, chapître Méthanisation).

Nous pouvons alors estimer très approximativement un volume de réacteur :

$$V_{méthaniseur}= Q_{boues\ épaissies} \times 20 = 8\ 518\ m^3$$

Si le méthaniseur mesure 4 m de hauteur, on aura une surface au sol de 2 130 m2. Il faudra ensuite tenir compte de la production de biogaz et du volume nécessaire à sa recirculation dans le mélange d'une part, et des équipements nécessaires à son épuration d'autre part. En effet, le biogaz ainsi créé n'est pas du méthane pur mais va contenir un certain nombre d'impuretés à éliminer s'il est destiné à la production d'électricité. On devra notamment traiter le dioxyde de carbone, les composés organiques volatiles, et surtout l'hydrogène sulfuré qui représente un danger pour la population. Un des procédés qui peut être utilisé pour l'épuration est l'adsorption sur zéolithes ou charbon actif.

 

3) Déshydratation

 

En sortie de méthaniseur, le digestat récupéré n'a pas la même composition que les boues épaissies puisqu'une partie de la phase organique aura été transformée par la digestion anaérobie. A ce stade du projet nous n'avons pas pu estimer le volume de matière sortant du méthaniseur, nous avons alors dimensionné un filtre à bande pour le mélange de boues épaissies, effectuant ainsi un sur-dimensionnement qui serait à recalculer en fonction de la réalisation ou non de l'étape de méthanisation et de son rendement.

La déshydratation des boues préalablement épaissies peut se faire par force centrifuge, filtre à bande, filtre à presse, lit de séchage ou même lagunage. Nous choisissons une méthode de déshydratation mécanique par filtration, à l'aide d'un filtre à bande puisqu'il permet une utilisation à faible énergie, investissement et coût d'opération, avec une mécanique moins complexe et plus facile à manier que les autres méthodes (selon METCALF & EDDY,  chapître 14). Ce moyen de déshydratation sous pression progressive permet un essorage en trois temps (égouttage, pressage, cisaillement de la masse). Il doit être précédé d'une étape de floculation pour favoriser l'égouttage. 

 

Figure 26 : Schéma de fonctionnement d'un filtre à bande (source: Traitements et destinations finales des boues résiduaires, RefJ3944, 10 sept. 2000, J.-C. BOEGLIN,  Techniques de l'ingénieur, )

 

Nous effectuons un dimensionnement du filtre basé sur la méthode de l'exemple 14-9 du chapitre 14 du même livre de dimensionnement de METCALF & EDDY​. Les caractéristiques de l'alimentation sont les mêmes qu'en sortie de l'épaississeur, à savoir Qboues épaissies = 426 m3/j de boues à 6% solide, soit environ Alim = 26 000 kg/j, et donc $$  \frac{26\ 000} {24} = 1080 kg/h $$

Les quantités de polyélectrolytes (floculant) à ajouter pour atteindre 25% de siccité, varient entre 3 et 8 g par kg de matière sèche. Nous avons donc entre $$ 3 \times 26 = 78\ kg  $$ et $$ 8 \times 26  = 208\ kg $$ à ajouter par jour aux boues.

Nous considérons les données suivantes :

- Concentration solide totale atteinte dans les boues déshydratées : 25%

- Concentration solide dans le filtrat : 0,09%

- Charge du filtre : 275 kg/m.h (en concordance avec la gamme de valeurs pour des boues primaires et activées anaérobiquement digérées)

- Densité de l'alimentation, du gâteau déshydraté, et du filtrat respectivement 1,02 , 1,07 et 1,01.

 

Nous estimons alors une largeur de filtre : \frac {1\ 080} { 275 } = 3,9 m. Nous sommes un peu au dessus des valeurs recommandées (de 0,5 à 3,5 m). Pour être dans la gamme de largeur, il faudrait une charge du filtre de 310 kg/m.h : on a alors une largeur de 3,5 m.

En considérant une permétitivité de 1,2 m3/h.m2, on en déduit la surface du filtre à bande :

$$S= \frac {Q_{boues\ épaissies} }{1,2} = \frac {426}{1,2\times 24} = 15\ m^2 $$

Avec la largeur on calcule la longueur : $ \frac {15}{3,5} = 4\ m $

Pour déterminer les débits de filtrat F et de sortie de boues déshydratées S, nous effectuons des bilans sur la fraction solide d'une part et sur les débits d'autre part :

$$ Alim_{kg/j} = S \times 1,07 \times 25\% \times 1000  + F\times 1,01\times 9\% \times 1000 $$

$$ Q_{boues\ épaissies} = F + S $$

En résolvant ces équations, nous obtenons:

$$ S = 96\ m^3/j $$

$$ F = 330\ m^3/j $$

Nous avons donc, après traitement des boues, l'obtention d'un mélange épaissi et déshydraté, représentant une production de 96 m3/j, soit un débit massique de 25 700 kg/j de boues.

En filtrat on obtient 330 m3/j d'eau chargé à 0,09% de solide, soit un débit massique de 300 kg/j. Pour la gestion de cette eau, il faudrait prendre en compte ce débit dans un recyclage vers une des étapes de traitement. Nous n'avons cependant pas eu le temps de prendre cela en compte dans notre projet.

Les principaux désavantages de cette technique sont les demandes en eaux de nettoyage : en effet il faut des débits de 90 L/min par mètre de largeur de filtre en moyenne, ce qui représente un débit non négligeable.

 

IV. Conclusion

 

Comme nous ne pouvons pas faire d'analyses de productions de boues du traitement de nos effluents, et que nos estimations sont basées sur de nombreuses hypothèses qui se cumulent d'étapes en étapes, cette partie du projet se contente de proposer un procédé de traitement envisageable avec une pré-estimation des équipements choisis pour le traitement des boues.

Un procédé de méthanisation demande une maîtrise du procédé afin d'optimiser la digestion anaérobique et de gérer la production de biogaz en toute sécurité, des compétences précises sont donc nécessaires et pas forcément disponibles ou prévues pour le projet à Buenos Aires. 

Si l'application d'un tel procédé n'est pas réalisable, les étapes d'épaississement et de déshydratation sont néanmoins nécessaires pour la gestion des boues, et à optimiser en fonction des caractéristiques (siccité, toxicité) à atteindre pour une future valorisation ou stockage.

 

Conclusion de l'axe 1

 

Conclusion

 

En conclusion de cette partie concernant la limitation de la pollution par le contrôle des effluents de tanneries, nous pouvons tout d'abord faire un point sur les résultats obtenus concernant les différents rejets, en nous appuyant sur le tableau 14  de la partie Traitement secondaire :

 

  • Nous aboutissons, comme souhaité, à des concentrations en sulfures et chrome qui respectent les normes de rejets dans les eaux douces en Argentine. Cependant, il faut noter que nos unités de traitement ne nous permettent pas d'aboutir à une marge de sécurité importante concernant le chrome. En effet, notre concentration est tout juste inférieure à la norme souhaitée et nous n'avons pas pris en compte le recyclage des eaux issues du traitement des boues, elles aussi chargées en chrome,  et qui pourraient donc augmenter la concentration dans nos effluents. Concernant les sulfures, la marge de sécurité est plus importante.  

  • Nous aboutissons à une diminution de la DBO et de la DCO conforme à la norme argentine en vigueur (500 mg/l de DCO notamment)

  • Nous obtenons une diminution des solides dissous, sans pour autant répondre aux normes en vigueur. Cependant, ce n'était pas l'objectif premier de la station de traitement commune des effluents, donc nous acceptons ce résultat. Concernant les matières en suspension, la norme est respectée.

  • De même, nous avons des concentrations importantes en sulfates, mais comme il n'y a pas de normes en vigueur, nous avons décidé de ne pas dimensionner un traitement d'abattement de ceux-ci, bien qu'il soit envisageable par les industriels dans un tel cas.​ De la même manière, nous avons en sortie de traitement des eaux chargées en chlorures, ce qui est logique puisque nous n'avons pas dimensionné d'unités de traitement, faute de normes en vigueur. 

Nous avons également calculé les superficies de nos différentes unités de traitement, afin de voir si l'ensemble est bien inférieur aux 22 000 m2 dédiés au parc industriel. Il faut cependant noter que nous avons dimensionné un processus de lagunage que nous n'installerons pas sur le site (cf Lagunage). Ainsi, la surface lagunaire n'est pas prise en compte dans le calcul de la superficie totale de nos unités. Nous avons alors pu créer un tableau récapitulatif de ces différentes superficies : 

 

      

Tableau 18 : Bilan des superficies des unités de traitement de la station

 

Ainsi, nous constatons que l'ensemble de nos unités de traitement occupe une surface de 13 380 m2, ce qui est bien inférieur à 22 000 m2. Le projet est donc réalisable avec nos méthodes de traitement. De plus, nous avons déjà prévu dans ce calcul de superficie une marge de sécurité (si pic d'effluents, nettoyage des unités ou maintenance), en doublant certains bassins. Cela laisse donc 8 620 m2 libres pour l'installation de bureaux, la circulation d'engins, de piétons sur le site ou autre. 

Dans notre étude nous ne nous sommes occupés que du problème des effluents liquides des tanneries, sans prendre en compte les rejets solides (issus du rognage des peaux dans le procédé de tannerie par exemple, ou les déchets solides des dégrillages du traitement des rejets), ni la gestion des rejets gazeux (odeurs, composés organiques volatils rejetés dans l'atmosphère). Il serait judicieux d'instaurer un système de management environnemental lors du regroupement des tanneries, et de mettre en place dès que possible des technologies propres permettant de réduire à la source les rejets en optimisant les procédés de fabrication. Le regroupement de 22 tanneries entraîne aussi nécessairement une bonne organisation ne serait-ce que pour le monitoring des rejets. En effet, la station ne peut fonctionner que si l'on contrôle régulièrement les caractéristiques des rejets que l'on traite.

A propos des résultats obtenus dans le cadre de notre axe, il faut noter que nos calculs sont basés sur de nombreuses hypothèses. En particulier les concentrations et les débits des effluents de chaque étapes de tannage sont issus de moyennes internationales observées sur les tanneries en général. Une véritable étude demanderait des analyses exactes pour avoir les données correspondant au cas des tanneries de Buenos Aires. Il en va de même pour les rendements de nos traitements, tous basés sur des valeurs théoriques typiques ou sur des résultats expérimentaux effectués sur des effluents similaires.

La limitation de la pollution liée au rejet des tanneries est tout de même bien réelle grâce à de telles unités de traitement, et nous pouvons répondre aux normes argentines préconisées par l'ACUMAR dans le plan de réhabilitation du Riachuelo. En supposant que de telles mesures soient appliquées à tous les types d'industries polluant actuellement la rivière, le deuxième axe peut se placer dans l'hypothèse que la mise en place de stations de traitement des effluents industriels entraînera une eau "propre". 

Il faut alors effectuer un travail de dépollution des sédiments et des sols afin d'éviter la recontamination des eaux. Cette étude est ainsi développée dans la partie suivante.

 

Trinôme 2 : Phytoremédiation et traitement des sédiments

 

Phytoremédiation et traitement des sédiments

 

Comme nous avons pu le constater dans cette première partie, les effluents des tanneries sont extrêmement contaminés et les éléments traces métalliques, entre autres, ne finissent pas tous à la mer. Les berges et les sédiments en aval des tanneries vont se retrouver pollués.

Nous nous plaçons dans le cadre de ce projet en 2016, c'est-à-dire après que le regroupement des tanneries ait été effectué et le traitement des effluents rendu optimal. Nous prendrons donc en compte tout le travail effectué par le trinôme 1.

Nous souhaitons empêcher ici une recontamination de la rivière par les éléments pollués se trouvant dans les berges et les sédiments. Le problème est multiple et complexe ; le ramassage des déchets et le tout-à-l'égoût seraient par exemple deux autres grands axes à absolument développer pour pouvoir espérer "récupérer" cette rivière un jour.

D'après la figure 1 présentée dans la partie "historique" du trinôme 1, nous allons donc concentrer nos efforts autour d'une zone d'étude bien particulière : la rivière, ses sédiments et ses berges, après les tanneries.

 

Figure 1 : Etendue de l'étude de recontamination du Riachuelo menée par le trinôme 2

 

Etude des berges

 

Etude des berges

 

Les fleuves et rivières sont des milieux complexes avec des interactions physico-chimiques de toutes sortes. Au cours de ces deux derniers siècles, l'impact sur les berges du Riachuelo a été immense : canalisation ainsi que la modification des berges en bétonnant et en construisant des bâtiments au plus près de l'eau. En conséquence de l'intense activité des tanneries de Buenos Aires, les berges du Riachuelo, tout comme les sédiments, sont lourdement contaminés par plusieurs polluants : déchets grossiers, effluents, plomb, chrome, HAP, etc. La présente étude se concentrera sur la dépollution du chrome des berges de cette rivière, tout en les revégétalisant afin de créer une barrière physique contre l'érosion et la montée des eaux en cas de crues.

