Redimensionnement de la STEP de Saint-Louis de la Réunion et création de filières de valorisation des boues d'épuration


Source : http://www.eiffagetravauxpublics.com/genie-civil

Bienvenue à tous les lecteurs de notre projet sur le thème du traitement de l'eau et de la valorisation des boues.  Contactez-nous pour toute question relative à notre travail. 

Bonne lecture !

Présentation de l'équipe

Notre équipe est composée de sept membres, tous suivant la spécialisation transversale Génie de l'Environnement s'effectuant entre les trois écoles de l'INP-Toulouse : ENSIACET, ENSAT et ENSEEIHT. Notre goût commun pour les domaines que sont le traitement de l'eau et celui des déchets nous a amené à construire ce projet de Redimensionnement de la STEP de Saint-Louis à la Réunion ainsi que la valorisation des boues. 

Notre groupe se compose de : 

Pauline AGUETTAZ - INP-ENSAT-

Laura DIGAN - INP-ENSIACET -

Clément DIVO - INP-ENSAT -

Jean-Luc DORÉ - INP-ENSAT -

Claire FROGER - INP-ENSAT -

Flavien POINÇOT - INP-ENSAT -

Juliette SEREMET - INP-ENSIACET -

 

De gauche à droite : Laura DIGAN, Jean-Luc DORÉ, Pauline AGUETTAZ, Clément DIVO, Juliette SEREMET, Flavien POINÇOT et Claire FROGER

 

 

Résumé / Abstract

Résumé

La Réunion est aujourd’hui un département qui fait face à de nombreuses problématiques en liaison avec le traitement de ses eaux usées ainsi que la gestion de ses déchets. En effet, de par son isolement et sa taille réduite, ajoutés à la croissance très importante de la population plusieurs décisions sont nécessaires à l’amélioration de la qualité de la gestion environnementale réunionnaise. C’est dans ce contexte que se tient notre projet, dans la ville de Saint Louis, où la station d’épuration (STEP) ne répond pas aux normes de qualité de l’eau et est sous-dimensionnée lorsque dans le même temps un doublement de la population raccordée à la station est prévu pour 2030. L’objectif global de notre projet est donc de redimensionner la station pour atteindre les normes de qualité et l’adapter à l’augmentation de la population, puis de proposer des filières de valorisation des boues de station. Le premier but consistera donc en l’étude de la nouvelle station et de ses procédés, le second sera le développement d’une unité de méthanisation avec différents débouchés de valorisation du biogaz et du digestat, le troisième objectif sera le développement d’une filière de compostage des boues ou du digestat issu de la méthanisation.

La première partie de l'étude s'est organisée autour d'un axe principal : le redimensionnement de la STEP de Saint-Louis avec augmentation de sa capacité de traitement à 80000 équivalents-habitants. La filière eau a été modifiée en mettant en place notamment un traitement biologique par boues activées et une déphosphatation chimique. Les prétraitements (dégrillage et dessablage-déshuilage), le procédé biologique dans son ensemble ainsi que le traitement chimique du phosphore ont été dimensionnés. Les refus de dégrillage, graisses et sables n'ont pas été traités, la production de boues biologiques et chimiques a été fournie aux deux autres parties de l'étude pour leur valorisation par méthanisation et par compostage. Une modélisation du procédé biologique a été réalisée sur R pour observer l'effet d'un à-coup hydraulique. Les deux autres axes ont été d'une part le recensement des pollutions industrielles en amont de la STEP et la proposition de traitements adaptés, et d'autre part l'estimation des coûts associés à la mise en œuvre de cette nouvelle STEP.

Dans notre seconde partie, la mise en place de l’unité de méthanisation se divise en différentes études menées en parallèle. Tout d’abord l’étude de la ligne de production est nécessaire, avec le choix de traitements avant et après la digestion anaérobie, ainsi que le choix du type de digestion puis suit le dimensionnement lui-même basé sur la production de boues estimée par la première étude. Les effluents générés ont été intégrés au dimensionnement du traitement biologique de la STEP. La seconde étude est celle de la valorisation du biogaz par cogénération ou production de biométhane avec pour chacune l’étude de la filière des procédés avec leur dimensionnement précis. Pour chacune de ces études un bilan économique a été réalisé. Enfin la troisième étude consiste en une modélisation des processus biochimiques ayant lieu lors de la méthanisation en utilisant des modèles de la littérature, permettant ainsi de prédire la quantité de méthane produite par le digesteur et optimiser le dimensionnement de la filière. Cette partie est étroitement liée aux deux autres objectifs du projet puisque le redimensionnement de la station influence la production de boues et le digestat est utilisé par l’unité de composage.

La troisième partie qui concerne la mise en place d'une plate-forme de compostage se partage en trois axes d'étude liés entre eux. Un premier axe vise à déterminer les parcelles éligibles à l'épandage des boues et du compost selon la législation en vigueur, ainsi que la localisation de la plateforme. Les résultats, montrant une surface éligible plus importante pour le compost, soulignent la pertinence du compostage des boues pour leur valorisation. Un second axe consiste en la modélisation des processus biochimiques mis en jeu lors du compostage, permettant d'avoir une estimation de la quantité et de la qualité de compost à valoriser ainsi que des émissions atmosphériques. Il permet ainsi de comparer les produits provenant du compostage des boues et ceux provenant du compostage des digestats de méthanisation. Le troisième axe concerne le dimensionnement de la plate-forme pour le compostage des boues avec des déchets verts comprenant le choix des installations et des moyens de traitements (bassin de lagunage notamment). Il prend en compte les résultats de la modélisation pour ajuster la conduite et dimensionner le biofiltre utilisé pour traiter les effluents gazeux émis.

Abstract

The island of La Réunion near Madagascar is facing numerous issues concerning their water and waste management. In the south of the island, several waste water treatment plants are not covering the quality restrictions. Indeed, the wastewater treatment plant (WWTP) of Saint Louis is overwhelmed and designed for a number of inhabitants which is very low compared to the population expected in ten years. In fact, the population is growing fast and will double in a few years. In this context, our goal is first to find solution to reach the quality requirements and the amount of waste water to treat. Then we focused on the disposal of the sewage sludge and its valorization by anaerobic digestion and by composting directly the sewage sludge or its digestat.

The first part of our study consists in an evaluation of the old configuration and the definition of the new process and its sizing to respond to the population growth and the quality regulations. The new WWTP was sized for a capacity of 80,000 population equivalent. The treatment line was changed in order to face this capacity : activated sludge biological treatment and chemical removal of phosphate. The pre-treatment of the raw water (screening, grit and oil removal), the whole biological process and the chemical treatment of phosphorous were sized. The pre-treatment waste was not considered, the amount of biological and chemical sludge produced served as input for the second and third part of the project.  The activated sludge process was modelled on R-software to observe the effect of a flow change on the treatment. Two other studies were linked to the WWTP : identifying the industrial sources of pollution and the suitable treatment processes on one hand, and assessing the economical cost of the new WWTP on the other hand.

The second part of the project is to study the anaerobic digestion of the sewage sludge. We divided in three main subjects: the dimensioning of the digestion system; the dimensioning of the biogas unit depending on the valorization chosen; the prediction of biogas production based on a scientific model of the digestion solved on R. The dimensioning of the digestion line is composed by a references search to define which process to apply for the treatment before and after digestion, and the type of digestion itself. Then a sizing of the process itself was necessary based on the amount of sewage sludge provided by the treatment plant. The effluents were incorporated in the biological treatment sized in the previous WWTP. The dimensioning of the biogas unit consisted first in referencing the different techniques available. Then the development of two scenarii and their precise sizing was done. Finally, for the two processes, an estimation of the costs and the investments was done. The model of the digestion was based on a previous model of the interaction and microbial processes during the anaerobic digestion (ADM1). This model was transposed on R-software and gives the amount of biogas produced as well as the evolution of different components during the process. These results were used to conduct the sizing. This sub-part of the project is highly correlated with the others as the digestate is composted. 

The third part of this project focuses on developing a composting plateform. This part is divided in three topics. The first topic aims to highlight the plots on which sludge or compost can be spread according to the law as well as the location of the plateform. The higher number of qualified plots to spread compost confirm that composting sludge is relevant for their recycling. The second part deals with the establishment of a model to simulate the biochemical reactions that occur during the composting process. This model gives us an appraisal of the feature and  final mass of compost that need to be spread as well as an estimation of atmospheric emissions during the process. It allows us to compare a compost from the aerobic digestion of sludges and one from the aerobic digestion of the digestate produced during the anaerobic digestion process. The last topics is about sizing the different components of the plateform and the means of treatment (lagoon-based water treatment basin for instance). The results of the simulation are take into account to adapt the management of the plateform and to size the biofilter use to treat the gazeous emissions.

Projet

Introduction

L'île de la Réunion est une région mono-départementale de 841 000 habitants (2013). Ce territoire est soumis à une forte pression démographique du fait du relief marqué : seul 40 % de la surface de l'île est aménageable, majoritairement sur les côtes. Cette concentration de la population à proximité de la mer nécessite une gestion rigoureuse des eaux usées domestiques afin de limiter les risques de pollution des milieux aquatiques. Parmi les 16 stations d'épuration des eaux usées (STEP) en activité en 2013, 4 ne respectent pas les normes sur les concentrations dans les effluents rejetés (voir Fig ci-dessous).

(Office de l'eau de la Réunion, 2014)

De plus, une grande partie de la population n'est pas raccordée au réseau d'assainissement collectif (58 % en 2010). Ainsi, l'augmentation de la population de l'île (1 000 000 d'habitant en 2030) et du taux de raccordement au réseau nécessite l'augmentation des capacités de traitement des STEP de la Réunion (Office de l'eau de la réunion, 2014).

Dans le cadre de l'application de la Loi sur l'eau, les collectivités locales se sont engagées à mettre aux normes leurs filières de traitement des eaux. Du fait de la disponibilité des données et du besoin de réhabilitation, nous avons choisi d'étudier le redimensionnement de la STEP de Saint-Louis, au Sud-Ouest de la Réunion.

Notre projet s'inscrit également au sein du Plan Départemental d’Élimination des Déchets Ménagers et Assimilés (PDEDMA) dont le but est de réduire la production de déchets dans la région, d'y développer le recyclage des matières organiques et d'augmenter l'autonomie énergétique du territoire (recyclage de 45 % des déchets organiques et 100 % des déchets verts en 2015). Afin de répondre à ces objectifs, nous allons développer la valorisation des déchets en étudiant le procédé de méthanisation des boues de la station d'épuration et leur compostage avec des déchets verts.

Répartition des tâches

La répartition des tâches par binôme et trinôme s'est faite naturellement en fonction des centres d'intérêt de chacun pour les différents sous-projets définis. Nous avons donc séparé les sous-projets en trois groupes : 

- Juliette Seremet et Laura Digan : Etude de réaménagement de la STEP

​- Pauline Aguettaz, Claire Froger et Clément Divo : Etude de la filière de valorisation des boues par méthanisation. 

- Flavien Poinçot et Jean-Luc Doré : Etude de la filière de compostage pour la valorisation des boues et du digestat. 

 


Intéractions entre les groupes de travail

Etude et réaménagement de la STEP

Contexte

Dans le cadre du projet de groupe de redimensionnement de la STEP de Saint-Louis du Gol et de développement de filières de valorisation des boues d'épuration, ce binôme se chargera de l'étude de la filière de traitement de l'eau de la station pour augmenter ses capacités de traitement et ses performances épuratoires.​

Objectifs et méthodologie

Objectifs

Dans le cadre de l’amélioration de la station d'épuration de Saint-Louis du Gol, notre binôme se chargera de l'étude de la filière de traitement des eaux. Il s'agira de redimensionner la STEP en augmentant sa capacité et l'efficacité de ses traitements. La production des boues d'épuration servira ensuite de donnée pour les études de valorisation par méthanisation et compostage. Le travail se décompose en 3 axes principaux.

Objectif 1  Étude des pollutions en amont : Quelles industries sont raccordées à la station? Quelle est la nature et la quantité de leurs rejets? Quels traitements mettre en oeuvre pour éliminer ces pollutions en amont de la station?

Objectif 2  Redimensionnement de la station d'épuration et modélisation du traitement biologique : Quelles sont les réglementations en vigueur concernant les rejets, les procédés d'épuration? Quelles sont les caractéristiques de l'effluent à traiter? Quels procédés adopter pour augmenter la capacité à 80 000 EH? Quels modèles permettent de représenter les processus biologique de la station?

Objectif 3 ► Étude économique : Quels sont les coûts d'investissement et de fonctionnement de la station réaménagée?

Méthodologie

  • Étude des pollutions en amont 
    • Recherche d’informations, notamment dans les arrêtés préfectoraux, sur les quantités et la nature des polluants rejetés dans la station par les industries et analyse des données. ​

    • Proposition de traitements appropriés en amont de la STEP.

    • Cartographie des lieux et sources de pollution.

  • ​Redimensionnement de la station d'épuration et modélisation du traitement biologique

    • Recherche du contexte réglementaire concernant le traitement de l'eau à Saint Louis (norme de rejet, SDAGE, SAGE...).

    • Caractérisation de l'effluent à traiter selon les données de 2013 et augmentation de la capacité de la station de 35 600 EH à 80 000 EH (débit, DBO5, DCO, MES,  pollution azotée et phosphorée), détermination des débits de pointes. 

    • Choix des technologies de traitement adaptées (pré-traitement, traitement primaire, secondaire, tertiaire) et dimensionnement des unités.

    • Détermination de la qualité et de la quantité de boues produites.

    • Modélisation du traitement biologique pour étudier la dynamique des procédés.

  • Étude des coûts

    • Recherche de données économiques

    • Calcul des coûts d'investissement et de fonctionnement des procédés dimensionnés.

​​Planning prévisionnel

Diagramme de Gantt

Présentation de la STEP en 2013

1. Organisation et gestion de la STEP

La station d'épuration (STEP) de la commune de Saint-Louis à la Réunion a été mise en service le 31 Décembre 1988. Elle appartient à la commune et est gérée par affermage. Il s'agit d'un contrat par lequel la collectivité publique confie à une personne morale tierce (de droit privé ou de droit public) la gestion d'un service public. Cette personne exploite et entretient l'ouvrage à ses risques et périls, elle agit pour son propre compte. L'exploitation de la STEP a ainsi été confiée à l'entreprise VEOLIA EAU.

Sa capacité nominale est de 35 567 équivalents-habitant (EH).

Une réhabilitation complète de la STEP a été prévue pour 2015.

Cartographie de l'implantation de la STEP de Saint-Louis
Source: Site Internet de L'office de l'Eau Réunion

2. État de la STEP en 2013 et problématiques

2.1 Charge entrante

Les données moyennes concernant l'effluent en entrée de station en 2013 sont présentées dans le tableau ci-dessous.


Caractéristiques de l'effluent en entrée en 2013
(Source : Office de l'Eau Réunion, Bilan annuel de fonctionnement de la station d'épuration du Gol de la commune de Saint-Louis, 2013)

2.2 Problèmes détectés​

Le bilan de fonctionnement de la station en 2013 fait état d'un fonctionnement global relativement mauvais. D'une part, la capacité de traitement nominale était de 35 667 EH pour une charge polluante collectée de 41 233 EH (cf. tableau ci-dessus), d'où une saturation chronique de la station. D'autre part, elle faisait partie des 4 STEP de l'île à ne pas respecter les normes de rejet en terme de DCO, de phosphore et d'azote. En effet, la technologie et le dimensionnement de la plupart des unités du procédé de traitement étaient inadaptés d'où une qualité des eaux en sortie insuffisante. Concernant le traitement des boues, elles étaient envoyées vers la station d'épuration de Pierrefonds avant d'être enfouies. Cependant, on peut noter la conformité du système de collecte des eaux usées de la station.

Pour remédier à ces différents problèmes détectés, un projet de réhabilitation totale de la station a été lancé en 2013 pour une durée de deux ans (fin des travaux prévue pour juin 2015) dont nous verrons les propositions d'améliorations dans la partie suivante. Notre travail de redimensionnement de la STEP se fera donc en parallèle du projet  en cours. 

2.3 Procédé existant

Pour comprendre le fonctionnement et les enjeux du réaménagement de la station, nous nous sommes renseignées au travers des différents arrêtés préfectoraux disponibles sur les ouvrages et procédés présents sur le site en 2013 ou prévus par le projet de réhabilitation de 2015. 

  • Système de collecte des eaux à traiter

Les différents postes de refoulement et de relevage de la station d'épuration en 2013 sont répertoriés dans le tableau ci-dessous : 


Postes de refoulement et de relèvement de la station
(Source : Arrêté préfectoral n°2013-2141/SG/DRCTCV, 18 NOVEMBRE 2013)

A l’arrivée d’une station de traitement des eaux, il est souvent nécessaire d’installer un poste de relèvement pour assurer un écoulement gravitaire sur l’ensemble des ouvrages, et cela jusqu’au point de rejet. On parle de poste de relèvement quand il s’agit de faire acheminer l’eau uniquement en hauteur, sans grande distance entre le lieu de pompage et le lieu de livraison de l’eau. On parle de poste de refoulement par opposition quand la distance est grande. 

  • Système de traitement

​​La station de Saint Louis du Gol est la seule station réunionnaise de plus de 2 000 EH fonctionnant par un procédé de lagunage aéré (2 lagunes d'aération). Ce procédé consiste à optimiser le principe naturel d'auto-épuration des eaux dans des bassins de grande surface en mettant en oeuvre des aérateurs qui favorisent la recirculation des eaux. S'il permet une exploitation aisée, ses performances épuratoires sont relativement faibles. 

Les modifications prévues pour 2015 permettraient d'étendre la capacité de la station à 50 600 EH (puis 72 000 EH), et de traiter les pollutions azotées et phosphorées :

  • Renforcement de la capacité d'oxygénation et de brassage des deux lagunes d'aération (mise en place de 6 aérateurs à vis d'au moins 15 kW à brassage horizontal dans chaque bassin).
  • Mise en place d'ouvrages de pré-traitement complets (dégrillage, dégraissage, dessablage).
  • Ajout de bioréacteurs à film via un procédé de type Moving Bed Bio Reactor pour traiter l'azote.
  • Traitement du phosphore par co-précipitation au chlorure ferrique.
  • Mise en place d'un décanteur physico-chimique pour abattre les MES et le phosphore résiduel (traitement tertiaire).
  • Valorisation des boues

En 2013, la station ne valorisait pas les boues d'épuration. Les préconisations pour 2015 sont, en premier lieu, de mettre en place une valorisation énergétique des boues par méthanisation avec épandage agricole du digestat (dans notre projet, l'étude de cette filière est réalisée par les deux autres binômes). En second temps, il est mentionné qu'une valorisation agricole des boues brutes sera envisagée en guise de filière alternative. 

2.4. Redimensionnement avec augmentation de la capacité

En plus d'améliorer les capacités épuratoires de la station en y ajoutant des équipements plus performants, le projet de réhabilitation prévoyait initialement une augmentation de la capacité à 56 000 EH, avant de proposer une augmentation à 72 000 EH. Dans notre travail, nous avons choisi de dimensionner une station dont la capacité permettrait de recevoir une charge polluante de 80 000 EH. Cela permettrait de faire face aux enjeux futurs concernant l'augmentation croissante de la population  et du taux de raccordement au système d'assainissement collectif mentionnés en introduction.


Histogramme de l'évolution de la population à Saint Louis
(source : 
http://fr.wikipedia.org/wiki/Saint-Louis_%28La_R%C3%A9union%29​)

3. Point de rejet : l'Étang du Gol

Le point de rejet des eaux traitées par la station d'épuration se situe dans l'Etang du Gol, plan d'eau d'environ 15 ha situé sur les communes de Saint Louis et de l'Etang Salé. Il s'agit d'un étang littoral alluvionnaire correspondant à une ancienne baie isolée de la mer par des cordons de terre. Il est alimenté par la Ravine du Gol, la Ravine Papaye, la Ravine du Maniron, et de nombreux cours d’eau intermittents. Il possède périodiquement une entrée d’eau marine par le cordon littoral, et ses eaux sont de ce fait légèrement saumâtres. 


Photographie de l'Etang du Gol
(Source : http://m.conservatoire-du-littoral.fr/siteLittoralMobile/550/66-etang-du-gol-974_reunion.htm​)

Cet étang constitue une réserve naturelle importante à la Réunion puisqu'il représente la deuxième plus grande zone humide en terme de superficie. Ainsi, il est aujourd'hui sous surveillance car il abrite de nombreuses espèces animales et végétales (oiseaux, poissons, écrevisses, chauves-souris, reptiles, insecte, plantes aquatiques...). Cependant, si cet étang constitue un endroit privilégié de détente pour la population réunionnaise, ses eaux ne sont plus baignables depuis longtemps en raison notamment des pressions qu'elles subissent de la part de la station d'épuration, et des diverses installations industrielles et agricoles à ses alentours. 

L'Arrêté préfectoral du 20 novembre 2009 nous apprend qu'il était initialement prévu de ne plus envoyer les eaux traitées dans l'étang du Gol mais dans l'océan, au moyen d'un émissaire en mer commun aux stations d'Etang Salé et de Saint LouisCe projet de mise en conformité des rejets de la station a finalement été abandonné, au premier abord pour des raisons techniques. Il semblerait de plus que le niveau d'eau dans l'étang du Gol en période sèche soit maintenu grâce aux eaux de la STEP car l'eau des ravines qui l'alimente est aujourd'hui en grande partie captée. Ainsi, un changement d'exutoire des eaux pourrait remettre en question la présence de cet étang. Dans notre projet, nous considérerons que le point de rejet des eaux de la STEP est l'étang du Gol.

L'étang du Gol fait partie des zones sensibles à l'eutrophisation du bassin de l'île de la Réunion d'après l'article 7 bis de l'arrêté du 23 novembre 1994. De plus, au vu de l'arrêté du 31 août 1999, l'étang du Gol est une zone classée sensible à l'azote et au phosphore, mais pas au niveau de ses qualités bactériologiques. En conséquence, il faudra impérativement veiller à respecter les normes de rejet en phosphore et en azote, voir à viser des objectifs encore plus stricts que la réglementation.


Bibliographie

Arrêté N°2013/2141/SG/DRCTCV modificatif et complémentaire de l'arrêté d'autorisation de la station d'épuration de Saint-Louis du 7 mars 2000, portant mise en conformité de l'agglomération d'assainissement (modification non substantielle) et autorisation au titre de l'article L-214-3 du Code de l'Environnement des ouvrages y afférents.18/11/2013, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°09-2989/SG/DRCTCV modificatif et complémentaire à l'arrêté d'autorisation de la station d'épuration de Saint Louis du 7 mars 2000, portant mise en conformité de son dispositif de rejet et autorisation au titre de l'article L 214-3 du Code de l'Environnement des ouvrages y afférents, 20/11/2009, Préfet de la Réunion.

Office de l'Eau Réunion, Bilan annuel de fonctionnement de la station d'épuration du Gol de la commune de Saint-Louis, 2013.

Etang du Gol Saint Louis - La Réunion, Consulté le 10/03/2015, URL: http://www.mi-aime-a-ou.com/saint_louis_etang_du_gol.php

Etang du Gol, Consulté le 10/03/2015, URL: http://m.conservatoire-du-littoral.fr/siteLittoralMobile/550/66-etang-du-gol-974_reunion.htm

Saint Louis (La Réunion), Consulté le 26/02/2015URL: http://fr.wikipedia.org/wiki/Saint-Louis_%28La_R%C3%A9union%29​

Contexte réglementaire

Le thème de l’eau fait l’objet d’une réglementation abondante en raison de sa complexité. Cependant, on peut faire ressortir certains textes de grande importance qui fixent un cadre général pour la gestion de la ressource en eau au niveau européen, national et régional. Nous rappellerons dans cette partie le contexte réglementaire dans lequel se place le projet de réhabilitation de la station d'épuration de Saint Louis.

Contexte réglementaire général
(Source: Compte rendu Réunion sage sud – Etang du Gol  (10/07/2014))

1. Les lois et directives 

  • La Directive 91/271/CEE relative aux eaux résiduaires urbaines (DERU) du 21 mai 1991 prescrit la généralisation sur le territoire de l’Union Européenne du traitement des eaux usées urbaines, avant rejet dans le milieu naturel. Elle impose des niveaux de traitement minimum et fixe des échéances de mise en conformité des systèmes d’assainissement collectif en fonction de la taille de l’agglomération et de la sensibilité du milieu récepteur. La DERU a été transposée en droit français par la loi sur l’eau du 3 janvier 1992. L'équivalent habitant (EH) est définit dans cette directive comme «la charge organique biodégradable ayant une demande biochimique d'oxygène en cinq jours (DBO5) de 60 grammes d'oxygène par jour»​.

    Au titre de la loi sur l'eau, la station de Saint Louis est soumise à autorisation par l'Article L214-3 du code de l'environnement (arrêté prefectoral d'autorisation du 7 mars 2000).​​​ 

​​
Régime des différents ouvrages (IOTA) au niveau de la STEP
(Source : Arrêté prefectoral 2013-2141/ SG/DRCTCV, )

 

  • La Directive 2000/60/CE, dite Directive Cadre sur l’Eau (DCE), du Parlement européen et du Conseil du 23 octobre 2000 établit un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l'eau et fixe deux objectifs pour les eaux de surface, à l'échéance 2015 : atteindre un bon état écologique et un bon état chimique. Son outil d’évaluation est le découpage territorial en masses d’eau, auxquelles s’attachent des objectifs de qualité en fonction de leurs spécificités et des pressions qu’elles subissent. La DCE a été transposée en droit français par la loi du 21 avril 2004.​
  • ​​​​​​​​​​​​La Loi sur l’Eau et les Milieux Aquatiques du 30 décembre 2006 (LEMA) s’inscrit dans l’objectif communautaire d’atteinte de bon état écologique des eaux en 2015. Elle vise à reconquérir la qualité des eaux et s'attache à donner aux collectivités les moyens d’adapter les services publics d’eau potable et d’assainissement à cet enjeu. Cette loi tente de prendre en compte l’adaptation au changement climatique dans la gestion des ressources en eau. 
  • ​​​​​​​L'Arrêté du 22 juin 2007 relatif à la collecte, au transport et au traitement des eaux usées des agglomérations d'assainissement ainsi qu'à la surveillance de leur fonctionnement et de leur efficacité, fixe les prescriptions techniques minimales à atteindre.​ Ces obligations sont issues de la transcription en droit français de la DERU.  ​

Les normes de rejet à respecter, présentées dans les tableaux suivants, ont déterminé le dimensionnement des unités de traitement de notre station.

Tableau 1 (Arrêté du 22 juin 2007)
Paramètre Concentration maximale à ne pas dépasser
DBO5 25 mg/L
DCO 125 mg/L
MES 35 mg/L (*)

(*) Pour les rejets dans le milieu naturel de bassins de lagunage, cette valeur est fixée à 150 mg/l. Le respect du niveau de rejet pour le paramètre MES est facultatif dans le jugement de la conformité en performance à la directive ERU. 

Tableau 2 (Arrêté du 22 juin 2007)
Paramètre 

Charge brute de pollution organique reçue en kg/j de DBO5

Rendement minimum à atteindre

DBO5 120 exclu à 600 inclus 70 %
  > 600 80 %
DCO Toutes charges​  75%
MES Toutes charges 90%
La charge organique reçue par la station étant de 4 800 kg/j de DBO5, le rendement minimum à atteindre en DBO5 dans notre cas est de 80%.
Tableau 3 (Arrêté du 22 juin 2007)

Rejet en zone sensible à l'eutrophisation

Paramètre

Charge brute de pollution organique reçue en kg/j de DBO5

Concentration maximale à ne pas dépasser
Azote NGL (*) 600 exclu à 6 000 inclus 15 mg/L
    > 6000 10 mg/L
Phosphore PT 600 exclu à 6 000 inclus 2 mg/L
    > 6000 1 mg/L

(*) Les exigences pour l'azote peuvent être vérifiées en utilisant des moyennes journalières quand il est prouvé que le même niveau de protection est obtenu. Dans ce cas, la moyenne journalière ne peut pas dépasser 20 mg/l d'azote total pour tous les échantillons, quand la température de l'effluent dans le réacteur biologique est supérieure ou égale à 12 °C. La condition concernant la température peut être remplacée par une limitation du temps de fonctionnement tenant compte des conditions climatiques régionales.​ 

Pour notre dimensionnement, nous devons respecter les concentrations maximales de 15 mg/L en azote et de 2 mg/L en phosphore étant donnée la charge organique reçue par la station de 4 800 kg/j de DBO5.

Tableau 4 (Arrêté du 22 juin 2007)
Rejet en zone sensible à l'eutrophisation Paramètre Charge brute de pollution organique reçue en kg/j de DBO5

Rendement minimum

Azote NGL Supérieure ou égale à 600 70%
Phosphore PT Supérieure ou égale à 600 80%

Ces rendements minimums devront être appliqués à notre station en raison de sa charge brute de DBO5 supérieure à 600.

2. Le SDAGE et le SAGE

Les schémas Directeurs d’Aménagement et de Gestion des Eaux (SDAGE) 

Ils sont un instrument de planification qui fixe pour chaque bassin hydrographique (plans d’eau, tronçons de cours d’eau, estuaires, eaux côtières, eaux souterraines) les orientations fondamentales pour une gestion équilibrée de la ressource en eau dans l’intérêt général et dans le respect des principes de la DCE et de la loi sur l’eau. 

​​Adopté en décembre 2009, le SDAGE 2010-2015 du bassin réunionnais fixe l'objectif d'avoir 70 % des 56 masses d’eau (cours d’eau, plans d’eau, eaux souterraines et côtières) en bon état en 2015. Les qualités physico-chimiques et écologiques sont prises en compte pour définir la notion de « bon état ». Au-delà de cet objectif, le SDAGE Réunion définit les grandes dispositions pour une gestion équilibrée de la ressource en eau déclinées en sept orientations fondamentales qui sont :

  • la gestion durable de la ressource
  • la distribution d'une eau potable de qualité
  • la lutte contre les pollutions
  • la réduction des risques d'inondation
  • le financement juste et équilibré
  • la protection des milieux aquatiques​​​

 Les Schémas d’Aménagement et de Gestion des Eaux (SAGE)

Ils sont un outil de planification construit par et pour les parties-prenantes de territoires unis par l'eau. Comme pour les SDAGE, ils ont pour objectif l'atteinte du bon état des masses d'eau (rivières, étangs, eaux souterraines et côtières) ainsi que d'un équilibre du cycle de l'eau. Ils fixent pour cela les mesures précises pour renforcer la protection quantitative et qualitative des cours d’eau. 

Le SAGE Réunion Sud a été élaboré en 2004 par la Commission Locale de l'Eau (CLE) du Sud. S'il est toujours en vigueur actuellement, il est en cours de révision. Nous avons pu obtenir des informations à ce sujet par l'intermédiaire de Yolaine Graffin, participante à la révision. 

Le territoire du SAGE Réunion Sud regroupe les communes de Saint Leu (partie Sud à partir de la Ravine du Cap), des Avirons, de l’Etang Salé, Saint Louis, Cilaos, Entre-Deux, Saint Pierre, Petite-Ile, Le Tampon, Saint Joseph et Saint-Philippe. La structure porteuse est la Communauté d’agglomération du Sud (CA SUD). 

Les trois enjeux globaux sur le territoire sont :

  • Apporter de l’eau en quantité suffisante pour permettre les différents usages
  • Garantir la sécurité sanitaire de l’eau potable
  • Renforcer l’attractivité du territoire​​

Chacun de ces trois enjeux globaux a ensuite été décliné en différents défis pour l'avenir. Par exemple, l'enjeu relatif à l'attractivité des territoires regroupe trois défis :

  • Protéger les zones littorales et maintenir leur potentiel touristique
  • Préserver le patrimoine naturel des cours d'eau et des zones humides en altitude
  • Reconquérir et valoriser l’Étang du Gol

L'étang du Gol qui constitue le point de rejet des eaux traitées dans notre station a été identifié comme un défi du territoire à part entière car il s'agit de la seule masse d'eau du type plan d'eau sur le territoire du SAGE Sud et qu'à ce titre des objectifs de bon état ont été fixés pour cet étang, selon des critères européens (DCE). Il s'agit d'une ​masse d'eau présentant des risques de non atteinte du bon état global à l'horizon 2027 (correspondant à la date de dernière échéance pour l’atteinte des objectifs fixés par la DCE, après deux reports de 6 ans dans le cadre du SDAGE en vigueur)​ et c'est pourquoi il apparaît nécessaire que les traitements de la station d'épuration permettent de rejetter des eaux "propres" de manière à préserver cet environnement.

► La rénovation de la station de Saint Louis du Gol s'inscrit donc dans les objectifs définis par le SDAGE du bassin Réunionnais et par le SAGE Réunion Sud. 


Bibliographie

Arrêté N°2013/2141/SG/DRCTCV modificatif et complémentaire de l'arrêté d'autorisation de la station d'épuration de Saint-Louis du 7 mars 2000, portant mise en conformité de l'agglomération d'assainissement (modification non substantielle) et autorisation au titre de l'article L-214-3 du Code de l'Environnement des ouvrages y afférents.18/11/2013, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°09-2989/SG/DRCTCV modificatif et complémentaire à l'arrêté d'autorisation de la station d'épuration de Saint Louis du 7 mars 2000, portant mise en conformité de son dispositif de rehet et autorisation au titre de l'article L 214-3 du Code de l'Environnement des ouvrages y afférents, 20/11/2009, Préfet de la Réunion

Compte rendu de la Réunion SAGE Sud - Etang du Gol fournis par Yolaine Graffin, Commune de Saint Louis, 10 juillet 2014

Légifrance, consulté en  février/mars 2015, URL : http://www.legifrance.gouv.fr/

Etude des pollutions industrielles en amont

L'objectif de cette partie est de recenser les industries raccordées à la STEP de la commune de Saint-Louis et de d'identifier les éventuelles pollutions particulières (hydrocarbures, métaux...) d'origine industrielle qui pourraient se retrouver dans les eaux de la STEP.

L'impact de ces pollutions sur le traitement qui sera mis en oeuvre dans la station sera étudié, et des technologies permettant de les éliminer seront présentées. 

Industries raccordées au réseau de la STEP de Saint-Louis

Nous n’avons pas obtenu les données de l’exploitant de la STEP de Saint-Louis. Néanmoins, en consultant les différents arrêtés préfectoraux disponibles sur le site des Installations Classées pour la Protection de l’Environnement, nous avons pu lister (probablement pas de manière exhaustive) les industries qui pourraient rejeter à la STEP des effluents liés à leur activité industrielle.