 

Illustation de la pollution du cours d'eau - Source : revista mundo avellaneda

 1. Plan de l'étude et objectifs​​

Plusieurs objectifs sont reliés à l'étude, répondant aux utilisations d'un cours d'eau : dépollution des berges, rétention des crues pour protéger les habitations environnantes, et restauration de la qualité paysagère de la rivière.

L'étude se divise en trois parties :

  • La première étape est un état des lieux de la pollution des berges du Riachuelo, conjointement avec un inventaire de la flore locale restante.
  • La seconde sera d'étudier les solutions de mise en place de la phytoremédiation du chrome par des espèces adaptées au climat et à cette technique de dépollution.
  • Enfin, nous proposerons des aménagements garantissant la stabilité, la biodiversité et la valorisation paysagère des berges du Riachuelo.

Un devis des travaux sera réalisé sur l'ensemble de la dépollution, conjointement avec l'étude des sédiments.

 

2. Limites de l'étude

L'étude se focalisera sur un seul polluant : le chrome, qui est le plus abondant dans les berges. ​​La qualité de l'eau ne sera pas abordée dans cette étude : bien que le Riachuelo soit le troisième cours d'eau le plus pollué au monde, nous sommes partis de l'hypothèse "zéro rejets" à l'horizon 2016. Le projet n'ayant évidemment pas vocation à être réalisé, nous ne prendrons pas en compte les contraintes financières allant de pair avec la réalisation d'une telle étude.

 

 

Etat des lieux

 

Etat des lieux

 

Tout d'abord, il convient de développer la situation actuelle des berges du Riachuelo et de la zone d'étude.

 

1. La contamination des berges en ETM

 

Les principaux contaminants métalliques des berges sont le plomb, le chrome, le cadmium et le mercure. Cependant, comme le montre le tableau ci dessous, la concentration du chrome dépasse de loin celles des autres polluants. L'étude se concentrera donc sur ce polluant particulier. Les valeurs des normes sont les valeurs argentines, sur lesquelles nous nous sommes basés pour cette étude. 

 

 

Elements Concentrations Normes domestiques Normes industrielles
  mg/kg mg/kg mg/kg
Cd 0.2 0.005 0.02
Hg 0.42 0.002 0.04
Pb 8.58 0.5 1
Cr 21000 0.250 0.8

Analyse des berges du Riachuelo - Source : étude "cueros toxicos" Greenpeace, 2013

 

Il existe plusieurs possibilités d'évolution pour un métal lorsqu'il se retrouve dans le sol : il peut précipiter, s'adsorber, être lié aux oxydes du sol ou à la matière organique... La forme majoritaire du chrome trouvée dans les analyses des sols des berges est la forme Cr(III). Ce chrome est d'une part peu soluble, et d'autre part fortement lié aux solides du sol, et n'est par conséquent que peu mobile, avec une tendance rester dans les horizons superficiels. Dans le cas des berges du Riachuelo, ce chrome est présent essentiellement sous forme liée aux oxydes présents dans les sols.

 

Devenir des métaux dans les sols - Source : Cours de Camille Dumat, enseignant chercheur ENSAT

 

2. Espèces de flore présentes dans le Riachuelo

​​

Le Riachuelo est une rivière extrêmement polluée, ce qui a eu pour conséquence une réduction de la biodiversité drastique depuis l'implantation de l'homme. Aujourd'hui on dénombre trois groupements végétaux majoritaires, indigènes ou implantés par l'homme :

  • zone de forêts : bois tendre, bois dur, saule (Salix humboldtiana, Salix Babylonica), peuplier.
  • zone d'hélophytes : sagittaire (Saggittaria Montevidensis), roseaux, joncs. 
  • zone d'hydrophytes : Jacinthe d'eau  (Eichornia Crassipes), herbe à côte (Panicum Elephantipes).

                                                                                            

 

 

 

 

 

 

     

           

                              Jacinthe d'eau                                                                                                     Sagittaire                                                               

Les conditions du milieu ont fait que trois espèces de plantes dominent le milieu aquatique et les berges : la jacinthe d'eau, l'herbe à côte et le sagittaire. Ces trois plantes sont des espèces dites hyperaccumulatrices, c'est à dire qu'elles possèdent une grande tolérance aux métaux présents dans le milieu, ce qui a permis la colonisation de ce cours d'eau par ces trois espèces.

 

3. Utilisation actuelle des berges

 

Aujourd'hui, plus de 4 millions de personnes vivent sur les berges du Riachuelo. La rivière sert à la fois de source d'irrigation pour les potagers domestiques des alentours et de receveur des effluents et déchets ménagers et industriels. Les berges servent, de même, de terrain de jeux pour les enfants, parfois même dans des zones boueuses et inondées. Il convient donc de prendre des mesures à la fois de dépollution et à la fois de génie végétal afin de rendre ces berges praticables et esthétiques pour protéger les populations.

Phytoremédiation

 

La Phytoremédiation

 

La phytoremédiation, du grec "phyto" (végétal) et du latin "remedium" (rétablissement de l'équilibre), est une science faisant appel au potentiel d'épuration et de détoxification des plantes afin de dépolluer l'air, l'eau ou les sols. Ce type de technologie a pour but d'immobiliser, fixer, extraire ou détruire les polluants organiques ou inorganiques présents dans le milieu. Il existe plusieurs techniques de phytoremédiation, à savoir la phytoextraction, la phytodégradation, la phytovolatilisation, la phytostabilisation et la phytostimulation.

 

Les berges du Riachuelo étudiées sont en pente forte et lourdement anthropisées. Le déplacement du sol pour procéder à un traitement "ex-situ" est par conséquent peu réaliste. De même, le déplacement des polluants dans la biomasse aérienne (phytoextraction) ou la volatilisation (phytovolatilisation) semblent incompatibles avec le profil des berges obtenu. Dans la suite nous considèrerons donc comme technique de phytoremédiation uniquement la phytostabilisation du chrome, en la combinant à un aménagement des berges afin de prévenir la réintroduction du chrome dans la rivière.

                                                 

 Différents procédés de phytoremédiation - Source : aquaportail

La phytostabilisation a des avantages certains par rapport à d'autres techniques, dans le sens ou celle-ci est facile à mettre en place "in situ", est efficace pour des cas de pollution combinée (ETM, polluants organiques), requiert moins d'entretien, permet une bonne valorisation de la biomasse créée, et présente des résultats prometteurs pour les éléments fixés dans les couches supérieurs du sol, notamment le chrome. De plus, la couverture végétale abondante permet d'enrichir le sol en éléments nutritifs et de favoriser l'activité biologique du sol, tout en réduisant les risques pour l'homme.

                                                                       Source : ADEME

Cependant, la phytostabilisation fait face à certaines limites inhérentes à sa nature : en premier lieu elle ne permet pas d'éliminer les ETM présents dans les sols, seulement de les fixer et de réduire la fraction disponible ; la profondeur de fixation des métaux dépend de même de la profondeur du système racinaire des espèces utilisées. De plus, les paramètres physico chimiques du sol peuvent être affectés et modifiés la disponibilité des ETM par apport de matière organique,variation du pH, etc. Un suivi sur le long terme est donc nécessaire sur les surfaces concernées.

Cette méthode consiste donc en une technique permettant un inertage certain de la pollution dans les sols, en améliorant les propriétés de ceux-ci et en réduisant les risques environnementaux liés à la présence de ces ETM.

 

 

 

Choix des espèces végétales

 

Espèces végétales phytostabilisantes

 

Le choix des espèces à utiliser pour fixer le chrome présent dans les sols dépend de plusieurs paramètres :

  • Les caractéristiques physico-chimiques du sol,
  • La forme des polluants dans les sols,
  • Le degré de tolérance des végétaux choisis,
  • La production de biomasse,
  • Les mécanismes d'absorbtion de la plante
  • Et le transport vers les parties aériennes de la plante.

Une plante utilisée pour la phytostabilisation aura pour but de fixer le chrome en empêchant celui-ci de s'accumuler dans les cellules de la plante ou de migrer vers les parties aériennes, en les concentrant dans la rhizosphère à l'aide d'exsudats, en accumulant les métaux dans les parties racinaires (majoritairement les vacuoles et l'apoplasme).

Une plante utilisée pour la phytostabilisation doit avoir plusieurs caractéristiques :

- Être adaptée aux conditions climatiques et de cultures du site choisi

- Accumuler des métaux dans les parties racinaires et/ou la rhizosphère

- Avoir une bonne production de biomasse afin d'avoir un bon couvert végétal et une valorisation possible.

- Être tolérante aux formes de pollution à traiter

Dans notre cas d'étude, les plantes choisies devront de plus s'inscrire dans la logique paysagère de la ripisylve que nous comptons mettre en place. En considérant tous ces paramètres, le choix s'est porté sur le saule, pour son potentiel de stabilisation des polluants et des berges, ainsi que pour sa grande biodiversité.

En effet le saule est un genre regroupant plus de 300 espèces, présentes sur tous les continents sauf l'Antarctique, et présentant des facultés d'adaptation à tous les climats.

 

                                                   

   Exemple d'espèces utilisées en génie végétal - Source : Lachat B;

La profondeur du système racinaire du saule est en général égale à son altitude, allant donc de 3 mètres de profondeur pour S. Aurita à 30 mètres pour S. Alba. Les racines de saule sont pivotantes et traçantes, c'est à dire qu''il existe une racine principale (le pivot),et un développement de racines secondaires à l'horizontale (traçantes), qui ont les mêmes caractéristiques que la racine principale (force, taille...) de ce système assure une bonne assise au saule, ainsi que le développement d'une rhizosphère étendue. Le saule ayant besoin de lumière et d'eau pour son développement, d'un sol frais et léger, les bords de cours d'eau consistent un très bon espace pour son implantation.

Le faible transfert d'ETM dans les parties aériennes (tiges, feuilles) en fait un bon candidat pour la phytostabilisation. La biodiversité importante des saules est primordiale dans le projet. En effet ceux-ci pourront être utilisés à plusieurs endroits de la succession végétale de la ripisylve, en particulier les milieux forestier et herbacés, en choisissant différentes espèces pour une meilleure biodiversité et une efficience accrue du couvert végétal.

 

Ripisylve et aménagement des berges

 

La ripisylve

 

La ripisylve, du latin "ripa" (rive) et "sylva" (forêt), est une formation végétale, naturelle ou non, bordant les cours d'eau et ayant plusieurs rôles. Dans le cas d'une implantation artificielle, on parle de génie biologique, visant à restaurer une dynamique écologique et à stabiliser les berges à la fois contre l'érosion et contre les dégâts provoqués par les crues successives. Ce type d'ingénierie s'est développé à partir des années 90, et utilise principalement le mode d'enracinement et de croissance des végétaux pour à la fois fixer le sol et créer une barrière physique. Le choix des espèces végétales et la disposition de ces dernières sera donc le paramètre majeur à considérer pour ce type de projet. 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Ripisylve du parc national des CévennesSource : parc national des Cévennes

 

Les rôles de la ripisylve

 

- Lutte contre l'érosion et les crues

Une des principales caractéristiques de la ripisylve est qu'elle participe efficacement contre l'érosion des berges. C'est l'enracinement des différentes formations végétales et leur complémentarité qui va permettre de prévenir cette érosion : une formation avec uniquement des arbres espacés va entraîner un déracinement successif de ces derniers, tandis qu'une bordure de cours d'eau avec uniquement des herbacées va provoquer une érosion sous jacente et l'écroulement de la berge par pans. La stabilisation du sol passe donc par la diversité des formations végétales et la fixation à plusieurs échelles : au niveau des mottes pour les herbacées, au niveau des premiers horizons pour les plantes arbustives et les sections de berges par la présence d'arbres. La présence de ces systèmes racinaires stabilise donc le sol et réduit la force du courant aux abords du cours d'eau, réduisant l'érosion.

 

 

    Berge à herbacées érodée par paliers -  Source : musée canadien de la nature

Cette formation a aussi un but de barrière physique contre les ondes de crues, tout en ayant un rôle de rétention des sédiments, des alluvions et des débris ligneux grossiers (DLG). 

 

- Rôle écologique

 

La ripisylve est habitat pour de nombreuses espèces : poissons, crustacés, insectes, amphibiens, oiseaux, mammifères... La présence d'une ripisylve permet un espace ombragé (régulation de la température) et en eaux calmes, le courant étant moins fort. Les racines permettent de même un type d'habitat plus varié, du fait de la présence de racines entremêlées, favorisant des caches, terriers, etc. Le charriage de matières organique (bois, humus) sert aussi de nourriture et d'habitat à de nombreuses espèces. Le second rôle écologique est celui de corridor : la faune peut circuler dans les deux sens, des berges vers le fleuve ou inversement. De plus, l'enracinement des espèces végétales aquatiques sur les berges est favorisé, du fait de la présence d'un couvert végétal déjà existant.

 

- Epuration

L'épuration du milieu par les ripisylves consiste principalement en une dénitrification des sols et des cours d'eau, en période de hautes eaux par dénitrification bactérienne anaérobie (a) ou par absorbtion racinaire de l'azote en période de basses eaux (b).