Carte des industries au Sud de la Réunion
Source : SAGE Réunion Sud (2004)

1. Compagnie thermique du Gol (CTG) devenue ALBIOMA

La Compagnie Thermique du Gol (CTG) est une centrale thermique mixte bagasse-charbon se situant dans la plaine du Gol. Cette centrale produit de la vapeur, à partir de la bagasse pendant la campagne sucrière et de charbon le reste de l’année. Elle assure l’approvisionnement énergique de la sucrerie du Gol et permet aussi de couvrir une partie des besoins en électricité de l’île. Elle est en fonctionnement depuis 1994.

Cette centrale thermique dispose d’un réseau de collecte séparatif pour les trois types d’eaux identifiés : les eaux pluviales polluées, les eaux industrielles et les eaux usées. Les eaux pluviales polluées et les eaux industrielles font l’objet de traitement sur site (physiques, physico-chimiques) avant d’être rejetées au milieu naturel via un bassin d’infiltration  (selon les dispositions de l’arrêté de 2014). Seules les eaux usées sont envoyées vers la STEP de Saint-Louis : elles sont « collectées par un réseau séparatif conformément à la réglementation en vigueur. Le rejet est raccordé au réseau d’assainissement communal existant et est réalisé suivant les dispositions de convention de raccordement passées entre l’industriel et la commune ». Les eaux usées sont les effluents liquides provenant des différents usages domestiques du personnel (toilettes, cuisines, etc.), essentiellement porteuses de pollution organique (Arrêté préfectoral de 2014). Nous ne disposions pas cependant de la convention entre l’industriel et la commune de Saint-Louis.

Selon l’Arrêté préfectoral de 2014, le débit maximal qui devrait être envoyé à la STEP de Saint-Louis serait de 6 m3/jour.

De plus, l’industriel a déclaré ses émissions dans l’eau. Les rejets indirects, c’est-à-dire dans les rejets d’eaux usées vers la STEP, ne sont cependant pas indiqués (base de données iREP).

2. Sucrerie du Gol

La sucrerie du Gol est une sucrerie de la Sucrière de la Réunion, appartenant au groupe Tereos Océan indien. Elle a été construite pour la première fois en 1816. La capacité de broyage est de plus de 9000 tonnes par jour. Les différentes installations sont présentées dans le tableau ci-dessous (Arrêté Préfectoral de mars 2011).

La campagne sucrière se déroule à la Réunion de début juillet à fin novembre. L’usine fonctionne pendant cette campagne sucrière (site internet Tereos).

Nous ne disposons pas de l’arrêté initial d’autorisation en date de 1997. Cependant, l’arrêté de mars 2011 fait état de rejets d’eau en provenance de l’usine vers la STEP de Saint Louis. Les valeurs seuils de polluants autorisées sont données dans la figure ci-dessous.

Rejet à la STEP de Saint-Louis accordé à la Sucrerie du Gol
Source : Arrêté préfectoral n°2011-376/SG/DRCTCV

 

Il est aussi indiqué que les eaux pluviales non polluées sont renvoyées au milieu naturel après collecte et que les réseaux de collecte doivent être conçus de manière à séparer au mieux les eaux pluviales et les autres catégories d’eaux usées). Tout comme la Centrale Thermique, nous pouvons supposer que les rejets vers la STEP de la commune de Saint-Louis sont constitués des eaux usées à usage domestique.

L’industriel a déclaré ses émissions dans l’eau. Les rejets indirects, c’est-à-dire dans les rejets d’eaux usées vers la STEP, sont indiqués dans le tableau suivant. (base de données iREP).

Émissions à la STEP de Saint-Louis déclarées par la Sucrerie du Gol
Source : Base de données iREP

Outre les pollutions organiques classiques (COT, DBO5, DCO), des composés à base de plomb seraient retrouvés dans ces rejets, ce qui peut mettre en doute le fait que les eaux proviennent uniquement d’usages domestiques ou qui peut laisser supposer un éventuel relargage de ce métal par les canalisations.

Quoi qu’il en soit, il faudrait connaître le débit d’eau envoyé à la STEP pour déterminer la concentration de ces composés dans les eaux et mettre en place le traitement adapté.

3. Autres industries raccordées

D’autres entreprises et industries seraient raccordées au réseau de la STEP de Saint-Louis.

  • COT SOREBRA : fabrication et conditionnement de boissons

Les eaux usées de procédé et les eaux pluviales polluées sont épurées dans des ouvrages de prétraitement propres à l’entreprise avant d’être rejetées en un point unique du réseau d’eaux usées collectif de la ville de Saint-Louis. Les valeurs limites imposées à l’effluent à la sortie des installations de prétraitement avant envoi au réseau d’assainissement urbain de Saint-Louis sont indiquées dans le tableau suivant.

Seuils de rejet à la STEP de Saint-Louis imposés à COT-SOREBRA
Source : Arrêté Prefectoral n°01-1155/SG/DAI/3

  • Distillerie Rivière du Mat : fabrication et stockage de rhum agricole

Un bassin tampon permet de collecter les eaux usées de l’établissement avant leur envoi à la STEP de Saint-Louis.

Les effluents générés par l’établissement sont collectés dans un (ou plusieurs) bassin(s) de confinement, pompés par camion-citerne et transférés directement à la station d’épuration de la commune de Saint-Louis ; une convention de déversement est signée entre la commune et l’exploitant.

Les eaux de procédé sont envoyées directement au réseau d’assainissement collectif de la commune.

Les normes à respecter pour le rejet des eaux résiduaires sont présentées dans la figure suivante.

Seuils de rejets à la STEP de Saint-Louis accordés à la Distillerie Rivière du Mât
Source : Arrêté Préfectoral n°09-1715/SG/DRCTCV

  • SNC Point Net : traitement de déchets de soins à risque infectieux et assimilés

Toutes les eaux (des différentes catégories sauf celles de l’unité de banalisation) sont traitées par déshuilage et débourbage avant de rejoindre celles de l’unité de banalisation pour être envoyées à la STEP de Saint-Louis. L’exploitant et le gestionnaire de la STEP établissent une convention pour définir les conditions de rejet à la STEP. Les valeurs seuil avant envoi à la STEP sont indiquées dans le tableau ci-dessous.

Seuils de rejets à la STEP de Saint-Louis accordés à SNC POINT NET
Source : Arrêté Préfectoral n° 2014-4107/SG/DRCTCV

De plus, le pH doit être compris entre 5,5 et 8,5 ; la température doit être inférieure à 30°C. La modification de la coloration du milieu récepteur mesurée en un point représentatif de la zone de mélange doit être inférieure à 100 mg Pt/L.

  • Vidange Service : prétraitement de déchets non dangereux et hydrocarburés

Des installations de prétraitement et de traitement existent pour les eaux résiduaires. Les réseaux de collectes séparent les différentes catégories d’eaux usées.  Les eaux de procédés sont traitées avant d’être envoyées à la STEP de Saint-Louis. Les valeurs seuils de rejet à la STEP sont indiquées dans le tableau suivant.

Seuils de rejets à la STEP de Saint-Louis accordés à Vidange Service
Source : Arrêté Préfectoral n° 2014-2832/SG/DRCTCV

Le pH doit être compris entre 5,5 et 8,5 ; la température doit être inférieure à 30°C.

  • AA Distribution (ex Bourbon Import) : stockage d'artifices de divertissement (explosifs)

Les eaux usées domestiques sont traitées et évacuées conformément à la réglementation en vigueur. Les eaux pluviales de toiture sont rejetées au réseau d’eaux pluviales.

 

Ces industries ne déclarent pas d’émissions indirectes dans les eaux.

Nous ne pouvons donc nous baser que sur une émission de plomb, sans toutefois voir de valeurs exactes. Nous étudierons donc d’une manière générale l’effet des polluants métalliques sur les procédés que nous mettons en œuvre dans la station d’épuration que nous avons dimensionnée et nous proposerons une (des) solution(s) de traitement de ces polluants.


Bibliographie

Arrêté N°2014-5198/SG/DRCTCV du 08/12/2014, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°2011-376/SG/DRCTCV du 17/03/2011, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°01-1155/SG/DAI/3 du 29/05/200, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°09-1715/SG/DRCTCV du 22/06/2009, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°2014-4107/SG/DRCTCV du 04/08/2014, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°2014-2832/SG/DRCTCV du 06/02/2014, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°2010-246/SG/DRCTCV du 04/02/2010, Préfet de la Réunion.

Ministère de l'Ecologie, du Développement Durable et de L'énergie, Registre Français des Emissions polluantes iREP. Consulté en Février 2015: http://www.irep.ecologie.gouv.fr/IREP/index.php

SAGE Réunion Sud , 2004

Traitement des pollutions d'origine industrielle

1. Impacts des polluants métalliques sur les boues activées

Il a été démontré que les eaux résiduaires très chargées en métaux lourds sont toxiques pour les boues des procédés de traitement biologiques. C'est le mécanisme biochimique de dégradation de la matière polluante qui serait impacté. En ce qui concerne la nitrification, l'étude du taux spécifique d'utilisation de l'ammoniac montre que le processus est altéré par les métaux lourds, selon leur toxicité, leur concentration : le nickel et la cadmium seraient ainsi plus toxiques que le plomb. Le plomb inhiberait d'ailleurs très peu le mécanisme de nitrification. La spéciation et l'état physico-chimique jouent également un rôle. Le plomb se trouve principalement associé aux matières en suspension.

Les micro-organismes dans les procédés de boues activées seraient inhibés par une concentration supérieure à 10  mg/L en zinc ou en cadmium, ainsi l’efficacité du procédé en est réduite. La toxicité des métaux lourds pour le procédé dépendrait de l’âge des boues et des sites spécifiques d’adsorption de métaux dans les flocs microbiens.

Cependant, une quantité constante de métaux lourds dans l'eau brute n'affecterait pas les performances du traitement biologique: il aurait un effet d'acclimatation de la biomasse. Les charges lourdes et ponctuelles de ces pollutions aux métaux lourds auraient en revanche des effets notables sur les boues activées, en particulier en cas de non acclimatation de la biomasse. Le développement de la biomasse serait perturbé, et par conséquent l'efficacité du procédé.

En dépit de la mise en œuvre de traitements préliminaires (voir paragraphe 2.), une certaine quantité de ces métaux lourds, même à l’état de trace, se retrouve inévitablement dans les procédés biologiques. Les boues activées seraient capables d’adsorber et d'accumuler des métaux lourds présents dans les eaux à très faibles concentrations. Les phénomènes de précipitation semblent jouer un rôle prépondérant dans l'élimination du plomb.

Mais ces métaux lourds, même en faibles concentrations pourraient affecter la capacité d’adsorption des composés organiques par les boues activées. Il y aurait compétition entre les métaux et la matière organique pour l’adsorption sur les sites actifs des bioflocs. En effet l’élimination de la matière organique consiste en une adsorption rapide sur les flocs de boues suivie de leur dégradation métabolique. Les ions métalliques n’auraient donc pas dans ce mécanisme d’action inhibitrice toxique sur les micro-organismes à proprement parler. Ce phénomène affecterait l’abattement de DCO, en particulier pour des temps de séjour hydrauliques faibles.

 

2. Traitement des métaux lourds en amont de la STEP

Les métaux lourds ne peuvent pas être détruits : il est nécessaire de les récupérer et de les réutiliser pour éviter qu'ils ne soient rejetés dans l'environnement. Les autres méthodes conduisent à les transférer entre les différents milieux (eaux usées, air pollué, décharge).

Pour respecter les meilleures techniques disponibles dans ce domaine, des mesures sont proposées:

- séparer autant que possible les eaux usées contenant des métaux lourds
- traiter
à la source les flux d'eaux usées séparés avant de les mélanger à d'autres flux
- utiliser
des techniques qui permettent une récupération maximale
- faciliter l'élimination des métaux lourds par un post-traitement final dans une station d'épuration, suivi le cas échéant d'un traitement des boues (BREF CWW).

Les technologies disponibles pour l’élimination des métaux lourds dans les eaux usées sont la précipitation chimique, l’adsorption sur charbon, l’échange d’ion et l’osmose inverse. La précipitation est la plus communément utilisée pour la plupart des métaux, en particulier pour le plomb. Il faut noter qu'il reste toujours une trace de ces éléments métalliques dans l'eau après traitement.

La précipitation peut être utilisée « directement à la source [de pollution] pour éliminer le plus efficacement possible les métaux lourds afin d’éviter une dilution par des flux non contaminés. Une séparation liquide solide est ajoutée afin de récupérer les précipités et extraire ainsi les composés visés. La performance de cette opération dépend de plusieurs facteurs, et notamment : le pH, la qualité du mélange, le choix du réactif, la température, le temps de séjour pour l’étape de précipitation, etc.

Pour la plupart, les métaux lourds peuvent être précipités sous forme d’hydroxydes ou de sulfures. Les précipités d’hydroxyde résultent de l’utilisation de chaux ou de soude au pH correspondant à la solubilité minimale, qui dépend du métal en question, mais aussi des constituants présents dans l’eau. En pratique les concentrations résiduelles en métaux qui sont atteignables dépendent de la nature et de la concentration de la matière organique dans l’eau, mais aussi de la température. Au vu des nombreuses incertitudes sur ce traitement, il est nécessaire de réaliser des tests en laboratoire et/ou des essais pilotes pour déterminer les quantités et les performances du traitement.

On peut aussi noter que le traitement du phosphore par précipitation chimique peut conduire à la co-précipitation des métaux lourds. De plus, la précipitation chimique peut empêcher la digestion anaérobie pour la stabilisation des boues en raison de la haute toxicité des précipités de métaux lourds (Metcalf & Eddy). Notre objectif serait ici d’éliminer ces métaux lourds avant leur arrivée en station d’épuration : on limiterait ainsi la co-précipitation, permettant le traitement anaérobie des boues par la suite.

 


Bibliographie

Battistoni, P., Fava, G., & Ruello, M. (1993). Heavy metal shock load in activated sludge uptake and toxic effects. Water Research, 821-827.

Commission Européenne. (Février 2003). Document de référence sur les meilleures techniques disponibles : Systèmes communs de traitement des eaux et gaz résiduaires de l'industie chimique.

ESME. Précipitation des métaux. Consulté le 11/03/2015. Récupéré sur Site de l'ESME: http://www.emse.fr/~brodhag/TRAITEME/fich9_8.htm

Legret, M. (1994). Les métaux lourds dans les boues de stations d'épuration. Valorisation agricole et extraction des métaux toxiques. Bulletin de liaison Labo Ponts et Chaussées, pp. 35-40.

Metcalf & Eddy Inc., Tchobanoglous, G., Burton, F., & Stensel, H. (2002). Wastewater Engineering : Treatment and Reuse, Fourth Edition. McGraw Hill Higher Education.

You, S., Tsai, Y.-P., & Huang, R.-Y. (2009). Effect of heavy metals on nitrification performance in different activated sludge processes. Journal of Hazardous Materials, 987-994.

Dimensionnement de la STEP réaménagée pour 80 000EH

Dans cette partie, nous présenterons les caractéristiques de l'effluent à traiter (débit, charge polluante, température minimale) à partir des données de 2013. Le choix des différents aménagements que nous souhaitons mettre en place pour augmenter la capacité de la station à 80 000 EH et améliorer son efficacité sera ensuite présenté. Enfin, le détail du dimensionnement de chacun des équipements choisi fera l'objet d'une section détaillée.

Caractérisation de l'effluent en entrée

1. Caractéristiques de l'eau 

1.1. Calcul des flux entrants

En se basant sur les données obtenues en 2013 (Bilan de fonctionnement de l'Office de l'Eau) pour 41233 EH, nous avons pu calculer les flux entrants pour une capacité de 80000 EH. En effet, nous avons considéré que ces valeurs sont représentatives de la population de la commune de Saint-Louis.

Un coefficient de proportionnalité a donc été calculé : 

$$c_{charge}=80000/41233=1,94$$

A l'aide de ce coefficient nous avons calculé le débit moyen ainsi que les flux de pollution en entrée, qui sont donnés dans le tableau ci-dessous :


Débit et flux de pollution calculés

Un débit moyen de 8850 m3/j correspond à 59000 EH hydrauliques (en considérant une consommation de 150L/EH/j).

On peut noter que les quantités journalières d'azote et de phosphore entrantes sont très faibles au regard des valeurs usuellement rencontrées dans les stations d'épuration, de l'ordre de 15g/EH/j et 4g/EH/j respectivement. Nous choisissons cependant de conserver ces valeurs qui sont caractéristiques de la structure de la population de Saint Louis.

1.2. Répartition jour et nuit

Afin de tenir compte de la charge variable entre la journée et la nuit, nous avons considéré que la pollution était répartie sur deux périodes :

⇒ Période "jour" : 14 heures pendant lesquelles la station reçoit 85% du débit et 93% des flux de polluants journaliers

⇒ Période "nuit" : 10 heures pendant lesquelles la station reçoit 15% du débit et 7% des flux de polluants journaliers

Par ailleurs, les différents arrêtés préfectoraux de la STEP mentionnent un surdébit par temps de pluie de 700 m3/j.

Nous avons ainsi obtenu la répartition suivante :

Répartition jour et nuit des débits et flux de polluants

2. Température de l'eau

La Réunion est caractérisée par un climat tropical humide. D'après la figure ci dessous, la température annuelle moyenne à Saint-Louis est d'environ 25°C (en prenant en compte l'été austral, période sèche allant de mai à novembre où la pluie se fait rare, et où les températures sont plus basses, et l'hiver austral allant de décembre à avril et possédant des températures élevées, et un temps chaud humide et très pluvieux). Faute de plus de données, nous avons considéré que la température minimale des eaux arrivant à la STEP est de 15°C. La température de l'eau est un facteur limitant pour le dimensionnement du traitement biologique donc cette température permettra de se placer dans le cas le plus défavorable et de déterminer les volume nécessaires. Nous verrons l'influence de la température dans la partie Procédé à boues activées.

Températures annuelles moyennes à la Réunion
(Source : http://habiter-la-reunion.re/climat-a-la-reunion/​)
 


(1) DCO : Demande Chimique en Oxygène
(2) DBO5 : Demande Biochimique en Oxygène à 5 jours
(3) MES : Matières En Suspension
(4) NGL : Azote total
(5) PT : Phosphore Total


Bibliographie

Arrêté N°2013/2141/SG/DRCTCV du 18/11/2013, Préfet de la Réunion.

Office de l'Eau Réunion (2013). Bilan annuel de fonctionnement de la station d'épuration du Gol de la commune de Saint-Louis.

PAUL, E. (2014-2015). TD Calcul d'une station d'épuration pour l'élimination de l'azote simultanément à la DCO.

Climat à la réunion. Consulté le 4/03/2015, URL: http://habiter-la-reunion.re/climat-a-la-reunion/

Choix de la nouvelle filière de traitement

Nous avons estimé la surface disponible sur la station d’épuration de Saint-Louis, à l’aide du plan intégré à l’arrêté préfectoral du 20 Novembre 2009. Cette surface est d’environ 42 756 m².

Implantation de la STEP

 

 

 

 

 

 

 

Implantation de la STEP de Saint-Louis
Source : Arrêté préfectoral du 29 novembre 2009

Nous souhaitons implanter une filière de traitement pour 80000 EH, ce qui donne une emprise foncière de 0,53 m²/EH.

Nous avons donc choisi un système de traitement biologique intensif au vu de la surface peu importante. 


Arbre de décision pour le choix des filières d'épuration
Source : Techniques de l'ingénieur c5220, Traitement des eaux résiduaires 
des agglomérations - Concepts et relevage, Jean-Marc BERLAND, 10/02/2014

Malgré une consommation énergétique plus importante et donc un coût de fonctionnement plus important, il est donc convenable de remplacer les lagunes aérés de la station de Saint-Louis pour mettre en place un traitement biologique par boues activées. Cela permettra d'atteindre des performances épuratoires poussées.

Systèmes intensifs et extensifs en traitement biologique
Source : cours "Traitement des eaux", Yolaine BESSIÈRE, 2014-2015

Les boues activées sont sensibles aux variations de débit, ce qui est vrai en particulier dans les zones à pluviométrie très changeante. Ce procédé est cependant largement utilisé à la Réunion : en 2013, 90% des stations d'épuration à la Réunion utilisaient ce procédé, la STEP de Saint-Louis étant la seule à utiliser le lagunage aéré. La pluviométrie au niveau de la commune de Saint-Louis est l'une des moins importantes sur l'île, ce qui nous a confortés dans le choix du procédé à boues activées (cf. figure ci dessous).


Pluviométrie à la Réunion
Source : http://habiter-la-reunion.re/climat-a-la-reunion/​

Le système de collecte de la station présenté dans la partie Présentation de la STEP en 2013 n'est pas modifié : tous les postes de relèvement et refoulement sont conservés, en considérant la présence de dégrilleurs manuels grossiers en protection de chaque pompe.

De plus, il s'agit d'un réseau unitaire : les eaux pluviales sont collectées et traitées dans la STEP en même temps que les eaux usées. Ainsi, les déversoirs d'orage sont conservés et nous supposons la mise en place d'un bassin d'orage permettant de recevoir le surdébit par temps de pluie. En effet, l’installation de ce type d'ouvrage est particulièrement recommandé pour les réseau unitaire. Nous ne dimensionnerons pas cet ouvrage par manque de temps, mais il faut tout de même noter que ce bassin devra impérativement être aéré et brassé. 

Ensuite, l'objectif est de traiter la pollution carbonée, mais également l'azote et le phosphore, en respect de la réglementation sur les rejets en zone sensible à l'eutrophisation.

Afin d'éliminer convenablement l'azote, nous avons décidé de procéder à la nitrification et à la dénitrification de l'effluent. Le procédé à boues activées choisi se compose donc d'un bassin anoxie suivi d'un bassin d'aération et puis du clarificateur (procédé de type Modified Ludzack-Ettinger).

En amont de ce traitement biologique secondaire, il est nécessaire de mettre en place des prétraitements afin de protéger les ouvrages ultérieurs et de ne pas entraver leur bon fonctionnement. Nous avons donc choisi de réaliser un dégrillage moyen suivi d'une étape de dessablage-déshuilage.

De plus, les boues activées ne nécessitent pas de mettre en oeuvre un traitement primaire par coagulation-floculation et décantation, surtout dans le cas où une étape de dessablage-déshuilage à lieu en amont du traitement secondaire.

Enfin, pour être en accord avec la réglementation imposée en termes de rejets, nous avons décidé de réaliser une élimination du phosphore par déphosphatation chimique des eaux. Cette déphosphatation est réalisée au niveau du bassin d'aération du procédé à boues activées.

Nous n'effectuerons pas de désinfection car la zone de rejet n'est pas classée sensible en termes de bactériologie. Les normes bactériologiques concernant les eaux de rejet sont applicables lorsqu'il y a contact avec le public ce qui n'est pas le cas des eaux de l'étang du Gol (cf. Présentation de la STEP en 2013).

Il faudrait prévoir un dispositif de traitement de l'air issu des ouvrages susceptibles de générer des odeurs comme les équipements du prétraitement et du traitement biologique. 

Les boues extraites du traitement secondaire seront valorisées ensuite dans des filières de méthanisation et de compostage.

Le schéma de la nouvelle filière de traitement est présentée dans la partie Dimensionnement des unités de traitement. Les choix d'équipements ainsi que les calculs de dimensionnement pour chaque procédé sont détaillés dans cette même partie.


Bibliographie

Arrêté N° 09-2989/SG/DRCTCV du 20/11/2009, Préfet de la Réunion.

Arrêté N° 2013-2141/SG/DCRTCV du 18/11/2013, Préfet de la Réunion.

J.-M. BERLAND, Traitement des eaux résiduaires des agglomérations - Concepts et relevage. Techniques de l'ingénieur c5220.  10/02/2014

Climat à la réunion. Consulté le 4/03/2015, sur Habiter la Réunion: http://habiter-la-reunion.re/climat-a-la-reunion/

Dimensionnement des unités de traitement

Cette partie présentera le principe général et les méthodes de dimensionnement de chacun des différents ouvrages que nous avons choisi de mettre en place au niveau de la station d'épuration de Saint-Louis. 

Le schéma de la nouvelle station d'épuration est présenté sur la figure ci-dessous (le choix des différents ouvrages a été explicité dans la partie Choix de la nouvelle filière de traitement) : 

Schéma de la station de Saint-Louis réaménagée 

Dégrillage

1. Principe général

1.1 Principe

Le dégrillage est la première étape du prétraitement des eaux de notre installation (cf. Schéma de la STEP réaménagée) conformément à l'arrêté du 21 juin 1996 portant sur le traitement des eaux résiduaires, et imposant qu'un dégrillage soit placé en amont des dispositifs de traitement ou, le cas échéant, de prétraitement. Il consiste à éliminer les déchets plus ou moins volumineux tels que les chiffons, les textiles, les papiers, les plastiques, ou encore les branches et les feuilles ​entraînés par les eaux s’écoulant dans les canalisations d’assainissement.​ 

Le dégrillage permet de protéger les ouvrages en aval de la station contre les dommages qui peuvent être causés par les objets de grande taille contenus dans le flux des eaux usées (protection des équipements électromécaniques, réduction des risques de colmatage des conduites)​. De plus, il garantit l’absence de matière flottante visible à l’œil nu dans les eaux épurées au niveau des exutoires. Il s'agit d' une étape importante pour obtenir une boue qui ne contienne pas de déchets non biodégradables comme du plastique, et qui soit donc susceptible d’être valorisée.

Comme son nom l'indique, ce traitement est réalisé a l'aide de grilles positionnées au sein d'un canal rectiligne qui interceptent les déchets. Son efficacité dépend en grande partie du dégrilleur utilisé, du diamètre des barreaux et de l'espacement entre chacun d'eux, ainsi que de certaines caractéristiques du milieu dont proviennent les eaux. En effet, la nature des activités industrielles ou commerciales dans le bassin versant et le système d'égout (unitaire ou séparatif) à l'entrée de la STEP ont une influence sur la nature des refus et leur concentration dans les eaux.

       Dégrillage 
(Source : http://www.hellopro.fr/degrilleurs-2006982-fr-1-feuille.html​)

1.2 Différents types de dégrilleurs

Il existe différents systèmes de dégrillage des effluents choisis en fonction de la taille de la station d'épuration, de la charge polluante et du débit d'entrée des eaux. On distingue notamment trois grands types : les pré-dégrilleurs dont l'écartement entre les barreaux est supérieur à 40 mm, les dégrilleurs moyens dont l'écartement est compris entre 10 et 40 mm, et les dégrilleurs fins pour un écartement inférieur à 10 mm. 

Les conditions pluvieuses ont tendance à faire augmenter significativement les quantités de débris (rochers, bouts de bois) à l'entrée des stations d'épuration. Il est alors intéressant d'installer des pré-dégrilleurs dans ces stations régulièrement soumises à de fortes pluies, en amont d'un dégrilleur plus fin, pour éliminer les déchets de taille importante qui risqueraient d'endommager les équipements et notamment les pompes. Ils sont généralement situés en amont des postes de refoulement et de relevage pour cette dernière raison. A Saint-Louis, le risque de cyclone et les précipitations typiques de l'été austral nous incite à prévoir ce type d'aménagement.

De plus, un canal bypass doit être prévu pour tous types de dégrillage pour éviter les risques de débordement et permettre de traiter l'eau en cas de colmatage ou de panne au niveau de la grille principale. 

1.3 Nettoyage des grilles

Le nettoyage des dégrilleurs se fait par ratissage ou raclage et permet d'entraîner les détritus hors de la zone mouillée de la grille où ils s'agglomèrent en s'égouttant, avant d'être envoyés dans un bac de réception. L'eau peut alors s'écouler librement au travers de la grille. Ce nettoyage peut être réalisé manuellement, de façon périodique à l’aide de râteaux, ou automatiquement par l'amont ou par l'aval de la grille. L’opération de ratissage automatique est un mécanisme contrôlé soit par minuterie (horloge qui démarre le processus deux à trois fois par jour) ou par mesure de perte de charge provoquée par la grille colmatée.​ Lorsque l’énergie électrique est disponible sur le site, il est avantageux d’opter pour un dégrillage à nettoyage automatique pour réduire les coûts de main d'oeuvre. 

► L'étape de dégrillage sera donc composée de plusieurs dégrilleurs : 5 dégrilleurs grossiers en amont des postes de relevage et de refoulement, et deux dégrilleurs moyens, dont un dans un canal by-pass. Les dégrilleurs grossiers et le dégrilleur du canal by-pass seront manuels. En effet, les dégrilleurs grossiers ne nécessitent pas forcément d'être automatisés car ils retiendront uniquement les gros débris et seront moins rapidement colmatés, et le dégrilleur du canal by pass n'est utilisé qu'en cas de surdébit ou de dysfonctionnement. En revanche, le dégrilleur moyen du canal principal sera un dégrilleur mécanique. Nous avons choisi de ne dimensionner que le dégrilleur moyen du canal principal.

Étape de dégrillage

2. Choix du dégrilleur

La figure ci-dessous présente différents dégrilleurs et leurs applications :

               Les dégrilleurs et leurs applications
(Source : Guide technique sur les dégrilleurs dans les stations d'épuration)

Nous avons opté pour un dégrilleur incliné à barreaux car ils sont adaptés à notre station. Plusieurs modèles existent chez différents constructeurs qui en donnent les caractéristiques sur leur sites.

Le dégrilleur élévateur incliné type DEI proposé par le fabricant de matériel Inofilter, et dont il existe plusieurs modèles, semble correspondre à nos attentes. Il présente de nombreux avantages comme une installation facile, une automatisation du nettoyage de la grille, un raclage fréquent, une récupération des déchets directement dans une benne, une possibilité d'adaptation aux dimensions du canal et il nécessite peu d'entretien. Ce dégrilleur est construit en acier inoxydable et présente sur les côtés des bavettes latérales en butyl pour assurer l'étanchéité. Les déchets retenus sont évacués au moyen d'un système de raclage composé de peignes crantés en PEHD (ou de brosses) et de bavettes en polyuréthane situées en alternance sur deux chaînes de tirage. Les racleurs remontent les déchets le long de la tôle d'éjection et les rejettent par une goulotte d'évacuation à section rectangulaire au point haut de l'appareil. La vis de convoyage/compactage est une option proposée par le constructeur. Ce dégrilleur est équipé d'un dispositif d'arrêt d'urgence.

Le débit maximal au travers de la grille est de 3 000 m3/h ce qui est largement supérieur au débit de pointe de notre station. Il est incliné de 60° par rapport à l'horizontal. Les barreaux peuvent être espacés de 5 à 50 mm.

Dégrilleur élévateur incliné type DEI 
(source : http://www.inofilter.fr)

3. Dimensionnement

L'objectif du dimensionnement est de déterminer la surface de la grille nécessaire à l'élimination des matières volumineuses, ainsi que la largeur associée. Il faut ensuite s'assurer que la perte de charge à travers la grille reste acceptable. Le dégrilleur doit être dimensionné par rapport au débit de pointe instantané par temps sec de manière à garantir que la grille ne sera pas inondée lors des conditions de pointe. De plus, dans les installations de dégrillage, il est important de s’assurer que les vitesses sont suffisamment grandes pour éviter le dépôt de sédiments. 

Les étapes de calcul sont présentées sur la figure ci dessous :

Organigramme du dimensionnement du dégrilleur moyen 

Les caractéristiques de notre dégrilleur type DEI sont les suivantes (en accord avec les valeurs typiques de conception pour les dégrilleurs mécaniques ​):

Caractéristiques de la grille
Espacement entre barreaux e (mm) 15
Diamètre des barreaux d (mm) 10
Coefficient de colmatage C (-) 0,5
Angle d'inclinaison α (°) 60

Le coefficient de colmatage varie de 0,10 à 0,30 pour une grille manuelle et de 0,40 à 0,50 pour une grille automatique. Plus ce coefficient est faible, plus la surface de la grille est importante. Ce coefficient est normalement renseigné par les constructeurs des dégrilleurs, ici il est de 50%. 

Le débit de pointe instantané par temps sec est de 0,15 m3/s (cf. Caractérisation de l'effluent en entrée).

  • Calcul du coefficient de vide de la grille

La première étape consiste à calculer le coefficient de vide de la grille, noté O en connaissant l'espacement entre les barreaux et leur diamètre.

$$O=\frac{e}{e+d}$$

On obtient un coefficient de vide de 0,6.

  • Calcul de la surface de la grille

La surface de la grille est donnée par la formule liant le débit de pointe instantané par temps sec Qp,sec(m3/s), les coefficients de vide (O) et de colmatage (C), et la vitesse maximale de passage de l'eau à travers la grille vmax (m/s). Cette vitesse est de l'ordre de 0,6 m/s pour un réseau séparatif mais elle peut atteindre 1,2 m/s dans un réseau unitaire comme dans notre cas. Pour notre dimensionnement, nous avons donc pris une vitesse maximale vmax=1,2m/s. Il faudra adapter les dimensions du canal d'arrivée de l'eau pour permettre de placer la grille en fonction de ses dimensions et de respecter la vitesse de passage admissible. 

$$S_{grille}=\frac{Q_{p,sec}}{v_{max}*O*C}$$

La surface de la grille est de 0,41 m².

  • Calcul de la largeur de la grille

Pour calculer la largeur minimale de la grille, il faut tout d'abord déterminer la largeur oblique mouillée L0​ en fixant une valeur du tirant d'eau maximal t correspondant à la hauteur d'eau de la partie immergée de la grille

Représentation du dégrilleur en coupe verticale 
(source modifiée :  Technique de l'ingénieur)

A défaut de calcul hydraulique précis, on choisit t=0,4 m pour une station d'épuration entre 50 000 et 100 000 EH d'après les méthodes de calcul d'une filière de traitement.

$$L_{0}=\frac{t}{sin(α​)}$$

On obtient une largeur oblique mouillée de 0,46 m.

Et finalement, $$ l_{grille}=\frac{S_{grille}}{L_{0}}$$

La largeur minimale de la grille  est de de 0,9 m.

  • Calcul de la perte de charge à travers la grille

La perte de charge a travers la grille lorsqu'elle n'est pas colmatée est donnée par la formule ci-dessous, en considérant un canal rectiligne dont le facteur de forme β vaut alors 2,42.

$$ΔH=β*(\frac{d}{e})^{\frac{4}{3}}*\frac{v_{max}^{2}}{2g}*sin(α)$$

La perte de charge au travers de la grille pour une vitesse maximale de 1,2 m/s est de 90 mm, ce qui est inférieure à la perte de charge permise de 150 mm. Le colmatage a pour effet d'augmenter la perte de charge, et c'est pourquoi il faut nettoyer régulièrement la grille.

4. Étude hydraulique

Dans cette partie, nous avons voulu estimer les hauteurs d'eau et vitesses en amont et en aval de la grille lorsque le débit d'entrée de l'eau est égal au débit moyen de la station de 10 m3/s (cf.Caractérisation de l'effluent d'entrée).