 

 

Epuration des sols par la ripisylve - Source : cours S. Jean

Une autre facette du rôle d'épuration de la ripisylve consiste en une régulation des conditions de transfert des éléments entre la nappe, les berges et la rivière, par rétention, absorption ou évapotranspiration. Ainsi, la ripisylve peut, par absorption, empêcher la réintroduction d'un élément dans la nappe ou bien dans le cours d'eau.

 

- Esthétique

 

L'avantage du génie végétal par rapport au génie civil est que ce premier rend le site plus agréable, de par l'intégration paysagère qu'il représente. Le site peut être réhabilité et utilisé comme lieu de récréation par exemple, bien que cela ne soit pas son but premier. Il ne faut donc pas considérer cet aspect comme prioritaire dans le projet, les paramètres physiques étant bien plus importantes.

 

Aménagement des berges

 

Aménagement des berges

 
Une fois les végétaux choisis et les caractéristiques des berges connues, il convient de choisir les méthodes d'aménagement afin d'allier phytostabilisation et revégétalisation des berges. On a considéré une longueur de cours d'eau de 10 km avec une largeur des berges de 15 mètres de part et d'autre du cours d'eau, soit un équivalent de 30 hectares.
 
Le choix et le dimensionnement des aménagements se fait en fonction de deux facteurs : la topographie des berges et le type de végétalisation souhaitée sur le plan horizontal et vertical du cours d'eau.
 
Tout d'abord, on considèrera la zone la plus facilement submersible, où il convient de planter des hélophytes, des plantes ayant un bon développement dans les zones très humides et submergeables. Le choix s'est porté sur différentes espèces de fétuques ( Festuca arundinacea et Festuca pratensis), ainsi que sur la canche gazonnante (Deschampsia cespitosa). La densité étant de 3 pieds par mètre carré, afin d'éviter la colonisation de cet espace par les plantes envahissantes (saggitaire, jacinthe d'eau).
 
La pente des berges du riachuelo étant forte (plus de 10%), nous avons opté pour un aménagement des pieds de berges par lit de plants et plançons de saule : la technique consiste en un lit de boutures ou de plants de saules lngues de 1 mètre 30 environ, plantées à 1 mètre dans la berge et dépassant de 30 cm afin d'asseoir un bon enracinement dans la berge. Dans le cas des boutures l'espèce doit avoir une capacité importante de rejet afin de pouvoir s'enraciner rapidement, ce qui n'est pas le cas des plants qui ont un système racinaire déjà développé. Le lit n de boutures est espacé d'une distance comprise entre 1 et 2 mètres avec le lit n+1, chaque lit étant remblayé avec le sol du lit supérieur. Les choix pour une bonne biodiversité se sont portés sur des espèces de saules buissonnants afin de bien quadriller le terrain : Salix aurita, Salix purpurea, Salix cinerea et Salix Nigrigans.
 
Cette technique a des avantages conséquents car l'enracinement des plants est immédiat et en profondeur, et le choix de plusieurs espèces différentes permet un effet naturel de végétalisation, accentué par la possibilité de renaturalisation de cet espace par des plantes indigènes.
 
 
 
                                                  
Technique de plants et plançons de saule -Source : génie végétal
 
 
Après les pieds de berges, la partie moyenne et haute des berges sera végétalisée par ensemencement de graminées et de légumineuses, ce qui présente associé à la pause d'un géotextile un bon moyen de stabilisation des berges de cours d'eau à faible contrainte érosive.
 
Les espèces suivantes ont été retenues pour revégétaliser sur la largeur des berges :
 
  • Graminées : Fétuque (Festuca rubra), Pâturin (Poa trivialis) et le ray-grass anglais (Lolium perenne).
  • Légumineuses : Lotier corniculé (Lotus corniculatus) et  Luzerne lupuline (Medicago Lupulina).
 
Dans un premier temps ces espèces revégétaliseront les berges et amélioreront la qualité des sols, afin de permettre l'implantation d'autres espèces de graminées, natives d'Argentine.
 
Enfin, la partie supérieure sera le lieu de plantation de bois tendres, à savoir le saule pourpre (salix purpurea), le vime (salix viminalis), le saule pleureur (salix babylonica) et le saule blanc (salix alba), avec une densité de 25%. La partie bois dur sera représentée par l'orme lisse.
On aura donc une succession végétale sur la berge, partant des bords de rivière pour remonter sur 15 mètres.
 
 
 

Etude des sédiments

 

Etude des sédiments

 

De façon générale, il est nécessaire de curer le fond des rivières régulièrement afin d'éviter l'envasement de celles-ci lié à l'accumulation des sédiments. Ce travail est naturellement effectué par les crues, qui s'occupent de créer un équilibre entre le débit solide, le débit liquide, la taille des matériaux et la pente (alternance érosion/ sédimentation). Mais le cours d'eau doit alors avoir librement façonné son lit, ce qui n'est pas le cas dans les sociétés actuelles qui ont pour objectif d'éviter les crues et inondations résultantes (construction de digues etc.) Les cours d'eau sont de plus en plus anthropisés dans le sens où, dans un souci de place et de simplicité, ils sont linéarisés. Il est cependant possible de faire de la renaturation.

Cours d'eau anthropisé :

Ce même cours d'eau renaturé :

Source : Images du cours de M. Laffaille intitulé "Aménagement gestion des hydrosystèmes"

 

Il faut également considérer le fait que nous sommes ici dans une zone estuairienne, espace de contact entre l'eau douce et l'eau salée, pouvant entraîner des bouchons vaseux sur plusieurs kilomètres. Cependant, l'opération de curage que nous souhaitons réaliser dans cette étude concerne la restauration du Riachuelo en tant que milieu naturel et non une "banale" opération d'entretien du cours d'eau. Il faudra néanmoins prévoir, une fois que la rivière sera renaturée, un planning de conservation du bon état écologique du Matanza-Riachuelo, et donc un planning d'entretien et de curage des sédiments. Ceci est, de toutes façons, absolument nécessaire dans les zones d'estuaire.

Il existe plusieurs possibilités quant au devenir de ces sédiments dragués :

  • rejet en mer,
  • utilisation en remblais,
  • stockage à terre (ISDD),
  • traitement, ...

 

I. Les différentes sources de pollution

Plusieurs sources de pollution de ces sédiments peuvent être identifiées :

Source : Thèse de Mazen SAMARA "Valorisation des sédiments fluvieux pollués après inertage dans la brique cuite" (p.6)

Une étude de Greenpeace a été publiée en février 2013 "Tanneries : actualisation des preuves de contamination du Matanza-Riachuelo". L'association a notamment publié dans ce document les résultats des mesures qu'elle a effectuées sur le terrain. Les concentrations en métaux lourds dans les sédiments relevées lors de la campagne du 6 novembre 2012 sont répertoriées dans le tableau ci-dessous :

Résultats des analyses de mesures des sédiments de GreenPeace
Concentration Sédiments
(mg/kg) Mesure 1 Mesure 2 Mesure 3
Cadmium 2,18 2,66 2,79
Mercure 0,48 0,32 0,64
Plomb 413 549 400
Chrome total 1 040 647 911

Source : Rapport "Cueros toxicos II" de GreenPeace (p.10)

Ces mesures ont été effectuées 15 mètres en aval des rejets d'effluents de tanneries.

Il faut savoir qu'il n'existe pas de normes de qualité pour les sédiments en Argentine. Nous nous sommes donc basés sur les normes françaises pour avoir des références.

 

II. Les normes sédimentaires en France

La problématique du devenir des sédiments contaminés est un sujet de préoccupation assez récent. En France, le Groupe d'Etudes et d'Observation sur le Dragage et l'Environnement (GEODE) a été mis en place en 1990 seulement. Ce dernier est chargé de proposer des stratégies pour des dragages et des immersions en prenant en compte les impacts qui y sont liés. Il propose également des seuils de qualité pour les sédiments dragués, suivant s'ils ont été prélevés dans un cours d'eau (ou un canal) ou dans la mer. Pour ce qui est des sédiments d'origine continentale, les valeurs du seuil S1 de concentrations en contaminants sont précisées dans l'arrêté du 9 août 2006 relatif à l'article R.214-1 du Code de l'Environnement :

Seuils de qualité S1 pour les sédiments de cours d'eau ou canaux
Eléments Seuil S1 (mg/kg) Mesures GreenPeace (mg/kg)
Arsenic 30 -
Cadmium 2 2,79
Chrome 150 1 040
Cuivre 100 -
Mercure 1 0,64
Nickel 50 -
Plomb 100 549
Zinc 300 -
PCB totaux 0,68 -
HAP totaux 22,80 -

Source : Site legifrance.gouv.fr - Arrêté du 9 août 2006

 

Nous avons mis en parallèle la norme fixée par le Code de l'Environnement français et les pires mesures faites par l'ONG Greenpeace. Il apparaît alors clairement que, ce qui pose le plus problème, c'est la contamination en chrome.

Ainsi, nous nous focaliserons dans cette étude des sédiments à leur contamination via les rejets industriels et donc via les tanneries. (Les pollutions organiques ne seront pas développées ici.)

 

III. Fixation des polluants dans les sédiments

Les principaux processus de fixation des polluants sur les sédiments sont :

  • l'adsorption physique (par liaison électrostatique),
  • l'adsorption chimique (par liaison par force de valence),
  • la précipitation sous forme d'oxydes, d'hydroxydes de carbonates, de phosphates solubles ou de sulfures insolubles,
  • la formation de complexes organiques ou inorganiques.

Dans les différents documents que nous avions en notre possession, nous avons pu constater que concernant notre pollution et principalement le chrome, celui-ci était majoritairement présent sous la forme de Cr(III).

 

IV. Problématique du dragage

Le dragage modifie les équilibres géochimiques qui s'étaient installés. La remobilisation des contaminants au cours des opérations de curage peut avoir un fort impact sur l'environnement, impact qui peut être plus négatif que si l'on avait laissé les choses comme elles étaient. C'est pourquoi une étude d'impact est nécessaire avant toute opération de dragage : il s'agit de s'assurer que la qualité physico-chimique de l'eau et de l'écosystème ne seront pas trop perturbés.

Il y a également un aspect temporel à ne pas négliger. Une turbidité excessive peut par exemple élargir le problème bien au-delà de la zone de dragage étudiée. Afin de mieux cerner les liens de cause à effet, il est possible de s'appuyer sur le tableau ci-dessous construit par le groupe GEODE :

Source : Guide méthodologique publié par GEODE "Suivis environnementaux des opérations de dragage et d'immersion" (p.23)

 

Dans notre situation, le problème est tellement énorme et la pollution tellement démesurée, que nous avons décidé de ne pas réaliser d'étude d'impact. Tout d'abord car cela dépasse de beaucoup nos compétences, mais aussi par manque de temps. De plus, une campagne de mesures de ACUMAR a permis de mettre en évidence le nombre d'espèces de poissons présentes dans le bassin-versant du Matanza-Riachuelo :

Source : Rapport trimestriel de juillet-septembre 2012 d'ACUMAR "Mesure de l'état de l'eau superficielle et souterrainne - Analyse et interprétation des résultats" (p.79)

 

On peut constater qu'il reste quelques poissons en amont du Matanza-Riachuelo notamment . Mais en aval, les poissons se font rares et la flore locale est très réduite : on ne peut noter que la présence de quelques hydrophytes (plantes flottantes).

Il ne semble donc pas aberrant de passer rapidement cette étape.

 

V. Le transport

Malgré tous nos efforts, l'altimétrie précise de Buenos Aires n'a pu être trouvée. Nous savons uniquement que celle-ci est comprise entre 0 et 5 mètres dans la région qui nous intéresse. Nous sommes au niveau de la mer, la zone est extrêmement plate. Une étude précise du réseau de transport des sédiments aurait été intéressante mais sans la topographie, celle-ci aurait été beaucoup trop approximative.

Quelque soit ce que l'on souhaite faire des sédiments extraits, il faut les transporter de la zone de dragage identifiée sur la Figure 1 de la page précédente vers les terres au Sud de Buenos Aires, inexploitables car décapitées. Ces sols constituent les candidats idéaux pour un traitement ou une fabrication avec leur 0 à 9% de productivité agricole (cf. Figure ci-dessous) - ces sols n'ont en effet que peu de valeur agronomique :

Source : http://inta.gob.ar/imagenes/Buenos Aires.jpg/view

(Buenos Aires se situe au niveau de la grande zone rose fushia au Nord-Est de la carte présentée ci-dessus.)

 

Le transport ne sera pas étudié dans ce bureau d'études. Passons à présent à l'étude du dragage des sédiments contaminés.

 

Dragage

 

Dragage des sédiments

 

Les procédés conventionnels de dragage génèrent une dispersion des polluants. Si cela se produit, les polluants pourraient aller jusqu'au Río de la Plata (estuaire dans lequel se jette le Riachuelo). Une déviation du cours d'eau pour faciliter l'extraction de sédiments est envisageable mais peut provoquer des inondations en cas de crues.

C'est pourquoi nous allons présenter ici une technique d'extraction des sédiments qui ne génère pas de dispersion des polluants, avec ensuite un traitement adéquat des métaux extraits.