La largeur du canal, notée b, est fixée à 1 m de manière à permettre l'insertion de la grille et pour prévoir un espace pour les bavettes latérales. De plus, on considère un canal en béton lisse de pente i=0,008. Pour cette étude, nous avons utilisé la relation de Bernouilli entre les points 1 et 2 représentés sur la figure ci dessous.

Représentation du dégrilleur moyen

En régime permanent, le débit est conservé de part et d'autre de la grille. Nous avons d'abord déterminer la vitesse v2 et la hauteur h2 en aval de la grille .

D'une part, on a $$h_{2}=\frac{Q_{moyen}}{b*v_{2}}$$

Et, d'autre part, la relation de Manning-Strickler donne $$v_{2}=K*R^{\frac{2}{3}}*\sqrt{i}$$

Avec R le rayon hydraulique tel que $R=\frac{b*h_{2}}{2h_{2}+b}$ et K le coefficient de strickler de 75 m1/3/ s pour un canal en béton lisse.

De ces deux équations, on déduit v2 = 0,46 m/s et h2 = 0,22 m

Pour déterminer la vitesse v1 en amont de la grille, on applique la relation de Bernouilli entre les points 1 et 2 sous les hypothèses d'un régime permanent et d'un fluide incompressible (ρ=cste​). Les points 1 et 2 sont à la pression atmosphérique, et la perte de charge est fonction de la vitesse v1.

$$h_{2}-h_{1}+\frac{p_{2}-p_{1}}{ρg}+\frac{v_{2}^{2}-v_{1}^{2}}{2g}+Δ​H=0$$

On en déduit v1​=0,43 m/s. Cette vitesse doit être supérieure à 0,3 m/s pour éviter le dépôt de sédiment dans le canal, ce qui est bien le cas ici. La perte de charge, relativement faible, est de 12 mm.

Enfin, on peut déduire la hauteur h1 en amont de la grille $h_{1}=\frac{Q_{moyen}}{b*v_{1}}=0,24 m$. Les hauteurs d'eau sont bien inférieures au tirant d'eau maximal que l'on s'était fixé pour le dimensionnement. On aura une différence de hauteur de 1,3cm entre l'amont et l'aval de la grille.

Résultats de l'étude hydraulique
hauteur en amont h1(m) 0,24
hauteur en aval h2(m) 0,22
vitesse en amont v1(m/s) 0,43
vitesse en aval v2(m/s) 0,46
perte de charge Δ​H (m) 0,01

5. Refus de dégrillage

5.1 Quantité de refus

Le refus annuel de dégrillage dépend en grande partie de l'écartement entre les grilles. La figure suivante donne des valeurs indicatives de la quantité de refus en fonction de l'espacement entre les barreaux.

 Quantité de refus retenus par les grilles à barreaux mécaniques​ 
(source modifiée : Guide Technique sur les Dégrilleurs dans Les Stations d’Épuration Directeur​)

Comme on peut le voir, le dégrilleur moyen, dont l'espacement entre barreau est de 15 mm, permet de retenir 40 m3 de refus de dégrillage pour 10m3 d'eau traitée. Connaissant le volume  d'eau moyen entrant dans notre station chaque année (3 230 250 m3/an), on en déduit que la quantité de refus au niveau de ce dégrilleur s'élèvera à 130 m3/an en moyenne. L'espacement des barreaux des dégrilleurs grossiers est choisi à 55 mm, et on obtient de la même manière une quantité moyenne de refus de 23 m3/an. On suppose que cette quantité est la somme des refus de dégrillage des 5 pré-dégrilleurs. Finalement, l'étape de dégrillage permettra de retenir en moyenne 150 m3/an de déchets volumineux, avec une siccité de 20% après avoir été égouttés. Il peut être intéressant de réduire le volume de ces déchets par différentes techniques de compactage plus ou moins efficaces. 

5.2 Devenir des refus de dégrillage

Les refus de dégrillage sont assimilés aux ordures ménagères et ils suivent généralement les mêmes filières de collecte et de traitement que celles-ci. D'après les calculs, on aurait environ 3 m3 par semaine de déchets à éliminer, ce qui peut se faire en une fois en prévoyant une benne de stockage sur le site. Il faut en effet une capacité de stockage de 48 heures minimum à l’abri des rats, et des insectes. Cependant, il ne faudra pas les stocker beaucoup plus longtemps car ils peuvent être a l'origine de dégagements de mauvaises odeurs et il peut être souhaitable de mettre en place des bennes hermétiques, ou des locaux sous dépression​. ​A Saint Louis, dans le secteur F où se situe la station, la collecte des déchets ménagers est réalisée 2 fois par semaine le mercredi et le samedi. 

En France, 59% des refus de dégrillage sont envoyés en CDSU (Centre de stockage des déchets ultimes) de classe II et 24% d'entres eux sont incinérés. Le reste est stocké (7%) ou composté (10%) même si cette voie est à éviter au vue de la composition de ces déchets.

6. Besoins énergétiques

L'étape de dégrillage nécessite un apport énergétique pour l'entraînement des déchets. Les dégrilleurs de type DEI sont équipés d'un moteur d'une puissance pouvant aller de 0,37 à 1,5 kW. En supposant un fonctionnement fréquent de 10 min par heure (soit 4h/jour) et en considérant une puissance moyenne de 0,93 kW, on en déduit que le dégrilleur consomme  1,3 MW.h en un an.


Bibliographie

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C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

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Fiches d'exploitation des stations d'épuration, Conseil général de la Loire, 2006.

Fiche technique : Dégrilleur, élévateur incliné - type DEI, Inofilter, URL : http://www.inofilter.fr/medias/fichier/DEI_-_DEGRILLEUR_ELEVATEUR_INCLINE.pdf, consulté le 1/03/2015

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J.M.Berland, Traitement des eaux résiduaires des agglomérations-concepts et relevage, Techniques de l'ingénieur, 2014.

J.Pronost, R.Pronost, L. Delpat, J.Malrieu, JM Berland, Stations d'épuration: dispositions constructives pour améliorer leur fonctionnement et faciliter leur exploitationDocument technique fndae n°22Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF Editions, 2002.

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Y.Falcon, Les ouvrages de génie civil des stations d’épuration des petites collectivités : conception et dimensionnement rapide, CNAM, 2010.

Dessablage/dégraissage

1. Principe général

Les étapes de dessablage et de dégraissage ne sont pas obligatoires dans les stations de traitement des eaux usées. Cependant, comme nous n'avons pas prévu de décantation primaire, nous avons estimé qu'il était nécessaire de mettre en place ces dispositifs. De plus, ils ont été prévus par le projet de réhabilitation de 2015 ce qui confirme leur utilité.

Le dessablage consiste à débarrasser les eaux des solides de taille supérieure à 200 μm (sables, graviers, matières minérales lourdes) par décantation sous l'effet de la gravité. À la différence de la décantation primaire, il n’élimine pas les matières volatils en suspension (MVS). En effet, le dessablage est basé sur la différence de densité entre les solides à séparer (d ≈ 1,7 à 2,6) et les matières organiques (d ≈ 1,2), plus légères, qui restent en suspension. Pour limiter la décantation de ces matières organiques, il faut maintenir une vitesse de l’effluent entre 0,3 et 0,6 m/s. En fait, La décantation a lieu si la vitesse de chute des particules est supérieure à la vitesse de l’eau. 

​Pour information, la vitesse de chute des différentes particules pour un régime laminaire est donnée par la loi de Stockes :

$$v=\frac{g}{18}*\frac{rs-rl}{m}*d^{2}$$

Avec m la viscosité cinématique du liquide (m²/s), rl la masse volumique du liquide, rs la masse volumique du solide, d le diamètre des particules et g l'accélération de la pesanteur (=9,81 m/s²).

Le dégraissage vise à éliminer les graisses et huiles d'origine végétale et animale par flottation naturelle, lorsque la différence de masse volumique est naturellement suffisante pour séparer deux phases, ou accélérée par injection de fines bulles d'air. La flottation est une technique de séparation fondée sur des différences d'hydrophobicité des particules à séparer. 

Ces deux étapes de traitement sont souvent réalisées au sein d’une même unité de traitement, et on parle alors d’ouvrage combiné. L’extraction des sables peut se faire par raclage de fond ou par pompage, et l’extraction des graisses rassemblées à la surface des eaux sous forme d'écume se fait à l’aide de pont racleurs. Elles sont recueillies dans une goulotte avant d'être envoyées dans une cuve de stockage.

Dessableur/dégraisseur, pont racleur
(Source : http://construction-step-erstein.fr/la-nouvelle-station-depuration/​​)

L'objectif est de protéger les installations en aval contre les phénomènes d’érosion (dans le cas des pompes notamment), ou de colmatage (dans le cas des conduites) dont les sables peuvent être responsables. De plus, la séparation des graisses permet une forte augmentation du rendement du traitement secondaire puisque lorsqu'elles sont combinées à la matière organique, elles diminuent l’efficacité de leur dégradation. De plus, cela permet de faciliter le transfert d'oxygène au sein de la boue biologique.

Il est généralement demandé de pouvoir isoler le dessableur/dégraisseur sans entraîner l’arrêt de la station d’épuration. A ce titre, il est souhaitable que cet ouvrage soit by-passable comme l'est le dégrilleur moyen dimensionné dans la partie précédente.
 

2. Choix du dessableur/degraisseur

Si les dessableur-dégraisseurs peuvent être de différentes formes, on les trouve souvent sous la forme cylindro-conique car cette forme correspond à un optimum d’utilisation des volumes disponibles.  De plus, cette forme favorise la décantation des sables. Cependant, un décanteur de section rectangulaire permet de réduire sensiblement la hauteur de l’ouvrage, et donc, les volumes morts par rapport à un décanteur de section cylindrique. 

► Comme ils sont les plus couramment utilisés, nous avons choisi de mettre en œuvre un ouvrage de forme cylindro-conique avec insufflation d’air, évacuation automatique des graisses et reprise des matières sédimentables déposées dans le fond au moyen d’un aéroéjecteur​.

Le stockage des sables se fait dans la partie conique du bassin dont la pente sera fixée à 60° (la valeur minimum admissible étant de 50°). Les ouvrages sont généralement réalisés en béton et l’étanchéité des parties de l'ouvrage en contact avec l'eau est assurée par incorporation d'hydrofuge dans la masse du béton.​

Schéma du dessableur/dégraisseur

3. Dimensionnement

L'objectif du dimensionnement est de déterminer la surface, la hauteur cylindrique et le volume total de l'ouvrage. Le temps de séjour nécessaire à l’ascension des graisses (de l’ordre de 10 minutes) étant supérieur au temps de séjour nécessaire à la décantation des sables (de l’ordre de 3 à 5 minutes), c’est le dégraissage qui conditionne le dimensionnement de l’unité de dessablage-dégraissage.

Les étapes de calcul sont présentées sur la figure suivante :

Organigramme du dimensionnement du dessableur/dégraisseur

Les valeurs usuelles considérées pour le dimensionnement d'un dessableur/dégraisseur aéré sont les suivantes :

Valeurs caractéristiques pour le dimensionnement de l'unité
Vitesse ascensionnelle, Va 15 m/h
Temps de séjour, $\tau$ 10 min

Le débit de pointe instantané par temps sec est de 537 m3/h, soit 9 m3/min (cf.Caractérisation de l'effluent en entrée).

  • Calcul de la surface et du diamètre

Connaissant la vitesse ascensionnelle et le débit de pointe, on peut déduire la surface nécessaire aux processus de dessablage et de dégraissage, et calculer le diamètre correspondant.

$$S=\frac{Q_{p,sec}}{V_{a}} = 35,8 m^{2}$$

$$D=\sqrt{\frac{4*S}{\pi}}= 6,8 m$$

  • Calcul du volume total de l'ouvrage

​Connaissant le temps de séjour et le débit de pointe, on peut déduire le volume de l'équipement.

$$V=\tau*Q_{p,sec}= 90m^{3}$$

Il est à noter que le rapport du volume de l'ouvrage sur sa surface doit être compris entre 1,25 et 2,5 m, or nous avons un rapport de 2,5 m.

  • Calcul de la hauteur cylindrique

Le volume calculé correspond au volume total soit la somme des volumes de la partie cylindrique et de la partie conique.

$$V=V_{cylindre}+V_{cone} = S*H_{cylindre}+\frac{\pi*D^{2}*H_{cone}}{12}$$

On peut facilement déterminer la hauteur du cône par des considérations géométriques.

Schéma de la partie conique de l'ouvrage 

$$H_{cone} = \frac{D}{2*tan(30°)}$$

On en déduit donc les hauteurs et volumes des parties cylindriques et coniques de l'ouvrage. Il faudra alors s'assurer que la hauteur de la partie cylindrique ne dépasse pas 0,8 m, ce qui est le cas comme on le voit dans le tableau ci-dessous.

Dimensions du dessableur/dégraisseur
Surface 35,8 m²
Volume total 90 m3
Volume partie cylindrique 20 m3
Hauteur du cylindre 0,56 m
Volume partie conique 70 m3
Hauteur du cône 5,82 m

4. Sous-produits du dessablage/dégraissage

4.1 Quantité de sable

Les déchets sableux issus du prétraitement sont classés dans la rubrique n°19 08 02 du décret N°2002-540 du 18 avril 2002, relatif à la classification des déchets. 

Le terme "sable" correspond à un ensemble hétéroclite d'une multitude de composés tels que des noyaux et des pépins de fruits, des matières plastiques, ou encore des produits issus de la dégradation de la chaussée ou des chantiers urbains. Théoriquement, le dessablage élimine 90% des particules de taille supérieure ou égale à 200 μm. Cependant, il est difficile d'évaluer la production et la composition exacte du sable (siccité, % de matières organiques,..) car elles sont très dépendantes du type de réseau. En général, la production varie de 2 à 17 litres par habitant et par an.

En prenant une valeur moyenne de 10 L/EH/an, on obtient une quantité de boue annuelle de 800 m3. La densité moyenne est prise à 2, ce qui donne une production de 1,6 tonnes de sables par an avec une siccité moyenne de 45 %. 

4.2 Devenir des sables 

Les sables peuvent contenir des éléments polluants comme des métaux lourds issus notamment des réseaux pluviaux et ils sont souvent carencés en azote ce qui exclue leur valorisation agricole. Ils peuvent cependant être utilisés en tant que sables de remblais. Comme cette étape de dessablage est nouvelle au niveau de la station, il faudrait se renseigner sur les filières de valorisation ou de traitement des sables qui pourraient être mise place à Saint-Louis.

On peut prévoir un traitement de ces sables avant de les stocker dans des silos au niveau du site : un classificateur de sable permet par exemple d'égoutter et de laver les sables et les graviers et d'arriver à une siccité de l'ordre de 90%. Dans ce cas, il faudra stocker 1,8 t/an de sable. On considère que les sables sont stockés pendant 2 mois au niveau de la station, on aura alors besoin d'un volume minimum de silo de 150 m3 ​(en faisant l'hypothèse que la densité du mélange eau+sable est égale à celle des sables).

4.3 Quantité de graisse 

 Les déchets graisseux issus du prétraitement sont classés dans la rubrique n°19 08 10 du décret N°2002-540 du 18 avril 2002, relatif à la classification des déchets. Ils sont considérés comme des déchets non ultimes en raison de leur traitabilité, de leur faible siccité et de leur taux élevé en matière organique.

Les teneurs en graisses sont évaluées par la mesure des MEH (Matières Extractibles à l’Hexane). En général, la quantité de graisse arrivant en station est estimée à 16 gMEH/EH/jour. On en déduit une estimation de la quantité de graisse présente dans les eaux de 1,28 t/j, soit 467 t/an. Cependant, l’efficacité des dégraisseurs est de l’ordre de 5 à 25 % pour des eaux résiduaires domestiques. En prenant une efficacité moyenne de 15%, on obtient une production annuelle de 70 tonnes

​On peut noter que les graisses présentes dans les eaux usées constituent entre 30 et 35% de la DCO en tête de station. ​On a 1 g de graisse ≈ 2,5 g DCO, donc 1,28 tMEH/j * 2,5 = 3,2 tDCO/j, ce qui correspond à 34% de la DCO en tête de notre station. En prenant en compte le rendement de l'ouvrage de 15%, on voit que le dégraisseur permet d'éliminer 5 % de la DCO initiale. Nous avons choisi de ne pas considérer cet abattement de la DCO dans les étapes suivantes. 

4.4 Devenir des graisses

La mise en décharge ou en CSDU des graisses à été interdite à compter du 31/07/2002 car elles ne sont plus considérées comme des déchets ultimes et que leur siccité est trop faible. De plus, on constate que la revalorisation des sous produits graisseux est quasiment inexistante, et que l'épandage agricole est peu recommandé car la valeur nutritive des graisses est relativement faible (3 kgN/tonne). La plupart du temps, elles sont incinérées or ce n'est pas possible à Saint-Louis puisqu'il n'y a pas d'incinérateur. L'hydrolyse par traitement biologique aéré est de plus en plus utilisé. D'ailleurs, c'est la voie proposée par l'arrêté du 18 novembre 2013 relatif au réaménagement de la STEP. Il est mentionné que les résidus secs après séchage sur un lit dédié pourraient être envoyés dans un centre de traitement des déchets, tandis que les eaux de colatures pourraient être renvoyées dans le traitement secondaire. Une autre possibilité serait de valoriser les graisses par codigestion dans le méthaniseur. Finalement, il serait intéressant d'étudier plus précisément chacune de ces possibilités.

En considérant un stockage des graisses préalablement concentrée de l'ordre de 1 mois (siccité de 30%, densité 0,9), il faudra prévoir un bac de stockage d'environ 21 m3

5. Besoins énergétiques

L'insufflation d'air requiert une puissance de 20 à 30 W.m-3, ce qui représente dans notre cas 2,25 kW pour une puissance moyenne de 25 W.m-3. Le temps de fonctionnement journalier est de 24h, ce qui donne une consommation de 19,7 MW.h par an.

La puissance absorbée par le dispositif d'évacuation automatique des graisses par raclage est de 0,2 kW et fonctionne 24h/24. Cela donne une consommation de 1,7 MW.h par an.

L'aéroéjecteur qui permet d'extraire les sables fonctionne avec un débit de surpresseur d'air de 150 m3/h.


Bibliographie

C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

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J.M.Berland, Traitement des eaux résiduaires des agglomérations-concepts et relevage, Techniques de l'ingénieur, 2014.

JP.Canler, Dysfonctionnements des stations d'épuration : origines et solutions, Document technique fndae n°33; Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF editions, 2005.

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Y.Falcon, Les ouvrages de génie civil des stations d’épuration des petites collectivités : conception et dimensionnement rapide, CNAM, 2010.

Procédé à boues activées/clarificateur

Le procédé d'épuration par les boues activées est le plus répandu dans le monde. A condition de l'exploiter correctement, ce procédé offre des performances notables pour l'élimination de la pollution carbonée, azotée voire phosphorée grâce à la biomasse libre dans les bassins.

1. Principe général

1.1. Description du procédé

Le procédé que nous avons choisi de mettre en place est de type Modified Ludzack-Ettinger (MLE).

Schéma du procédé MLE

L'eau prétraitée traverse premièrement un bassin fonctionnant en conditions anoxiques dans lequel est réalisée la dénitrification. Ce bassin doit fonctionner en absence d'oxygène et en présence de matière carbonée. En sortie du bassin de dénitrification se trouve le bassin d'aération dans lequel la pollution carbonée est dégradée et la nitrification est réalisée. De l'oxygène doit être injecté dans ce bassin d'aération pour assurer le bon fonctionnement de la biomasse.

Une partie du contenu du deuxième bassin, la liqueur mixte, est renvoyée directement vers le bassin anoxie : cette boucle est qualifiée de recirculation interne. Le débit est défini par un taux de recirculation $\beta$. Cette recirculation permet de fournir au bassin anoxie les nitrates issus de la nitrification qui vont pouvoir être dénitrifiés.

L'autre sortie du bassin d'aération est envoyée au clarificateur qui est un décanteur secondaire. Il permet la séparation des boues et de l'eau épurée avant sa sortie du procédé, par surverse. La sortie basse du clarificateur permet d'une part l'extraction de la surproduction de boues qui sont envoyées au traitement, et d'autre part la recirculation en entrée du procédé. Cette recirculation, définie par un taux de recirculation $\alpha$, est appelée recirculation externe et permet le maintien de la concentration désirée en biomasse dans les bassins.

Si en toute logique la dénitrification fait suite à la nitrification, le bassin anoxie est tout de même placé en tête de traitement car la consommation de pollution carbonée est moins importante que dans le bassin aéré. Dans le cas contraire, le carbone restant serait probablement trop peu important et un appoint serait nécessaire (en méthanol par exemple).

1.2. Processus de dégradation de la pollution

L'élimination de la pollution dans les procédés à boues activées se fait grâce à la biomasse qui correspond à des matières volatiles en suspension (MVS). On distingue deux grands types de bactéries: hétérotrophes et autotrophes.

  • Dégradation par la biomasse hétérotrophe

Les bactéries hétérotrophes utilisent une source de carbone organique comme substrat(1). Ainsi, elles réalisent la dégradation de la pollution carbonée. Étant capables de se développer en milieu aéré (aérobie) ou non aéré (anoxie), elles peuvent réaliser cette dégradation suivant deux mécanismes, présentés sur la figure ci-dessous.

Processus de dégradation du carbone par la biomasse hétérotrophe
Source: Cours sur le traitement des eaux, Yolaine BESSIÈRE

Selon le processus de gauche, la biomasse anoxie dégrade la pollution carbonée en utilisant les nitrates à la place de l'oxygène: il s'agit de la dénitrification. Cette réaction a pour équation :

$$0,65C_{18}H_{19}O_9N+4,89NO_3^-+4,89H^+\rightarrow C_5H_7NO_2+2,27N_2+6,70CO_2+5,15H_2O$$

  • Dégradation par la biomasse autotrophe

Les bactéries autotrophes ont besoin d'une source de carbone minéral et se développent en milieu aérobie. Elles peuvent dégrader l'azote ammoniacal en le transformant en nitrates via le processus de nitrification décrit ci-dessous :

Processus de dégradation de l'ammoniac par la biomasse autotrophe
Source: Cours sur le traitement des eaux, Yolaine BESSIÈRE

La réaction de nitrification a pour équation :

$$NH_4^++1,87O_2+1,98HCO_3^-\rightarrow0,021C_5H_7NO_2+0,98NO_3^-+1,04H_2O+1,88H_2CO_3$$

Cette réaction se fait en deux étapes: la nitritation qui transforme l'ammoniac en nitrites NO2-, puis la nitratation qui transforme les nitrites en nitrates NO3-. Cependant la vitesse de la première étape est très faible par rapport à la seconde et est donc l'étape limitante de la nitrification. Les nitrates peuvent s'accumuler dans le milieu en raison de la sensibilité au pH acide des bactéries du genre Nitrobacter qui réalisent la nitratation.

  • Ammonification de l'azote organique

L'ammonification est le processus par lequel l'azote organique est minéralisé par la biomasse, passant ainsi sous forme d'azote ammoniacal. Nous avons considéré que l'ensemble de l'azote organique de l'eau brute est transformé par ce processus.

  • Assimilation d'azote et de phosphore par la biomasse

Pour leur croissance, les bactéries qu'elles soient autotrophes ou hétérotrophes réalisent de l'assimilation : elles utilisent de l'azote et du phosphore en plus du carbone (ainsi que d'autres éléments minéraux). Ces processus d'assimilation permettent d'éliminer une partie de la pollution azotée et phosphorée : on considère que l'azote et le phosphore représentent respectivement 10% et 2% de la biomasse (MVS) produite.

2. Dimensionnement

2.1. Intégration des débits issus de la valorisation des boues

Afin de pouvoir mettre en place une gestion intégrée sur l'ensemble du projet, nous avons intégré les effluents issus de la valorisation des boues par méthanisation. Ces effluents ne sont pas prétraités par dégrillage et dessablage-dégraissage mais arrivent en entrée des boues activées.

Les débits et et flux de polluants ajoutés ont été déterminés en fin de dimensionnement par un processus itératif. Conjointement avec le trinôme en charge de la méthanisation, nous avons recalculé à chaque itération la production de boues résultant des variations de débits d'effluents, de concentrations en azote et phosphore dans les boues. La convergence du processus a été obtenue au bout de 5 itérations. Les calculs de dimensionnement sont détaillés dans les parties suivantes.

Caractéristiques des effluents issus de la filière de méthanisation

En recalculant les flux de NGL et PT à ajouter, nous obtenons les nouvelles valeurs de débits et flux de polluants en entrée des boues activées :

Caractéristiques de l'effluent à l'entrée des boues activées (flux et concentrations)

2.2. Étapes du dimensionnement

Les grandes étapes du dimensionnement sont présentées dans le diagramme ci-dessous.

Étapes du dimensionnement du procédé à boues activées

Le dimensionnement se fait par itérations : retours d'effluents de la méthanisation, recalcul de l'âge de boues (voir plus bas). Nous présentons les formules de calcul et les résultats obtenus à la fin du processus itératif.

2.3. Hypothèses générales

Pour dimensionner le procédé à boues activées, nous avons émis plusieurs hypothèses.

  • Débit moyen

Pour calculer la taille des bassins biologiques,  nous nous basons sur le débit moyen par temps sec, noté  Qm. En revanche, pour les ouvrages contrôlés par l'hydraulique (décanteurs), nous prenons en compte le débit de pointe horaire par temps sec Qp,sec . Ainsi :

Qm = 9412 m3/j et Qp,sec = 571 m3/h

  • Flux de pollution moyens

Nous considérons les flux de pollution moyens dans le procédé. Ces flux sont notés FDCO , FDBO5, FNH4, FNO3, etc. En entrée (indice 0) il s'agit de la première colonne du tableau précédent.

  • Âge de boues initial pour la nitrification

Pour avoir une nitrification avancée voire complète, il faudrait se placer dans des conditions de charge faible. Nous choisissons donc initialement un âge de boues global sur les bassins de 15 jours.

  • Taux de biodégradabilité

Le rapport de biodégradabilité est défini par la rapport de la DCO sur la DBO5. Dans notre cas, il est égal à 2, ce qui signifierait que 50% de la DCO est biodégradable.
Cependant, dans le cas d'une eau résiduaire urbaine (ERU), nous prenons un taux de biodégradabilité de 80%. En fait à 5 jours, une bonne partie de la DCO du substrat a servi à la croissance des cellules et donc n'est pas comptabilisé en demande en oxygène. Elle a pourtant été consommée par la biomasse. Ainsi : tauxbiodeg= 80%.

  • Pourcentage de MVS dans les MES

Usuellement, on considère que les MVS représentent  70 à 80% des MES. Pour notre dimensionnement, nous prenons une fraction de 70% de MVS dans les MES car nous mettons ensuite en œuvre une déphosphatation chimique qui augmente la partie minérale des MES.

  • Répartition de l'azote total

Pour une ERU conventionnelle, on considère souvent que l'eau à épurer ne contient pas de nitrates. Par ailleurs, dans l'hypothèse que l'ensemble de l'azote organique est ammonifié, nous avons une eau en entrée telle que : [NGL]0=[N-NTK]0=[N-NH4]0 (où N-NTK correspond à l'azote Kjeldahl, soit la somme de l'azote ammoniacal N-NH4 et de l'azote organique Norga).

  • Performances épuratoires

Les concentrations à respecter avant rejet au milieu naturel sont fixées par la réglementation (voir Contexte réglementaire). Pour s'assurer que les rejets soient conformes, nous avons pris des marges de sécurité, sur l'azote total et sur les MES :

[NGL]aéro= 10 mg/L et [MES]aéro= 30 mg/L.

Par ailleurs, on a : 

$$[NGL]=[N-NTK]+[N-NO3]$$

Avec :                                  $[N-NTK] = [N-NTK]_{particulaire}+[N-NTK]_{soluble}$

On fixe arbitrairement :

[N-NTK]aéro= 4 mg/L et [N-NO3]aéro= 6 mg/L.

L'azote Kjeldahl particulaire est l'azote contenu dans la biomasse (MVS) rejetée, soit 10% de cette biomasse, qui elle-même correspond à 70% des MES soit :

$$[N-NTK]_{particulaire,aéro}=0,1*0,7*[MES]_{aéro}$$

$$[N-NTK]_{soluble,aéro}=[N-NTK]_{aéro}-[N-NTK]_{particulaire,aéro}$$

On obtient ainsi :

[N-NTK]particulaire,aéro= 2,1 mg/L et [N-NTK]soluble,aéro= 1,9 mg/L

Enfin, considérant que le N-NTK soluble en sortie ne contient que de l'azote ammoniacal (pas de production d'azote organique), on a :

[N-NH4]aéro= 1,9 mg/L.

Aussi, la dénitrification est supposée complète dans le bassin anoxie :

tauxdénit = 100%.

On se fixe un objectif de dégradation biologique complète de la DCO, et on aurait ainsi :

[DBO5]aéro = 0 mg/L

2.4. Données cinétiques

Les caractéristiques des deux types de biomasse sont présentées dans le tableau ci-dessous:

Caractéristiques des bactéries hétérotrophes et autotrophes
Source : Cours sur les Procédés de traitement biologique des eaux résiduaires, Etienne PAUL

Le taux de croissance spécifique des bactéries nitrifiantes est largement inférieur à celui des bactéries hétérotrophes. En conséquence, la nitrification conditionne le dimensionnement, c'est pourquoi le bassin d'aération est dimensionné en premier.

2.5. Bassin d'aération

L'âge de boues global $\theta_b$ est fixé dans un premier temps à 15 jours.

  • Calcul du flux d'azote à nitrifier

(a) On calcule d'abord le flux d'azote assimilé. On néglige l'assimilation par la biomasse autotrophe, dont la croissance est faible par rapport à celle de la biomasse hétérotrophe. Le rendement de croissance observé pour la biomasse hétérotrophe est le suivant:

$$Y_{obs,OHO}=\frac{Y_{OHO}}{1+\theta_b*k_d}= 0,26 gMVS/gDCO$$

On considère par ailleurs que la DCO biodégradable éliminée correspond à 80% de la DCO entrante, auxquels s'ajoute la biomasse inerte qui vaut 10% de la DCO entrante : il y a ainsi 90% de DCO entrante qui est interviennent dans l'assimilation. Pour rappel, il y a 10% d'azote dans les boues. Le flux d'azote assimilé est donc :

$$F_{N,assimilé}=0,1*Y_{obs,OHO}*(0,9*F_{DCO,0})=223 kgN/j$$

(b) On calcule ensuite la quantité d'azote nitrifié :

$$F_{N,nitrifié}=F_{NH4,0}-F_{NH4,aero}-F_{N,assimilé}=240 kgN/j$$

Avec : $F_{NH4,aero}=Q_m*[N-NH4]_{aero}=17,9 kgN/j$.

  • Calcul de l'âge des boues aérobie (bassin d'aération)

La température de calcul a été prise égale à 15°C (voir Caractérisation de l'effluent entrant) : T = 15°C.

Par ailleurs, nous avons supposé la quantité d'oxygène maintenue constante : [O2]dissous = 2 mg/L. On considère en effet une bonne régulation de l'aération.

Pour calculer l'âge de boues dans le bassin aéré, nous considérons les bactéries nitrifiantes qui conditionnent le dimensionnement en raison de leur faible taux de croissance (voir plus haut).

Le taux de croissance observé pour les bactéries autotrophes est calculé comme suit :

$\mu_{obs,ANO}=\mu_{max,ANO}(20°C)*\frac{[N-NH4]_{aero}}{K_{SN}+[N-NH4]_{aero}}*\frac{[O_2]_{dissous}}{K_{SO}+[O_2]_{dissous}}*1,123^{(T-20)}-k_d = 0,12 j^{-1}$

L'âge de boues dans le bassin aéré est alors donné par :

$$\theta_{b,aéro}=\frac{1}{\mu_{obs,ANO}}=8,28 j $$.

  • Calcul de la quantité totale de biomasse à maintenir dans le bassin d'aération

(a) On détermine d'abord la quantité de biomasse nitrifiante qui n'est présente que dans ce bassin. On a :

$$V_{aéro}*X_{ANO}=Y_{obs,ANO,aéro}*\theta_{b,aéro}*F_{N,nitrifié}=214 kgMVS$$

Avec : $$Y_{obs,ANO,aéro}=\frac{Y_{ANO}}{1+\theta_{b,aéro}*k_d}=0,11 gMVS/gN$$

(b) On calcule ensuite la quantité de biomasse hétérotrophe. La DCO consommée dans le bassin d'aération est la quantité de DCO biodégradable entrante à laquelle on soustrait la DCO consommée par la dénitrification soit :

$F_{DCO,cons,aéro}=F_{DCO,0}*taux_{biodeg}-F_{N,nitrifié}*taux_{dénit}*\frac{2,86}{1-1,42*Y_{obs,OHO}}=6513 kgDCO/j$

Le terme 2,86/(1-1,42*Yobs,OHO) (en gDCO/gNO3) correspond à la conversion DCO/N pour la dénitrification.

Le rendement de croissance observé dans le bassin aéré est :

$$Y_{obs,OHO,aéro}=\frac{Y_{OHO}}{1+\theta_{b,aéro}*k_d}=0,28 gMVS/gDCO$$

Soit : $$V_{aéro}*X_{OHO}=Y_{obs,OHO,aéro}*\theta_{b,aéro}*F_{DCO,cons,aéro}=15023 kgMVS$$

(c) Sachant que la biomasse inerte équivaut à 10% de la DCO entrante, on détermine la quantité de cette biomasse qui s'accumule :

$$V_{aéro}*X_U=0,1*F_{DCO,0}*\theta_{b,aéro}=7871 kgMVS$$

(d) La quantité totale de biomasse à maintenir dans le bassin est donc :

$$V_{aéro}*X=V_{aéro}*X_{ANO}+V_{aéro}*X_{OHO}+V_{aéro}*X_U=23109 kgMVS$$

  • Calcul du volume du bassin d'aération

La concentration totale de la biomasse dans les bassins est fixée selon les objectifs de séparation (clarification) et en accord avec l'objectif de charge faible, soit : X = 4 gMES/L.

Pour un rapport MVS/MES de 70%, on a donc X = 2,8 gMVS/L.

Le volume du bassin d'aération est donc :

$$V_{aéro}=\frac{(V_{aéro}*X)}{X}=8253 m^3$$

Pour un bassin circulaire de 6 mètres de profondeur, on obtient un diamètre de 41,8 mètres.

2.6. Bassin anoxie

  • Calcul du taux de recirculation de la boucle interne

Le taux de recirculation externe $\alpha$ est usuellement fixé à 1: on considère cette valeur pour le dimensionnement. Avec un taux de dénitrification de 100% il n'y a pas de nitrates en sortie du bassin anoxie soit :

$$(1+\alpha+\beta)*Q_m*[N-NO3]_{anox}=0$$

Le bilan sur le bassin aéré donne donc :

$$0=F_{NO3,produit}-\beta*Q_m*[N-NO3]_{anox}-(1+\alpha)*Q_m*[N-NO3]_{anox}$$

Or on a un rendement en nitrification de 0,98 gN-NO3/gN-NH4  et donc :

$$F_{NO3,produit}=0,98*F_{N,nitrifié}$$

Il vient :

$$\beta=\frac{0,98*F_{N,nitrifié}-(1+\alpha)*Q_m*[N-NO3]_{anox}}{Q_m*[N-NO3]_{anox}}=2,2$$

  • Calcul de la concentration en bactéries hétérotrophes dénitrifiantes (Xdénit) dans les deux bassins

(a) Le flux de DCO consommé par les bactéries hétérotrophes dénitrifiantes (bassin anoxie) est :

$$F_{DCO,X_{dénit},anox}=F_{N,dénitrifié}*\frac{2,86}{1-1,42*Y_{obs,OHO}}=813 kgDCO/j$$

Avec :

$$F_{N,dénitrifié}=(\alpha+\beta)*Q_m*[N-NO3]_{anox}=179 kgN/j$$

Ce flux est égal à la DCO consommée par la dénitrification.

On suppose que 50% de la DCO consommée par les hétérotrophes dans le bassin aéré est utilisée par les bactéries dénitrifiantes. En fait, les bactéries dénitrifiantes consomment de la DCO dans le bassin anoxie, mais également dans le bassin aéré, car elle ne sont pas aérobies strictes. Ainsi :

$$F_{DCO,X_{dénit},aéro}=0,5*(taux_{biodeg}*F_{DCO,0}-F_{DCO,X_{dénit},anox})=3396 kgDCO/j$$

 Donc la quantité totale de DCO biodégradable consommée par les bactéries dénitrifiantes est :

$$F_{DCO,X_{dénit}}=F_{DCO,X_{dénit},aéro}+F_{DCO,X_{dénit},anox}=4209 kgDCO/j$$

(b) Ainsi, on calcule le pourcentage de bactéries dénitrifiantes dans l'ensemble des bactéries hétérotrophes du bassin aéré :

$$taux_{X_{dénit}/X_{OHO}}= \frac{F_{DCO,X_{dénit},aéro}}{F_{DCO,X_{dénit}}}=81\%$$

On obtient la concentration en bactéries dénitrifiantes, qui est la même dans les deux bassins :

$$X_{dénit}=taux_{X_{dénit}/X_{OHO}}*X*\frac{(V_{aéro}*X_{OHO})}{(V_{aéro}*X)}=1,47 gMVS/L$$

  • Calcul du volume de bassin anoxie

(a) Le taux spécifique de dénitrification est : qdénit=3,3 mgN/gMVS/h = 0,0792 gN/g/MVS/j.

Ainsi, la vitesse de dénitrification est :

$$r_{dénit}=q_{dénit}*X_{dénit}=0,12 kgN/m^3/j$$

(b) Le volume du bassin anoxie est donc :

$$V_{anox}=(\alpha+\beta)*Q_m*[N-NO3]_{anox}*r_{dénit}=1539 m^3$$

Pour un bassin circulaire de 6 mètres de profondeur, on obtient un diamètre de 18,1 mètres.

2.7. Vérifications sur les deux bassins

  • Calcul de l'âge de boues global

(a) On calcule la fraction de volume anoxie :

$$frac_{V_{anox}}=\frac{V_{anox}}{V_{aéro}+V_{anox}}=16\%$$

(b) On peut ainsi recalculer l'âge de boues global $\theta_b'$ :

$$\theta_b'=\frac{\theta_{b,aéro}}{1-frac_{V_{anox}}}$$

Cet âge de boues global calculé est différent de celui qui a été fixé au départ : il est donc nécessaire de procéder par itérations, jusqu'à avoir  $\theta_b=\theta_b'$ à 10-2 près et on obtient :

$$\theta_b=\theta_b'=9,83 j$$

  • Évaluation de la charge massique et du temps de séjour hydraulique

(a) La charge massique appliquée est :

$$ C_m=\frac{taux_{biodeg}*F_{DCO,0}}{(V_{aéro}+V_{anox})*X}=0,28 kgDCO/kgMVS/j$$

(b) Le temps de séjour hydraulique dans les deux bassins est :

$$\theta_h=\frac{(V_{aéro}+V_{anox})*X}{Q_m} = 6h $$

2.8. Clarificateur

Le clarificateur est dimensionné à partir du débit de pointe par temps sec :  Qp,sec= 571 m3/h.

  • Calcul de la surface du clarificateur

(a) Dans le cas d'un effluent urbain en charge moyenne, on suppose un indice de boues IB(2) égal à 150 mL/gMES. On calcule donc un volume corrigé :

$$V_c=IB*X=600 mL/L$$

On détermine ainsi la charge hydraulique (ou vitesse ascensionnelle) Va dans le clarificateur à l'aide de l'abaque ci-dessous :

Charge hydraulique superficielle limite en fonction du volume corrigé (décanteurs secondaires à flux vertical), d'après CTGREF, 1979
Source : FNDAE n°8

La vitesse ascensionnelle limite est de 0,8 m/h, on se base sur cette valeur pour les calculs suivants.

(b) On peut calculer la surface et le rayon du décanteur :

$$S_{clarif}=\frac{Q_{p,sec}}{V_a}=714,3 m^2$$

$$r_{clarif}=\sqrt{\frac{S_{clarif}}{\pi}}=15,08 m$$

On peut choisir un clarificateur sucé, étant donné le diamètre important de l'ouvrage de décantation.

Schéma d'un clarificateur à pont suceur
Source : Site Web Europelec
 

  • Vérification de la charge au radier

La charge au radier est calculée par la relation :

$$C_{radier}=\frac{(1+\alpha)*Q_{p,sec}*X}{S_{clarif}}=6,40 kgMES/m^2/h$$

Cette charge doit être inférieure à 7,5 kgMES/m²/h dans un clarificateur sucé en pointe.

  • Profondeur et volume

Nous choisissons de mettre en place un décanteur classique cylindrique. La profondeur en périphérie pour un réseau unitaire est en général de 2,5 à 3 mètres. Nous prenons donc pour ce décanteur une hauteur cylindrique de 3 m  : Hcyl = 3 m .

Le volume du clarificateur est donc :

$$V_{clarif}=S_{clarif}*H_{cyl}=2142,9 m^3$$

  • Vérification du ratio rayon/profondeur

L'abaque précédent est valable seulement dans le cas d'un décanteur à flux vertical cylindrique ou cylindro-conique, pour un ration rayon/profondeur proche de 5.

On a ici une profondeur de 3 mètres pour un rayon de 15 mètres, ce qui convient parfaitement à l'emploi de cet abaque.

3. Qualité de l'eau épurée

Nous avons calculé les concentrations des différents polluants dans l'eau épurée sans tenir compte de la déphosphatation chimique (voir tableau ci-dessous). La concentration finale en PT après traitement chimique sera donnée dans les calculs de Déphosphatation chimique.

Qualité de l'eau épurée avant déphosphatation chimique

Le calcul des boues extraites et de leur composition est effectué dans la partie Production des boues.

4. Besoins énergétiques pour les pompes de recirculation

Les consommations énergétiques des pompes dans le cas d'une épuration biologique ont été estimées à l'aide de valeurs suivantes (Cours sur les Procédés de traitement biologique des eaux résiduaires, 2013, Etienne PAUL) :

- Pompes de recicrulation : 0,79 kWh/EH/an
- Recirculation des boues : 0,96 kWh/EH/an

Pour 80000 EH nous obtenons donc une consommation énergétique totale de 140 MWh/an pour les recirculations dans le procédé biologique.

Dans un tel procédé, il faut trouver un compromis entre la concentration en nitrate dans les eaux en sortie de procédé et l’énergie consommée pour pomper l’eau dans le courant de recirculation. Qu'est ce qui est le plus acceptable entre émettre des nitrates dans les eaux de sortie ou participer à l'augmentation de l'effet de serre causée par l'énergie consommée pour faire fonctionner les pompes?

5. Influence de la température

Nous avons dimensionné le procédé à boues activées en considérant une température minimale de l'eau de 15°C. Ainsi, nous avons obtenus les volumes nécessaires à mettre en place. La figure ci-après présente l'influence de la température sur le procédé.

Étude de l'influence de la température sur le procédé

On peut voir que plus la température augmente, plus les volumes aérobie et anoxie diminuent tandis que la production de boue augmente. Les performances épuratoires sont atteintes beaucoup plus rapidement (âge des boues plus faibles). Ainsi, les bassins sont dimensionnés de manière à être efficaces pour une température minimale de 15°C, mais si la température augmente, il faudra jouer sur les débits de recirculation, l'aération et autres paramètres du système pour avoir une quantité de boue convenable. 


(1) Substrat: tout élément nutritif (organique ou minéral) nécessaire à la croissance ou à l'activité des micro-organismes : carbone, azote, phosphore, sels minéraux, oxygène...
(2) Indice de boues IB: caractérise la décantabilité d'une boue. Il est obtenu en divisant le volume occupé par les boues après 30 minutes de décantation (éprouvette d'un litre), par la concentration de ces boues.

 


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E. Paul. TD Calcul d'une station d'épuration pour l'élimination de l'azote simultanément à la DCO, INSA Toulouse, 2014-2015.

R. Pujol, A. Vachon, G. Martin. FNDAE n° 8 : Guide technique sur le foisonnement des boues activées, 1990.

Déphosphatation chimique

La concentration en phosphore dans l’effluent aqueux en sortie du traitement biologique n’atteint pas les normes de rejet requises de 2 mg/L. En effet, on obtient un flux de 24,2 kg/j soit une concentration de 2,71 mg/L (cf. Procédé à boues activées). On atteint 30% d'abattement du phosphore par assimilation bactérienne, mais cela n'est pas suffisant. L'étang du Gol étant situé en zone sensible à l'eutrophisation et le phosphore étant le moteur de ce processus, il est impératif de prévoir une étape de déphosphatation dans notre procédé.

1. L'élément phosphore dans les eaux usées 

Le phosphore des eaux usées, soluble ou particulaire, peut se trouver sous différentes formes chimiques. On distingue les formes minérales des formes organiques, et le phosphore total correspond à la somme des deux. La première catégorie correspond notamment à l'ensemble des phosphates (forme oxydée du phosphore) comprenant les sels d'acide orthophosphorique (H3PO4) pouvant s'ioniser en H2PO4-HPO42-PO43selon le PH, et les polyphosphates. A PH neutre, la figure ci-dessous permet de déterminer la forme ionisée dominante. On distingue les phosphates monosodiques (NaH2PO4), utilisés dans les lessives, des phosphates disodiques (Na2HPO4) et des phosphate trisodique (NaPO4).  On peut également citer le pentoxyde de phosphore qui forme l'acide phosphorique en présence d'eau. Le phosphore organique est présent dans les acides nucléiques (ADN,ARN), l'ATP et les phosphoprotéines.


Spéciation de l'acide orthophosphorique
​(Source : 
http://en.wikipedia.org/wiki/Phosphate​)

Dans les eaux résiduaires, le phosphore total contient plus de 90% de matières solubles, et 80% d'orthophosphates.  

2. Choix du procédé de déphosphatation

Il existe différentes méthodes pour éliminer le phosphore des eaux usées. Les deux principales voies utilisées sont la voie physico-chimique, et la voie biologique. Il existe également d'autres techniques de traitement combinant par exemple physico-chimie et biologie de manière à exploiter les avantages des deux filières. Le choix du procédé à mettre en oeuvre se fait notamment en fonction de la taille de la station et de la charge en phosphore dans les eaux. La déphosphatation chimique est plus adaptée aux petites installations, tandis que la déphosphatation bactériologique est plus adaptée aux grandes. ​

2.1 Principe de la déphosphatation biologique

​​Le principe de la déphosphatation biologique consiste à utiliser le relargage du phosphore comme moyen permettant d'obtenir par la suite son assimilation forcée par les bactéries déphosphatantes PAOs (« phosphorus accumulating organisms »). Ainsi, dans une boue activée déphosphatante, la teneur en phosphore organique peut atteindre 8 à 10 % par gramme de biomasse. Pour mettre en oeuvre ce procédé, il faut exposer les bactéries à une alternance de conditions anaérobies (absence d'oxygène et de nitrate) et aérobies. Il faudrait alors ajouter un bassin anaérobie en tête de notre procédé même s'il existe différentes configurations possibles. 

Le principe d'élimination est schématisé sur la figure ci-dessous :

 Élimination biologique du phosphore
(Source : 
http://uved-ensil.unilim.fr/co/Degradation_de_la_pollution_phosphoree_1.html​)

Les PAOs sont capables de stocker le phosphore sous forme de polyphosphate au sein de leurs cellules. Pendant la phase anaérobie, ces bactéries se servent de l'énergie libérée par l'hydrolyse intra-cellulaire des polyphosphates stockés pour assimiler du substrat facilement biodégradable tout en relarguant du phosphore inorganique dans le milieu externe. En condition aérobie, les substrats stockés sont oxydés ce qui engendre une production d'énergie et permet la croissance bactérienne. La respiration (de l'oxygène) produit l'énergie nécessaire aux bactéries pour reconstituer le stock de polyphosphates à partir du phosphore inorganique puisé dans le milieu. Ce stock augmente avec la croissance des cellules et on obtient alors une assimilation de phosphore supérieure à la quantité relarguée. 

2.2 Principe de la déphosphatation chimique

Le principe de ce traitement repose sur une précipitation du phosphore soluble par ajout d'un sel métallique (sel de fer, d’aluminium, ou de calcium). On obtient alors des précipités insolubles de phosphates métalliques séparés de l’eau par décantation.​

2.3 Comparaison des deux filières de traitement


Comparaison des traitements physico-chimiques et biologiques​
(Source : Fiche fndae n°29 )

Nous avons choisi de mettre en place une déphosphatation physico-chimique, très efficace, car nous avons une faible quantité de phosphore à éliminer ce qui nécessite une quantité de réactif peu importante et donc un coût qui restera raisonnable. Pour la même raison, nous pensons que la surproduction de boue ne sera pas excessive et n'atteindra pas les 20% théoriques. De plus, ce traitement n'aura pas d'impact sur le traitement des boues en aval. Le traitement chimique ne dépend pas d'un processus biologique ce qui lui permet d'être indépendant de la température. Enfin, cette technique nous permet de ne pas complexifier le procédé avec un bassin en plus. 

3. Dimensionnement de la déphosphatation chimique

3.1 Positionnement de l'injection

L’ajout de réactifs peut se faire en différents points du procédé :

-   Au niveau du décanteur primaire : on parle de pré-précipitation.
-   Au niveau du bassin d'anaérobie, d'anoxie ou d'aération : on parle de précipitation simultanée.
-   Au niveau du traitement tertiaire : on parle de post-précipitation.

Comme nous n’avons pas prévu de décantation primaire dans notre procédé, la pré-précipitation ne peut pas s'appliquer dans notre cas. De plus, cette méthode peut induire une carence en phosphore au niveau des bassins biologiques si le traitement est trop poussé. D'autre part, la post-précipitation nécessite l’ajout d’un décanteur supplémentaire. Finalement, nous pensons que la précipitation simultanée avec injection dans le bassin d'aération est la technique la plus adaptée à notre station. En effet, elle est facile à mettre en oeuvre et produit peu de boues supplémentaires. De plus, la précipitation est plus efficace quand l'injection est réalisée dans un milieu agité de manière à assurer une bonne dispersion et un mélange complet. La séparation du phosphore sous forme particulaire de l'eau est réalisée dans le clarificateur.

3.2 Choix du réactif

  • ​Les différents sels métalliques

Les réactifs utilisés pour la précipitation du phosphore dissous sont à base de fer, d'aluminium ou de calcium. 

Parmi les sels métalliques à base de fer, on distingue ceux associés au fer ferrique (fer III ou Fe3+), et ceux associés au fer ferreux (fer II ou Fe2+). On peut notamment citer le ​chlorure ferrique (FeCl3), le chlorosulfate (FeClSO4) et le sulfate ferreux (FeSO4). 

Les sels métalliques à base d'aluminium les plus couramment utilisés sont le sulfate d’aluminium (Al2 (SO4)3), l’aluminate de sodium (Na2OAl2O3), les polychlorures d’aluminium (Al (OH)xCly), les polymères d’aluminium et les polyhydrochlorures mixtes d’aluminium et de fer.​

Les réactifs à base de calcium, prinicpalement la chaux (CaO) ne sont utilisés que très rarement.

En général, le coût (transport inclus) des réactifs à base de fer est moindre que celui des réactifs a base d'aluminium. Ainsi, même si ces derniers engendrent une surproduction de boue moins importante, on choisi de fonctionner avec du chlorure ferrique en raison de son prix (cf. figure ci-dessous). De plus, nous supposons sa disponibilité à Saint Louis car c'est également le choix qui a été fait pour la déphosphatation prévue dans le projet de 2015.


Coûts des réactifs, transport inclus
(Source modifiée : Fiche fndae n°29 )

  • Réactions de précipitation

​​La réaction dominante entre les ions ferriques et les phosphates (ici sous forme phosphate monosodique) est  : 

$$FeCl_{3}+NaH_{2}PO_{4} →​ FePO_{4}+NaCl+2 HCl$$

En parallèle, il se déroule également des réactions parasites. En effet, les ions ferriques ajoutés précipitent en parallèle avec les ions hydroxydes et les ions carbonates de l’eau pour former des précipités d’hydroxyde de fer selon la réaction suivante:

$$Fe^{3+}+3 OH^{-}→ Fe(OH)_{3}$$

$$Fe^{3+}+3 HCO_{3}→ Fe(OH)_{3}+3CO_{2}$$

Ainsi, si en théorie, une mole de Fe est nécessaire pour précipiter une mole de P, en pratique, le rapport molaire à appliquer Fe/P est supérieur pour tenir compte de ces réactions « parasites ». Le rapport molaire à choisir dépend de la concentration en phosphore initial et du rendement d’élimination du phosphore souhaité.

  • ​​Caractéristiques du chlorure ferrique
Caractéristiques de FeCl3
Forme Liquide
% en poids de fer dans le produit 14
Masse volumique (kg/L) 1,4 - 1,5
Précipités formés FePO4 et Fe(OH)3
Rapport molaire stoechiométrique Fe/P 1
Rapport massique stoechiométrique Fe/P 1,81
1 g de fer utilisé produit : 2,7g FePO4 et 1,9 g Fe(OH)3
1 g de P éliminé produit : 4,87 g de FePO4

Ces valeurs sont obtenues a partir de la stœchiométrie donnée par les équations des réactions, et en connaissant les masses molaires des différents constituants : Fe: 56 g/mol, P: 31 g/mol, FePO4: 151 g/mol, Fe(OH)3: 107 g/mol.

3.3 Calcul de la quantité de réactifs à injecter

  • Quantité de phosphore à éliminer par précipitation

​​La quantité de phosphore à éliminer par précipitation est donnée par la formule suivante :

$$P_{à-précipiter}=P_{entrée-soluble}-P_{assimilé}-P_{sortie-soluble}$$

Pentrée_soluble correspond à la quantité de phosphore sous forme soluble dans l'effluent en tête du traitement secondaire. Il s'agit donc de la part précipitable par les molécules de chlorure ferrique. En général, elle est comprise entre 60 et 85% du phosphore total. Nous prendrons une valeur de 85% pour se placer dans les conditions telles que les besoins en réactifs sont les plus importants. L'effluent d'entrée contient 80 kg/L de phosphore total (cf. Procédé à boues activées).

$$P_{entrée-soluble} = 0,85 * 80 =68 kg/j$$

Passimilé​ correspond à la quantité de phosphore assimilée par les bactéries pour leur activité métabolique. On sait que la teneur en phosphore organique est de l’ordre de 2 % par gramme de biomasse (MVS)​, donc on déduit la quantité de phosphore assimilée en connaissant la quantité de boue produite (sans prendre en compte la surproduction due à la déphosphatation). La quantité de boue produite a été estimée dans la partie Production des boues, elle est de 2790 kgMVS/j.

$$P_{assimilé}​ = 0,02 * 2790 = 55,8 kg/j$$

Le phosphore soluble dans le courant d’eau de sortie (Psortie,soluble) est choisi à 0,5 mgP/L permettant en première approche de respecter un rejet de 1 mg Ptotal/L, en considérant 0,5 mgP/L sortant sous forme particulaire. La norme fixe un rejet maximal de 2 mg/L mais nous choisissons de réduire encore cette concentration car le point de rejet des eaux est situé en zone sensible à l'eutrophisation et qu'il s'agit d'un étang dans lequel le temps de séjour des eaux est relativement long. Le débit de sortie est de 8913 m3/j (cf.Procédé à boues activées).

$$P_{sortie-soluble}​ = \frac{0,5 * 8913}{1000} = 4,5 kg/j$$

On en déduit donc la quantité de phosphore à éliminer par précipitation de 7,7 kg/j.

  • Masse de fer à ajouter

Le rendement d’élimination du phosphore dépend de différents facteurs. On peut citer la nature du réactif employé, la concentration initiale en phosphore et aussi le rapport molaire Fe/PLa figure ci-dessous exprime le rendement d’élimination du phosphore en fonction du rapport molaire Fe/Pinitial pour différentes concentrations de phosphore initiales. On peut voir que pour un rapport molaire donné, plus les eaux usées sont concentrées en phosphore, meilleur est le rendement de déphosphatation.


Évolution du rendement d’élimination du phosphore en fonction du rapport molaire
(source : Fiche fndae n°29)

En fait, le dosage requis en produits chimiques pour effectuer la déphosphatation des eaux usées ne peut pas être établi de façon précise uniquement à partir de calculs théoriques à cause des réactions secondaires, ou de l’effet du pH. Il faut en général réaliser des essais en laboratoire avec les eaux usées à traiter. Cependant, cela n'est pas possible dans notre cas, et ce dosage sera déterminé sur une base théorique.

Nous avons vu qu'il est nécessaire de considérer un rapport molaire supérieur à la stœchiométrie pour prendre en compte les réactions parasites menant à la formation des ions hydroxydes. D'autre part, il faut éviter les surdosages pour économiser le coût des réactifs. Ainsi, un rapport molaire stœchimétrique Fe/Pà_précipiter=1,5 a été choisi. D'après le tableau présentant les caractéristiques de FeCl3, on déduit un rapport massique stœchimétrique Fe/Pà_précipiter de 2,7.

La quantité de Fe​ à introduire est donc de $7,7*2,7=20,9 kgFe/j$.

  • Volume de réactif à injecter

Le produit commercial FeCl3 contient 14 % en poids de fer, donc il faudra introduire 149 kg/j de FeCl3 dans le bassin d'aération pour avoir 20,9 kgFe/jEnfin, connaissant la densité de FeCl3, on déduit le volume à injecter de 103 L/j.

Cette quantité est calculée pour un fonctionnement avec les débits moyens et pour les résultats obtenus à 15°C, il faudra l'ajuster en fonction des besoins de la stations. Différents moyens de régulation du dosage des produits chimiques sont possibles dont l’ajustement manuel, le dosage proportionnel au débit, le dosage préprogrammé ou le système à rétroaction. Il est important de s’assurer régulièrement que le dosage appliqué permet réellement d’atteindre le rendement visé, au moyen d’analyses d’orthophosphates qui peuvent être réalisées fréquemment sur place à peu de frais. ​

  • Stockage du réactif

La cuve de stockage est généralement dimensionnée de manière à contenir la quantité de réactif nécessaire à une durée d’environ six mois de fonctionnement.​ Il faudra donc prévoir sur le site un bac de stockage de 18,5 m3.


Cuve de stockage de chlorure ferrique

(Source : Fiche Fndae n°22)

 

4. Précautions pour la mise en œuvre

  • ​Evolution du PH

​​​L’utilisation de réactifs à base de fer pour précipiter les phosphates entraîne la formation d’acide chlorhydrique ou sulfurique (cf. Réactions de précipitation). La production d’une telle acidité dans un système dont la réserve alcalimétrique est insuffisante peut provoquer une forte diminution du pH défavorable à la nitrification dès lors que le pH est inférieur à 6,0. Il est donc important de mesurer et réguler le PH pour s'assurer qu'il ne descend pas au dessous de 6.

  • Dispositif de stockage et d'injection de FeCl3

​​Les réactifs chimiques de précipitation du phosphore sont très corrosifs. La cuve de stockage sur site doit donc être constituée d’un matériau résistant comme du polyester renforcé de fibre de verre ou bien du métal caoutchouté. De même, le dispositif d'injection comprenant pompes, canalisations et robineteries doit être résistant aux propriétés corrosives du chlorure de fer et facilement accessible au nettoyage. 

5. Besoins énergétiques

L’identification des dépenses électriques propres au fonctionnement des pompes d’injection du réactif est délicate car nous n'avons pas trouvé beaucoup de données. De plus, elles dépendent de la dose à injecter qui fluctue en fonction de la charge entrante. Cependant, la quantité à injecter est relativement faible, et on peut considérer que ces besoins énergétiques seront négligeables par rapport aux besoins totaux de la station d'épuration.


Bibliographie

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C.Cardot, A.Gilles, Génie de l'environnement : Analyse des eaux, Ellipse, 2013.

C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

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G.Deronzier, J.M.Choubert​, Traitement du phosphore dans les petites stations d’épuration à boues activées​Document technique fndae n°29 (partie a et b); Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF editions, 2004.

Phosphate, consulté le 07/03/2015, URL:http//en.wikipedia.org/wiki/Phosphate​​, Wikipédia, 2015

Production des boues

1. Production de boue produite par dégradation du carbone et de l'azote

1.1 Quantité de boue produite

La partie Procédé à boues activées nous a permis de déterminer l'âge des boues global et les volumes des bassins anoxie et aérobie, après avoir choisi une concentration X de 4 gMES/L dans les bassins. On en déduit ainsi la  production quotidienne de boue (matières sèches) résultant de la dégradation du carbone et de l'azote.

$$Q_{p}X_{p}=\frac{X(V_{aérobie}+V_{anoxie})}{θ_{bglobal}}=3986,24 kgMES/j$$

Cette quantité correspond à 2790 kgMVS/j.

2.2 Volume de boue produit (matière sèche)

On a choisi de recirculer un débit dans la boucle externe égal au débit à traiter (α=1). En négligeant Qp devant ce débit de recirculation externe, un simple bilan matière donne Xp=2X soit Xp=8 gMES/L. On en déduit le volume de boue produit par jour:

$$Q_{p}=\frac{Q_{p}X_{p}}{X_{p}}=498m^{3}/j$$

2.3 Composition de la boue

​L'azote représente 10% de la biomasse produite (MVSet le phosphore en représente 2%. On obtient alors les concentrations de chacun de ces deux constituants dans les boues (on rappelle que les MVS représentent 70% de MES).

$$[N] = 0,1 * X_{p}*0,7 = 560 mg/L$$

$$[P] = 0,02 * X_{p}*0,7 = 112 mg/L$$

2. Production de boue produite par dégradation du phosphore 

Il est difficile de donner de façon exacte la quantité de boue engendrée par la déphosphatation, mais il est possible d'en donner une estimation en calculant les quantités de précipités métalliques formées​ et en les comparant à la production de boue issue de la dégradation du carbone et de l'azote obtenue précédemment​. On obtient donc la production en sortie du clarificateur, et par un bilan matière on déduit la surproduction de boue en sortie du procédé.  

2.2 Production de FePO4

D'après le tableau des caractéristiques du chlorure ferrique présentées dans la partie Déphosphatation chimique, 1 gramme de phosphore éliminé donne 4,87 grammes de FePO4. Sachant que l'on doit faire précipiter 7,7 kg/j de phosphore, on en déduit une production en sortie du clarificateur de 37,5 kgFePO4/j.

La concentration de FePO4 dans cet effluent en sortie du clarificateur, et donc dans l'effluent de boue en sortie du procédé, est donnée par :

$$[FePO_{4}]= \frac{37,5*1000}{(Q_{m}+Q_{p})}=3,8 mg/L$$

On peut déduire la concentration en P en sachant que l'atome de P représente 20% en masse de la molécule de FePO4.

2.2 Production de Fe(OH)3

Toujours à partir de ce tableau, on sait que la production de 2,7 grammes de FePO4 consomme 1 gramme de fer. On en déduit donc que 13,9 kgFe/j sont utilisés pour la production de FePO4​ et qu'il reste donc 7 kgFe/j qui produiront des précipités d'oxyde de fer.

Comme 1 gramme de fer produit 1,9 gramme de Fe(OH)3, on obtient une production de 13,3 kgFe(OH)3/j.

La concentration de FeOH3 dans cet effluent en sortie du clarificateur, et donc dans l'effluent de boue en sortie du procédé, est donnée par :

$$[FeOH_{3}]= \frac{13,3*1000}{(Q_{m}+Q_{p})}=1,3 mg/L$$

3. Production totale de boue

3.1 Quantité de boue

Finalement, la surproduction de boue produite par dégradation du phosphore ​est de 2,56 kg/j ce qui est négligeable devant la quantité de boue totale produite par dégradation de la pollution carbonnée et azotée (augmentation de 0,06%). On obtient une production totale de boue de 3988,80 kg/j, dont la valorisation sera présentée par les deux autres groupes de travail. 

La très faible quantité de boue produite par déphosphatation est due au fait qu'il y a une faible quantité de phosphore à éliminer (puisque sans la déphosphatation on obtient une concentration de phosphore dans l'effluent en sortie de l'ordre de 2,71 mg/L et que l'on souhaite passer a 1 mg/L)

3.2 Siccité des boues

La densité des boues est de 1 200 kg/m3​, ce qui donne un débit massique total de boue en sortie du procédé de 597 936 kg/j.

On en déduit la siccité des boues (% de matières sèches) en divisant le débit massique de matière sèche de 3989 kgMS/j par le débit massique total de boue de 597 936 kg/j, et on obtient une siccité de 0,7%

3.3 Composition de la boue

Composition de la boue
[P] 112,8 mg/L
[N] 560 mg/L
[Fe] 2 mg/L

La faible concentration de fer dans le procédé ne posera pas de problème dans les étapes de valorisation des boues.


Bibliographie

E.Paul, Cours sur les Procédés de traitement biologique des eaux résiduaires, INSA Toulouse, 2013 Etienne PAUL

Y.Bessière, Cours: Introduction au traitement des eaux : De la production d'eau potable à l'épuration des eaux usées, INSA Toulouse, 2014/2015

Aération et brassage dans le procédé à boues activées

1. Principe général 

La fourniture d'oxygène est indispensable à tout système biologique aérobie, et en l'occurence aux boues activées. L'oxygène est consommé lors des réactions d'oxydation des pollutions carbonées et azotées (élimination de la DCO et nitrification) qui se déroulent au sein du bassin aérobie. Ainsi, les besoins en oxygène dépendent de la quantité de pollution carbonée et azotée à éliminer quotidiennement et de la consommation de la biomasse. 

L'apport d'oxygène sous forme gazeuse dans le bassin d'aération est régi par la théorie du transfert de matière à l'interface gaz-liquide. Le modèle le plus simple pour décrire les interactions au niveau de cette interface est le modèle du double film de Lewis et Whitman (1924). Il montre qu'il existe deux fines régions de part et d'autre de l'interface, appelées "couches limites", dans lesquelles sont localisées les résistances au transfert des molécules gazeuses vers la phase liquide. La schématisation de cette théorie est présentée sur la figure ci-dessous:


Modèle du double film
(Source : 
http://uved-ensil.unilim.fr/co/Theroie_transfert.html​)

Dans ce modèle, il est considéré que la concentration et la pression partielle en oxygène sont homogènes  dans le milieu liquide et le milieu gazeux respectivement. Cependant, au niveaux des films gazeux et liquide, on peut voir qu'il existe un gradient de concentration entre la concentration dans le milieu et la concentration à l'interface, supposée à l'équilibre et égale à la concentration à saturation. Il se met alors en place un transfert de matière par diffusion. La loi cinétique du transfert d'oxygène est donnée par la formule suivante :

$$r_{v}=K_{L}a*(C_{s}-C_{L})$$

Avec : rv le flux de composé par unité de volume et par unité de temps (g.m-3.s-1), KLa le coefficient de transfert (s-1) avec a la surface volumique (m2/m3), Cs la concentration en oxygène à saturation dans le milieu (g.m-3), CL la concentration en oxygène dans la phase liquide (g.m-3)

La teneur en MES présente dans les eaux traitées réduit la vitesse de transfert de l'oxygène par rapport à celle qui serait observée dans une eau "propre". Ainsi, le coefficient de transfert pour des eaux usées diffère de celui mesuré pour des eaux propres d'un coefficient $\alpha$, et de la même façon, la concentration d'oxygène à saturation dans une eau usée diffère de celle d'une eau propre d'un coefficient $\beta$. Ces coefficients permettent de déterminer l'efficacité réelle des systèmes d'aération, et ils dépendent du type d'aérateur choisi et de la qualité des eaux. 

$$\alpha=\frac{K_{La}(eau-usée)}{K_{La}(eau-propre)}$$

$$\beta=\frac{C_{s}(eau-usée)}{C_{s}(eau-propre)}$$

2. Choix du type d'aérateur

2.1 Les types d'aérateurs

Le transfert de l'oxygène de l'air au sein du mélange eau-boue biologique peut être réalisé au moyen de différents dispositifs. On distingue trois grandes catégories d'aérateurs: Les aérateurs de surface, les aérateurs de volume, et les aérateurs fonctionnant grâce à des pompes.

Les premiers fonctionnent par projection d'eau dans l'air sous forme de films et de gouttelettes grâce à des turbines ou à des ponts brosses. Si leur maintenance est assez aisée, le rendement est relativement faible. 

Les aérateurs de volume peuvent être des systèmes à insufflation d'air, des systèmes éjecteurs ou des jets de liquide. Les systèmes à insufflation d'air introduisent l'air surpressé en profondeur des bassins sous forme de bulles de diamètres plus ou moins grands. On parle de bulles moyennes pour des bulles dont le diamètre initial varie de 4 à 6 mm et on parle de bulles fines pour des bulles de diamètre initial de l'ordre de 3 mm. Le rendement d'oxygénation est d'autant plus élevé que la taille moyenne des bulles est faible. 

2.2 Choix de l'aérateur

Nous avons choisi une profondeur du bassin d'aération classique de 6 mètres ce qui impose un aérateur de volume. Cette hauteur de liquide favorise le transfert d'oxygène. L'objectif est de dimensionner l'aérateur de manière à ce qu'il assure à la fois l'aération et le brassage du bassin. Il faudra donc déterminer la puissance installée de l'aérateur, et vérifier que la puissance du brassage est comprise entre environ 20 et 35 W/m3. Après différents essais, nous optons pour une insufflation de fines bulles d'air car il paraît être le dispositif le mieux adapté à notre système. 