 

I. Présentation d'un procédé pour l'extraction des sédiments pollués

Le système est idéal pour des rivières et des ruisseaux peu profonds, comme le Cuenca Matanza-Riachuelo. Il consiste en une cellule mobile de 50 à 100 mètres de longueur pour 20 mètres de largeur. Elle est calculée en fonction de la taille de la rivière, pour ne pas la bloquer totalement durant la procédure et permettre ainsi la circulation naturelle de l'eau. Ici, la cellule sera de 100 mètres de longueur.

 

On peut se faire une idée de ce à quoi ressemblera la cellule d'après l'image de synthèse suivante :

              

Source : http://www.ctys.com.ar/index.php?idPage=20&idArticulo=835

La cellule est une sorte de bateau sans fond et on estime la durée d'un cycle complet à 96 heures.

 

II. Fonctionnement du système de dragage

On commence par placer la cellule dans le lieu à traiter ; ceci est réalisé au moyen de grues depuis la berge ou par remorquage, avec deux embarcations d'appui. Des plaques mobiles de hauteur réglable s'enfoncent alors et s'abaissent jusqu'au fond du lit de la rivière afin de constituer les murs de l'enceinte hermétique afin formée.

L'eau emprisonnée est ensuite évacuée et le fond de la rivière reste à un ciel ouvert, à sec. Cela facilite l'extraction des sédiments. Une fois le fond nettoyé, on remplit l'enceinte avec l'eau préalablement extraite, la cellule est remorquée et on la déplace vers un nouveau secteur à traiter.

 

III. Estimation du temps de dragage nécessaire

La distance sur laquelle nous souhaitons curer les sédiments du Riachuelo a été estimée à environ 12 kilomètres. Cette longueur correspond à la distance séparant le regroupement des tanneries à l'estuaire. Nous nous sommes également basés sur la modélisation de la rivière du binôme 3 pour déterminer la largeur de celle-ci sur la zone d'étude. La rivière fait environ 90 mètres de largeur sur la partie considérée, sauf sur 2 kilomètres où elle ne fait que 40 mètres seulement.

La surface à curer est donc d'environ 1 km². Sachant que la largeur moyenne est de 90m et que la largeur de la cellule est de 20m, il faut majorer cette valeur afin que toute la largeur de la rivière soit bien "nettoyée". Nous considèrerons donc qu'il faut 5 passages de la cellule pour curer 100m de longueur de rivière. Il faut bien évidemment 2 passages lorsque la rivière fait 40 mètres de large. Cela correspond à un certain nombre de cycles au total, N :

$N = (\frac {5 \times 10 000}{100}) + (\frac {2 \times 2 000}{100}) = 540$

 

Chaque cycle durant 96h, il faut : $96 \times 540 = 51840 h$. En considérant que l'appareil travaille 300 jours par an, cela représente environ 7 ans et 2 mois et demi.

 

Traitement & valorisation

 

Traitement et valorisation des sédiments pollués du Matanza-Riachuelo

 

Les sédiments pollués posent de plus en plus de problèmes, que ce soit au niveau environnemental ou technologique, mais également au niveau juridique et économique.

Dans l'optique de présenter un projet qui soit économiquement viable et intéressant, nous souhaitons valoriser les sédiments extraits. Aussi, nous avons envisagé la fabrication de briques à partir de ceux-ci, ainsi que la production de métal avec les éléments traces métalliques fortement présents. Il était également question, au départ, d'exploiter la matière organique présente dans les sédiments pour rendre une seconde vie aux sols décapités du Sud de Buenos Aires.

Cette seconde solution de valorisation ne sera pas étudiée par manque de temps mais elle mérite qu'on lui porte de l'attention.

Un traitement préalable des sédiments est nécessaire, il sera développé ci-dessous. Puis nous étudierons l'aspect économique de ce problème, essentiel dans un contexte comme celui-ci.

Nous avons pensé, comme lieu de construction des usines de traitement des sédiments, utiliser les sols décapités dont nous avons déjà parlé. Cependant, il faut tout de même bien prendre en compte que les distances ne sont pas les mêmes en Argentine et en France. Le transport ici risque de coûter extrêmement cher car la distance à parcourir est très grande. Prenons par exemple un sol au Sud de Buenos Aires, présentant de très mauvaises capacités agronomiques :

Source : Google maps

 

Il est ici question de transporter les sédiments sur plusieurs dizaines de kilomètres. Ceci est dans le cas où l'on extrait les sédiments et l'eau "au-dessus", car si l'on utilise le système de dragage présenté dans la page du même nom, le transport devra se faire par camions, ce qui sera économiquement bien plus rentable.

 

I. Introduction

Le premier pas pour produire des briques à partir des sédiments contaminés est de diminuer la mobilité ou potentiel de mobilité des polluants afin d'éviter que ceux-ci ne soient émis vers l'environnement.

Le concept d'immobilisation consiste à inhiber la mobilité des polluants dans l'endroit même où ils seront stockés par la suite.

Les matériaux auxiliaires pour l'immobilisation sont usuellement constitués de colles ou de matériaux avec la propriété de s'unir chimiquement ou physiquement au polluant. Ces matériaux (organiques ou inorganiques) réagissent avec les matériaux contaminés en formant des polymères, lesquels forment des réseaux et des agglomérats solides entourant complètement les polluants.

Ces matériaux immobilisants constituent une matrice qui enferme et retient les polluants à l'intérieur du réseau de polymérisation ; la dureté du matériau augmente. Selon l'état du matériau contaminé et de sa structure chimique, ces changements peuvent aussi engendrer une diminution de la toxicité.

Les réactions qui sont provoquées par la combinaison du matériau polluant et de l'immobilisant sont dépendantes de la constitution des deux matériaux et les forces chimiques ou physiques d'union peuvent donc varier à l'intérieur du matériau. C'est pourquoi il est important de prendre en considération le fait que le processus d'immobilisation peut être réversible.

 

II. Procédé d'inertage des sédiments pollués

Habituellement, l'unité de traitement est placée au plus près de la zone à traiter afin de réduire les coûts de transport des matériaux bruts. Malheureusement, comme nous avons déjà pu le voir précédemment, ceci n'est pas possible dans notre cas puisque nous sommes en plein centre ville. Le traitement se fera donc sur le terrain présenté dans l'introduction de l'étude des sédiments.

 

1) Première étape : la phosphatation

La première étape du traitement, étape dite de « phosphatation » est réalisée par l’unité A présentée sur le schéma ci-dessous. Le sédiment brut dragué est pompé et mélangé à 2 à 3,5% d’acide phosphorique H3PO4 dans un réacteur tubulaire (sa teneur en eau à ce moment-là approche alors les 50%). Cette étape permet la fixation des métaux lourds via les réactions décrites auparavant. En effet, en présence du calcium (Ca), minéral naturellement présent dans les sédiments, l’acide phosphorique permet l’apparition de phases cristallines de type phosphates hexagonaux - dits apatite - qui ont la particularité de piéger les métaux lourds. Le but du procédé n’est pas d’éliminer les métaux lourds mais d’empêcher la contamination de l’environnement, notamment par lixiviation, c'est pourquoi nous cherchons à les piéger.

Après phosphatation, les sédiments sont stockés sur un géotextile drainant durant 24h. Le lixiviat est récupéré et recyclé, puis les sédiments phosphatés sont disposés en andains de séchage régulièrement homogénéisés. Cette étape permet d'augmenter la siccité des boues ou pourcentage massique de matière sèche. Elle permet également une maturation de ces dernières : les apatites grossissent et les derniers métaux lourds sont piégés.

Le séchage des sédiments est généralement demandeur de beaucoup d’énergie ou de temps mais le phénomène dit de "moussage" (formation de bulles) qui se produit lors de l’ajout d’acide phosphorique accélère ce processus et permet de gagner du temps (et donc de l'argent).

Il est important de collecter les gaz émis lors des deux phases décrites ci-dessus que sont la phosphatation et le séchage. En effet, du dioxyde de carbone et du sulfure d'hydrogène sont produits ; ils seront traités sur charbon actif.

Le charbon actif aura préalablement subi plusieurs opérations : la pyrolyse et l'oxydation ménagée. Cela rend la structure poreuse et permet d'augmenter notablement la surface d'échange avec l'eau (grand pouvoir d'absorption).

Une dernière étape consiste à laver et à dépoussiérer l'air à l'intérieur du bâtiment où sèchent les sédiments phosphatés.

 

  Source : http://hal.archives-ouvertes.fr/docs/00/11/98/33/PDF/These_Franck_Agostini.pdf

 

2) Seconde étape : la calcination

Pour la dernière étape, les sédiments phosphatés sont conditionnés dans des grands sacs et acheminés jusqu’à l’unité B. Il s’agit d’une calcination en four tournant à une température supérieure à 650°C, qui permet notamment une élimination des composés organiques. Ici aussi, l'intérêt est que les gaz produits par la combustion sont récupérés et traités. Ce procédé est un procédé d’épuration que l'on rencontre lors du traitement des fumées acides issues des incinérateurs. Les acides sont neutralisés par l’activation thermique du bicarbonate de sodium. La transformation du bicarbonate de sodium en carbonate activé confère au procédé d'excellentes performances de neutralisation (acide chlorhydrique, dioxyde de soufre, acide fluorhydrique, etc.) et d’adsorption des métaux lourds, des dioxines et des furannes. Ce procédé possède également l'avantage de ne consommer que très peu de réactifs en respectant largement les limites d'émission.

Enfin, un filtre cyclonique permet la récupération des résidus. Cette calcination permet de sécher les sédiments traités en atteignant un taux de siccité supérieur à 95%.

A l’issu de ce traitement, le matériau est inerté et prêt à être valorisé. L’efficacité de la fixation des métaux lourds est liée aux propriétés des apatites.

 

  Source : http://hal.archives-ouvertes.fr/docs/00/11/98/33/PDF/These_Franck_Agostini.pdf

 

Ce qui fait que ce procédé est efficace est sa capacité à fixer durablement les métaux lourds, à éliminer les contaminants organiques, mais également son aptitude à produire des matériaux recyclables. Certains procédés de traitement parviennent à une remédiation efficace du problème environnemental mais, une fois traité, le matériau n’a pour seul avenir qu’une mise en décharge dont le montant se rajoute à un coût de traitement déjà rédhibitoire.

Il existe de nombreuses voies de valorisation imaginables : Matériau de remplissage, de remblaiement, couche d’assise de chaussées, béton, brique. Nous nous intéresserons pour la suite à la fabrication de briques.

 

III. Fabrication de briques

Pour fabriquer un produit en terre cuite, le schéma principal est le même pour tous les procédés. Bien entendu, dans notre cas, la phase d'extrusion n'intervient pas à ce moment-là :

 

Source : Thèse de Mazen Samara "Valorisation des sédiments fluviaux pollués après inertage dans la brique cuite" (p.52)

 

1) La préparation de la pâte (mélange + broyage)

Après la calcination, le taux d'humidité des sédiments "inertés" est inférieur à 5%. Aussi, nous parlerons de préparation sèche pour ce qui est de la pâte. Une telle préparation permet d'atteindre des granulométries extrêmement fines, ce qui assure une grande homogénéité du produit, et donc une bonne qualité finale (frittage à plus basse température et meilleure résistance mécanique).

La matière première est ensuite malaxée et envoyée dans des broyeurs à meule verticale ou à cylindres horizontaux. La quantité d'eau ajoutée influera directement sur la plasticité de la pâte.

Exemple de broyeur artisanal à meule verticale dans un moulin :

Source : http://www.vocance.fr/La-minoterie.html

 

2) Le façonnage

Lors de cette étape, il s'agit de donner à la pâte une cohésion suffisante en éliminant l'air qui serait resté dans l'argile. On ajoute également de l'eau (ou on injecte de la vapeur d'eau) afin d'obtenir la plasticité de la pâte voulue.

Pour former les briques à proprement parler, il existe deux procédés qui sont très utilisés dans l'industrie de la terre cuite : le filage et le pressage. L'extrusion, qui fait partie du procédé de filage, est le procédé de mise en forme le plus utilisé quand il est question de pâtes plastiques comme celle que nous étudions.

Après l'extrusion, un "fil à couper le beurre" permet de donner à la brique sa forme définitive.

 

Source : http://fr.wikipedia.org/wiki/Brique_(matériau)

 

3) Le séchage

Le séchage est une étape importante qui doit être très bien contrôlée afin d'éviter que la brique ne se fissure et devienne donc inutilisable. Il faut retirer les 15 à 30% d'eau qu'il reste dans le produit par rapport à sa masse sèche. Pour cela, il est nécessaire de bien coupler vitesse de séchage, température et humidité.

On commence par retirer l'eau colloïdale, qui est l'eau séparant les micelles d'argile. Cette eau intervient dans la plasticité du produit. Ensuite, on s'attelle à retirer l'eau dite d'interposition. Cela crée de la porosité et l'argile perd alors complètement sa plasticité.

Après cette phase, il restera tout de même 1 à 2% d'eau résiduelle dans le produit final.