Il existe différents modèles de diffuseur de fines bulles d'air représentés sur la figure ci-dessous:


Différentes formes de diffuseur
(source : Fiche Fndae n°26) 

Les performances que nous avons fixées pour l'aérateur du bassin sont répertoriées dans le tableau suivant (valeurs choisies par rapport aux données CEMAGREF):

Caractéristiques de l'aérateur
Apport spécifique brut (A.S.B) 1,9 kgO2.kWh-1
Rendement par mètre d'eau  5 %/m
Hauteur d'eau 6 m
Débit par diffuseur 4 Nm3/h

3. Dimensionnement

3.1 Demande en oxygène

  • Théorie

La première étape du dimensionnement consiste à déterminer la quantité d'oxygène nécessaire au bon fonctionnement du procédé biologique. La demande en oxygène comprend tout d'abord la quantité d'O2 nécessaire aux bactéries hétérotrophes fonctionnant en aérobie pour dégrader la DCO par respiration exogène (catabolisme). On obtient cette quantité en soustrayant la production de boue à la quantité totale de DCO dégradée puisque l'anabolisme ne consomme pas d'oxygène (cf.figure ci-dessous). Il faut ensuite ajouter la quantité d'O2 nécessaire aux bactéries autotrophes pour dégrader l'azote ammoniacal toujours par respiration exogène. On obtient cette valeur en connaissant le flux d'azote nitrifiéA ces deux quantités, il faut retrancher la quantité de DCO oxydée avec les nitrates et non l'oxygène par les bactéries hétérotrophes fonctionnant en anoxie. Il s'agit de la quantité d'azote dénitrifié. Nous avons négligé l'augmentation de la consommation en oxygène par les réactifs ferreux (déphosphatation) au vu de leur volume très faible dans le bassin d'aération.

Bilan DCO sur la fraction biodégradée
(Source : Cours de traitement biologique pour les eaux usées, Etienne Paul)
 

  • Calcul de la demande en oxygène

​​Le calcul de la demande en oxygène en kilogramme par jour, notée DO, se fait donc avec la formule suivante :

$$DO(kg/j)=F_{DCO,0}*taux_{biodeg}-1,42Q_{p}X_{p}+4,57*F_{N,nitrifié}-2,86*F_{N,dénitrifié}$$

- 1,42 correspond au facteur de conversion DCO/MVS
​- 4,57 correspond à l'équivalent oxygène nitrate (1g N-NO3- correspond à 4,57g de O2)
- 2,86 correspond à l'équivalent oxygène ammoniac (1g N-NH4+ correspond à 2,86g de O2)

Toutes les valeurs de ces flux sont explicitées dans les parties "procédé à boues activées" et "production de boue", et on obtient une demande journalière en oxygène de 4076 kg.

3.2 Calcul du débit d'air à insuffler 

  • Calcul de la masse d'oxygène à introduire par heure dans le bassin (AH)

Après avoir déterminé la demande en oxygène, il faut calculer la masse d'oxygène à introduire dans le bassin en tenant compte des phénomènes de transfert gaz-liquide que nous avons décrit précédemment. On parle d'apport horaire spécifique (AH) pour désigner la masse d'O2 à introduire dans le bassin en une heure (kgO2/h).

$$AH = k_{L}aC_{L}*V$$

On peut déterminer A.H en faisant un bilan de matière sur la bassin d'aération : Flux entrant + Terme réactionnel + Terme de transfert = Flux sortant (en régime permanent, il n'y pas d'accumulation). 


Bilan matière sur l'aérateur 
(Source : Cours de traitement biologique pour les eaux usées, Etienne Paul)
 

Le bilan matière sur le bassin d'aération donne :$QC_{e}+\alpha*k_{L}a(\beta*C_{s}-C_{L})*V=r_{O2}V+QC_{L}$

Soit : $\alpha*k_{L}a*(\beta*C_{s}-C_{L})V=r_{O2}V+Q(C_{L}-C_{e})=DO$

D'où : $$AH = DO*\frac{C_{s}}{\alpha(\beta*C_{s}-C_{L})}$$

En considérant un réacteur parfaitement agité, la concentration en oxygène en sortie du bassin est égale à la concentration dans le bassin (2 g/m3). De plus, nous avons considéré les valeurs moyennes suivantes : α​=0,7, β​=0,99 et Cs=10g/m3.

On obtient AH=1,8*DO= 307 kgO2/h, et on déduit une capacité d'oxygénation de 0,04 kgO2/m3/h.

  • Calcul du rendement d'oxygénation, noté Rt

Nous avons fixé un rendement d'oxygénation par mètre d'immersion de 5%. Sachant que la hauteur d'immersion des diffuseurs est de 6 mètres (hauteur d'eau dans le bassin), on en déduit le rendement d'oxygénation de notre aérateur Rt=30%.

  • Calcul du débit d'air à introduire

Le débit d'air (en Nm3/h) à introduire se calcule avec la formule suivante :

$$Q_{air}=\frac{A.H}{Rt*ρ​_{air}*X_{O2}}$$

Avec : ρ​air la masse volumique de l'air (1,29 kgAir/m3 à 0°C), XO2​ le pourcentage d'oxygène dans l'air (21%).

On en déduit un débit de 3791 Nm3/h d'air. Avec le choix arbitraire de diffuseurs dont le débit unitaire serait de 4 Nm3/h, il faudra installer 948 diffuseurs d'air.

Les diffuseurs ont une durée de vie limitée dans le temps car leur vieillissement et leur colmatage entraîne une perte de charge. Afin de maintenir les performances du système et d'éviter des problèmes de surchauffe des surpresseurs, il convient de les renouveler environ tous les 5 ans.

3.3 Calcul de la puissance consommée pour l'aération

  • Puissance consommée brute, Pb

La puissance consommée brute est la puissance réellement absorbée pour l'aération. Connaissant l'apport spécifique brute, elle se calcule par la formule suivant:

$$P_{b}=\frac{A.H}{A.S.B}$$

On obtient une puissance brute de 162 kW.

  • Puissance consommée nette, Pn

La puissance consommée nette est la puissance installée, transmise par le moteur. En fixant un rendement de 80%, elle se calcule par la formule suivant:

$$P_{n}=\frac{P_{b}}{0,8}$$

On obtient une puissance nette de 202 kW. En considérant un fonctionnement quotidien de 24h, on obtient une consommation annuelle de 1770 MWh.

L'aération constitue un des principaux coûts d'exploitation d'une station d'épuration (jusqu'à 50-80 % des coûts énergétiques, sachant que les coûts énergétiques représentent environ le tiers des coûts d'exploitation). L'asservissement et la régulation de l'aération sont donc des points cruciaux de l'instrumentation, du contrôle et de l'automatisme d'une station d'épuration. Il faut réguler l'apport d'oxygène et donc le débit d'air entrant en fonction de la charge polluante.

4. Brassage des bassins 

Le brassage assure la mise en contact de la pollution avec les flocs bactériens et les bulles d'air. Dans le bassin aérobie, il est réalisé grâce à l'insufflation d'air, tandis qu'il faudra installer des agitateurs à vitesse lente au fond du bassin anoxie. 

4.1 Brassage dans le bassin d'aération

Pour assurer un brassage efficace dans le bassin aérobie, il faut que la puissance installée vérifie des conditions minimales de l'ordre de 20 W/m3.

On a : $$\frac{P_{n}}{V_{aération}}=24 W/m^{3}$$

Cette étape permet de valider que l'aérateur permet une bonne aération et un brassage suffisant.

4.2 Brassage dans le bassin anoxie

La puissance de ces agitateurs est fonction de la forme du bassin. En règle générale, on retiendra 10 W/m3 avec un fonctionnement continu, soit 15kW dans le cas de notre bassin. Il faudra donc ajouter un agitateur qui consommera 131 MWh par an.


Bibliographie

C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

C.Dagot, J.Laurent, L'aération, consulté le 23/02/2015, URL:http://uved-ensil.unilim.fr/co/Aeration.html​​, ENSIL, 2013.

C.Dagot, J.Laurent, Transfert de gaz, consulté le 23/02/2015, URL:http://uved-ensil.unilim.fr/co/Theroie_transfert.html​, ENSIL, 2013.

E.Cotteux, P.Duchène, Insufflation d'air fines bulles Application aux systèmes d’épuration en boues activées des petites collectivités, Document technique fndae n°26; Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales,CEMAGREF editions, 2002.

E.Paul, Traitement biologique des eaux, INSA Toulouse, 2014-2015

J.Pronost, R.Pronost, L. Delpat, J.Malrieu, JM Berland, Stations d'épuration: dispositions constructives pour améliorer leur fonctionnement et faciliter leur exploitation, Document technique fndae 22; Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales,CEMAGREF editions, 2002.

 

Dégazage

1. Principe général

Le dégazage est un dispositif installé en aval du bassin d'aération et qui vise à éliminer les bulles d’air présentes dans les flocs bactériens en transit vers le clarificateur. L'air enchâssé au sein des flocs de boues activées risque en effet d'affecter leur décantabilité et il peut être à l'origine d'à-coups hydrauliques préjudiciables au bon fonctionnement du clarificateur.

Un dégazeur est constitué de 3 zones distinctes : 


Schéma d'un degazeur
(Source : 
http://uved-ensil.unilim.fr/co/Degazage.html​)

La première zone, en sortie du bassin d'aération, sera caractérisée par une forte agitation. Cela permettra de séparer les bulles d'air de la structure des flocs. La zone notée zone 1' est la phase de transition entre les deux zones du dégazeur. Enfin, la seconde zone permettra aux bulles de remonter à la surface pour être éliminées avant le décanteur, grâce à des conditions hydrodynamiques plus calmes.

2. Dimensionnement

Le dimensionnement que nous allons réaliser est valable pour une hauteur de liquide dans le bassin d'aération inférieure ou égale à 6 mètres ce qui est notre cas comme nous l'avons confirmé dans la partie sur l'aération du bassin aérobie. Les valeurs choisies pour les temps de séjour hydrauliques sont des valeurs usuelles pour cet équipement. 

Données utiles pour le dimensionnement 
Débit de pointe par temps de pluie en entrée du dégazeur (Qp,pluie,dégazeur) 1243 m3/h
Temps de séjour hydraulique (TSH1)  1 min
Temps de séjour hydraulique (TSH2) 4 min
Hauteur d'eau dans le clarificateur (Hd) 3 m
Vitesse ascensionnelle dans la zone de transition Vh1 1m/s

2.1 Zone agitée (zone 1)

L'agitation de la zone 1 est réalisée au moyen d'une chute depuis le bassin d'aération de 0,75 à 1,50 m.

  • Calcul du volume

Le calcul du volume de la zone agitée est réalisé avec la formule suivante:

$$V_{zone1}=Q_{p,pluie,dégazeur}*TSH_{1} = 20,3 m^{3}$$

  • Calcul de la surface

L​e calcul de la surface de la zone agitée est réalisé avec la formule suivante:

$$S_{zone1}=\frac{V_{zone1}}{H_{d}}=6,9m^{2}$$

2.2 Zone de transition (zone 1')

Le volume de cette zone est relativement faible par rapport aux volumes des zones 1 et 2. On peut cependant déterminer sa surface connaissant la une vitesse ascensionnelle Vh1

$$S_{zone1'}=\frac{Q_{p,pluie,dégazeur}}{Vh_{1}}= 0,3m^{2} $$

​2.3 Zone calme (zone 2)

De la même manière que pour la zone 1, on peut déterminer le volume et la surface de la zone calme:

$$V_{zone2}=Q_{p,pluie,dégazeur}*TSH_{2} = 83 m^{3}$$

$$S_{zone2}=\frac{V_{zone2}}{H_{d}}=28 m^{2}$$

2.4 Vérification

La vitesse ascensionnelle en zone calme doit permettre la remontée des bulles d'air, ainsi elle ne doit pas dépasser 2,5 cm/s. Il faut donc vérifier cette condition pour pouvoir valider le dimensionnement.

$$Vh_{2}=\frac{Q_{p,pluie,dégazeur}}{S_{zone2}}=1,25cm/s<2,5cm/S$$

Nous pouvons donc valider ce dimensionnement : le volume total de cet ouvrage est de 103,6 m3 (en négligeant la zone 1'), la surface totale est de 34,5 m2 et le temps de séjour est d'environ 5 minutes.

Une autre estimation de la surface d'un dégazeur pour un bassin aéré par insufflation d'air est 1m² pour un débit de 40m3/h. Dans notre cas, il faudrait donc une surface de 31 m2​. Les ordres de grandeurs semblent donc correspondre.


Bibliographie

C.Dagot, J.Laurent, Dégazage, consulté le 19/02/2015, URL:http://uved-ensil.unilim.fr/co/Degazage.html​, ENSIL, 2013.

J.Pronost, R.Pronost, L. Delpat, J.Malrieu, JM Berland, Stations d'épuration: dispositions constructives pour améliorer leur fonctionnement et faciliter leur exploitationDocument technique fndae n°22Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF Editions, 2002.

Modélisation de la filière boue activée

1. Présentation du modèle

Le modèle Activated Sludge Model n°1 (ASM1) a été proposé en 1987 par l'IAWPCR : il permet une modélisation complète des phénomènes cinétiques dans un procédé à boues activées, comprenant l'élimination du carbone et de l'azote : dégradation aérobie et anoxie de la matière organique, nitrification, dénitrification. Il a été modifié par la suite afin de prendre en compte d'autres processus : la déphosphatation biologique (ASM2 et ASM2d), le stockage intracellulaire de matière organique (ASM3). Nous nous baserons sur le modèle ASM1.

Dans ce modèle, les variables composites que sont les paramètres globaux (DCO, DBO5, MES, NGL, PT...) sont décomposées en plusieurs variables d'état, "suivant des critères physico-chimiques (particulaire, soluble) et de biodégradabilité (inerte, rapidement ou lentement biodégradable)". Cette décomposition peut être faite à partir de méthodes de fractionnement existantes. Les variables d'état sont celles qui sont simulées dans le modèle : il est possible de recalculer à tout moment les variables composites à partir de combinaisons linéaires. L’unité de référence des variables d’état carbonées est la DCO.

Le modèle générique fait intervenir 13 variables d'état qui sont des concentrations :

- XI : la fraction inerte(1) particulaire
- SI : la fraction inerte soluble
- SS : les substances solubles facilement biodégradables(2)
- XS : les composés particulaires lentement biodégradables(3)
- XB,H : la biomasse active hétérotrophe
- XB,A : la biomasse active autotrophe
- XP : les débris inertes issus de la lyse bactérienne
- SND : l'azote organique soluble
- XND : l'azote organique particulaire (dans les micro-organismes)
- SNH : l'azote ammoniacal (NH3 et NH4+)
- SNO : l'azote oxydé (NO3- et NO2-)
- SO : l'oxygène dissous
- Salk : l'alcalinité

Principe du fractionnement des variables composites en variables d'état
Source : Techniques de l'Ingénieur w6500, Modélisation dynamique des procédés biologiques de traitement des eaux, 10/08/2007

Nous allons utiliser un modèle réduit qui permet de diminuer le nombre d'équations, simplifiant ainsi la résolution.

2. Mise en œuvre

Le "modèle réduit urbain" proposé (thèse C. Bassompierre) permet de simplifier le modèle générique par linéarisation en respectant au maximum le schéma réactionnel. Il est mis en oeuvre en considérant uniquement les bassins réactionnels (anoxie, aérobie), le recyclage externe est un second courant d'entrée au bassin anoxie et le recyclage interne est pris en compte.

2.1. Hypothèses simplificatrices

  • Création de la variable SN

La variable SN est définie par : $S_N=X_{ND}+S_{ND}+S_{NH}$.
Cela implique que les réactions d'hydrolyse de l'azote organique et d'ammonification sont masquées, ce qui est en accord avec notre dimensionnement. Le fait de rassembler les composés directement assimilables et ceux qui doivent être dégradés préalablement induit aussi un ralentissement des cinétiques de croissance des biomasse.

La variable SNO est conservée, ce qui permet de distinguer les réactions de nitrification et de dénitrification.

  • Création de la variable XSS

La variable XSS est définie par : $XS_S=X_S+S_S$.
Comme précédemment, l'hydrolyse de la matière organique lentement biodégradable est masquée et la croissance de la biomasse hétérotrophe est ralentie.

  • Concentration en oxygène SO fixée

La concentration en oxygène est considérée constante et égale à 2 mg/L, en accord avec notre dimensionnement. On suppose en effet une bonne régulation de l'aération.

  • Suppression des inertes XI et SI, des débris XP et de l'alcalinité Salk

Les inertes ne font que traverser le procédé sans être dégradés : ils sont donc supprimés du modèle pour le simplifier.
De même, les débris cellulaires subissent seulement une accumulation dans le procédé et sont donc supprimés. L'alcalinité n'est pas prise en compte.

  • Processus cinétiques conservés

Les seules cinétiques de réactions conservées correspondent à la croissance et au décès des biomasses :

- la croissance de la biomasse hétérotrophe en aérobie (cinétique $\rho_1$)
- la croissance de la biomasse hétérotrophe en conditions anoxie, c'est-à-dire la dénitrification (cinétique $\rho_2$)
- la croissance de la biomasse autotrophe en conditions aérobies, c'est-à-dire la nitrification ($\rho_3$)
- la mort de la biomasse hétérotrophe ($\rho_4$)
- la mort de la biomasse autotrophe ($\rho_5$)

2.2. Équations du modèle réduit

Configuration du modèle urbain réduit (selon thèse C. Bassompierre)

  • Variables

Une autre simplification consiste à distinguer les deux compartiments du procédé (aérobie et anoxie), en raison des conditions d'aération qui diffèrent. Cela permet de simplifier les équations en ne tenant compte que des processus biologiques réellement présents dans chaque bassin :

- bassin anoxique : dénitrification, mort des biomasse ;
- bassin aéré : nitrification, oxydation de la matière organique biodégradable et mort des biomasses.

Les variables du modèle sont donc :

- XSS,anox, XBH,anox, XBA,anox, SNO,anox, SN,anox pour le bassin anoxique ;
- XSS,aéro, XBH,aéro, XBA,aéro, SNO,aéro, SN,aéro pour le bassin aérobie.

  • Équations du modèle

Pour chaque variable d'état, on effectue un bilan sur le bassin concerné. Les vitesses de réactions sont données. On obtient ainsi les équations suivantes présentées ci-dessous.

Bassin anoxique

$$\frac{dXS_{s,anox}}{dt}=\frac{(XS_{s,0}+XS_{s,aero}*\beta+XS_{s,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*XS_{s,anox}}{V_{anox}}\\+(1-f_p)*(\rho_4+\rho_5)-\frac{1}{Y_H}*\rho_2$$

$$\frac{dX_{BH,anox}}{dt}=\frac{(X_{BH,0}+X_{BH,aero}*\beta+X_{BH,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*X_{BH,anox}}{V_{anox}}+\rho_2-\rho_4$$

$$\frac{dX_{BA,anox}}{dt}=\frac{(X_{BA,0}+X_{BA,aero}*\beta+X_{BA,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*X_{BA,anox}}{V_{anox}}-\rho_5$$

$$\frac{dS_{NO,anox}}{dt}=\frac{(S_{NO,0}+S_{NO,aero}*\beta+S_{NO,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*S_{NO,anox}}{V_{anox}}-(\frac{1-Y_H}{2,86Y_H})*\rho_2$$

$$\frac{dS_{N,anox}}{dt}=\frac{(S_{N,0}+S_{N,aero}*\beta+S_{N,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*S_{N,anox}}{V_{anox}}-i_{XB}*\rho_2$$

Avec :

$$\rho_2=\mu_H*\frac{XS_{s,anox}}{K_{XS}+XS_{s,anox}}*\frac{S_{NO,anox}}{K_{NO}+S_{NO,anox}}*X_{BH,anox}$$

$$\rho_4=b_H*X_{BH,anox}$$

$$\rho_5=b_A*X_{BA,anox}$$

Bassin d'aération

$$\frac{dXS_ {s,aero}}{dt}=\frac{(XS_{s,anox}-XS_{s,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}+(1-f_p)(\rho_4+\rho_5)-\frac{1}{Y_H}*\rho_1$$

$$\frac{dX_{BH,aero}}{dt}=\frac{(X_{BH,anox}-X_{BH,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}+\rho_1-\rho_4$$

$$\frac{dX_{BA,aero}}{dt}=\frac{(X_{BA,anox}-X_{BA,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}+\rho_3-\rho_5$$

$$\frac{dS_{NO,aero}}{dt}=\frac{(S_{NO,anox}-S_{NO,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}+\frac{1}{Y_A}*\rho_3$$

$$\frac{dS_{N,aero}}{dt}=\frac{(S_{N,anox}-S_{N,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}-i_{XB}*\rho_1-(i_{XB}+\frac{1}{Y_A})*\rho_3$$

Avec :

$$\rho_1=\mu_H*\frac{XS_{s,aero}}{K_{XS}+XS_{s,aero}}*X_{BH,aero}$$

$$\rho_3=\mu_A*\frac{S_{N,aero}}{K_N+S_{N,aero}}*X_{BA,aero}$$

$$\rho_4=b_H*X_{BH,aero}$$

$$\rho_5=b_A*X_{BA,aero}$$

  • Paramètres du modèle

Les différents paramètres cinétiques existants dans le modèle générique sont conservés, sauf KN et KXS qui ont été créés pour ce modèle réduit, µH et µA qui ont été réévalués en raison du rassemblement de certaines variables d'oriqine induisant un ralentissement des croissances.

Définition des différents paramètres du modèle
Source : Thèse de C. Bassompierre, Procédé à boues activées pour le traitement d'effluents papetiers : de la
conception d'un pilote à la validation de modèles

Leurs valeurs sont données dans le tableau ci-dessous.

Valeurs des paramètres utilisés dans le modèle

  • Paramètres du dimensionnement

Outre les paramètres cinétiques fournis, les données telles que les volumes de bassins, débits et concentrations en entrée et dans le recyclage externe sont fixés. Les volumes de bassins ont été calculés dans le dimensionnement des boues activées. Les concentrations en entrée et dans le recyclage sont estimées à partir de la qualité des eaux déterminée en sortie du dimensionnement. Les valeurs utilisées sont fournies dans le tableau suivant :

Valeurs des volumes de bassins, débits et concentrations en entrée et dans le recyclage externe

  • Variations de débit entrant

La simulation a été réalisée sur une période de 20 jours avec les modifications de débit suivantes :

- Initialement, le débit d'entrée Q0 est fixé à la valeur moyenne par temps sec, soit 9412 m3/j.
- A 6 jours, le débit Q0 est augmenté à 13000 m3/j, ce qui correspond à peu près au débit de pointe journalier par temps de pluie.
- A 7 jours, Q0 reprend sa valeur initiale.
- A 12 jours, on diminue Q0 à environ 8000 m3/j.
- Enfin, à 13 jours, Q0 reprend sa valeur initiale.

3. Résultats

3.1. Concentration XSS

L'évolution de la variable XSs dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration XSS

La concentration en substrat carboné est plus importante dans le bassin anoxie que dans le bassin aéré : en effet la matière organique est dégradée en majeure partie en conditions aérobies.

Le régime permanent est atteint rapidement en début de simulation et après les perturbations. Une augmentation de débit entraîne une augmentation de la concentration en pollution carbonée dans les bassins. En effet, il est avéré que "la saturation hydraulique entraîne des risques de rejets non-conformes, de pollution du milieu naturel, une baisse de performance de traitement et une surconsommation d’énergie" (Lyonnaise des Eaux, Les cahiers Eau Service, Novembre 2010). On observe l'inverse en cas de baisse du débit.

3.2. Concentration XBH

L'évolution de la variable XBH dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration XBH

On constate qu'une pointe de débit diminue la concentration en biomasse active hétérotrophe dans les bassins : il est probable que l'effet de la dilution soit plus important que la croissance. Afin de maintenir la concentration, il faudrait prendre en compte la purge dans le modèle (et diminuer la quantité de boues extraites).

Les courbes montrent aussi que l'évolution est la même dans les deux bassins, et la concentration est quasiment  identique (2,6 à 2,7 gDCO/L), conformément aux hypothèses formulées.

3.3. Concentration XBA

L'évolution de la variable XBA dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration XBA

L'effet des variations de débit est le même que pour la biomasse hétérotrophe.

Les concentrations dans les deux bassins sont aussi sensiblement égales et extrêmement faibles par rapport à la biomasse hétérotrophe. Cette observation montre bien que la croissance des bactéries autrotrophes est limitée.

3.4. Concentration SNO

L'évolution de la variable SNO dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration SNO

En sortie du bassin anoxique, la simulation montre que tous les nitrates ont été consommés, en accord avec notre hypothèse de dénitrification totale. Les à-coups hydrauliques sont cependant sans effet sur l'évolution de cette concentration, probablement en raison de la concentration déjà très basse.

Le résultat n'est pas celui attendu en sorti du bassin aéré puisque les concentrations sont négatives. On devrait avoir SNO,anox < SNO,aéro et SNO,aéro devrait tendre vers 6 en régime permanent (concentration fixée par le recyclage). Il est possible que les hypothèses simplificatrices ne soient pas valables ici, ou que les paramètres du modèle aient été mal évalués (notamment KN) et/ou ne correspondent pas à notre cas. L'effet des variations de débit est relativement peu marqué mais en accord avec la remarque faite sur l'évolution de la concentration XSS.

3.5. Concentration SN

L'évolution de la variable SN dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration SN

De même que pour SNO, les résultats ne sont pas ceux attendus. La concentration en sortie du bassin aéré est également négative, ce qui laisse bien pense à une erreur de paramétrisation et des simplifications trop importantes.On observe bien SN,anox > SN,aéro (notamment parce que l'ammonium n'est pas consommé dans le bassin anoxique)  mais SN,aéro devrait tendre vers 4. Par ailleurs, lors d'une augmentation de débit, on aurait pu supposer une diminution de SN,anox. Cette variable comprend  en effet l'ammonium dont le flux est constant en sortie du premier bassin donc sa concentration diminuerait, et l'azote dans les bactéries qui lui aussi devrait être plus faible car les concentrations XBH et XBA décroissent.

 

Les nombreuses hypothèses simplificatrices (négligence de certains termes, rassemblement de variables) ainsi que l'identification paramétrique (en particulier pour les variables créées) peuvent expliquer les dysfonctionnements observés sur la modélisation. On peut aussi noter que les concentrations au recyclage externe ont été fixées, mais il aurait pu être intéressant de faire intervenir les variables de la sortie du bassin aérobie (sauf XBH et XBA) dans ce courant de recyclage.


(1) Inerte : caractérise les substances dont la dégradation biologique est trop lente pour pouvoir être considérées comme biodégradable.
(2) Facilement biodégradable : se dit des substances solubles de petite taille qui sont directement utilisées par la biomasse hétérotrophe pour le catabolisme (énergie) et pour l'anabolisme (croissance).
(3) Lentement biodégradable : se dit des composés nécessitant une hydrolyse extracellulaire pour être assimilés par les micro-organismes.

 


Bibliographie

C. Bassompierre. Procédé à boues activées pour le traitement d'effluents papetiers : de la conception d'un pilote à la validation de modèles. Institut National Polytechnique de Grenoble - INPG, 2007. French.

M. Spérandio, M. Heran, S. Gillot. Modélisation dynamique des procédé biologiques de traitement des eaux. Techniques de l'Ingénieur (w6500), 10/08/2007

Lyonnaise des Eaux, Les Cahiers Eau Service, n°3, Novembre 2010.

Etude économique

Dans cette partie, nous avons voulu estimer les coûts d'investissement et de fonctionnement de la station d'épuration réhabilitée que nous proposons de mettre en place. Tout d'abord, nous avons trouvé des informations concernant le coût du projet actuel de réhabilitation entrepris en 2013. En effet, le projet de modification de l'aération de la STEP et de mise en place de dispositifs de surveillance à bénéficié en 2014 d'une aide financière européenne à hauteur de 289 168 € sur un montant total de 604 361€. La même année, le projet de mise en conformité des performances épuratoires de la station du Gol à obtenu une aide financière de 6 072 346 € sur 12 691 203 €. 

Il a été difficile de trouver des données concernant les coûts actuels engendrés par la mise en place ou le réaménagement d'une station d'épuration. Nous proposons donc ici une estimation des coûts d'investissement et de fonctionnement de la station. Nous ne prendrons pas en compte les coûts dus au remplacement des lagunes aérées (remise en état du site pour accueillir les bassins du procédé à boues activées). De plus, nous ne considèrerons pas les prêts ou les aides financières qui pourraient entrer en compte dans ce type de projet.

1. Comparaison économique des différents procédés 


Coûts d'investissement et de fonctionnement sur 30 ans par filière de traitement
(Source : Performance des filières de traitement adaptées aux petites collectivités en Seine-et-Marne​, 2011)

Sur ce graphique, on peut voir que les procédés à boues activées ont un coût globalement très supérieur au coût engendré par un procédé de lagunage aéré. Ce coût se justifie dans notre projet par le fait qu'il permet de mettre en place un procédé dont les performances épuratoires sont meilleures. De plus, nous réalisons la dénitrification et la dephosphatation dans ce même procédé, tandis que le projet de réhabilitation de la STEP de 2015 prévoyait d'ajouter des réacteurs supplémentaires pour réaliser le traitement tertiaire. Il faudrait donc faire une étude comparative plus poussée des différentes options proposées en prenant en compte l'ensemble des paramètres et des données dont nous n'avons pas pu disposer.

2. Coûts d'investissement 

Les coûts d'investissement concernent l'ensemble des ouvrages qu'il faut mettre en place dans la station, à savoir les six dégrilleurs manuels et le dégrilleur moyen (~20 000€), le dessableur/dégraisseur, les bassins du procédés à boues activées (bassin aération, anoxie, zone de dégazage, clarificateur), les zones de stockage des sous produits d'épuration et des réactifs, les équipements électrique, et les canalisations.

En 2007, une étude des procédés d'épuration des petites collectivités du bassin Rhin-Meuse à élaborer une formule permettant de lier le coût d'investissement des stations avec le nombre d'équivalent habitant. pour un procédé à boues activées.

$$Cout_{investissement} (€/an)=​331,63 EH + 183 022$$

En appliquant cette formule, on obtient un coût d'investissement de 26M€​. Cette valeur semble relativement élevée ce qui peut être dû à la formule qui ne s'appliquerait plus au delà d'un certain nombre d'équivalent habitant. 

3. Coûts de fonctionnemen

Les coûts de fonctionnement comprennent tout d'abord les coûts de collecte et de gestion des sous produits (refus de dégrillage, sables, graisses, boues d'épuration). Dans notre cas, le traitement des boues est fait sur le site. Il faut donc déterminer les coûts liés à l'extraction des refus de dégrillage et des sables. Ensuite, ils comprennent les coûts des réactifs achetés pour le traitement, des utilités (électricité, gaz, ..), du personnel. Le coût de la main d'oeuvre comprend le salaire chargé des opérateurs, des mécaniciens, des cadres et toutes les prestations et inspections générales obligatoires qu'il faut réaliser chaque année.  Pour finir, il faut prendre en compte les coûts de la maintenance et de renouvellement des équipements. 

  • Gestion et traitement des sous produits

​​Sans compter la gestion des boues d'épuration, un ordre de grandeur du coût de la gestion (évacuation, transport, traitement) des sous produits d'épuration est de 60 000 €/an pour 80 000 EH.

  • Réactifs 

Le seul réactif utilisé dans notre procédé est le chlorure ferrique injecté dans le bassin d'aération pour traiter le phosphore par précipitation simultanée. 

Coût du chlorure ferrique
Coût du chlorure ferrique 122 €/t
Quantité de chlorure ferrique introduite 149 t/j
Coûts annuels 6 653 €/an
  • Utilités 

Les besoins énergétiques représentent une grosse partie des coûts de fonctionnement. De plus, comme nous l'avons vu, le poste d'aération représente en général environ entre 50 et 80 % du coût énergétique total d'une station. En regardant les besoins énergétiques calculés pour chacun des ouvrages que nous avons dimensionnés (cf. Dimensionnement des unités de traitement), l'aération en représente environ 85%. Cependant, nous n'avons pas dimensionné l'ensemble des équipements nécessaires: il manque par exemple l'aération et le brassage du bassin d'orage, ou encore les pompes des postes de relèvement et d'injection du chlorure ferrique,... Finalement, nous considérerons que l'aération représente 70% des besoins énergétiques. On en déduit la demande totale en électricité de la station.

Dépenses énergétiques
Besoins énergétiques pour l'aération du bassin aéré 1 770 MWh
Besoins énergétiques de la station 2 212 MWh
Prix d'achat de l'électricité 0,144 €/kWh
Coûts énergétiques annuels 318 528 €/an

Comme dans le cas de la filière de méthanisation, il est plus judicieux d'acheter l'électricité plutôt que d'utiliser celle produite par cogénération (prix d'achat inférieur au prix de vente). De plus, la demande de la station est supérieure à la production par cogénération.

  • Coûts d'exploitation  totaux

​Pour donner une estimation du coût d'investissement total de la station, nous considérerons que les coûts énergétiques représentent 1/3 des coûts de fonctionnement totaux. Nous aurons donc un coût de fonctionnement total de la station de 960 000 €/an. 

La même étude de 2007 que citée précédemment a permis d'établir une relation liant le nombre d'E.H. au coût de fonctionnement :

$$Cout_{exploitation} (€/an)= 19,569 EH + 4810,6 $$

En appliquant cette formule à notre cas, nous obtenons un coût de fonctionnement de 1 570 000 €/an. On obtient donc un ordre de grandeur qui semble correspondre. 


Bibliographie

A. Olivier, Méthodologie d'évaluation des coûts d'investissement et d'exploitation des petites  stations d'épuration urbaines, Ingénieries – p. 5 à 12 – N° spécial, Assainissement – Traitement des eaux

Syndicat National des Industries du Traitement des Eaux Résiduaires​, Bilan d’exploitation des stations d’épuration des eaux usées​, Fiche N°7 mise à jour en 2009

Conseil général de Seine-et-Marne, Performance des filières de traitement adaptées aux petites collectivités en Seine-et-Marne​, 2011

ERM - Procédés d'épuration des petites collectivités du bassin Rhin-Meuse, 2007

G.Deronzier, J.M.Choubert, Traitement du phosphore dans les petites stations d’épuration à boues activées​Document technique fndae n°29 (partie a et b); Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF editions, 2004.

Étude de la filière de valorisation des boues par la méthanisation

Contexte

Notre groupe réalise une étude complète sur le redimensionnement de la STEP de Saint-Louis du Gol et le développement des filières de valorisation des boues produites lors du traitement des eaux usées. Le but de ce trinôme est de développer une des filières de valorisation des boues : la méthanisation.​

Objectifs et méthodologie

Objectifs​​

  1. ​​Dimensionnement du procédé de digestion. Quelle technologie ? Quelle dimension ?​ Quels paramètres à contrôler lors de la digestion ?​
     
  2. ​​​Étude des filières de valorisation. Quelle valorisation du biogaz, du digestat ? Quelle technologie ? Quelle dimension ? 
     
  3. Optimisation de l’étape de digestion anaérobie. Quel substrat en entrée ?  Quel digestat en sortie ? Quelle production de méthane ?
     
  4. Étude économique et réglementaire. Quel emplacement ? Quelle réglementation sur le biogaz, le substrat, le digestat ? Quels résultats économiques selon le mode de valorisation ?​​​​​​​

​​

​​Méthodologie

  • ​​​Étude macroscopique de la méthanisation​
     
    • ​​Choix des procédés de digestion et dimensionnement
       
    • Choix des procédés de valorisation et dimensionnement
  • ​​Étude microscopique de la digestion
     
    • Étude bibliographique
       
    • Identifier et choisir les paramètres du modèle
       
    • Identifier les populations de micro-organismes et leurs rôles
       
    • Modéliser les réactions biochimiques
       
    • Déterminer les conditions opératoires et la composition du substrat optimale
       
    • Appliquer les conclusions de la modélisation au dimensionnement du digesteur​​
       
  • Étude économique et réglementaire
     
    • Analyse économique des procédés (tarifs de rachats)
       
    • Analyse réglementaire (ICPE, normes)
       
    • Comparaison des procédés choisis avec la réalité et conclusion

 

Dimensionnement des procédés de digestion anaérobie

1. Choix du procédé de digestion anaérobie

1.1. Caractérisation du substrat

La première étape dans le choix de la digestion anaérobie passe par la définition des caractéristiques de l'effluent à traiter qui va conditionner le choix de la technique. Dans notre cas il s'agit de boues de stations d'épuration. Nous avons donc affaire à un substrat relativement liquide, avec une charge organique importante et produit en continu puisqu'issu directement de la production de boues de la station. 

1.2. Choix du procédé

D'après les caractéristiques précédentes, nous pouvons donc effectuer le choix de la technique. Tout d'abord, nous allons effectuer une méthanisation en voie liquide, compte tenu de la faible siccité des boues à introduire dans le méthaniseur. En effet, la voie liquide est privilégiée lorsque l'on a un substrat avec une siccité inférieure à 10%. Ensuite nous choisissons un procédé en continu en liaison avec la production de boues. 

Enfin, le choix de la biomasse s'est porté sur une biomasse libre car le substrat est riche en matières en suspension. L'utilisation de biomasse fixée aurait été plus problématique. 

Le choix du procédé s'est donc naturellement orienté vers un réacteur infiniment mélangé appelé CSTR (Continuously Stirred Tank Reactor), avec une agitation par recirculation de biogaz. 

Réacteurs CSTR par recirculation de biogaz
​Source : Appels L., Baeyens J., Degrève J., Dewil R., Principles and potential od the anaerobic digestion of waste-activated sludge, 2008

Deux types de méthanisation sont possibles dans les réacteurs CSTR correspondant à deux températures différentes. Il existe la méthanisation de type thermophile à environ 55°C en moyenne qui est considérée comme plus efficace mais également moins stable en liaison avec la possible production de manière importante d'acides gras volatils pouvant inhiber la méthanisation. Cette technique est relativement peu utilisée industriellement. La seconde technique est celle de la méthanisation mésophile avec une température d'environ 35°C qui est la plus utilisée et la plus stable. Nous avons donc opté pour la digestion de type mésophile, permettant de plus une économie d'énergie pour chauffer le digesteur. 

 

1.3. Conditions opératoires

Lors de la mise en service du digesteur, il est nécessaire de contrôler différents paramètres qui conditionnent la méthanisation. Ces paramètres sont le pH, l'alcalinité, les Acides Gras Volatils, la DCO, les nutriments et le débit de biogaz. 

  • Le pH

Le pH est le paramètre principal qui conditionne la méthanisation. Dans la littérature il est en général conseillé de garder un pH autour de la neutralité (entre 6,5 et 8,5). En effet, le pH peut inhiber les bactéries méthanogènes essentielles à la production du biogaz. Ainsi le suivi du pH, qui est fortement lié à la production d'acides gras volatils (AGV), va permettre de réguler le digesteur et éventuellement d'ajuster le pH. 

  • L'alcalinité

​​L'alcalinité est le second paramètre important, très lié au pH puisqu'il constitue la représentation du pouvoir tampon du digesteur, donc sa capacité à maintenir un pH stable. Il est dépendant en majeure partie de la concentration en bicarbonates. Des mesures par titrage à l'acide chlorhydrique souvent automatisées sont généralement utilisées pour définir l'alcalinité. 

  • Les Acides Gras Volatils

​​Les acides gras volatils sont les intermédiaires de la digestion anaérobie qui influencent le plus le processus. Ils sont produits au cours de l'acidogénèse. L'accumulation d'AGV entraine une baisse de pH qui inhibe les bactéries méthanogènes censées les transformer en méthane, la digestion est donc déséquilibrée. La mesure en continu de ces AGV par mesure chromatographie, titrimétrique ou spectrométrique permet de prévenir les dysfonctionnements de ce type. 

  • L'hydrogène

​​L'hydrogène fait partie des paramètres de stabilité les plus importants pour la digestion anaérobie. La mesure de la pression partielle de l'hydrogène peut se faire dans la phase liquide ou dans le biogaz. Il doit être maintenu à faible concentration pour assurer le bon fonctionnement du digesteur. 

  • La DCO

​​Cette mesure est représentative de la matière organique présente dans le digesteur. Lorsque l'on mesure la DCO à l'intérieur et en sortie du digesteur, on peut suivre son taux d'abattement. 

  • Les nutriments

​​Le suivi des nutriments est essentiel pour maintenir une biomasse constante et permettre une croissance des micro-organismes tout au long de la digestion. La composition moyenne en macro-éléments est estimée à partir de mesures et l'on peut avoir un ajustement si besoin. 

  • Débit de biogaz

​​Le suivi du débit de biogaz ainsi que sa composition en méthane notamment, permet d'avoir une idée sur l'état de fonctionnement du réacteur. La mesure peut être faite par CPG ou encore par absorption infra-rouge. 

 

2. Dimensionnement de la filière

2.1. Pré-traitement des boues : épaississement

  • Production de boues

​​La production de boues nous est donnée d'après le redimensionnement de la STEP (DIGAN Laura, SEREMET Juliette) : 3,9 tonnes de MES par jour. En considérant que la fraction dissoute est négligeable on a alors une production de 3,9 tMS/j soit un total de 1457 tMS/an

 

Schéma récapitulatif des traitements des substrats

 

  • Épaississement

​​La première étape préalable au traitement des boues par digestion anaérobie est l'épaississement. En effet, les boues sortent de la station d'épuration avec une siccité très faible, autour de 1%. Or le processus de méthanisation est efficace sur des substrats ayant une siccité autour de 7%. Nous avons donc fait une comparaison des différentes techniques disponibles pour l'épaississement. Elles ont été comparées principalement sur la base de leur consommation électrique de fonctionnement. Le graphique suivant présente les résultats obtenus. 


Comparaison des techniques d'épaississement
Source : AMORCE, Boues de station d'épuration : Techniques de traitement, valorisation et élimination - DT51, 2012

Ainsi d'après la comparaison précédente, il est judicieux d'utiliser une table d'égouttage avec une consommation relativement basse ainsi qu'une efficacité plus stable au niveau du résultat qu'un décanteur. En effet, le décanteur a une plage de variation importante en sortie (2,5 à 5% de siccité) en comparaison à la table d'égouttage donnant en sortie une siccité de 7%. Nous avons donc opté pour cette dernière technologie. Nous obtenons alors les consommations hautes et basses de la table d'égouttage pour un an : 

  • Effluent d'épaississement

Suite à cette technique, nous avons donc un rejet d'effluent qui est renvoyé en entrée de station d'épuration. Le tableau suivant donne les résultats : 

Ce volume obtenu est très négligeable en comparaison au volume reçu par la station d'épuration (cf Etude de réaménagement de la STEP), néanmoins il est nécessaire de calculer la composition en azote et phosphore principalement, de l'effluent à re-traiter afin de prévenir d'éventuelles conséquences quant à la filière d'épuration des eaux. 

 

 

2.2. Digestion des boues

  • Dimensionnement du digesteur

Les boues maintenant épaissies vont donc être digérées dans un digesteur infiniment mélangé de type CSTR. A partir de la production de boues et de leur siccité, on obtient le volume de boues par an qui nous donne ensuite un débit par jour. En considérant un temps de rétention hydraulique (TRH) de 25 jours (cf Modélisation des processus biochimiques de la méthanisation) on peut ainsi calculer le volume minimal du digesteur. 

$$Volume_{Digesteur}= \frac{P}{siccité} \times TRH$$

Avec P en tMS/jour et TRH en jour. Nous avons considéré une densité de 1 pour la matière. La siccité est celle en sortie d'épaississement c'est-à-dire 7%. Le tableau suivant présente les résultats du dimensionnement, avec la hauteur et le diamètre de la cuve que l'on a considéré cylindrique soit un diamètre et une hauteur identiques utilisant la formule $V = 0,25 \times D_{2} \times H$ .

Ce dimensionnement a été effectué prenant en compte uniquement le volume de boues, une majoration est alors nécessaire pour le volume de biogaz produit. On prend donc un volume de digesteur de 1900m​3 avec un diamètre et une hauteur de 13,4 m. On peut donc faire une seule ligne de méthanisation avec un digesteur unique. 

  • Consommation de chaleur du digesteur

La consommation de chaleur du digesteur afin de chauffer le substrat et le maintenir à une température moyenne de 35°C constitue une demande non négligeable. Il est nécessaire de l'estimer car cette chaleur sera fournie par la valorisation du biogaz (cf : dimensionnement des procédés de valorisation du biogaz). Dans notre cas, il est d'autant plus important puisque les températures moyennes à la Réunion sont plus élevées qu'en France Métropolitaine ce qui modifie la part de valorisation du biogaz destinée au chauffage du digesteur. 

Nous avons considéré que le digesteur était parfaitement mélangé. La baisse de température vient donc à la fois du substrat envoyé dans le digesteur et récupéré en continu à sa sortie, et de la perte de chaleur par conduction sur les parois. La température de ce substrat est fixée à 25°C avec un débit d'entrée et de sortie identique à 58 m3/j (cf 2.3.Post-traitement du digestat). Sur la base d'un bilan thermique on peut alors en déduire la quantité de chaleur à fournir.  

En considérant $T_{i}$ la température à l'intérieur du digesteur (soit de 35°C), $T_{e}$ la température extérieure (25°C), $k$ la conductivité thermique des parois, $e$ l'épaisseur et $S$ la surface des parois, on peut déterminer l'énergie nécessaire pour chauffer. $$Q_{chauffage} = q \times p \times C_{p} \times (T_{e}-T_{i}) + \frac{(T_{e}-T_{i})}{\frac{e}{k}} \times S $$Avec $q$ le débit en sortie et entrée en m3/j, $p$ la masse volumique en kg/m3 qui sera ici équivalente à celle de l'eau et $C_{p}$ la capacité thermique massique à volume constant en J/(K.kg). On obtient un résultat $Q_{chauffage} = 29,75 kW$ si la paroi est isolée (10 cm de laine de verre en plus des 15 cm de béton). Cette valeur sera discutée par la suite. 

  • Consommation électrique pour l'agitation

​​La consommation électrique pour l'agitation peut s'évaluer grâce à des valeurs données par R. Moletta (La méthanisation, 2011). On a ainsi une consommation de 50 à 100 kWh par tonne de MS introduite dans le digesteur pour une agitation par recirculation de biogaz. En prenant les valeurs pour 1 an on obtient donc les résultats suivants : 

Ce résultats seront explicités lors de l'étude du coût d'exploitation ainsi que du fonctionnement.  

 

2.3. Post-traitement du digestat

Une fois la digestion des boues effectuée, on récupère le digestat correspondant aux boues digérées. Ce disgestat va subir une déshydratation avant sa valorisation. 

  • Production de digestat

​​La production de digestat est déterminée à partir du volume de boues en entrée ainsi que du pourcentage de réduction de masse. Ce dernier est donné par la modélisation des processus biochimiques de la méthanisation. Il permet donc d'obtenir la masse sèche de digestat. Cette réduction étant de 49,5% avec un volume considéré comme constant on peut ainsi en déduire que la siccité est divisée par deux soit de 3,5%. 

   

 

  • Déshydratation du digestat

Etant donné l'état relativement liquide du digestat, un traitement de déshydratation est nécessaire afin de produire un digestat potentiellement compostable. L'objectif est donc de passer d'un digestat avec une siccité de 3,5% à une siccité de 25%. Il est donc indispensable de choisir une technique particulière, qui se fera sur des critères de consommation électrique. Le graphique suivant présente les consommations des principales techniques envisagées. 


Comparaison des techniques de déshydratation 
Source : Chopy X., Bachmann N., La digestion des boues d'épuration : situation et potentiel d'optimisation, 2012, EREP SA. 

 

D'après les données précédentes, la technique idéale serait donc la presse à vis qui, sur la période d'un an, ne consommerait que 6384 kWh. Le but est maintenant de savoir si la quantité de digestat à déshydrater correspond aux préconisations des fournisseurs. Le tableau suivant répond à la condition précédemment évoquée. 


Comparaison flux de digestat et valeurs acceptables
Source : EMO, 2014, URL : http://www.emo-france.com/produits/deshydratation/presse-vis/​

 

L'utilisation de la presse à vis est donc adaptée dans notre cas. De plus, le compostage est réfléchi pour deux scénarios l'un avec du digestat et le second avec des boues déshydratées uniquement (cf Etude de la filière de compostage pour la valorisation des boues et du digestat). Dans le second cas, la presse est aussi une bonne technique de déshydratation. 

  • Effluent de déshydratation

​​Suite à cette déshydratation nous passons donc d'un digestat à 3,5% de siccité à un digestat à 25%. Ce qui nous donne le volume d'effluent rejeté que l'on va renvoyer en tête de station d'épuration. Le tableau suivant donne ces résultats. 

2.4. Stockage des boues et digestat

Il est nécessaire de prévoir des silos de stockage dans notre filière. Notamment deux silos de stockage pour les boues de la station d'épuration, avant  et après leur passage sur la table d'égouttage ainsi qu'un silo de stockage du digestat avant son compostage. 

Le premier silo est défini par le volume de boues avec une siccité de 0,7%, ce qui nous donne un volume de 2851 m3 de boues à stocker pour 5 jours en considérant une densité de 1 pour les boues. Soit un silo avec une hauteur de 6m ainsi qu'un diamètre de 24,6m. 

Le second silo est également basé sur le volume de boues, épaissies à 7% de siccité, qui est de 285 m3 à stocker pour 5 jours, autrement dit un silo de 5m de hauteur pour un diamètre de 8,6m. 

Enfin le dernier silo est calculé pour un volume de digestat après déshydratation à stocker pour 2 jours étant donné que l'on peut le composter presque tous les jours. On doit donc stocker un volume de 16m3 soit un silo de 3m de hauteur pour un diamètre de 2,6m. 

 

2.5. Bilan global de l'azote et du phosphore dans le digestat et les effluents aqueux 

Tableau récapitulatif des concentrations en N et P dans le digestat et les effluents aqueux de pré et post-traitement

Nous effectuons un bilan global sur l'ensemble du procédé de l'azote et du phosphore. Nous obtenons ainsi les quantités de ces éléments qui se trouvent dans les effluents aqueux envoyés en tête de STEP et dans le digestat envoyé à la plateforme de compostage (voir Fig. ci-dessus).

Les concentrations en N et P dans les boues d'épuration sont fournies par la modélisation du binôme travaillant sur les traitements d'épuration des eaux usées. Nous utilisons également quatre autres paramètres : les taux d'azote organique, d'azote ammoniacal et de phosphore total passant en solution (respectivement 5 %, 95 % et 50 %) ainsi que le taux de conversion de Norg en NNH4 lors de la digestion (20 %). 

$$[X]_{effluent,sortie}= \frac{[X]_{substrat,entree} \times V_{substrat,entree} \times \%_{X,liquide}}{V_{effluent,sortie}} $$

$$ [X]_{substrat,sortie} = \frac{[X]_{substrat,entree} \times V_{substrat,entree}-[X]_{effluent,sortie} \times V_{effluent,sortie}}{V_{substrat,sortie}}$$

Les quantités de N et P renvoyées vers les bassins à boues activées influencent la quantité de boues produite par la STEP et les concentrations en N et P dans les boues. Or ces variables influencent à leur tour les concentrations en N et P dans les effluents. Nous avons effectué cinq itérations afin de converger vers la solution.

Bibliographie

R. Moletta, La méthanisation, 2e édition, 2011, Edition TEC&DOC, Lavoisier, Paris.

M. Barret, Cours sur la méthanisation, 2014-2015, INP-ENSAT, Toulouse. 

R. Moletta, Méthanisation de la biomasse, 2008, Techniques de l'ingénieur

Methaneva, La méthanisation, 2015. URL : http://www.methaneva.eu/la-methanisation-3.html#pro

SOLAGRO, La méthanisation - Portail Biogaz, 2004. URL : http://www.lebiogaz.info/site/029.html

AMORCE, Boues de station d'épuration : Techniques de traitement, valorisation et élimination, 2012. 

X. Chopy, N. Bachmann, La digestion des boues d'épuration : situation et potentiel d'optimisation, 2012, EREP SA. 

EMO, Presse à vis, 2014. URL : http://www.emo-france.com/wp-content/uploads/2014/01/DP_26-Presse-%C3%A0-vis_a_fr.pdf​

Agence de l'eau Rhône Méditerranée Corse, Méthanisation des boues de stations : Règle de l'art et état des lieux sur les bassins Rhône-Méditerranée et Corse, 2012. 

Modélisation des processus biochimiques de la méthanisation

1. Les réactions biochimiques de la méthanisation

La méthanisation est un processus biologique présent naturellement dans les écosystèmes (marais, prairies humides, bovins). Il s'agit d'une dégradation anaérobie de la matière organique produisant principalement du méthane et du dioxyde de carbone. La matière organique complexe est, dans un premier temps, dégradée en molécules simples qui sont ensuite minéralisées en méthane et en dioxyde de carbone. Ce processus se déroule en quatre étapes : hydrolyse, acidogénèse, acétogénèse et méthanogénèse (Voir Fig. ci-dessous)

Schéma global des réactions biochimiques de la méthanisation
(Maialen Barret, 2014-2015)

  • L'hydrolyse​

​Au cours de cette réaction, la matière organique complexe est désintégrée en polysaccharides, protéines, lipides et acides nucléïques. Ces molécules sont à leur tour hydrolysées en molécules plus petites, produisant ainsi des monosaccharides, des acides aminés, des acides gras et des bases azotées. Ces réactions peuvent être des processus chimiques, mais elles peuvent également être des processus biologiques extracellulaires catalysés par des enzymes excrétées dans le milieu par des microorganismes​.

  • L'acidogénèse​

​Les monomères sont ensuite métabolisés par les microorganismes. Ils sont oxydés en acides organiques (ex. lactates), en alcool (éthanol) ou en acides gras volatiles (propionate, butyrate et valérate). Du dioxyde de carbone et du dihydrogène sont produits en petites quantités au cours de certaines de ces réactions.

  • L'acétogénèse

Les molécules produites lors de la réaction d'acidogénèse sont alors oxydées en acide acétique. Il existe deux types de bactéries réalisant cette étape : les bactéries acétogènes syntrophes, produisant du dihydrogène lors de la réaction de formation de l'acétate, et les bactéries homoacétogènes, produisant uniquement de l'acétate à partir des acides organiques ou du dioxyde de carbone et du dihydrogène.

L'acidogénèse et l'acétogénèse présentent un optimum de vitesse de réaction pour des valeur de pH allant de 5,2 à 6,2.

  • La méthanogénèse

Lors de cette dernière réaction, le méthane est produit par des archées méthanogènes. Il existe deux voies de production du méthane : la minéralisation de l'acétate en méthane et dioxyde de carbone, et la transformation du dioxyde de carbone et du dihydrogène en méthane et en eau.

La méthanogénèse présente un optimum de vitesse de réaction pour des valeur de pH allant de 6,5 à 7,6.

2. Modélisation des processus biochimiques

L'objectif de la modélisation des processus biochimiques est d'améliorer la précision du dimensionnement du digesteur. Nous allons pour cela nous inspirer du modèle ADM1 (Anaerobic Digestion Model No.1) développé par l'IWA (International Water Association) en 2002. Ce modèle a été créé afin de favoriser le développement de la méthanisation des boues de station d'épuration.

2.1 Principe du modèle

Le modèle présente vingt-trois variables d'état correspondant à l'ensemble des molécules et des populations microbiennes mises en jeu (Voir Tab. ci-dessous)

Tableau récapitulatif des variables d'état du modèle

Nous avons représenté les processus biochimiques par dix-neuf réactions : 

  • quatre réactions chimiques de premier ordre pour la désintégration de la matière organique complexe et l'hydrolyse des polysaccharides, protéines et lipides. Par exemple :

$$ v_{hyd,ch}=k_{hyd,ch}.X_{ch}$$

  • huit réactions biochimiques correspondant aux étapes d'acidogénèse, d'acétogénèse et de méthanogénèse. La cinétique de ces réactions est de type Monod et modélise à la fois la transformation des molécules et la croissance microbienne grâce au paramètre de rendement des microrganismes . Par exemple :

$$ v_{su}=k_{m,su}.\frac{S_{su}}{K_{S,su}+S_{su}}.X_{su}​$$

  •  sept réactions de premier ordre de décroissance des populations microbiennes. Par exemple :

$$ v_{dec,Xsu}=k_{dec,Xsu}.X_{su}$$

Nous avons ensuite modélisé ce processus dynamique par un système d'équations différentielles d'ordre 1 en faisant les bilans de réaction pour chaque variable d'état sur un intervalle de temps $dt$. Par exemple :

$$\frac{dS_{aa}}{dt}=k_{hyd,pr}.X_{pr}-k_{m,aa}.\frac{S_{aa}}{K_{S,aa}+S_{aa}}.X_{aa}$$

La résolution de ce système d'équation différentielle a été effectuée sur le logiciel R avec la fonction desolve​.

2.2 Résultats de la simulation

Lors du dimensionnement du digesteur, nous avons choisi un unique réacteur, parfaitement mélangé et alimenté en continu. La méthanisation est faite en phase mésophile (35°C). Le substrat est constitué des boues de la station de traitement des eaux usées (boues primaires et secondaires) dont la siccité atteint 7 % MS après le pré-traitement et dont 80 % de la masse est constituée de matière organique (soit 56 kgMO.m-3). Le temps de séjour hydraulique choisi est de 25 jours. Nous allons maintenant déterminer par simulation la production de méthane et l'évolution du substrat.

La simulation est réalisée avec des valeurs des paramètres cinétiques et stoechiométriques données par l'IWA pour une méthanisation mésophile (35°C) en voie humide (< 10 % MS). On néglige l'effet du pH sur cette simulation et on considère le réacteur comme parfaitement mélangé.

Résultat de la simulation pour un substrat de siccité 7 %MS

Pour une siccité du substrat de 7 % MS, on obtient une production de méthane au bout de 25 jours de 276,13 Nm3.tMS-1La réduction de la siccité du substrat est de 50,5 %MS au cours du procédé après 25 jours (Voir Fig. ci-dessus).

Au début de la digestion, la production de méthane est lente car peu de substrat est déjà hydrolysé (0-3 jour). La production est maximale lorsque les produits de l'acétogénèse sont présents en grande quantité (4-10 jour). La production diminue ensuite car il ne reste progressivement plus que de la matière organique inerte dans les phases particulaires et solubles.

Bibliographie

​D.J. Bastone, J. Keller, I. Angelidaki, S.V. Kalyuzhnyi, A. Rozzi, W.T.M. Sanders, H. Siegrist et V.A. Vavilin, Anaerobic Digestion Model No.1 (ADM1), 2002, Scientific and Technical Report No.13, IWA Publishing

R. Moletta, La méthanisation, 2e édition, 2011, Édition TEC&DOC, Lavoisier, Paris

M. Barret, Cours sur la méthanisation, 2014-2015, INPT-ENSAT, Toulouse

L. Appels, J. Baeyens, J. Degrève et R. Dewil​​, Principles and potential of the anaerobic digestion of waste-activated sludge​, 2008, Progress in Energy and Combustion Science​, Vol.34, pp.755-781

F. Blumensaata, et J. Kellerb, Modelling of two-stage anaerobic digestion using the IWA Anaerobic Digestion Model No. 1 (ADM1), 2004, Water Research, Vol.39, pp.171-183

Dimensionnement des procédés de valorisation du biogaz

Épuration du biogaz en sortie du digesteur

La forte teneur en méthane du biogaz en fait une source d'énergie très intéressante. En effet, il existe plusieurs techniques pour produire de l'énergie à partir du biogaz. Nous étudierons ici deux valorisations possibles : la production d'électricité et de chaleur (cogénération) d'une part et la production de biométhane pour alimenter un réseau de transport d'autre part.

Lorsque le biogaz produit à partir de boues de station d'épuration sort du méthaniseur, il est composé de deux gaz principaux : le méthane (60 % - 70 %) et le dioxyde de carbone (30 % - 40 %). A ces gaz s'ajoutent de petites quantités d'eau, d'hydrogène sulfuré, d'azote, d'oxygène et de composés organiques (Vienna University of Technology, 2012). Pour pouvoir valoriser le biogaz, il faut éliminer l'eau, les composés organiques volatils (COV) et l'hydrogène sulfuré (H2S) car ces gaz sont responsables de la dégradation des canalisations et des moteurs. Cette étape est appelée épuration du biogaz (voir Fig. ci-dessous).

 

Schéma récapitulatif des procédés d'épuration et de purification du biogaz choisis pour notre installation

 

1. Élimination de l'hydrogène sulfuré (H2S)

1.1 Principe

Ce composé provient de la dégradation des protéines et d'autres composés soufrés et doit être éliminé pour éviter la corrosion des canalisations et le rejet d'oxyde de soufre dans les fumés. Il existe plusieurs méthodes d'élimination de l'hydrogène sulfuré telles que la désulfuration biologique, l'utilisation de charbon actif ou l'utilisation d'oxydes de fer (Moletta, 2011). Nous utiliserons dans notre unité d'épuration du biogaz le dernier procédé car il est bien adapté au biogaz de station d'épuration (Couturier, 2009).

L'adsorption chimique de H2S sur des éponges ferrugineuses (Fe2O3) est le premier traitement d'épuration du biogaz. Ce traitement se fait ici à température ambiante et à une pression de 7 bars obtenue précédemment lors de la compression du biogaz. Cette compression permet de limiter les volumes de gaz à traiter. L'hydrogène sulfuré précipite avec les oxydes de fer (III) pour former du sulfure de fer (III) solide, qui reste fixé sur le filtre, et de l'eau.

$$Fe_{​​2}O_{3} + 3H_{2}= Fe_{2}S_{3} + 6 H_{2}O $$

La présence d'eau dans le biogaz améliore le procédé en permettant une meilleure solubilisation de H2S à la surface des hydroxydes. De plus, la réaction libère de l'eau. La deshumidification se fait donc après l'extraction de l'hydrogène sulfuré.

Les éponges ferrugineuses sont ensuite régénérées par oxydation au dioxygène avant d'être réutilisées. Plusieurs colonnes sont donc nécessaires au procédé pour un fonctionnement en continu.

$$2Fe_{​​2}S_{3} + 3O_{2}= 2Fe_{2}O_{3} + 6S $$

 

1.2 Dimensionnement

La concentration en H2S du biogaz produit par digestion des boues de STEP peut atteindre des valeurs allant jusqu'à 10 000 mg.m-3 ($C_{H2S,e}$) tandis que la concentration acceptée dans le biométhane est de 5 mg.m-3 ($C_{H2S,s}$) (B. Boulinguiez et al, 2011). Notre débit de biogaz estimé précédemment est de 3 L.s-1 après la compression à 7 bars ($Q_{biogaz}$).

$$F_{H2S} = (C_{H2S,e}-C_{H2S,s}) \times Q_{biogaz}$$

Le flux de H2S à traiter est donc de 30,4 mg.s-1. La durée de cycle d'une colonne est de 63 jours ($T$), la capacité d'adsorption de l'oxyde de fer ($K_{ads}$) est de 0,85 kg.kg-1 et la densité de l'éponge ($d$) est de 190 kg.m-3

$$ V_{lit} = \frac{F_{H2S}}{K_{ads}} \times \frac{d}{T}$$

Le volume de lit calculé est de 1,03 m3. Pour une longueur de colonne de 2 m, le rayon de la colonne est de 0,40 m. 

 

2. Élimination de l'eau​

La présence d'eau dans le biogaz favorise les effets de corrosion des installations par les autres composés. Elle diminue également le Pouvoir Calorifique Inférieur du biogaz lors de la combustion. Enfin, elle diminue l'efficacité du traitement des COV.

L'eau est ici éliminée par condensation en combinant une compression (7 bars) et un refroidissement (proche de 0°C). Ce procédé permet également d'éliminer les traces d'ammoniac présentes dans le biogaz. En effet, grâce à la forte solubilité de NH​3 dans l'eau, ce composé est éliminé dans l'effluent liquide produit lors de l'étape de condensation.

 

3. Élimination des Composés Organiques Volatils

3.1 Principe

​Parmi les COV, on retrouve principalement :

  • des composé halogénés (Cl, F) et organo-soufrés (S). Lors de la combustion du biogaz, ces composés peuvent former des acides corrosifs (HCl, HF, H2SO3, H2SO​4) qui endommagent les pièces du moteur.
  • des siloxanes. Ces composés sont présents dans un très grand nombre de produits antropogéniques (cosmétiques, silicones) et contiennent du silicium. Lors de la combustion, les siloxanes sont oxydés et des dépôts de silice se forment sur les pièces du moteur, diminuant son efficacité et sa longévité.

Les COV sont éliminés par adsorption sur des charbons actifs qui garnissent des colonnes placées en parallèles alternant des cycles d'adsorption/régénération (Thermal Swing Adsorption TSA). La régénération se fait par traitement par la vapeur à haute température (250 °C) qui entraîne les COV et permet la réutilisation de la colonne.

 

3.2 ​Dimensionnement

La concentration en COV du biogaz produit par digestion des boues de STEP peut atteindre des valeurs allant jusqu'à 1 500 mg.m-3 (B. Boulinguiez et al, 2011). Pour déterminer la capacité d'adsorption de la colonne de charbon actif, nous utilisons le modèle d'équilibre fluide/solide de Langmuir (B. Boulinguiez et al, 2010) :

$$ q_{e} = \frac{q_{m}.b.C_{COV,e}}{1+b.C_{COV,e}}$$

$q_{m}$ est la capacité d'adsorption maximale, $q_{e}$ est la capacité d'adsorption à l'équilibre et $b$ est la constante d'équilibre.

Nous utilisons un charbon actif microporeux, avec une densité de 300 kg.m-3, une capacité d'adsorption maximale de 0,1 kg.kg-1 et une constante d'équilibre de 574 m3.kg-1 (B. Boulinguiez et al, 2010). La capacité d'adsorption à l'équilibre est alors de 0,046 kg.kg-1.

Pour un dimensionnement similaire à celui effectué pour la désulfuration, on obtient alors un volume de lit de 1,79 m3 pour 63 jours de fonctionnement et un rayon de colonne de 0,53 m pour une longueur de 2 m.

​Après ces pré-traitements, le biogaz n'est plus est composé que de méthane et de dioxyde de carbone. Il peut être envoyé dans l'unité de valorisation. Nous étudions deux possibilités : l'utilisation du biogaz en cogénération et la purification en biométhane pour l'utilisation dans un réseau de transport.

 

Bibliographie

B. Boulinguiez, P. Le CloirecAdsorption on Activated Carbons of Five Selected Volatile Organic Compounds Present in Biogas: Comparison of Granular and Fiber Cloth Materials​, 2010, Energy Fuels, Vol.24, pp.4756-4765

B. Boulinguiez, P. Le Cloirec, Purification de biogaz - Élimination des COV et des siloxanes, 2011, Techniques de l'ingénieur

S. McKinsey Zicari, Removal of hydrogen sulfide from biogaz using cow-manure compost, 2003, Cornell University

R. Moletta, La méthanisation, 2e édition, 2011, Édition TEC&DOC, Lavoisier, Paris

E. Ryckebosch, M. Drouillon, H. Vervaeren, Techniques for transformation of biogas to biomethane​, 2011, Biomass and Bioenergy, Vol.35, pp.1633-1645

Production d'électricité et de chaleur par cogénération

1. Principe général

Après l'étape préliminaire d’épuration, le biogaz peut être envoyé dans une unité de cogénération. Cette dernière brûle le biogaz pour produire de l’électricité et de la chaleur. Cette valorisation se fait dans un conteneur spécialement dédié (voir figure ci dessous). Pour la cogénération, on peut utiliser soit des moteurs à gaz soit des turbines à gaz. Nous choisirons la première solution car les moteurs à gaz ont de meilleurs rendements électriques pour des biogaz riches en méthane comme c'est le cas ici (Couturier, 2009). Ils présentent également des coûts d'investissements plus faibles (Lejeune 2008).

Schéma de la station de valorisation du biogaz
(Lejeune, 2008)

L’unité de cogénération se compose d’un moteur à gaz, d’un alternateur et de circuits de récupération de la chaleur. Le gaz est brûlé dans le moteur puis l’énergie mécanique du moteur est transformée en électricité par l’alternateur. L’énergie thermique produite par le moteur sur les circuits d’échappement, d’eau de refroidissement et d’huile de lubrification sont récupérables pour une utilisation thermique ou industrielle (voir figure ci-dessous).

Circuits de récupération de la chaleur du moteur à gaz
(Haushalter, 2007)

 

2. Dimensionnement

Pour le dimensionnement de l'unité de valorisation du biogaz nous utilisons les données trouvées dans la partie "dimensionnement des procédés de digestion anaérobie" :

  • Calcul de l’énergie pouvant être produite par le biogaz en un an

Elle se calcule à partir du PCI du méthane. Il est de 9,94 kWh/m3 dans des conditions normales de température et de pression (Couturier, Berger, & Héraul, 2001).

$$E_{tot} = PCI_{CH4} \times V_{CH4} = 9,94 \times 437  058 = 4  344  357  kWh$$

  • Calcul de l’énergie valorisable produite en un an

On admet 5% de pertes d’énergie afin d’être sûr que le moteur soit plutôt sur-alimenté que sous-alimenté (solagro 2001). L’énergie valorisable par le moteur est donc la suivante :

$$E_{valo} = 0,95 \times E_{tot} = 0,95 \times 4  344  357 = 4  127  139  kWh$$

  • Calcul de l’énergie fournie par le biogaz en une heure et choix du moteur

$$E_{t=1h} = \frac{E_{valo}}{(365 \times 24)} = 471  kWh/h = 471  kW$$

Un moteur est conçu pour fonctionner entre 50% et 100% de sa charge nominale, avec un rendement optimal autour de 75%. On recherche donc un moteur d’une puissance d'environ 628 kW pour être proche de cet optimum (Lukaszczyk, 2013).