 

4) La cuisson

Selon le produit final que l'on souhaite fabriquer, il faut adapter cette dernière étape. Plusieurs paramètres sont donc à contrôler : la température, la durée de cuisson et l'atmosphère à l'intérieur du four. Parmi ces paramètres, le plus important est la température, qui peut différer fortement suivant le produit final :

Produit Intervalle de température (°C)
Températures de cuisson de différentes briques en terre cuite
Briques pleines 1000 - 1250
Briques perforées 900 - 1000
Briques de pavage 1050 - 1200

Source : Thèse de Mazen Samara "Valorisation des sédiments fluviaux pollués après inertage dans la brique cuite" (p.55)

 

IV. Conclusion

Le procédé de fabrication de briques en terre cuite à partir des sédiments pollués du Riachuelo a été présenté. Une étude de la valorisation économique engendrée par la vente de ces briques sera étudiée dans la dernière partie de cette étude sur les sédiments. Cependant, il va sans dire que ces procédés restent très coûteux et qu'une très grande production de briques assortie d'un marché extrêmement florissant sera essentielle à la réussite de ce projet, économiquement parlant.

 

Bilan économique

 

Bilan économique

 

Nous avons pu entrer en contact avec l'ingénieur argentin Alberto Gauna qui nous a donné quelques informations plus précises concernant les caractéristiques du Matanza-Riachuelo, mais surtout, c'est lui qui est à l'origine de la cellule de curage des sédiments contaminés que nous vous avons présentée dans la sous-partie "Dragage". C'est donc grâce à lui que nous avons pu chiffrer et estimer les différents coûts qui apparaîtront ci-dessous.

Quelques données plus précises :

Longueur d'étude de la rivière : 15 km
Largeur moyenne : 100 m
Épaisseur moyenne des sédiments à extraire : 3 m
Profondeur moyenne de l'eau : 4
m
Durée d'un cycle lorsque les 2 cellules opèrent simultanément : 6 jours, 144 h
Temps effectif d'opération : 300 jours/an - 24 h/jour

Nous allons procéder pour le dragage de la façon suivante : deux cellules vont opérer en même temps, côte-à-côte, puis elles seront déplacées latéralement afin de curer les sédiments se trouvant à droite ou à gauche. De cette façon, quatre cellules vont passer sur la largeur de la rivière tous les 100 mètres.

 

Schéma de positionnement des cellules dans la largeur de la rivière :

 

On peut alors en déduire la vitesse de progression qui est de 0,2 km/mois.

Parmi les sédiments extraits, 10% de ceux-ci pourront être valorisés en métaux et 90% pourront être valorisés en briques. La partie concernant la valorisation des éléments trace métalliques présents dans les sédiments contaminés ne sera pas développée ici.

 

 

I. Coût de l'équipement

 

Équipement Caractéristiques, capacité

Coût avec une cellule
(k€)

Coût avec deux cellules
(k€)

Cellule, vanne

Mécanismes de mouvement, valve, conduites

 

100 m x 20 m

Hauteur des sédiments :
3 m

Hauteur de l'eau : 5 m

8,66 17,33

Équipement de pompage de l'eau

Générateur hydraulique, accessoires

2000 m3/h

Temps de pompage : 10 h/cycle

0,361 0,361

Échantillonnage, analyses et contrôle de qualité

300 analyses par jour des métaux 0,217 0,217
Grues et excavateurs

Capacité d'extraction de 300 m3/h

Temps d'opération :
40 h/cycle

0,505 0,505
Tapis roulant 50 m x 3 m 0,144 0,144
Embarcations de remorquage Quantité : 2 1,44 1,44
TOTAL   11,33 20

 

 

II. Coût de récupération des métaux

 

Équipement Caractéristiques, capacité Coût avec une cellule
(k€)
Cellule de stockage

    Quantité 2     

     2000 m3

0,433
Équipement de charge et trémie    100 m3/h 0,144
Récipients de lixiviation

    Sédiments :

    100 m3/h

0,289
Pompes et accessoires pour le pompage de lixiviats

   1/10 de débit des  sédiments :

    10 m3/h

0,144
Mélanger et décanteur    10 m3/h 0,289
Équipement pour l'arrangement, la charge et le transport des produits obtenus     10 tonnes 0,144

Équipement d'échantillonnage, d'analyses et de contrôle de qualité

   50 analyses /jour 0,217
TOTAL   1,66

 

 

III. Coût de production des briques

 

Équipement Caractéristiques, capacité Coût avec une cellule
(k€)
Cellule de stockage

Quantité 2

4000 m3

0,578
Équipement de charge et décharge 200 m3/h 0,217
Four rotatif et accessoires, traitement des gaz 200 m3/h 0,79
Tapis roulant   0,072
Équipement pour le conditionnement, la charge et le transport des produits obtenus 50 tonnes 0,289
Équipement d'échantillonnage, d'analyses et de contrôle de qualité 50 analyses /jour 0,072
TOTAL   2,02

 

 

IV. Coût de la main d'oeuvre et des facteurs de production

 

Affectation Incluant : Quantité Paie (€/pers) Total sur un an
Extraction des sédiments 

Manœuvre et opérations des cellules

Échantillonnage, extraction des sédiments et transport

75 1800 135356
Production des métaux Extraction des sédiments, lixiviation, extraction liquide-liquide et transport 55 1800 99261
Production des briques Extraction des sédiments, procédés de production et transport 35 1800 63166
Administration et personnel de direction

Gestion des facteurs de production, produits et supervision

30 2166 64971
Total mensuel       362755
Total annuel       4715812
Facteurs de production

Facteurs de production, combustible, énergie et autres 

    1443800

 

 

V. Calcul de l'investissement total pour deux cellules et lignes de production

Investissement total :

Cellule + Ligne de production : 20 + (2,02 + 1,66) x 1,3 = 24,78 M€

La ligne de production a été multipliée par 1,3 comme nous considérons ici deux cellules. C'est une donnée, le facteur permettant de passé de 1 à 2 cellules.

 

Coûts opérationnels :

Main d'œuvre + Facteurs de production = 1,44 + 4,71 = 6,15 M€ 

Si on considère la durée du projet de 3,6 ans,

Coûts opérationnels totaux : 6,15 x 3,6 = 22,14 M€

 

Traitement des sédiments et obtention des produits :

On considère la production pour une année. La vitesse de progression de l'extraction des sédiments à été calculée et vaut : 0,2 km/mois, soit 2,4 km/an.

La masse des sédiments extraite est alors de : 2400 km/an x 100 m (largeur) x 3 m (épaisseur des sédiments) = 720 000 m3/an.

On estime que 90% des sédiments sont destinés à la production des briques et 10% à l'obtention des métaux, avec des rendements estimés à 0,5 T/m3 et 0,5 kg/m3 pour les briques et les métaux respectivement.

  • Pour les briques : 720 000 x 0,9 x 0,3 = 194 400 m3/an 

Et la vente des briques rapportera : 194 400 x 28,88 €/m3 = 5 614 272 €/an.

  • Pour les métaux = 720 000 x 0,1 x 0,0004 = 28,8 T/an 

La vente des métaux rapportera : 28,8 x 3 610 €/T = 103 968 €/an.

Soit un total par an : 5 614 272 + 103 968 = 5 718 240 €/an.

Total des produits = 5 718 240 x 3,6 = 20 585 664 €.

 

Coût total : 

Investissement total + coûts opérationnels = 24,78 + 22,14 = 46,92 M€ 

Soit,

Total : 20,58 - 46,92 = - 26,34 M€.

 

Le projet coûterait donc 26 millions et 340 mille euros à l'état argentin si celui-ci décidait de curer les sédiments du Matanza-Riachuelo sur 15 km via ce système et de les valoriser comme nous vous l'avons présenté précédemment.

 

V. Calcul de l'investissement pour les travaux de génie biologique

Les aménagements étant déterminés, le coût des travaux peut être estimé, par calcul de la densité et du nombre de plants à acheter, les coûts de travaux de dévégétalisation préalables, l'entretien, etc. L'estimation des coûts est basée sur les techniques usuelles et les prix en France. 

Rappel : aménagement de 10 km de berges sur 15 mètres de part et d'autre du lit de la rivière. Nous avons considéré que les berges étaient entièrement aménageables sur les 10km afin de simplifier le devis. Il englobe ici le coût des matériaux, les opérations nécéssaires à l'installation, les coûts de chantier et l'énergie utilisée.

  • Travaux préalables de déforestation : 5 000 euros par hectare.
  • Hélophytes : Densité de 2 pieds au mètre carré, avec un prix d'achat et d'implantation de 6 euros/m² sur une largeur de 2 mètres.
  • Lits de plants et plançons : La largeur d'ouvrage est le paramètre déterminant, puisque c'est celui-ci qui conditionne l'installation des plants et des branches. Le coût d'installation est de 25 euros pour une longueur d'un mètre.
  • Ensemencement : Largeur de 10 mètres, sur l'ensemble des berges, avec un prix estimé de 1,5 euro/m². Il dépend de la densité de semis et du mélange des graines.
  • Géotextile biodégradable : Celui-ci permet une aide à l'enracinement lors de l'ensemencement et est estimé à 6 euros/m², avec une couverture de 200 000 m².
  • Plantation des arbustes : Coût d'achat et d'implantation de plants de saules (prix unique suivant les espèces : 5 euros le pied). 8000 saules seront plantés.
  • Plantation des arbres : Coût unitaire de 45 euros, plantation de 4000 arbres. On considère le prix d'achat indépendant de l'espèce.
Travaux d'aménagement
Ouvrage unité quantité prix unitaire () Montant ()
Travaux préalables ha 30 5000 150 000
hélophytes 40 000 6 240 000
Plants et plançons  ml 20 000 25 500 000
géotextile 200 000 6 1 200 000
Ensemensement 200 000 1.5 300 000
Arbustes u 8000 5 40 000
Arbres u 4000 45 180 000

Total des travaux HT : 2 610 000 €

Avec la TVA de 21% en Argentine ce montant atteint 3 158 100 € TTC

Le coût de la main d'oeuvre est lui estimé à 20% de l'ensemble, tandis que l'on ajoute 10% pour faire face aux aléas du projet. 

Le montant du devis atteint donc 4 105 400 € pour les travaux d'aménagement en tenant compte de tous ces paramètres.

 

Conclusion de l'axe 2

 

Conclusion

Face au problème gigantesque qu'est celui de l'état écologique de la rivière Matanza-Riachuelo, il est important de limiter les pollutions contre lesquelles on souhaite lutter. Il est évident qu'il est impossible de tout faire d'une traite, il faut séquencer le long travail qui va consister à rendre une âme à cette rivière.

Cependant, il faut tenir compte du grand investissement financier nécessaire à résoudre notre problématique. D'un autre côté, les aménagements que nous proposons (ripisylves, extraction des sédiments) et notamment le traitement des sédiments pollués, vont créer des emplois et permettre de récupérer socialement les terres environnant le cours d'eau. De plus, d'un point de vue environnemental, la récupération des métaux et la valorisation des sédiments pour la production de briques offrent une alternative intéressante.

Après de nombreuses études, la technique de dragage des sédiments qui a été ici présentée a été retenue par l'organisme argentin ACUMAR comme étant la meilleure. Elle a obtenu un financement pour permettre des études supplémentaires et se développer. Le projet reste en phase d'étude.

 

Binôme 3 : Etude hydraulique du Rio Matanza-Riachuelo

 

Etude hydraulique du Rio Matanza-Riachuelo

 

Cet axe développe l'étude hydraulique du Rio Matanza-Riachuelo (rivière) au niveau de la ville de Buenos Aires (cf illustration ci-dessous). En effet, l'Argentine s'intéresse depuis relativement peu de temps aux problèmes d'inondations, le pays dispose donc de peu de stations d'échantillonnage et possède une banque de données sur le Rio Matanza-Riachuelo très faible. Par exemple, presque aucun débit n'a été mesuré pendant une crue. Aussi nous n'avons pu réaliser une étude hydrologique du bassin versant. Nous nous limiterons donc à la modélisation de la rivière et à l'étude de sa réponse face à deux types d'événements : une crue décennale et les sudestadas (élévation du niveau d'eau dans la rivière suite à de forts vents du Sud Est à l'embouchure).

Pour cela, nous étudierons tout d'abord le bassin versant, puis nous cartographierons les zones d'études (à l'aide du logiciel ArcGIS), enfin grâce au logiciel HEC-RAS nous modéliserons les crues et les sudestadas et nous proposerons des solutions aux inondations générées.

 

Image satellite du Rio Matanza-Riachuelo au niveau de la ville de Buenos Aires - Cliquez sur l'image pour zoomer

Image issue de https://maps.google.fr/

 

Le bassin versant Matanza-Riachuelo

 

Le bassin versant

 

Le bassin versant Matanza-Riachuelo est situé dans la province de Buenos Aires, en Argentine. Il s'étend sur une superficie de 2238 km$^2$. Sa principale rivière est la "Rio Matanza" qui, une fois arrivée au sein de la capitale, se prénomme "Rio Matanza-Riachuelo". Le bassin versant est composé d'une multitude de ruisseaux qui alimentent le fleuve (plus de 200) et s'étend sur dix-sept juridictions différentes (cf carte ci-dessous). Le Rio Matanza Riachuelo se jette dans le Rio de la Plata (estuaire séparant l'Argentine de l'Urugay) au niveau de la capitale du pays (Ciudad Autonoma de Buenos Aires).

Illustration du bassin versant et des provinces traversées

http://cyt-ar.com.ar/cyt-ar/index.php/Cuenca_Matanza_-_Riachuelo

 

De plus, le bassin versant possède une topographie de type "plaine", c'est-à-dire que le relief évolue peu, en effet l'écart maximal de niveau est de 50 m (cf figure ci-dessous). En outre, la métropole Buenos Aires, située à l'embouchure, correspond à la zone d'altitude proche du niveau la mer, ce qui rend la zone très sensible aux phénomènes de marée.

Illustration de la topographie sur le bassin versant Matanza-Riachuelo

http://www.ina.gov.ar/pdf/LH-Informe_Aguas_Subterraneas_2010.pdf (page 5)

 

Le bassin se découpe en trois sous-bassins : "alta", "medio" et "baja", se caractérisant comme suit :

  • le sous-bassin "alta" se trouve le plus à l'amont du bassin versant, il se définit comme une zone rurale d'altitude moyenne 30 m
  • le sous-bassin "media" se trouve dans une zone semi-urbanisée, d'altitude moyenne de 20 m
  • le sous-bassin "baja", à l'aval du bassin versant, correspond à l'agglomération de Buenos Aires, il se situe donc dans une zone très urbanisée, d'altitude moyenne inférieure à 10 m.

Par la suite, notre étude se limitera au sous-bassin "baja" (200km$^2$), afin d'étudier les inondations au niveau de la capitale.

 

La rivière

 

Le Rio Matanza-Riachuelo fait actuellement 64 km de long entre sa source et son embouchure, et 10 à 90 mètres de large selon l'endroit où l'on se place. Si l'on se limite à Buenos Aires, la rivière mesure 20 kilomètres. Son débit moyen au cours de l'année est d'environ 7 m$^3$/s et peut atteindre jusqu'à 1330m$^3$/s (crue de 1967).

Par ailleurs, au $XX^è$s, la rivière a subi plusieurs modifications de son cours en amont de la ville de Buenos Aires afin de limiter les inondations et favoriser la navigation. Aussi, cette rivière très méandreuse  a été transformée en partie en canal (respectivement en bleu clair et en vert sur l'illustration ci-dessous).

Illustration de la modification (en vert) du cours naturel du fleuve (en bleu)

http://www.acumar.gov.ar/content/documents/7/1507.pdf

La création de ce canal a eu pour conséquence d'accroître le débit dans la rivière et donc d'augmenter les inondations sur les zones méandreuses restantes à l'aval (au niveau de Buenos Aires). En effet, l'eau accélère dans un canal droit en pente et lorsqu'elle arrive au niveau d'un méandre, celui-ci agit tel un obstacle : l'eau est subitement ralentie, son niveau augmente dans le lit du fleuve. Aussi, on peut aisément comprendre que lors d'épisodes pluvieux intenses, les zones méandreuses en aval soient plus inondées qu'auparavant. Aussi, la construction du canal a déplacé le problème des inondations vers l'aval.

 

 

Cartographie des zones étudiées

 

Cartographie des zones étudiées

 

Les dernières décennies, la ville de Buenos Aires à été inondée fréquemment, causant des dégâts matériels considérables. On trouve deux sources principales à ces inondations :

  • L'augmentation naturelle de la hauteur d'eau du Riachuelo qui traverse la ville et les problèmes structurels du réseau de drainage, dont la capacité à été dépassée par l'occupation des vallées inondables. La capacité de drainage de la rivière a aussi été altérée par la rectification et la canalisation de son cours.
  • Les forts vents venant du Sud-Est ("sudestadas") qui provoquent une augmentation du niveau du "Rio de la Plata" (enbouchure du Riachuelo) et donc l'inondation des zones côtières et des quartiers les plus en aval de la rivière.

Ces inondations sont donc aggravées par l'urbanisation :

  • La construction de parking souterrains sous des espaces verts publics : élimination de l'absorption de l'eau par le sol
  • La réduction des espaces verts
  • Les fondations des tours construites qui font barrage dans la nappe phréatique...

 

Les bidonvilles de Buenos Aires sont notre première cible puisqu'ils bordent presque tout le long de la rivière (de 15 km à 3 km de l'embouchure). Nous pouvons notamment citer les bidonvilles Villa 21-24 et Villa 26, situés à 4,8 km de l'embouchure, à l'aval, et régulièrement inondés en raison de leur faible altitude.

Villa 21-24 et Villa 26, deux exemples de bidonvilles régulièrement inondés - Source : google Maps https://maps.google.fr/

 

Nous avons choisi de nous focaliser sur les bidonvilles car les populations y vivent en très grande concentration dans des lieux insalubres et précaires et sont les premières touchées par les inondations (dues aux crues et aux sudestadas).

Lors de ces inondations, l'eau fortement polluée de la rivière envahit les berges et ces quartiers, provoquant des dégâts matériel et sanitaire. En effet, l'eau du Riachuelo est la source des nombreuses maladies (respiratoires et de peau) contractées par les habitants des bidonvilles.

 

Pour délimiter les zones inondables, nous avons cherché des cartes géo-référencées qui doivent être assez précises. Nous avons trouvé notre carte grâce à la Comisión Nacional de Actividades Espaciales (CONAE). Cette carte nous servira lors de modélisation du Rio Riachuelo sous ArcGIS et HEC-RAS.

 

Modélisation de la rivière

 

On souhaite modéliser la rivière au niveau de l'agglomération de Buenos Aires (soit environ 20km) afin d'en étudier son comportement. Cela requiert l'association de deux logiciels : ArcGIS et HEC-RAS à travers un outil HEC-GeoRAS (extension de ArcGIS).

 

Logiciels utilisés

 

Afin d'étudier un cours d'eau et comprendre son comportement et sa réponse face à des contraintes, il est nécessaire d'utiliser des logiciels spécifiques. Nous avons utilisé les logiciels ArcGIS et HEC-RAS.

 


Logiciel HEC-RAS

Le logiciel HEC-RAS, Hydrologic Engineering Center River Analysis System, est un logiciel gratuit de modélisation hydraulique à une seule dimension. Il permet de modéliser l'écoulement dans une rivière et est principalement utilisé dans l'étude des zones inondables. Il a été développé par le ministère américain de la défense en 1995 et plus particulièrement par l'organisme HEC (Hydrologic Engineering Center) et est régulièrement amélioré. Dans notre étude nous avons utilisé la version 4.1.0.

Pour réaliser une modélisation d'événements ponctuels où l'écoulement est non stationnaire, il faut réaliser les étapes suivantes dans le logiciel :

  • créer une rivière et un bief (bras de la rivière)
  • créer les sections transverses qui vont permettre de définir la forme de chaque bief composant la rivière. Pour cela, on indique : 
    • la distance entre chaque section transverse 
    • les coefficients de Manning, caractérisant le frottement à l'écoulement, en tout point du profil
    • les points délimitant le lit mineur du fleuve (espace délimité par les berges)
    • l'élévation de chaque point définissant ce profil​
  • définir les conditions limites (aval et amont) et la condition initiale pour chaque bief

Ce logiciel permet à la fois des études en régime permanent et en régime instationnaire.

Les calculs réalisés lors des simulations s'appuient sur les équations de Barré Saint Venant à une seule dimension. Ces dernières sont obtenues lorsque l'on réalise des simplifications dans les équations générales de Navier-Stokes, caractérisant les écoulements de fluides newtoniens dans l'approximation des milieux continus. Ces simplifications concernent les écoulements vérifiant les conditions suivantes :

  • une direction majoritaire
  • peu de profondeur
  • une pente faible
  • une pression considérée comme hydrostatique

Les équations de Barré Saint Venant 1D correspondent à la conservation de la masse (1) et du mouvement (2) :

 

$$\frac{\partial h}{\partial t}+\frac{\partial Uh}{\partial x}=0             (1) $$

 

$$\frac{\partial U}{\partial t}+U\frac{\partial U}{\partial x}+g'\frac{\partial h}{\partial x}=-gI-\frac{1}{\rho} \frac{\partial p}{\partial x}-\frac{1}{2}C_f \frac{U |U|}{h}                  (2) $$

 

avec :

  • h : la hauteur du fluide au cours de l'écoulement
  • t : le temps
  • U : la vitesse du fluide dans le sens de l'écoulement
  • x : coordonnée spatiale, la direction principale de l'écoulement
  • $g'=gsin\gamma$ avec $\gamma$, l'angle entre la direction horizontale et l'écoulement
  • I : la pente
  • $\rho$ : la masse volumique du fluide
  • p : la pression au sein du fluide
  • $C_f$ :le coefficient de Manning-Strickler, $C_f=\frac{2g \ n^2}{h^{1/3}}$ avec n : coefficient de Manning traduisant la résistance du support à l'écoulement

​Il est à noter que le logiciel HEC-RAS résout les équations en termes de débit et non en termes de vitesse ($Q=uLh$ avec L : largeur du lit mineur). Les résultats se présentent sous la forme suivante : l'évolution de la hauteur d'eau et du débit pendant la simulation au niveau de chaque section transverse, qui sert de maille lors de la résolution mathématique. En effet, ces équations sont résolues grâce à la méthode des différences finies qui consiste à approximer les dérivées partielles à l'aide du développement de Taylor. De plus, il a été associé à cette méthode un schéma implicite qui consiste à exprimer la variable à l'instant n en fonction de l'instant n+1. Ce schéma a l'avantage majeur d'être inconditionnellement stable.


Système ArcGIS

​Le système ArcGIS est un ensembe de logiciels de système d'information géographique (SIG) développé par la société américaine ESRI, Environmental Systems Research Institute, depuis 1969. Il permet la visualisation et la manipulation de cartes et d'images satellites. Pour notre étude nous avons utilisé la version 10.1. 

HEC-GeoRAS est une extension de ArcGIS développée pour permettre l'échange de données entre les deux logiciels ArcGIS et HEC-RAS. Nous l'avons utilisé afin de modéliser le cours du fleuve précisément. Puis nous avons exporté le résultat vers HEC-RAS afin de nous en servir comme base pour notre étude hydraulique.

 

 

Processus de modélisation

 

Reproduction du cours de la rivière

La première partie de cette modélisation a été de reproduire la rivière grâce au logiciel ArcGIS. Ce type d'opération se fait usuellement à partir d'un DEM (Digital Elevation Model), représentant la topographie du site afin de tracer les profils transverses de la rivière. Néanmoins, nous n'avons pu en trouver un suffisamment précis pour la ville de Buenos Aires (certainement dû au fait que la gamme de variation de la topographie sur la ville est très réduite). Aussi nous avons utilisé une image satellite SRTM de la ville de Buenos Aires où l'on peut distinguer aisément le lit de la rivière ainsi que les berges mais où les sections transverses ne possèdent pas les bonnes données topographiques. Ces dernières ont été modifiées ultérieurement, après exportation dans le logiciel HEC-RAS grâce à des données que l'on nous a fourni. 

Image satellite SRTM du Rio Matanza-Riachuelo au niveau de la ville de Buenos Aires

Image issue de la banque de données : http://catalogos.conae.gov.ar/urbanas/

 

Grâce à l'outil HEC-GeoRAS on dessine les éléments composant la rivière dans l'ordre suivant  :

  • la rivière en elle-même (on néglige les affluents) reliant l'amont et l'aval en passant par le centre de chaque section transverse
  • les deux berges (limitant le lit majeur)
  • les limites du lit mineur
  • les sections transverses

On associe tous les éléments entre eux pour modéliser la rivière et la géoréférencer dans le système de projection de la carte : WGS 84 (World Geodetic System), système géodésique standard mondial.

 

Il reste à attribuer la valeur des coefficients de Manning pour le lit de la rivière et les plaines inondables. Ce coefficient traduit la résistance du support à l'écoulement, soit sa rugosité. Il est donc fonction du type d'occupation du sol où s'écoule l'eau (zone urbaine, forêt..). La table des valeurs du coefficient de Manning a été déterminée empiriquement. On utilisera la classification établie par V.T Chow en 1959 dans son ouvrage Open-Channel Hydraulics (visualisable en cliquant ici) :

 

On crée alors, sous ArcGIS, une couche composée de polygones regroupant l'ensemble des plaines inondables autour de la rivière. On associe à toutes ces surfaces un coefficient de Manning de 0,05, ce qui correspond à l'ordre de grandeur pour une rivière dont le lit est peu profond, avec quelques méandres et possèdant des cailloux, bois et autres matériaux (macro-déchets). Il sera ajusté par la suite dans le logiciel HEC-RAS, on étudiera notamment l'influence de la création de digues naturelles (roseaux), proposées par le trinôme 2 (réhabilitation des berges), pour limiter l'invasion de l'eau lors des crues.