Le constructeur EneriaCat propose toute une gamme de moteur. Nous proposons de choisir le modèle MG-250 dont la puissance est de 657 kW. Nous aurons ainsi une charge de 72%. Le constructeur indique pour ce moteur un rendement thermique de 45.5 %, un rendement électrique de 38,5 % et un taux de pertes de 16 % (rendement total de la cogénération : 84 %). De cela découle la puissance électrique : 253 kWe et la puissance thermique : 299 kW (EneriaCat, 2015).

Moteur cogénération MG-250
(EneriaCat, 2015)

  • Calcul de la production annuelle

Nous pouvons donc calculer la production annuelle d’électricité et de chaleur.

$$E_{el} = E_{valo} \times 0,385 = 1 588 948  kWh_{el}$$

$$E_{th} = E_{valo} \times 0,455 = 1  877  848  kWh_{th}$$

En conclusion, pour valoriser le biogaz produit par le digesteur en cogénération, il faut installer un moteur dont les caractéristiques sont les suivantes :

Ce moteur sera installé dans un conteneur. Les conteneurs proposés par le groupe EneriaCat contiennent ainsi le moteur insonorisé, les tableaux de commandes, et les systèmes de refroidissement, de lubrification et de ventilation. On compte environ 15 m² de prise au sol.

  • Calcul de la consommation d’énergie par l’unité de méthanisation

On doit maintenant retirer la consommation pour le chauffage du digesteur et l’autoconsommation de l’unité de méthanisation en électricité. Pour trouver l'électricité qui pourra être vendue et la chaleur qui pourra être utilisée.

La consommation d'électricité pour le brassage du digesteur (environ 100 000 kWhel) et la quantité de chaleur pour le chauffage du digesteur sont données par la partie "dimensionnement des procédés de digestion anaérobie". La quantité de chaleur requise par le digesteur a été estimée dans la partie dimensionnement de la digestion anaérobie à 29,75 kW.

En prenant aussi en compte la consommation électrique de la cogénération, on estime que l'auto-consommation électrique représente 10% de l'énergie produite.

$$E_{el}(vente) = E_{el} \times 0,9 = 1 430 054  kWel$$

$$E_{th}(valorisation) = E_{th} - 274 188 = 1 617 238  kWth$$

Il sur un an nous avons donc 1 430 000 kWel et 1 617 000 kWth à valoriser.

 

3. Valorisation thermique

Il existe diverses utilisations possibles de la chaleur produite par la cogénération (Lejeune, 2008) :

  • Sous forme d’eau chaude : circuit d'eau chaude pour le chauffage des digesteurs ou des bâtiments, réseau de chaleur, traitement des lixiviats (CET).
  • Production de vapeur à partir des gaz d'́échappement pour le traitement des produits à méthaniser ou issus de la méthanisation, utilisation dans un process.
  • Utilisation dans une installation ORC (Organic Rankine Cycle) pour une production complémentaire d'électricité.

Dans notre cas, ni le compost ni la STEP n’ont besoin de chaleur. De plus, la mise en place d’un système de chaleur urbain n’est pas envisageable car la température moyenne à la Réunion et de 25°C avec peu de variation entre l’été et l’hiver. Il n’est donc pas nécessaire de chauffer les maisons.

Nous pouvons envisager deux possibilités de valoriser notre chaleur : la mise en place d’une installation ORC ou la vente à des industriels. Par exemple, l’usine sucrière qui se trouve à côté de la STEP pourrait être intéressée pour nous acheter la chaleur. Ils pourraient alors s’en servir dans leur procédé et économiser de l’énergie qu’ils produisent par ailleurs par la combustion des bagasses. La chaudronnerie Protem, située près de la station d’épuration pourrait aussi être intéressée par notre chaleur.

Le cycle ORC avec une micro turbine est également envisageable et c’est l'hypothèse que nous allons développer. Le principe de la turbine fonctionnant sur le cycle Rankine Organique est de convertir de la chaleur en électricité. Cela se fait grâce à un fluide organique qui a un poids moléculaire important. La chaleur fournie par le cogénérateur chauffe le fluide, cela produit de la vapeur sous pression qui fait tourner une turbine et produit de l’électricité.

La société Enogia a développé récemment une micro-turbine particulièrement adaptée aux petites unités de méthanisation. Ce système permet de récupérer la chaleur pour la transformer en électricité, à partir de 50 kWth. Dans notre cas, nous désirons valoriser 185 kWth, la micro-turbine est donc adaptée à notre situation. La mise en place de ce type de de turbine permet de transformer 5% à 10% de la chaleur en électricité.

Puissance thermique disponible :

$$1 617 238  kWhth/an = 185  kWth$$

Puissance électrique de la turbine :

$$0,07\times185 = 12,9  kWe$$

Electricité produite en 1 an :

$$0,07\times 1 617 238 = 113 207  kWhel$$

Cette production se rajoute à la production de la cogénération. On obtient ainsi une production d’électricité de 1 543 260 kWhél.

 

4. Analyse environnementale

Nous désirons maintenant donner quelques informations sur les impacts environnementaux de notre projet. En utilisant les données fournies par (Couturier C., 2009), nous évaluerons l’énergie et les émissions économisées par la cogénération du biogaz par rapport à la production d’électricité et de chaleur en utilisant du gaz naturel.

  • Énergie économisée

Pour calculer l’énergie finale économisée, on considère que pour produire notre électricité avec des ressources fossiles, on aurait utilisé une chaudière ayant 50% de rendement. A cela, on ajoute 10% d’énergie consommée en plus pour l’extraction, le traitement et le transport du gaz naturel. Ce résultat sera discuté lors de la comparaison avec la valorisation du biométhane.

  • Émissions évités

On considère que la production d’un GJ d’électricité à partir de gaz naturel émet 57 kg de CO2. Avec la cogénération du biogaz, on évite l’émission de 316 677 kg CO2.

Grâce à ce projet qui permet une économie d’émission de CO2, nous contribuons à l’objectif de l’Agence Régionale de l’Energie de la Réunion qui est d’arriver à 0% d’émission de CO2 en 2025. Avec l’économie de ressources fossiles ce projet contribue aussi aux objectifs d’indépendance énergétique de l’île.

 

Bibliographie

ATEE/Club Biogaz. 2015, Tarifs 2011 et contrat d'achat d'électricité issue de biogaz .
Récupéré sur ATEE/Club Biogaz: http://atee.fr/biogaz/tarifs-2011-et-contrat-dachat-d%C3%A9lectricit%C3%A9-issue-de-biogaz

Couturier, C., Berger, S., & Héraul, I., 2001, La digestion anaérobie des boues urbaines. Toulouse: Solagro.

Couturier, C.,2009, Techniques de production d'électricité à partir de biogaz et de gaz de synthèse. Record/Solagro.

 

Chopy, X., & Bachmann, N. 2012, La digestion des boues d’épuration : situation et potentiel d’optimisation. Lausanne: EREP SA.

EneriaCat. 2015, Gamme BIOGAZ-MG.
Récupéré sur EneriaCat: http://www.eneria.fr/wp-content/uploads/2012/09/Gamme-GE-Biogaz-MG_FR_STdC.pdf

Haushalter, J. 2007, Dimensionnement d'une cogénération biomasse. Mulhouse: Wartsilä

Ingremeau, C. 2014, Accopagnement et aides financière aux projets de méthanisation sur le territoire français. ATEE/Club Biogaz

Lejeune, C. 2008, Valorisation électrique et thermique du biogaz de méthanisation. Paris: Formation EFE – Biomasse pour les usages énergétiques

Lukaszczyk, M. 2013, Déterminer la charge d’un moteur électrique est primordial pour l’efficacité énergétique.
Récupéré sur PEI-France: https://www.pei-france.com/article/determiner-la-charge-dun-moteur-electrique-est-primordial-pour-lefficacite-energetique

Molettat, R. 2008, Méthanisation de la biomasse - Méthanisation de la matière organique.

Vienna University of Technology. 2012, Du biogaz au biométhane, revue technique

Production de biométhane par purification du biogaz

L’autre possibilité de valorisation du biogaz est la production de biométhane pour un réseau de transport. On purifie le biogaz pour l'utiliser comme gaz naturel véhicule (GNV).Une troisième valorisation aurait été l’injection du biogaz dans le réseau de gaz naturel mais cela n’est pas possible à la Réunion car il n’y a pas de réseau de ce type.

L’utilisation de biométhane pour alimenter un réseau de transport est une alternative intéressante par rapport aux carburants traditionnels car cela réduit les émissions de CO2 et de particules. De nombreuses collectivités et entreprises se sont déjà équipées d’une flotte de bus qui fonctionne au gaz naturel de ville. La France est ainsi le 4ème pays européen détenteur de véhicules GNV avec 13 000 véhicules (0,04 % de la flotte totale) et avec une croissance importante du secteur (Club Biogaz ATEE, 2014). Cette solution est réalisable dans le sud de la Réunion car la Région a pour projet de développer une flotte de bus qui fonctionneront au biogaz. Elle a en effet financé en 2010 une étude sur les perspectives de développement d’une filière biogaz carburant destiné aux bus (Douard, 2010). Cela constituerait donc un débouché pour notre biogaz.

Nous proposons donc les aménagements suivants (voir figure ci-dessous). Avant le procédé de purification, nous plaçons une étape de stockage du biogaz afin de réguler son flux et afin de pouvoir faire face à un éventuel arrêt de la purification. Nous choisissons un volume de stockage assez grand pour pouvoir contenir le gaz produit en 24h. Nous prenons donc 1 800 m3. Le gaz est ensuite épuré pour enlever l’eau et l’H2S puis purifié afin d’enlever le CO2. Le biométhane est alors compressé, stocké et envoyé dans la station de distribution.

Schéma des procédés de production du biométhane

 

1. Principe de purification du biogaz

Pour ce type de valorisation, le biogaz subir une purification plus poussée que pour la cogénération. En effet, il faut qu’il ait la même composition et les mêmes propriétés que le gaz naturel. Pour arriver à des caractéristiques semblables à celles du gaz naturel, il faut séparer le CO2 du biogaz afin d’obtenir un gaz riche en méthane (86%). Le biométhane sera alors en conformité avec la norme ISO 15403 (Astrade Méthanisation, 2014). Les caractéristiques requises pour la commercialisation de bioGNV sont décrites dans le tableau suivant.

Tableau des caractéristiques du BioGNV selon ISO 15403 (Astrade Méthanisation, 2014)


 

Il existe plusieurs techniques pour éliminer le CO2 du biogaz (Vienna University of Technology, 2012) :

  • Absorption physique : lavage à l’eau ou aux glycols. Cette technique est basée sur la plus forte solubilité du CO2 dans l’eau et dans les solvants organiques par rapport au CH4. Le CO2 est donc emporté par le solvant et il ne reste dans la phase gazeuse que le CH4.
  • Adsorption chimique : lavage aux amines. Le CO2 s’absorbe physiquement dans le liquide de lavage puis réagit avec les amines.
  • Adsorption : par le procédé Pressure Swing Adsorption (PSA). Le CO2 s’adsorbe dans les composants solides de la colonne à haute pression et se désorbe à basse pression.
  • Séparation par membrane : Les matériaux des membranes laissent passer le CO2 et retiennent le CH4.
  • Cryogénie : abaissements successifs de la température jusqu’à la production de CO2 liquide et de bio-méthane liquéfié (technique GTS) ou anti-sublimation du CO2 qui produit du CO2 liquide et du bio-méthane gazeux.

 

2. Comparaison des différents procédés de purification

2.1. Comparaison technique

Tableau des caractéristiques des procédés de purification du biogaz (Astrade Méthanisation, 2014), (Vienna University of Technology, 2012) :

2.2. Comparaison économique

Tableau de comparaison économique des différentes techniques de purification (Astrade Méthanisation, 2014):

Ces valeurs sont données à titre indicatif, les coûts peuvent varier en fonction de la taille de l’installation, de la qualité du biogaz et des prétraitements.

Dans le cas de notre installation, qui se classe parmi les petites installations, la technologie la plus appropriée techniquement et économiquement est celle de la Pressure Swing Adsorption. En effet, seules la PSA et les technologies membranaires peuvent être mises en place sur des petites installations. Du point de vue économique, il semble plus intéressant de choisir le procédé PSA car les coûts d’investissement sont faibles. C’est ce procédé qui est le plus souvent utilisé. Il présente l’avantage de ne pas consommer d’eau ni de produits chimiques.

 

3. Epuration par le procédé Pressure Swing Adsorption

3.1. Présentation du procédé

Le procédé d’épuration du biogaz par pressure swing adsorption ou procédé d’adsorption modulée en pression consiste en l’adsorption du CO2 contenu dans le biogaz par une résine, contrairement au CH4 qui traverse la colonne sans être arrêté. En jouant sur la capacité de la résine à adsorber plus de CO2 à hautes pressions qu’à basses pressions, on peut alterner des phases d’adsorption et de désorption. Le procédé peut être schématisé par un filtre à gaz laissant passer le CH4 et retenant le CO2. Ce procédé nécessite une élimination poussée de l’eau et de l’H2S en prétraitement car ils sont susceptibles de saturer les résines.

Le procédé PSA produit deux gaz :

  • Le bioGNV (forme gazeuse) qui devra être comprimé à 250 bar (Astrade Méthanisation, 2014) et stocké. Il sera ensuite vendu aux bus par l’intermédiaire d’une station de ravitaillement (AILE, 2012).
  • Le gaz de purge (ou offgas), pauvre en CH4 qui peut être soit rejeté dans l’atmosphère si sa teneur en méthane est suffisamment basse ou brûlé dans une chaudière adaptée aux faibles PCI si sa teneur en CH4 est comprise entre 3 et 10% (Astrade Méthanisation, 2014).

On utilise comme matériel des colonnes contenant des résines adsorbantes. Nous avons choisi d’utiliser des zéolithes 13X qui sont caractérisées par un diamètre de pore de 10Å (Hauchhum & Mahanta, 2014). Il aurait aussi été possible d’utiliser un tapis moléculaire de carbone mais les zéolithes obtiennent de meilleurs résultats. L’adsorbant se présente sous la forme de petites billes (voir figure). Une zéolithe est un minéral alumino-silicate hydraté qui a une structure micro-poreuse. La zéolithe que nous utilisons est nommée 13X et possède la formule chimique suivante : Na86[(AlO2)86(SiO2)106]• H2O (Magee, 2006).

Zéolithes (Astrade Méthanisation, 2014)

Ces résines ont une affinité plus grande pour le CO2 que pour le CH4, lorsque le biogaz les traverse, le CO2 est retenu alors que le CH4 reste libre. On obtient donc en sortie de colonne un gaz riche en CH4. La figure ci-dessous montre le retard du CO2 : pour des temps de contact inférieurs à 30 minutes, le CO2 est complètement adsorbé. La courbe de percée du CH4 montre quant à elle un retard beaucoup plus faible. Si on prend un temps de contact de 5 minutes, seul le CO2 sera adsorbé et on pourra récupérer un gaz très pur en CH4 à la sortie de la colonne.

Courbe de percée du CO2 sur zéolithe 13X (Cavenati & al, 2006)

Nous prenons donc un temps de saturation d’une colonne égal à 5 min pour éviter de saturer la résine en CO2. En ce qui concerne le temps de régénération, nous considérons qu’il est égal au temps de saturation : l’isotherme de désorption est le même, en sens inverse, que l’isotherme d’adsorption.

3.2. Dimensionnement des colonnes

Afin de dimensionner notre unité de PSA, nous utilisons les données suivantes. Les conditions opératoires ont été fixées grâce à l’étude bibliographique et les données sur le biogaz sont celles fournies par la partie sur le dimensionnement du digesteur.

  • Calcul du volume de résine nécessaire

Les données sur la zéolithe sont celles fournies par les publications : (Cavenati, Grande, & Alirio, 2004) et (Hauchhum & Mahanta, 2014).

Pour calculer le volume de résine nécessaire, on part du débit par minute et grâce à la densité du CO2, on calcule la masse de CO2 qui passe dans notre colonne pendant une minute.

$$ m_{CO2} = Q \times d_{CO2} = 837,30 g \ de \ CO_{2}$$

On cherche ensuite, en utilisant la masse molaire du CO2, le nombre de mole de CO2 qui traverse la colonne en 1 minute.

$$N_{CO2} = \frac{m_{CO2}}{M_{CO2}} = 19,03 mol$$

La masse de zéolithes nécessaire se trouve avec la capacité d’adsorption de la résine.

$$m_{zeX13} = \frac{N_{CO2}}{c_{zeX13}} = 3,07 kg$$

En utilisant la masse volumique de la résine et la porosité, on détermine le volume nécessaire pour traiter le CO2 du biogaz qui arrive en 1 minute.

$$V_{t=1min} = \frac{m_{zeX13}}{ρ_{zeX13} \times 0,5} = 9,61.10^{-3}  m^{3}$$

Comme nous avons un demi-cycle de 5 minutes, il faut donc calculer quel volume de zéolithes peut traiter le CO2 qui arrive dans la colonne en 5 min.

$$V_{t=5min} = 5\times V_{t=1min} = 0,048  m^{3}$$

Il faut donc un volume de lit de 0,048 m3.

  • Calcul du nombre de colonnes nécessaire et de leur diamètre

Les données sont trouvées dans la publication (Hauchhum & Mahanta, 2014).

On recherche d’abord le volume de biogaz qui passe dans la colonne sous 7 bar en 5 minutes.

$$V_{biogaz} = Q_{biogaz} \times 5 \times \frac{P1}{P2} = 1,28 \times 5 \times \frac{1}{7} = 0,91  m^{3}$$

On trouve ensuite la distance que parcours le gaz en 5 min.

$$ d_{biogaz} = v \times 60 \times 5 = 39 m$$

On a une vitesse du gaz dans la colonne de zéolithes de 39 m en 5 min et un volume à faire passer dedans de 0,91 m3 en 5 min à 7 bar. On calcule donc la section nécessaire.

$$ S = \frac{V_{biogaz}}{d_{biogaz}} = 0,023  m^{2}$$

$$D = \frac{S}{π} \times 2 = 0,173  m$$

En utilisant le volume de résine nécessaire, on trouve la hauteur de la colonne.

$$H = \frac{V_{zeX13}}{D} = 2,05  m$$

Il nous faut donc une colonne de 2 m sur 20 cm de diamètre pour purifier le biogaz pendant un demi-cycle. Il faut aussi prendre en compte la phase de régénération. Si l’on veut que notre procédé fonctionne en continu, il nous faut deux colonnes identiques qui fonctionnent en opposition de phase. Nous devons donc prévoir deux fois plus de colonnes, donc 2 colonnes. Le biogaz est envoyé alternativement dans les deux colonnes grâce à des valves (voir figure).

Exemple d’unité d’épuration par PSA (Ashcraft & Swenton , 2007)

En conclusion, pour purifier le biogaz afin de l'utiliser dans un réseau de transport, nous devons mettre en place des colonnes d'adsorption ayant les caractéristiques suivante :

3.3. Présentation du cycle d'adsorption

Pour le couple de colonnes, le cycle d'adsorption sera le suivant (voir figure ci-dessous):

  • Le biogaz compressé est envoyé dans la première colonne (1)
  • Pendant 5 min, la première colonne piège le CO2 du biogaz. Le gaz qui en sort est riche en méthane (2).
  • Au bout de 5 min, on coupe l’arrivée de biogaz dans la première colonne et on l’envoie dans la 2ème (3).
  • Pendant les 5 minutes suivantes, la baisse de la pression dans la première colonne permet de désorber le CO2. La deuxième colonne piège le CO2 du biogaz (4-5).
  • Au bout de 10 min, on ferme l’arrivée de biogaz de la colonne 2 et on ouvre celle de la colonne 1. On recommence ainsi le cycle (6).

Variations de pression au cours d’un cycle PSA (Grande, 2012)

Pour aller plus loin dans la purification du biométhane, on peut rajouter une étape de recirculation du gaz enrichi en CH4. Le gaz provenant de la première colonne à haute pression passe dans la deuxième colonne qui a alors une pression plus basse, le gaz la traverse et, grâce à une vanne, est renvoyé dans la première colonne à haute pression. Une partie du bio-méthane passe donc deux fois dans une colonne ce qui conduit à la récupération d’un gaz plus pur en biométhane. En ajoutant cette étape au cycle, nous réalisons un cycle dit de Sharstrom (Grande, 2012). On peut visualiser cette étape sur la figure suivante, le trajet du gaz qui est recyclé est représenté en rouge.

Schématisation de l’étape de recirculation du gaz purifié

3.4. Production de biométhane

Durant le processus, les pertes en biométhane sont d’environ 2%. Comme la quantité de CH4 produite par le digesteur en 1 an est de 672 397 m3, nous produirons donc 428 316 m3 de biométhane par an. Si on passe en normo-mêtre cube, cela représente 45 Nm3/h.
 

4. Chaudière gaz de purge

Comme nous l’avons précédemment, la technologie PSA entraîne une perte de méthane de 2%. Cette quantité se retrouve donc dans le gaz de purge. La réglementation nous impose de traiter ce gaz lorsque la concentration en volume est comprise entre 3% et 10%. Nous sommes très légèrement en dessous mais nous étudions quand même la mise en place d’une chaudière bas PCI afin de récupérer de la chaleur pour le digesteur (Astrade Méthanisation, 2014).

Le constructeur VerdeMobil propose l’installation d’une chaudière EFLOX qui permet de récupérer 0,25 kWhth/Nm3 de CH4 produit.

On produit donc :

$$ 45\times 24\times 365 \times 0,25 = 98 550  kWhth $$

Or nous avons besoin de 260 610 kWhth pour chauffer le digesteur. On produit donc 38% de la chaleur nécessaire au chauffage du digesteur.

 

5. Odorisation et compression

Afin de pouvoir commercialiser le biométhane, il faut l’odoriser. Cette règlementation existe pour que les fuites de gaz soient détectées plus facilement et plus rapidement. La norme NF EN ISO 13 734 préconise d’utiliser le tétrahydrothiophène comme odorisant. La concentration de THT dans le biométhane doit être d’environ 25 mg/m3 et doit se trouver dans l'intervalle suivant : 15-40 mg/m3  (GrDF, 2005)

Comme nous l’avons dit précédemment, il faut aussi compresser le biométhane pour qu’il atteigne une pression de 250 bar. Un exemple de compresseur se trouve dans la figure ci-dessous. On prévoit de mettre en sortie de l’étape d’épuration un cuve de 1 000 L afin d’assurer la régularité du flux de gaz (Astrade Méthanisation, 2014).

Compresseur Atlas Corpo, (Astrade Méthanisatio, 2014)

 

6. Stockage et distribution du bioGNV

Le stockage final du bioGNV se fait dans des bouteilles à haute pression disposées dans des casiers contenant 25 bouteilles. Le volume standard de ces bouteilles est de 80 L, soit 20 Nm3 de biométhane à 250 bar.

Si on choisit une capacité de stockage de 3 jours, nous aurons besoin de 5 casiers de 25 bouteilles (voir figure).

Exemple de casier de stockage du BioGNV (Bauer, 2015)

La chaine de remplissage et de vidange des bouteilles doit être contrôlée par un tableau de distribution. Il permet d’assurer le remplissage prioritaire du niveau de stockage possédant la pression la plus élevée jusqu’à y obtenir le remplissage maximal. Le tableau contrôle aussi que le prélèvement du gaz se fasse dans le stockage à la pression la plus basse.

Notons que dans le cas d’une défaillance de la méthanisation ou de l’épuration, il faudra acheter du gaz naturel pour alimenter notre station de remplissage.

Nous implantons aussi sur le site du méthaniseur, une station de distribution de BioGNV (voir figure ci-dessous). Elle se compose d’une borne de distribution et d’un manomètre de contrôle de pression ainsi que d’un comptage par débitmètre classique (Astrade Méthanisation, 2014).

Exemple de station de distribution de BioGNV (Bauer, 2015)

7. Analyse environnemenale et comparaison avec la cogénération

  • Économie d'énergie primaire

Pour calculer l'économie d'énergie primaire, on considère que l'énergie fournie par le biométhane carburant aurait été fournie par du gaz naturel.  On calcule cette énergie en utilisant la masse volumique, la masse molaire et le PCI du CH4. On rajoute aussi 1% qui correspond à l'énergie nécessaire à l'extraction du gaz naturel. L'enchaînement de calculs est décrit dans le tableau suivant.

L'utilisation de bioGNV dans les véhicule permet donc d'économiser 15,9 TJ d'énergie primaire, soit une puissance de 504 kW. Cette énergie correspond à la substitution du biométhane au gaz naturel. Ce résultat est plus élevé que pour la cogénération qui permet une économie d'énergie de 12,2 TJ. Cette économie d'énergie correspond à la consommation annuelle d'électricité de 220 maisons de 150 m2 à chauffage électrique.

  • Economie d'émission de CO2

On calcule notre production de biométhane en kWh et on regarde ce qu'une telle production d'énergie aurait émis si elle avait été produite par du gaz naturel. On utilise pour cela le PCI du CO2 et le résultat de l'ACV qui considère que l'utilisation de gaz naturel comme carburant émet 234 gCO2/kWhPCI. Dans l'ACV, sont prises en compte à la fois les émissions effectives lors de la combustion du gaz et celle engendrées par son extraction.

On voit donc si on utilise du gaz naturel pour produire notre énergie, cela émet 996 000 kg de CO2. Cette émission est considérée comme un ajout de CO2 dans l'atmosphère car le gaz naturel est une ressource fossile qui met des milliers d'années à se renouveler. L'utilisation de biométhane émet autant de CO2 lors de la combustion du gaz que le gaz naturel mais cette émission n'est pas considérée comme un ajout de CO2 car le cycle de renouvellement est beaucoup plus rapide. De plus, on évite l'émission due à l'extraction du gaz naturel.

L'utilisation de bioGNV permet donc d'économiser 996 000 kg de CO2. La valeur est ici aussi plus élevée que par la cogénération qui économise 317 000 kg de CO2. Cette différence peut être imputée au pertes du moteur et de la turbine ORC.

Bibliographie

ADEME/GrDF. (2011). Principes et procédés d'épuration pour la purification du biométhanepour l'injection dans les réseaux de gaz naturel.

AILE. (2012). Produire du biométhane : guide technique.

Ashcraft, B., & Swenton , J. (2007). 99% Oxygène production wuth zeolites and Pressure Swing Adsorption : Design and economy analysis. University of Oklahoma​

Astrade Méthanisation. (2014). Développement de projets biométhane-bioGNV.

Cavenati, S., Grande, C. A., & Rodrigues, A. (2006). Removal of Carbon Dioxide from Natural Gas by Vacuum Pressure Swing Adsorption. Energy and fuels.​

Cavenati, S., Grande, C., & Alirio E., R. (2004). Adsorption Equilibrium of Methane, Carbon Dioxide, and Nitrogen on Zeolite 13X at High Pressures. Journal of Chemical and Engineering Data, Vol. 49,.

Club Biogaz ATEE. (2014). Livre blanc du bioGNV.

Douard, F. (2010, Aout 05). La Réunion : des bus hybrides en attendant le biogaz.
Récupéré sur Bio Energies International: http://www.bioenergie-promotion.fr/5335/la-reunion-des-bus-hybrides-en-attendant-le-biogaz/

Grande, C. (2012). Advances in Pressure Swing Adsorption for Gas Separation. ISRN Chemical Engineering, 13.

GrDF. (2005). Cahier des charges fonctionnel d'une station d'odorisation de biogaz.

Hauchhum, L., & Mahanta, P. (2014). Carbon dioxide adsorption on zeolites and activated carbon by pressure swing adsorption in a fixed bed. Springer.​

Ingremeau, C. (2014). Accopagnement et aides financière aux projets de méthanisation sur le territoire français. ATEE/Club Biogaz.

Magee, M. (2006). Nitrogen Gas Adsorption in Zeolites 13X and 5A.

Removal of Carbon Dioxide from Natural Gas by Vacuum Pressure Swing Adsorption. (2006). Energy and Fuels.

Analyse économique et réglementaire

1. Contexte réglementaire

La méthanisation des boues de station d'épuration fait intervenir deux réglementations : la réglementation de la Loi sur l'eau et la réglementation sur les installations classées pour la protection de l'environnement (ICPE).

1.1. Installations relevant de la réglementation de la Loi sur l'eau

La méthanisation des boues de station d'épuration est un cas à part dans la réglementation. En effet, bien que les installations de méthanisation soient réglementées par les ICPE, les installations traitant des effluents de STEP sont réglementées par la Loi sur l'eau (Article R. 214-1, rubrique 2.1.1.0 sur les rejets de STEP). Notre installation est donc réglementée par le régime d'autorisation au titre de la Loi sur l'eau.

Les demandes d'autorisation d'exploitation sont intégrées au dossier d'autorisation de la STEP. Cependant, dans les faits, les mesures de prévention à mettre en place et à présenter dans le dossier sont celles données dans la norme ICPE concernant la méthanisation (rubrique 2781) car la Loi sur l'eau ne contient aucune recommandations sur ce procédé.

Les installations concernées sont :

  • la table d'égouttage
  • le réservoir de stockage des boues épaissies
  • le digesteur
  • ​la presse à vis
  • le réservoir de stockage du digestat deshydraté

​​

1.2. Installations relevant de la réglementation ICPE

Les installations régies par la réglementation ICPE sont celles concernant la valorisation du biogaz. Il s'agit :

  • du gazomètre permettant le stockage du biogaz brut
  • des procédés permettant l'épuration du biogaz
     
  • ​du moteur à cogénération en cas de valorisation électrique
  • ​du procédé de purification et de stockage du biométhane, ainsi que de la chaudière à bas-PCI en cas de valorisation en bio-carburant

​​

2. Analyse économique de la filière de digestion anaérobie

​2.1. Investissement initial

L'investissement pour le développement d'une filière de méthanisation est généralement conséquent. En effet, d'après les sources comme l'ADEME ou SOLAGRO, il se situe aux alentours de 1000 € par tonne de matière sèche traitée ce qui donne dans notre cas un investissement de 1 300 000 € environ. Cette estimation tient également compte des investissements pour l'unité de valorisation de biogaz (cogénération notamment). Hors de cette unité, l'investissement de départ s'élève à environ 750 000 €

Bien entendu, ces données ont été définies pour des unités de méthanisation en France métropolitaine, et il se peut que l'application sur l'île de la Réunion impose certaines difficultés supplémentaires pour l'analyse économique de notre filière. 

 

2.2. Coût d'exploitation

  • Digestion 

Afin de déterminer les coûts d'exploitation de la filière méthanisation, il est nécessaire d'évaluer le prix associé au fonctionnement du digesteur. Celui-ci est constitué principalement de la dépense électrique pour le brassage et le pompage des boues. La question posée est de savoir s'il est plus rentable d'acheter l'électricité destinée à ce fonctionnement ou d'utiliser celle produite par l'unité de valorisation de biogaz par cogénération. Avec un prix d'achat du kWh à EDF de 14,4 centimes d'euros et un prix de rachat de notre électricité par EDF à 18,4 centimes d'euros, il est plus judicieux d'acheter l'électricité pour faire fonctionner la filière et de vendre entièrement l'électricité produite par la méthanisation. 


Source : SOLAGRO, La digestion anaérobie des boues urbaines, 2001.

L'utilisation de l'électricité directement après la co-génération entraînerait un coût supplémentaire d'environ 3500€ par an. Les estimations des coûts pour les traitements en amont et aval du digesteur vont donc être faits avec un tarif d'achat de l'électricité. 

  • Traitements amont et aval 

​​Le calcul des coûts de l'exploitation en ce qui concerne la table d'égouttage ainsi que la presse à vis va être fait sur la base de leur consommation annuelle d'électricité en kWh. Cela nous donne le coût annuel suivant : 


 

  • Coût total d'exploitation

​​Le coût d'exploitation global se trouve en ajoutant à la consommation électrique précédente, la maintenance du digesteur, du biogaz, les éventuelles maintenances annexes ainsi que la conduite en elle-même. Cela nous revient à environ 48 000€ par an. 


Sources : SOLAGRO, La digestion anaérobie des boues urbaines, 2001. 

Ce coût d'exploitation de la filière de méthanisation est bien entendu à comparer avec le gain de vente d'électricité pour la cogénération ainsi qu'aux différentes valorisations possibles des boues. 

 

2.3. Économies réalisées par la digestion des boues de station

Le principal avantage de la digestion des boues de station d'épuration est d'une part la réduction importante de la masse sèche permettant une économie de valorisation par la suite ainsi que de transport, et d'autre part la stabilisation accrue de ce substrat. Le tableau suivant récapitule les économies effectuées grâce à la méthanisation des boues en ce qui concerne l'épandage, le compostage et l'incinération en comparaison avec les boues de station directement valorisées après déshydratation (siccité à 25%). 


Source : FNDAE, Le séchage solaire des boues : état actuel de l'art et retours d'expérience, document technique n°36, 2010.

Comme le prouve le tableau précédent, les écarts de coûts sont donc conséquents ce qui donne à la méthanisation un réel avantage pour le traitement des boues de station et leur valorisation par la suite.  

 

3. Analyse économique de la partie valorisation du biogaz

3.1. Valorisation par cogénération

3.1.1. Investissements et coûts d'exploitation

Nous souhaitons donner ici une idée des coûts d’investissements engendrés par l’installation de valorisation du biogaz que nous proposons. Nous utilisons les valeurs données par l’étude Record en 2009. Il faut bien noter qu’il s’agit d’ordres de grandeur qui sont susceptibles de varier par rapport à la situation réelle. Nous considérons que la durée de vie d’une exploitation est d’environ 15 ans.

Pour une puissance de 253 kWe le prix du groupe électrogène sera d’environ 1200 €/kWe. Cela comprend le moteur, le conteneur, l’armoire de contrôle et la station d’huile de lubrification. On ajoute en suite les coûts de raccordement au réseau électrique. Ils peuvent varier énormément en fonction des projets. Il est donc difficile de trouver des données. Nous prendrons, comme dans l’étude Record, une moyenne de 200 000 €. On estime le coût du génie civil à environ 30 000 €. Nous rajoutons ensuite 5% des investissements pour couvrir les imprévus et 5% pour les frais d’étude et l’assistance à maître d’ouvrage.