 

Modélisation de la rivière grâce à l'outil HEC-GeoRAS du logiciel ArcGIS - Cliquez pour avoir un zoom au niveau de la zone d'étude

 

Puis on exporte la modélisation  vers le logiciel HEC-RAS.

 

 

Reproduction complète de la rivière

Grâce au logiciel HEC-RAS on modifie les valeurs altimétriques des sections transverses, ainsi que les valeurs des coefficients de Manning afin d'être au plus proche de la réalité.

 

I. Ajustement des sections transverses

Suite à des échanges avec le Dr. Karina Quaini de Buenos Aires, nous possédons 5 profils transverses qui représentent 500 mètres de rivière à l'entrée de l'agglomération (cliquez ici pour voir un de ces profils). Nous avons donc décidé d'extrapoler ces profils afin de représenter la totalité de la rivière qui traverse la ville (soit 20 km environ). En outre, comme cela a déjà été notifié, nous n'avons pu trouver une carte topographique autour du fleuve suffisamment précise. Pour cette raison, les extrémités des sections seront considérées comme planes (au vu de notre échantillon de profil). Nous serons donc capables de déterminer la hauteur des inondations mais pas leur étendue sur plus de 200 m. Pour connaître l'étendue, il serait souhaitable de modéliser la rivière en 2D. Aussi nous avons fixé la pente entre les sections à 0,001%, cette faible valeur s'explique par la très faible variation de topographie à Buenos Aires.

Section transverse "type" de la rivière (hors canal) - Cliquez sur l'image pour zoomer

 

De plus, comme vu précédemment, une partie de la rivière a été rectifiée en canal rectiligne. Pour cette partie nous avons opté pour des sections régulières (canal rectangulaire).

Section transverse "type" de la rivière au niveau du canal - Cliquez sur l'image pour zoomer

 

 

II. Ajustement du coefficient de Manning

Il est nécessaire d'ajuster la valeur du coefficient de Manning selon l'endroit où l'on se place dans les profils transverses. En effet, la végétation est différente selon la distance par rapport au centre de la rivière, aussi le coefficient de rugosité évolue le long du profil. Aussi, on impose les valeurs suivantes :

  • On attribue au lit mineur le coefficient de 0,05 tout au long de la rivière puisque la rivière est considérée comme peu profonde, avec quelques méandres et possédant des objets (cailloux, bois, macro-déchets...)
  • Avant le site de regroupement des tanneries (cf la partie Trinôme 1 : Limitation de la pollution par le contrôle des effluents industriels), les plaines inondables sont constituées essentiellement d'herbes courtes. Aussi on impose un coefficient de Manning de 0,03 pour ces plaines.
  • Après le site de regroupement des tanneries, le trinôme 2 a choisi de créer une barrière végétale à la pollution à l'aide de jacynthes d'eau dans la rivière, de roseaux et de bambous sur les rives et d'arbres sur les berges. Ces éléments sont à prendre en compte dans l'évaluation du frottement sur ces zones. Aussi on impose un coefficient de Manning de :
    • 0,1 sur les berges pour traduire l'influence des arbres
    • 0,035 sur la partie haute des rives pour traduire l'influence des roseaux et des bambous

​Ces valeurs sont visualisables sur les profils ci-dessus.

 

On réalise ensuite une interpolation des sections tous les cent mètres, afin d'obtenir la meilleure représentation possible de la réalité lors de la simulation. En raison de son caractère 1D, dans les zones trop méandreuses, le logiciel ne peut interpoler correctement les sections, aussi un tri des sections interpolées est effectué dans ces zones pour ne pas dévier de la réalité.

On obtient alors la modélisation complète de la rivière (cf illustration ci-dessous). On va alors pouvoir débuter l'étude hydraulique.

Il est à noter que le numéro caractérisant chaque section représente la distance en mètres entre la dite section et l'aval (l'embouchure de la rivière).

Modélisation exportée sur le logiciel HEC-RAS

(Cliquez sur l'image pour voir la zone d'étude avec les sections interpolées en vert clair et les sections d'origine en vert foncé)

 

 

Etude hydraulique

 

A présent que la géométrie de la rivière a été établie, on peut débuter l'étude hydraulique de la rivière. On va étudier la réponse de la rivière dans deux situations extrêmes : 

  • une crue décennale
  • l'élévation du niveau d'eau dans la rivière suite à de forts vents du Sud Est : les "sudestadas"

​Pour une telle étude, nous allons de nouveau utiliser le logiciel HEC-RAS et la géométrie produite précédemment. Il s'agit en fait d'imposer différentes conditions initiales et aux limites selon le cas d'étude.

 

 

Etude d'une crue décennale

 

Dans cette partie, nous allons étudier l'influence d'une crue décennale sur la rivière. Une telle crue se définit par une période de retour de 10 ans. Aussi chaque année, la probabilité que le débit maximal soit atteint ou dépassée est de 1/10. 

 

Etablissement des conditions aux limites et de la condition initiale

D'après nos recherches, le pic de débit d'une telle crue est de 307 $m^3.s^{-1}$. De plus, on dispose de l'hydrogramme d'une crue centennale (période de retour 100 ans) pour le Rio Riachuelo. A partir de ces deux éléments (valeur maximale et durée de crue) on construit l'hydrogramme suivant qui sera la condition limite à l'amont :

 

Hydrogramme de la crue décennale (Condition à l'amont dans HEC-RAS) - Cliquez pour zoomer

 

A l'aval on impose une pente de 0,004, comme elle est citée dans la littérature.

Par ailleurs, on impose un débit initial égal à la valeur minimale de l'hydrogramme : $3 \ m^3.s^{-1}$. En effet, bien que le débit moyen de la rivière soit de $7 \ m^3.s^{-1}$ il est souvent inférieur à cette valeur et peut atteindre des valeurs extrêmes de $0,5 \ m^3.s^{-1}$, soit la quasi stagnation de l'eau dans la rivière. On choisit donc une valeur minimale moyenne entre ces deux valeurs.

 

Simulation

A présent que la géométrie et les conditions aux limites sont déterminées, on lance la simulation et on observe les résultats :

  • les plaines sont inondées pendant 22 heures
  • le pic d'inondation est atteint 7 h après le pic de crue
  • les terres sont inondées entre 0,4 m et 1 m au maximum de la crue de la section
  • l'inondation touche presque toute les plaines le long de la rivière, soit sur 17 km.

 

Ces résultats se retrouvent sur les illustrations suivantes :

  • l'hydrogramme en entrée et la période des inondations

Hydrogramme imposé à l'amont et période d'inondation - Cliquez pour zoomer

 

  • la vue complète de la rivière et des sections transverses où l'on distingue :
    • l'amont à la section 20550.79 (à droite sur la figure)
    • l'aval à la section 207.7907 (à gauche sur la figure)
    • en rouge : le lit mineur
    • en bleu : l'étendue de l'eau au plus fort de l'inondation soit de la section 205550.79 jusqu'à la section 3718.897.
    • L'inondation se propage à partir du milieu du fleuve (zone juste en amont du méandre le plus important), ce qui est directement en lien avec le problématique développée par la construction du canal dans la partie Le bassin versant Matanza-Riachuelo, sous l'axe "La rivière".

Résultat de la simulation au plus fort de l'inondation - Cliquez pour zoomer

  • le profil de la rivière sur 20 km avec :
    • en bleu foncé (trait fin) : l'élévation maximale de l'eau
    • en bleu foncé (trait épais) : l'élévation initiale de l'eau ($Q=3 m^3.s^{-1}$)
    • en pointillé vert : la hauteur de berges (gauche et droite superposées)

Profil de la ligne d'eau - Cliquez pour zoomer

 

On peut y noter que les berges ne sont immergées que pour une partie de la rivière (entre la section 17404.0 et la section 7100.835). Or, l'image précédente nous indiquait que les terres inondées s'étendaient sur une plus grande zone. Cette contradiction peut avoir deux explications :

  • les zones où l'eau "déborde" du lit mineur créent une inondation du lit majeur qui va se propager progressivement sur les zones annexes expliquant cette inondation "quasi-généralisée" (environ 17 km)
  • le logiciel 1D attribue une hauteur à toute la section, lorsque celle-ci se trouve supérieure à la topographie du lit majeur il y a inondation de ce dernier alors que le lit mineur ne déborde pas. Ces inondations ne sont donc pas représentatives de la réalité dans cette simulation. Il ne faut donc prendre en compte que l'inondation sur les 10 km où le niveau d'eau est supérieure aux berges. Néanmoins, le phénomène précédent est le reflet de la réalité, il y a toujours propagation vers les sections voisines de l'inondation du lit majeur, ne serait-ce que par gravité.

Dans les deux situations la population de notre zone d'étude est touchée par les inondations. En effet, les bidonvilles bordent la rivière de 15 km à 3 km de l'aval. Aussi, même dans le second cas, l'eau se propagera dans le lit majeur de la partie la plus en aval par gravité. La population visée est donc en contact avec une eau très fortement contaminée et ce pendant plusieurs heures. Aussi, il est nécessaire d'apporter une solution afin de réduire l'impact de ces crues.

 

Elévation du niveau d'eau suite au phénomène de "sudestadas"

Un des phénomènes causant les inondations dans les quartiers bas de Buenos Aires sont les "Sudestadas". Les sudestadas se produisent quand un noyau anticyclonique est situé approximativement dans la zone du Rio de la Plata (delta débouchant sur l'océan) de la province de Buenos Aires. Cet anticyclone est alors à l'origine de vents violents qui produisent eux mêmes une élévation conséquente de l'eau par frottement horizontal.

Les sudestadas peuvent se produire tout au long de l'année, mais elles apparaissent plus particulièrement entre le mois de mai et le mois de septembre (de l'automne au printemps dans l'hémisphère sud). Elle peuvent durer jusqu'à 140 heures mais elles se produisent généralement sur une durée de 1 à 3 jours.

Comme on peut le voir ici, la lettre A représente la haute pression (anticyclone) et la lettre B, la basse pression ("dépression" à l'origine d'intempéries). Pour l'anticyclone, la circulation d'air s'effectue dans le sens inverse des aiguilles d'une montre et inversement pour la dépression (ceci n'est plus valable dans l'hémisphère Nord). Ces deux circulations génèrent donc un vent fort venant du sud-est (d'où le nom "sudestadas") comme l'indiquent les flèches rouges. Ce fort vent va générer un frottement à la surface de l'eau et provoquer une élévation du niveau de la mer se dirigeant vers la côte.

 

 

Etablissement des conditions aux limites et de la condition initiale

Selon les données récoltées, le niveau de la mer peut s'élever de 2,7 mètres (au moins deux fois par an) à 4,4 mètres dans le pire des cas. Nous avons choisi de modéliser une sudestada à forte élévation et de moyenne durée (2 jours), comme on peut le voir sur le graphique ci-dessous, représentant l'évolution de la hauteur d'eau à l'aval en fonction du temps (condition limite à l'aval). Ce choix a été fait dans l'objectif de protéger les populations lors des événements les plus extrêmes. Lors de la sudestada, nous imposons au Riachuelo son débit annuel moyen qui est de 7 m$^3$/s (qui sert de condition limite à l'amont). On donne comme condition initiale un débit de 7 m$^3$/s à l'amont.

Evolution de la hauteur d'eau au cours du temps servant à modéliser la sudestada à l'aval- Cliquez sur l'image pour zoomer

 

Simulation

 

Résultat de la simulation des sudestadas (à gauche l'aval du Riachuelo, correspondant au début de l'estuaire)

On observe que la sudestada provoque de sérieuses inondations sur une portion d'environ 5 km de la rivière à l'aval. L'eau s'étend sur plusieurs centaines de mètres transversalement à la rivière.

Vue de profil de l'élévation de l'eau dans la rivière - Axe horizontal : sections transverses sur 5km - Axe vertical : élévation en mètres - Cliquez sur l'image pour zoomer

Sur l'image ci-dessus, on peut observer :

  • l'élévation du sol ("ground") symbolisée par des carrés gris (sections interpolées) et noirs (sections d'origine)
  • l'élévation de l'eau (remplissage bleu)
  • La hauteur des berges le long des 5 km de rivière tracés (rouge)

A l'embouchure, on a une surélévation de la rivière de près de 80 centimètres, qui tend à s'atténuer en remontant vers l'amont. Même si l'inondation semble s'arrêter aux alentours du deuxième kilomètre (là ou la ligne d'eau croise la ligne représentant la hauteur des berges, cf vue de profil ci-dessus), on note encore la présence d'eau sur le lit majeur (plaines inondables) sur encore trois kilomètres (cf résultat de la simulation).

On peut facilement expliquer ce phénomène. En effet, HEC-RAS est un modèle 1D, donc la hauteur d'eau ("vague") que nous lui imposons à l'aval (stage hydrograph) est effective sur toute la section transverse de la rivière. Aussi deux solutions sont possibles :

  • la vague initiale est donc poussée vers l'amont et crée un débordement sur toutes les parties de la rivière. On peut donc identifier deux vagues différentes : celle du lit mineur et celle du lit majeur. Le lit majeur continue à être inondé par cette "vague" sur les 5 kilomètres car le niveau d'eau est supérieur au niveau topographique du lit, même si le niveau du fleuve est inférieur au niveau des berges. Les inondations sur le lit mineur à partir du kilomètre 2 ne viennent pas d'un débordement mais bien de la propagation de l'inondation produite à l'aval sur le lit majeur (illustration ci-dessous)

Profil transverse se situant après la zone de débordement - Observation de la présence d'eau sur le lit majeur alors que le lit mineur ne déborde pas - Cliquez sur l'image pour zoomer.

 

 

Solutions aux inondations

 

Dans cette partie, nous allons tenter de proposer des solutions aux événements étudiés dans la partie précédente :

  • une crue décennale
  • les "sudestadas"

Nous nous placerons dans le cadre où les inondations ne sont provoquées que par débordement du niveau d'eau au dessus des berges. Aussi nous nous baserons sur les profils de la rivière pour dimensionner nos aménagements.

 

Protection contre la crue décennale - Création de Bassin de rétention

 

Protection contre la crue décennale - Création de Bassin de rétention

 

Comme cela a été montré dans la partie précédente, la crue décennale engendre une inondation sur près de 17 km le long de la rivière et sur au moins 200 m de large. Il est donc important d'imaginer des aménagements susceptibles de réduire voire de stopper ces inondations. Plusieurs solutions sont envisageables dans un tel cas : sur-élévation des berges, création de digues, création d'un réseau de drainage... Mais la plus commune et la moins coûteuse reste la création de bassins de rétention afin d'accueillir le volume excédent d'eau. Nous allons donc  envisager cette solution pour notre problème. 

L'étude débute par l'estimation du volume excédentaire. Pour ce faire, il faut dimensionner un seuil latéral  évacuateur de crue (ou déversoir) sous HEC-RAS susceptible d'évacuer cet excédent : le volume d'eau évacué doit permettre de stopper les inondations mais ne doit pas être trop important pour ne pas assécher la rivière.

La modélisation d'un déversoir latéral sous HEC-RAS se déroule dans l'éditeur géométrique. On crée une structure latérale dite "out of the system", ce qui signifie que l'eau qui s'écoulera par cet aménagement sera évacuée hors de notre système : la rivière. Cette structure est placée à l'amont de la rivière (section 20067.88), pour contrôler le débit tout au long de la rivière. De plus, faute d'espace disponible dans la ville de Buenos Aires, les bassins seront implantés par la suite en amont de la rivière, il était donc judicieux de placer le seuil à cet endroit là. Puis on crée le seuil en indiquant :

  • sa forme géométrique
  • ses dimensions 
  • le coefficient de seuil
  • la distance par rapport à la section de référence où l'aménagement débute

Le coefficient de seuil est nécessaire dans l'établissement du calcul du volume évacué. En effet, l'équation de l'écoulement au niveau du seuil/déversoir utilisée par HEC/RAS (avec les unités anglo-saxones) est :

$$Q=CLH^{3/2}$$

avec

  • Q : le débit au niveau du déversoir
  • C : le coefficient du seuil (fonction de la géométrie du seuil). Pour l'étude, il a été fixé à 2,6, ce qui correspond à l'ordre de grandeur pour un tel seuil d'après l'ouvrage Handbook of Hydraulics (cf Bibliographie). Néanmoins, l'objectif étant de déterminer le volume excédentaire, la modification de sa valeur engendre seulement une modification de la géométrie du seuil : on converge toujours vers le même volume minimal à extraire.
  • L : la largeur de la crête du seuil
  • H : l'énergie à l'amont du seuil

En définitif, le seuil/déversoir capable d'évacuer seulement l'excédent d'eau générant des inondations possède les spécifications suivantes :

  • il est de type "broad crested" (rectangulaire)
  • il fait 50 m de long (direction parallèle à l'écoulement), 10 m de large (direction perpendiculaire à l'écoulement)
  • son "ouverture" fait 7 m de long, 1 m de haut et ne permet qu'à l'eau de niveau supérieur à 4 m de s'évacuer de la rivière (les berges étant à 5,4 m de haut).

Modélisation du seuil sous HEC-RAS  au niveau de la section 20067.55 - Cliquez pour zoomer

 

Le déversoir se remplit alors selon l'hydrographe ci-dessous, avec :

  • en bleu : le débit à l'amont
  • en rose : le débit à l'aval
  • en rouge : le débit à travers le déversoir

Hydrographe représentant l'évacuation de l'excédent d'eau par le déversoir - Cliquez pour zoomer

On obtient alors en intégrant l'aire sous la courbe, le volume évacué par le déversoir, soit $3.10^6 \ m^3$. Ce volume considérable correspond au volume d'eau minimale à évacuer lors d'une crue décennale. Il permet d'éviter tout débordement de l'eau au dessus du niveau des berges (cf profil de la rivière ci-dessous)

Profil de la rivière au plus fort de la crue en présence du seuil (en noir) - Cliquez sur l'image pour zoomer

 

A présent que le volume à évacuer a été identifié, il reste à représenter les bassins de rétention. Bien que théoriquement ce soit possible sur le logiciel HEC-RAS, le logiciel semble présenter une anomalie puisque la simulation en présence de bassins de rétention ne fonctionne pas en régime non permanent malgré l'aide apportée par deux enseignants de l'ENSEEIHT. Aussi, les bassins ont directement été représentés sur une carte après dimensionnement : au vu du grand volume d'eau à évacuer, nous avons choisi de diviser le volume à déverser en deux bassins de 50 hectares chacun ($1ha=10 000 m^2$) et de 3 m de profondeur. L'emplacement a été choisi pour réduire au maximum les gênes pour la population et l'urbanisation : les bassins sont placés en amont de la ville de Buenos Aires (à 4km en amont de la section où a été modélisé le seuil), sur une forêt.

La création de ces bassins présente non seulement l'avantage de stopper les inondations sur l'ensemble de la rivière à l'aval, mais ils peuvent aussi être utilisés dans un cadre touristique puisque en amont de Buenos Aires, l'eau est relativement propre et les bassins peuvent servir de base de loisir.

 

 

Lors de l'établissement du cahier des charges de binômes, une deuxième solution pour éviter les inondations avait été envisagée : la création d'un réseau de drainage. Or, au vu du volume excédentaire très important, une telle solution n'est en fait pas possible, le débit à évacuer est trop important. La création d'un réseau de drainage ne peut donc qu'être une mesure d'appoint : limitation de crue annuelle ou en appoint des bassins de rétention.

 

 

Proposition de solutions pour lutter contre les sudestadas

 

Proposition de solutions pour lutter contre les sudestadas

 

Les sudestadas sont un phénomène local, nous n'avons donc pas pu trouver de solutions dans la bibliographie. Cependant, les sudestadas peuvent être associées à des ondes de tempêtes, et il existe certaines solutions pour ces dernières. Dans certains pays, des murs côtiers ont été érigés pour contenir ces ondes de tempête. Les Pays-Bas ont mis en place un "plan Delta" de protection après les inondations causées par la mer du Nord en 1953. Par exemple, ils ont construit des barrages et des digues, comme le Oosterscheldekering et le Maeslantkering.

 

Le Oosterscheldekering est le plus important des ouvrages du plan Delta, et mesure 9 km de long. Ce barrage comprend de grandes glissières qui peuvent être abaissées en cas de fortes tempêtes, éventuellement combinées à une marée d'équinoxe, pour que la marée haute ne puisse franchir les digues. Il a été mis en service le 4 octobre 1986, et a coûté aux Pays-Bas la somme de 2 500 000 000 €, et a été utilisé seulement deux fois.

 

Oosterscheldekering -http://http://www.bus-idee.nl/InfopaginaBurghHaamstedeWaterlandNeeltjeJans.htm

 

 

 

 

Le Maeslantkering est le plus récent mais aussi le dernier ouvrage du Plan Delta des Pays-Bas. Le barrage est composé de deux portes mobiles, se refermant automatiquement lorsque le niveau de l'eau dépasse 3 mètres. Il a été mis en place en juin 1997 et a servi une seule fois en 2007. Son coût s'élève à 360 millions d'euros.

 

 

Maeslantkering - https://beeldbank.rws.nl/

 

Pour notre étude, il est impossible d'envisager l'une de ces solutions, au vu du coût qu'elles représentent. Cependant, la fréquence des sudestadas étant relativement élevée (au moins deux fois par an), un tel ouvrage serait un investissement certes conséquent mais nécessaire. Il serait aussi possible de :

  • Surélever les structures portuaires, les ouvrages au large, et les habitations sur 2 km de rivière
  • Déplacer les populations temporairement le temps de la construction d'immeubles appartements de façon à ce que les plus bas étages puissent être inondés sans trop de dommages

Mais ces deux possibilités représentent des coûts tout aussi importants et engendrent un déplacement temporaire des populations.

Pour limiter l'importance des impacts des sudestadas, quelques solutions sont envisageables à plus petite échelle :

  • Afin de réduire l'érosion et de fournir un habitat à la faune, ajouter de la végétation dans la zone côtière pour absorber l'énergie des vagues
  • Prévoir de l'espace de chaque coté de la rivière pour que celle-ci puisse déborder, avec des zones tampons d'herbe, d'arbres ou d'arbustes. Cela permettrait également l'installation de ripisylves sur ces zones pour accumuler la pollution de l'eau et ainsi "profiter" des sudestadas pour dépolluer la rivière et les berges.

Néanmoins, l'installation de potentielles zones tampons reste dans le domaine de l'impossible tant que l'extension urbaine de la ville de Buenos Aires n'est pas contrôlée (trop forte concentration de populations précaires autour du fleuve).

Conclusion

 

CONCLUSION

 

L'étude de la rivière Matanza-Riachuelo a été un projet complet. En effet, ce projet à multiples facettes nous a permis d'appliquer nos différentes compétences (chimie, hydraulique, et agronomie) grâce à la diversité de nos formations d'origine (ENSIACET, ENSEEIHT, ENSAT). Notre étude a donc été enrichissante pour l'ensemble des membres de notre groupe. De plus, il nous a permis de traiter un problème global (i.e. la pollution de la rivière) en identifiant l'inconvénient majeur d'un tel projet, c'est-à-dire sa complexité, son envergure. Aussi nous avons dû nous contraindre à certaines hypothèses simplificatrices et nous limiter dans nos études. Ceci est un bon entraînement pour notre futur travail d'ingénieur, puisque nous pensons nous être focalisés sur ce qui était important et à notre portée.

Néanmoins, notre projet initial était très ambitieux puisqu'on s'attelait à un problème complexe, connu, mais toujours irrésolu. Par ailleurs, l'emplacement géographique de notre étude a été un handicap concernant l'obtention de données. Ceci est principalement dû au manque d'études menées par l'organisme chargé du bassin versant (ACUMAR, créé il y a moins de 10 ans) et au fait que l'intérêt porté sur le Riachuelo est relativement très récent. De plus, dans un pays en développement, la cause environnementale n'est pas considérée comme un problème majeur.

De par son éloignement, il est difficile d'effectuer une analyse de coût et d'impact des aménagements prévus par notre étude en Argentine. En effet, les coûts des matériaux, de la main d'oeuvre, du temps de travail ainsi que les problèmes politiques éventuels ne peuvent être déterminés par une simple recherche bibliographique. Une étude de terrain (sociale, politique, technique et économique) serait indispensable à la mise en place de tels aménagements. Ainsi le chiffrage total n'a pas pu être établi, pour la création des bassins de rétention et pour l'établissement de la station de traitement commune des effluents.

Malgré ces difficultés, notre étude reste pertinente et certains aménagements pourraient être effectifs. En effet, concernant la limitation de la pollution industrielle, nous aboutissons à des concentrations en sortie de traitement des effluents qui répondent aux normes en vigueur. De plus, la station de traitement commune occupe une surface inférieure à l'espace dédié au site de regroupement des tanneries. Le contrôle des effluents permettant bien de limiter la pollution industrielle, le travail de traitement des sédiments et de phytoremédiation pourra se faire dans le cadre d'une eau "propre" en ce qui concerne le chrome, les sulfures, la DBO et la DCO.

Reste alors à limiter une repollution de la rivière par les sédiments et les berges contaminés. Pour cela, nous avons pu déterminer quelles espèces de plantes devaient être plantées, comment et en quelle quantité. Concernant les sédiments, une technique innovante et spécifique à la rivière Matanza-Riachuelo a été développée et sera, peut-être, très prochainement appliquée. Les valorisations possibles sont très prometteuses.

Par ailleurs, la création de bassins de rétention permet bien le contrôle du débit de la rivière pendant les crues décennales, et leur implantation géographique ne perturbe pas l'urbanisation de Buenos Aires (aucun déplacement de population). D'autres solutions sont envisageables, que ce soit pour les crues ou les sudestadas. Faute de temps et de moyens, nous n'avons pu les modéliser. Il serait par exemple intéressant de transposer à Buenos Aires les solutions développées aux Pays-Bas.