De plus, il est possible de demander des aides à des financeurs publiques (Ingremeau, 2014):

  • L’ADEME : elle dispose de deux fonds qui peuvent financer des projets de méthanisation : le fond déchets et le fond chaleur.
  • Les départements et les Régions : La plupart des Régions soutiennent le développement de la filière méthanisation avec des fonds qui proviennent en général des fonds européens FEDER et FEADER.
  • Les agences de l’eau : elles peuvent apporter un soutien pour la partie valorisation du digestat.

La conduite de l’installation se calcule sur la base d’une heure par jour à 30 €/h. La maintenance des moteurs, pour notre production d’énergie annuelle de 3 446 MWh est de 25 €/MWh. Cela comprends les consommables (l’huile de lubrification, les filtres, les bougies), la maintenance préventive, les entretiens annuels et l’entretien général (Couturier C, 2009). On ajoute enfin 1,5% des investissements, ce qui correspond aux montants des assurances.

3.1.2. Valorisation de l'électricité et de la chaleur

  • Calcul des revenus de la vente de l'électricité

L’électricité est revendue à EDF, ils sont obligés par la loi à nous la racheter. Le prix de rachat est calculé à partir de la puissance électrique du générateur et du pourcentage d’efficacité énergétique. C’est l’arrêté du 19 mai 2011 qui fixe les prix (ATEE/Club Biogaz, 2015). Nous bénéficions d’une majoration de 10 % du tarif de rachat de l’électricité car nous sommes dans un département d’outre-mer.

Comme notre puissance installée est de 657 kW, le tarif de base est de 11,79 c€/kWhél.

On ajoute les 10% de majoration des DOM : 12,97 c€/kWhél.

Notre rendement supérieur à 70% augmente cette valeur de 4.621 c€/kWhél à 17,24 c€/kWhél.

On multiplie par un coefficient de 1,06533 qui augmente toutes les années et on obtient comme tarif de rachat final 18,36 c€/kWhél.

Rapporté à notre production, cela représente un revenu annuel de 262 585 €.

Comme nous l'avons vu précédemment, la chaleur est transformée en électricité grâce à la micro-turbine ORC. Cela représente donc un surplus d'électricité à la vente. Ainsi, en ajoutant l'électricité récupérée sur la chaleur, on augmente le revenu annuel à 283 372  €.

  • Démarche pour le raccordement au réseau d'électricité

Le raccordement au réseau se fait selon une procédure bien précise. La démarche commence par une étude de faisabilité faite par le gestionnaire du réseau. Si elle démontre la faisabilité du raccordement, le gestionnaire du réseau présente une proposition technique et financière au producteur. Lorsque ce dernier est d’accord, les deux parties signent une convention de raccordement.

Le producteur demande ensuite le certificat d’obligation d’achat qui a pour but de certifier l'origine renouvelable de l’énergie.

Enfin, les deux parties signent un contrat de vente qui stipule les caractéristiques de l’installation et le dispositif de comptage (Couturier C. , 2009).

 

3.2. Valorisation du biogaz par production de Biométhane Carburant

Pour donner une estimation des investissements, de la conduite de l'exploitation et du revenu de la vente du biométhane, nous utilisons les estimations fournies par Astrade Méthanisation. On prend une production de biométhane de 45 Nm3/h.

On rappelle que les équipements nécessaires sont les suivants:

  • Désulfuration : oxydes de fer
  • Déshydratation : condenseur
  • Purification : procédé PSA
  • Torchère
  • Chaudière : EFLOX bas PCI
  • Odorisation THT
  • Station de distribution

Les investissements comprennent les frais d'étude, de mise en place des installations, de mise en service et de formation du personnel. On considère aussi que l’installation bénéficie d’une subvention à l’investissement de 20%.

Le biométhane est valorisé à 105 €/MWhPCS, soit 1,28€/L éq gas-oil.

 

4. Bilan économique

Grâce aux analyses précédentes, il est maintenant possible d'effectuer un bilan économique simple sur la filière de méthanisation.

4.1. Valorisation par cogénération

Le total des charges pour une année correspond à la somme des coûts d'exploitation de la digestion, du traitement des substrats et de la cogénération, auxquels s'ajoute l'amortissement des investissements. L'amortissement pour la partie digestion se fait pour une durée de vie de 20 ans, soit 37,5 k€/an, et pour la partie cogénération sur une période de 15 ans, soit 39 k€/an. L'ensemble des charges s'élève donc à 230 k€/an.

Le total des revenus de la vente d'électricité s'élève à 283 k€/an. On obtient ainsi un bénéfice net de 53 k€/an

 

4.2 Valorisation par production de biométhane

L'ensemble des charges s'élève ici à 366 k€/an tandis que les revenus de la vente du biométhane sont de 520 k€/an. On obtient ainsi un bénéfice net de 184 k€/an.

La production de biométhane s'avère plus rentable que la production d'électricité et de chaleur. Il faut cependant noter qu'aucun réseau de bus n'est à ce jour équipé de moteur au biométhane sur l'île de la Réunion. Les coûts de mise en place d'une telle filière serait donc à prendre en compte pour une approche globale.

Quel que soit le procédé de valorisation retenu, la digestion anaérobie des boues de la STEP divise par deux le volume de substrat déshydraté en fin de processus par rapport au volume des boues déshydratées. Cette diminution du volume de déchet à traiter permet de diminuer les charges du procédé de compostage. Il s'agit de l'un des principaux avantages de la méthanisation.

 

Bibliographie

ATEE/Club Biogaz. Tarifs 2011 et contrat d'achat d'électricité issue de biogaz, 2015, Février 25. http://atee.fr/biogaz/tarifs-2011-et-contrat-dachat-d%C3%A9lectricit%C3%A9-issue-de-biogaz

Astrade Méthanisation. Développement de projets biométhane-bioGNV, 2014

Chambre d'Agriculture Midi-Pyrénées, La méthanisation agricole - La fiche technique, Février 2010. URL : http://www.mp.chambagri.fr/IMG/pdf/METHANISATION.pdf​

Couturier, C. Techniques de production d'électricité à partir de biogaz et de gaz de synthèse, 2009. Record/Solagro.

FNDAE, Le séchage solaire des boues : état actuel de l'art et retours d'expérience, Document technique n°36, 2010. URL : http://www.fndae.fr/documentation/pdf/fndae_36_chap_5_6.pdf

Ingremeau, C. Accopagnement et aides financière aux projets de méthanisation sur le territoire français. ATEE/Club Bioga, 2014.

SOLAGRO - Agence de l'eau Adour-Garonne, La digestion anaérobie des boues urbaines - état des lieux, état de l'art, 2001, Imprimerie Ménard

Étude de la filière de compostage pour la valorisation des boues et du digestat

Insertion dans le projet global :

Le travail du binôme aura pour objectif de développer une plate-forme de compostage en couloir d'un mélange de boues et déchets verts et d'étudier les possibilités d'épandage du compost pour valoriser les boues de la station d'épuration. Nous comparerons une situation de compostage des boues et une situation de compostage d'un digestat et déchets verts, les digestats provenant du processus de méthanisation du trinôme.

Objectifs et méthodologie

Objectifs

Le projet du binôme consiste d'une part à développer une plateforme de compostage et d'autre part d'évaluer les possibilités d'épandage du compost produit dans le but de valoriser les boues de la STEP de Saint-Louis du Gol ou le digestat issu de la méthanisation étudiée par le trinôme.

Notre travail poursuit donc deux objectifs :

Objectif 1 : Développer une unité fonctionnelle de compostage en couloir d'un mélange de boues et de déchets verts avec une conduite optimale permettant d'obtenir un compost de composition connue.

Objectif 2 : Identifier les zones éligibles à l'épandage de compost et mettre en évidence parmi elles les zones les plus sensibles à l'épandage.

 

Méthodologie

Développer une unité de compostage en couloir fonctionnelle d'un mélange boues et déchets verts avec une conduite optimale afin d'obtenir un compost de composition connue

Dimensionner une unité de compostage

Déterminer le lieu d'implantation

Déterminer les infrastructures et la méthode d'aération

Dimensionner et estimer les coûts dans la mesure du possible

Modéliser le processus de compostage

Déterminer les processus intervenant dans la dégradation aérobie des deux substrats comparés

Établir un modèle permettant de connaître l'évolution des quantités de réactifs et des produits au cours du compostage ainsi que de déterminer les paramètres optimaux de fonctionnement (humidité, température, etc.) de la manière la plus précise possible

Utiliser le travail précédent pour mettre au point la conduite de la plate-forme

 

Identifier les zones éligibles à l'épandage du compost et mettre en évidence parmi elles les zones les plus sensibles du point de vue environnemental

Rechercher les contraintes réglementaires

Cartographier les zones éligibles

Mettre en évidence la sensibilité plus ou moins forte de ces parcelles selon leur pente

Détermination des parcelles éligibles à l'épandage de boues et de compost

1. Aspects législatifs caractérisant les parcelles éligibles à l'épandage

1.1 Réglementation concernant les boues de station d'épuration sans post traitement

  • Réglementation relative à la loi sur l'eau

Quelque soit leur siccité (et donc leur volume) l'épandage de l'ensemble des boues produites par la station d'épuration est soumis à autorisation, du fait d'une quantité d'azote correspondant supérieure à 10t/an.

  • Réglementation relative à la directive Nitrate :

Les boues directement issues de la station d'épuration ne peuvent être épandues sur des pentes supérieures à 7%.

  • Réglementation relative au classement ICPE

Pour les boues soumises à autorisation, l'épandage est interdit à moins de :

  • 100m des habitations
  • 35m des puits et forages, aqueduc libre, installations souterraines ou semi-enterrées utilisées pour le stockage des eaux.
  • 35m des berges pour les pentes inférieures à 7%
  • 200 m des zones de baignades et des plages
  • 500 m des zones conchylicoles et de piscicultures
     

1.2 Réglementation concernant le compost

La réglementation concernant l'épandage de compost est semblable à celle des boues, à cela près que la distance limite par rapport aux berges est de 35m pour l'ensemble des pentes inférieures à 20%, et que la distance limite d'épandage vis-à-vis des bâtiments est réduite : pour un compost issus d'installations ICPE, celle-ci est de 10m.

En tant que fertilisant de type I, le compost ne peut être épandu sur des pentes supérieures à 20%.

 

2. Cartographie des zones éligibles

On prend donc en compte les contraintes législatives précédemment mentionnées. De plus, on considère que les zones d'élevage (prairies) n'ont pas besoin d'apport de fertilisant du fait de la présence des animaux. De plus l'apport de boues sur les prairies ou les cultures fourragères nécessite des précautions particulières supplémentaires (délai de récolte). On retire donc les prairies et zones d'élevage des parcelles éligibles, et on souligne les précautions à prendre avec les cultures fourragères.

La cartographie a été réalisée à l'aide du logiciel QGIS. Nous avions à notre disposition les informations suivantes :

Nous obtenons ainsi les résultats suivant, synthétisés sur la carte ci-dessous :

 

Tableau réacapitulatif du nombre d'hectare éligible à l'épandage de boues et de compost

Ainsi, le relief de l'île fait que le compostage des boues permet de les valoriser sur près du double d'hectares.

Pour les boues comme pour les composts, le nombre d'hectares éligibles est largement suffisant pour permettre l'épandage de l'ensemble de la production tout en respectant les quantités maximales d'azote autorisées par an et par hectare (à savoir entre 170 et 350 kgN/ha/an selon la zone d'épandage).

En revanche, sans traitement des boues d'aucune sorte, le volume à valoriser (de l'ordre de 600 m3 par jour) implique un épandage d'environ 70 tonnes par hectare et par an sur l'ensemble des hectares éligibles. Ce tonnage est a priori trop important pour respecter l'ensemble des réglementations concernant l'épandage des boues.

Ces résultats montrent qu'il est cohérent de chercher à mettre en place ce type de pratique à la Réunion.

3. Implantation de la station

3.1 Aspect réglementaire

D'après l'arrêté du 22 avril 2008, version consolidée du 10 mars 2015 la plate-forme sera soumise au régime de l'autorisation car la production sera supérieure à 10 tonnes par jour (cf. partie dimensionnement).

En conséquence, la station devra respecter un certain nombre de règles pour son implantation :

  • Se situer à plus de 200 m de toutes habitations dans notre cas.
  • Se situer à plus de 35 m des puits et forages, aqueduc libre, installations souterraines ou semi-enterrées utilisées pour le stockage des eaux
  • Se situer à plus de 200 m des zones de baignades et des plages
  • Se situer a plus de 500 m des zones conchylicoles et de pisciculture
     

3.2 Localisation

Les contraintes législatives nous autorisent à installer la plate-forme avec la station d'épuration dimensionnée par le premier binôme, et l'installation de méthanisation étudiée par le trinôme. Cela limiterait le transport dans le cas du compostage des digestats issus de la méthanisation.

 

Bibliographie

  • Arrêté du 22 avril 2008, version consolidée du 10 mars 2015 fixant les règles techniques auxquelles doivent satisfaire les installations de compostage soumises à autorisation en application du titre Ier du livre V du code de l'environnement, consultable sur http://www.legifrance.gouv.fr/
  • CA Réunion, Mission de valorisation des déchets - Essais de cartographie d'aptitude des sols à l'épandage sur la zone comprise entre Etang-Salé et Petite-île, 2002
  • Chabalier P-F, Van de Kerchove V., Saint Macary H., Guide de la fertilisation organique à la Réunion, 2006

Dimensionnement de la plate-forme de compostage

Dans cette partie, nous procéderons à un dimensionnement ainsi qu'une analyse économique de la plate-forme de compostage des boues d'épuration de la station d'épuration de Saint-Louis du Gol.

Evaluation de la production de déchets à composter

Dans l'optique de création d'une filière de valorisation des boues par compostage, avant tout calcul, il est nécessaire d'effectuer une analyse préliminaire des différents gisements de déchets (boues et structurant). Cette analyse permet d'estimer la faisabilité d'une telle filière et d'en déduire une première approche de dimensionnement.

1. Evaluation de la quantité de boues à composter

La quantité de boues produite par la STEP de Saint-Louis du Gol est liée à la quantité d'eau traitée ainsi qu'au type de traitement choisi. Dans ce cas, la STEP est dimensionnée pour 80 000 EH et procède à un traitement en boues activées de type lagunage aéré.

A l'issue d'une modélisation des processus de traitement des eaux, la production journalière de boues est estimée à 4,08 tMES soit 4,08 tMS/j en considérant que la majorité de la matière sèche est insoluble.

Au niveau de notre plate-forme, on suppose que ces boues arrivent préalablement séchées, et présentent une siccité d'environ 25%.

2. Evaluation de la quantité de déchets verts nécessaires au compostage des boues

2.1. Quantité de déchets verts à composter

Au niveau de notre plate-forme, les déchets verts jouent le rôle de structurant. Afin de choisir les ratios volumiques de boues et de structurant, nous nous sommes rapportés aux ordres de grandeur proposés par l'ouvrage de M.Mustin (cf Mustin M. ,1999). Ce rapport est évalué à 1:2,5 pour des boues à 25% de siccité et des déchets verts à 50% de siccité. On retrouve cette valeur dans les ouvrages de l'ADEME (cf ADEME, 2005).

En plus de ces déchets verts sont ajoutés les refus du criblage du compost mûr, qui une fois séparés du compost sont réinjectés dans le mélange boues/déchets verts. Ce refus est estimé à 3% de la masse brute de boues, ce qui est négligeable pour l'estimation des besoins en déchets verts pour le compostage.

Ainsi on obtient par calcul un volume de déchets verts bruts journalier nécessaire au compostage des boues de 102 m3, en considérant des déchets verts ayant une masse volumique de 0,1 tMB/m3 et une siccité de 50%. Cela représente donc un besoin annuel de 37 230 m3. En raisonnant en tonne de matière brute, on a donc un besoin journalier de 10,2 tonnes et annuel de 3 723 tonnes. Connaissant les besoins en déchets verts, il est nécessaire d'évaluer le gisement de déchets verts sur l'île de la Réunion, afin de voir s'il est capable de subvenir à ces besoins.

2.2. Etude de la nature du gisement de déchets verts disponible pour le compostage

En étudiant la quantité de déchets verts collectés chaque année sur la Communauté Intercommunale des Ville Solidaires (CIVIS) dont la ville de Saint-Louis fait partie, on obtient pour l'année 2011 les résultats suivants (cf Sinoe, 2011) :

  • 31 006 tonnes de déchets verts et biodéchets par an
  • soit 178 kg/hab/an

Cette valeur est sensiblement supérieure à la moyenne nationale de 52 kg/hab/an, ce qui peut s'expliquer par plusieurs raisons. Tout d'abord, le climat tropical et l'habitat pavillonnaire très développé sur l'île entraîne une production de biomasse domestique sensiblement plus importante. De plus, la fréquence importante des cyclones et des tempêtes tropicales entraîne des fortes productions ponctuelles de déchets verts.

Sur ces 178 kg/hab/an, 76% de ces déchets verts collectés sont valorisés (en considérant que le broyage est une filière de valorisation), soit 23 443 tonnes annuelles (cf tableau ci-dessous)

Nature du traitement des déchets verts sur la CIVIS
(Source : INDDIGO, 2011)

De plus, le PDEDMA prévoir une hausse de la production de déchets verts de 6,5% entre 2015 et 2020 (cf INDDIGO, 2011). La volonté du PDEDMA concernant la gestion de ces déchets verts est de valoriser 100% des déchets verts à l'horizon 2020.

Ainsi, les déchets verts collectés enfouis ou brûlés qui représentaient en 2011 près de 7 300 tonnes et dont la quantité tendrait à augmenter à l'avenir, permettraient amplement de répondre aux besoins de notre plate-forme de compostage. De plus, ces chiffres ne prenant en compte que les déchets collectés, il sera juste nécessaire d'adapter le réseau de collecte existant afin qu'il approvisionne la plate-forme de compostage.

 

Bibliographie

Mustin M. (1999) Le compost : Gestion de la matière organique, Editions François Dubusc – Paris, 954 p

ADEME (2005) Impacts environnementaux de la gestion biologique des déchets : Bilan des connaissances, 331 p

INDDIGO (2011) PDEDMA : Projet de plan révisé d’élimination des déchets ménagers et assimilés du département de la réunion, Conseil Général de la Réunion, 126 p

Sinoe (2011) Fiche de synthèse de la collectivité du CIVIS : Production annuelles de DMA, La Réunion, 2 p

 

Dimensionnement de la ligne de production

1. Dimensionnement de la ligne de production de compost des boues d'épuration

1.1. Réception des matières premières

  • Réception

Lors de la réception des matières premières au niveau de la plate-forme, il est indispensable de procéder à une pesée des produits entrants. Cette pesée se fait au niveau d'un pont-bascule, et présente l'intérêt de s'appliquer à tous les types de déchets entrants sur la plate-forme.

L'objectif est alors de relever sur bordereau :

  • le volume ou le poids du chargement
  • l'identification du véhicule
  • la nature et l'origine du chargement

Un prélèvement d'échantillon est aussi effectué pour subir des analyses laboratoires, respectant les démarches qualité décrites dans les normes NF 44-095.

Ces différentes informations remplissent un double objectif de traçabilité. Elles permettent à la fois de gérer les quantités de flux entrants ainsi que de contrôler la qualité des déchets afin d'assurer une qualité optimale du compost en sortie.

  • Stockage des boues

Une fois réceptionnées, les boues sont déchargées dans une trémie de stockage couverte et ventilée afin d'éviter toute nuisance olfactive. Les boues sont ensuite pompées depuis la trémie jusqu'au mélangeur, ce qui permet d'éviter tout contact direct entre les boues et les opérateurs.

Elle fait donc $3\times14=42 m^3$, de 1 m de hauteur, et de surface au sol $6\times7=42m^2$.

  • Stockage des déchets verts bruts

Le stockage des déchets se fait en 2 temps. Une première aire de stockage abritée permet de stocker les déchets verts bruts. D'après les résultats obtenus dans l'étude des gisements de déchets, nous nous basons sur un flux d'entrée moyen journalier de 87,5 m3 de déchets verts bruts. Cependant, compte tenu des fortes variations journalières relatives à la fréquence de collecte et des variations saisonnières relatives à l'occurence de cyclones (cf ADEME, 2001) il est nécessaire de prévoir des volumes variant du simple au quintuple (cf INDDIGO, 2011).

Pour cette raison, nous décidons de dimensionner la surface de stockage des déchets verts pour une production égale à 5 fois le flux d'entrée moyen journalier attendu, soit 437,5 m3.

Avec des andains de taille standard recommandée par l'ADEME (Hauteur = 2 m, Largeur = 4 m), et en prenant en compte la surface à réserver pour les manoeuvres et la circulation, on obtient une surface de stockage des déchets bruts de 300 m2 environ.

1.2. Broyage des déchets verts et stockage

Les déchets verts étant pour la plupart trop gros pour être mélangés tels quels aux boues d'épuration, il est nécessaire de les broyer afin d'obtenir des déchets verts de diamètre acceptable ($\varnothing < 10cm$). De plus, le broyage permet aussi une réduction de volume conséquente, ce qui permet de lisser les variations de flux de déchets verts en entrée.

Concernant le type de broyeur, on priviliégie un broyeur à marteaux. Les broyeurs à marteaux, par rapport aux gyrobroyeurs ou aux broyeurs à couteau, présentent en effet une bonne tolérence aux impuretés, une bonne capacité de défibrage favorisant la dégradation des matières ligneuses ainsi qu'un système mécanique permettant de prévenir les éventuels bourrages (cf ADEME, 2001). Ils sont donc les plus pertinents à utiliser à échelle industrielle.

Le choix de la puissance du broyeur se fait ensuite en fonction du volume de broyat que l'on souhaite obtenir.

Pour le cas d'un broyeur affecté à notre seule unité, il est recommandé de ne pas dépasser 700 h/an d'utilisation. Les broyeurs à marteaux ne présentant pas des débits inférieurs à 30 m3/h, on choisit donc un broyeur de 30 m3/h d'une puissance de 200 kW. Ce léger surdimensionnement permettra d'anticiper les tonnages risquant d'évoluer au cours de la durée de vie de la plate-forme.

Le broyat est ensuite stocké sur une aire de stockage couverte. En respectant les mêmes dimensions pour les andains et en visant une surface permettant de stocker 5 fois le volume journalier moyen de déchets verts, on obtient une aire de stockage de 200 m² environ.

1.3. Mélange et convoyage vers les casiers de compostage

Le broyat de déchets verts et les boues sont ensuite mélangés dans un mélangeur de compostage.

On part de l'hypothèse que la quantité de mélange à traiter quotidiennement doit pouvoir être mélangée en 1/2 journée, afin de faciliter la logistique. Idéalement, le mélangeur aura une cuve de 10 m3 et un moteur de 85 kW présentant un débit de 30 m3 mélange/h, ce qui permet de traiter la production journalière en 2 heures environ.

1.4. Gestion du compostage

  • Gestion en lots

La suite de la conduite de la plate-forme va être dictée par l'exigence de traçabilité stricte liée à l'homologation du compost en tant que produit normalisé. En effet, il est indispensable de gérer l'ensemble du processus de compostage en différents lots, physiquement identifiables tout au long du processus. Il doit être possible de pouvoir faire le lien entre les caractéristiques des déchets entrants, les traitements qu'ils ont suivi et les caractéristiques du compost en sortie.

Toujours dans un souci de logistique, chaque lot représente la production de 7 jours de boues. En appliquant les principes généraux de la méthode Beltsville (cf Mustin, 1999), le compost subit les opérations suivantes :

  • Une phase active de 5 semaines en casiers couverts comprenant
    • 3 semaines de fermentation en ventilation forcée
    • 2 semaines de maturation en ventilation forcée
  • Une phase de finition de 2 semaines en casiers couverts

On construit un casier pour chaque semaine du processus, de telle sorte que l'on puisse suivre facilement l'évolution de chaque lot (voir taleau ci-dessous).

Conduite des lots de compost le long du processus de compostage

De cette façon, chaque semaine et de façon continue, un nouveau lot est envoyé vers le criblage puis l'aire de stockage de compost final.

Les casiers de fermentation/maturation sont dimensionnés pour recevoir des volumes de 400,0 m3 de mélange. Les andains ne devant pas dépasser 3 m de hauteur, les casiers ont une capacité de 432 m3, avec 18 m de long, 8 m de large et 5 m de haut (la hauteur maximale de l'andain plus 2 m pour permettre la manipulation des andains).

L'emprise au sol totale des casiers de fermentation/maturation est donc de 864 m² arrondi à 870 m², en prenant 20% de surface en plus nécessaires à la circulation.

Parallèlement, les casiers de finition accueillent des andains dont le volume a diminué de 42,2% selon les résultats de la modélisation. Pour accueillir les andains de 231 m3, ils ont donc une capacité de 240 m3 avec 10 m de long, 8 m de large et 5 m de haut.

L'emprise au sol totale des casiers de finition est comme précédemment estimée à 192 m² arrondie à 200 m².

  • Système d'aération des andains et suivi du taux d'O2

Le système de conduite que nous avons choisi pour la plate-forme de compostage est un système de compostage "intensif" reposant sur l'aération forcée des andains. Ce type d'aération se justifie par le fait que le compostage est effectué en partie sur des boues, substrat hautement fermentescible (cf Mustin, 1999). De plus, l'aération forcée choisie est positive. Ce choix est motivé par le fait que l'aération par aspiration présente trop d'inconvénients, parmi lesquels une circulation hétérogène de l'O2 (cf Technique de l'ingénieur, 2010) et une perte de vitesse de l'air significative. L'aération forcée par insuflation présente comme inconvénient une diminution de la température au niveau des buses d'aération mais on suppose que les températures moyennes élevées et relativement constantes de la Réunion permettent de négliger cette variation.

Pour notre modélisation des processus de compostage, nous avions imposé une aération de 1 m3/tMS0/min d'air mais cette aération étant près de 100 fois supérieure à la consommation d'O2 effectivement observée au cours de la modéliation, nous avons décidé de prendre une aération moyenne continue de 0,5 m3/tMS0/min d'air. D'après la bibliographie (cf Mustin, 1999), la phase de fermentation consomme 90% de la demande en O2 totale tandis que la phase de maturation consomme les 10% restants. On obtient les débits suivants :

Sur les 3 premières semaines de fermentation, il sera nécessaire d'apporter 2440 m3/h et sur les 2 semaines de maturation seulement 680 m3/h. Sachant qu'il est conseillé de surestimer l'apport d'air de 30% environ par rapport aux débits calculés (cf Mustin, 1999), nous avons décidé de prendre une pompe délivrant un débit horaire de 3 200 m3/h.

De plus, en estimant une perte de charge moyenne de 125 cm C.E. causée par le réseau de tuyaux et par les pores de l'andain, on choisit en conséquence d'installer pour chacun des 5 casiers de phase active une pompe de 12 CV de puissance.

  • Finition

A l'issue des 5 semaines de phase active, les andains sont déplacés vers les casiers de finition. Cette phase permet principalement de récupérer et de traiter les lixiviats, ainsi que de permettre un éventuel séchage passif des andains.

  • Suivi de l'humidité et arrosage des andains

La modélisation que nous avons utilisée se base sur l'hypothèse que l'humidité de l'andain est de 70% et reste constante tout au long de la phase active. Dans notre modèle, nous avons modélisé la variation de l'eau due à la production d'eau et à la vaporisation sans prendre en compte la perte par lixiviats. Ces derniers sont réinjectés directement dans l'andain. Le bilan obtenu est négatif. On ajoute donc la quantité d'eau manquante dans l'andain.

L'eau nécessaire est prélevée dans le bassin de lagunage de traitement des lixiviats et de récupération des eaux pluviales.

1.5. Criblage et stockage du compost mature

  • Criblage

Après l'étape de finition, il est nécessaire de cribler le compost afin de séparer les éléments grossiers ($\varnothing < 10cm$) du compost final. Ces éléments grossiers une fois séparés sont renvoyés dans le mélangeur afin de compléter le volume de structurant initial. Par andain, ces éléments grossiers représentent moins de 2% du volume de l'andain, soit 3,4 m3.

Pour le choix du cribleur, celui-ci doit se faire en fonction du volume des andains à trier ainsi que du temps alloué à cette activité, recommandé à 40 h d'utilisation annuelle pour une plate-forme traitant 10 000 tonnes de déchets par an.

Sur notre plate-forme, on a :

Dimensionnement du crible
(Source : ADEME, 2001)

Ainsi, le cribleur choisi est un cribleur de 16,5 kW criblant à un débit variant de 10 à 35 m² selon le type de produit. En supposant que notre produit est débarrassé de ses pricipaux éléments grossiers en amont du criblage, on peut se placer dans un intervalle compris entre 20 et 35 m3/h. De plus, notre plate-forme traitant environ 9700 t de déchets bruts annuellement, on peut dès lors raisonnablement comparer les valeurs de notre plate-forme avec celles fournies par l'ADEME. On observe alors que l'intervalle de durée d'utilisation du cribleur recoupe précisément celui recommandé.

  • Stockage

Le stockage du compost fini se fait sur une aire de stockage couverte, par andain. Le stockage est effectué à partir du principe que le compost est amené à être épandu de façon saisonnière (cf Bonneau J., 1994). L'aire de stockage doit donc pouvoir stocker jusqu'à 6 mois de compost mûr, soit 42 andains.

Cette surface de stockage est estimée à 3200 m².

2. Analyse économique de la plate-forme de compostage

Dans un dernier temps, nous avons tenté d’effectuer une analyse économique du fonctionnement de notre plate-forme de compostage. Cependant, ce genre d’informations n’est pas rendu public par les exploitants de plate-forme, et il a donc été difficile de proposer une analyse fiable et précise. Nous proposons donc ici une analyse économique générale.

2.1. Estimation des coûts d'investissement et de traitement

D'après la bibliographie (cf Fig ci-dessous), il existe une corrélation significative entre le coût d'investissement et la capacité en EH pouvant traiter la plate-forme de compostage.

Corrélation entre le coût d'investissement et la capacité en EH
(Source : Agence de l'eau, 2007)

 

De fait, d'après la courbe de corrélation, notre plate-forme de compostage se situerait autour de : 3000000 € d'investissements. Parmi les plate-formes étudiées par l'Agence de l'eau, c'est la plate-forme de Traffeyère qui correspond le mieux à notre plate-forme de compostage, avec les caractéristiques suivantes :

Caractéristiques de la plate-forme de Traffeyère (38)
(Source : Agence de l'eau, 2007)

 

Cette plate-forme présente les mêmes capacités de traitement et présentent des volumes traitables similaires, avec le même processus de fermentation en casiers fermés même si le traitement des odeurs diffère de celui de notre plate-forme de compostage. Néanmoins, on peut raisonnablement affirmer que les coûts d'investissement et les coûts de traitement présentent les mêmes ordres de grandeur.

Il est cependant nécessaire de discuter ces valeurs. En effet, le coût de la vie et des matériaux n'étant pas le même en métropole et à la Réunion, on peut supposer que les coûts d'investissement de notre plate-forme soient plus élevés.

2.2. Estimation des recettes

Les recettes d'une plate-forme de compostage sont de 2 types :

  • Facturation des apports de déchets
  • Vente du compost

La facturation des apports de déchets constitue 70% à 90% des recettes et varie entre 30€/t et 60€/t de boues traitées (cf ADEME, 2001). La vente du compost quant à elle ne représente que 12 % environ du coût de traitement, et oscille autour de 6€/t de déchets traités. Ces chiffres sont relativement bas en comparaison des coûts de traitement, mais peuvent être compensés par des subventions.

Cependant, il est intéressant de remarquer que dans le cas de notre plate-forme de compostage, les boues sont apportées directement sur la plate-forme et ne proviennent pas d'un client extérieur (sauf changement dans la conduite de la plate-forme). Dès lors, les coûts de traitement des boues par compostage ne représenteraient donc plus une source de revenus, mais plus une alternative à un traitement des boues résiduaires éventuellement plus coûteux tel que l'incinération ou l'enfouissement.

Bibliographie

Bonneau J. (1994) Amélioration d’une ligne d’affinage de compost sur l’usine de Saint-Malo (35)

ADEME (2001) Guide technique : la gestion des déchets verts, 143 p

INDDIGO (2011) PDEDMA : Projet de plan révisé d’élimination des déchets ménagers et assimilés du département de la réunion, Conseil Général de la Réunion, 126 p

Techniques de l’ingénieur (2010) Emissions gazeuses et traitement de l’air en compostage, g1925, 19 p

Agence de l'eau (2007) Références de coûts pour la construction d'ouvrages de traitement des boues de station d'épuration, AERMC, 20 p

Dimensionnement des procédés de traitement des effluents

La plate-forme de compostage rejette des quantités importantes d'effluents, qu'il est nécessaire de traiter afin de respecter les normes environnementales et olfactives prescrites par la réglementation des ICPE. Ces effluents sont liquides et gazeux, et il est dès lors nécessaire de mettre en place des traitements spécifiques pour chaque type d'effluent.

1. Traitement des effluents liquides par lagunage naturel

Les effluents liquides à traiter au niveau de la plate-forme de compostage sont de 2 types : les lixiviats issus du procédé de compostage et les eaux de ruissellement. Ces effluents sont principalement chargés en polluants organiques et en NH4+ issus de la dégradation de la matière organique. Afin de traiter cette pollution, nous choisissons un traitement des effluents par lagunage naturel.

1.1. Dimensionnement des flux de liquide en entrée

Pour estimer les flux de liquide en entrée, nous avons émis l'hypothèse que ces flux sont issus de 2 principales sources :

  • Les eaux de procédé issues de la lixiviation au sein des andains
  • Les eaux de voirie issues du ruissellement de l'eau de pluie sur les voies de circulation

Pour les eaux de procédé, le flux d'émission a été fixé à la valeur de 50 L/tMB0 considérée comme un ordre de grandeur fiable dans le cas d'un compost en bâtiment (cf ADEME, 2005). Les valeurs de charge sont quant à elles choisies en prenant l'estimation haute des valeurs présentées par la bibliographie.

Concernant les eaux de voirie, on suppose que les eaux de voirie claires représentent 90% des eaux de voirie totales, le reste étant constitué des eaux procédé. Le débit de ces eaux de ruissellement est estimé à partir de la pluie de référence journalière de 24 mm/j imposée par l'arrêté préfectoral du 18 novembre 2013 relatif à la mise en conformité de la STEP de Saint-Louis du Gol.

On obtient alors une charge journalière d'environ 130 kgDCO/j et une charge en entrée de Se=712 gDCO/m3.

On suppose ensuite que le rendement d'abattement de la DCO est de 95% (rendu possible par l'aération prolongée) et on obtient donc une charge journalière en sortie de 6 kgDCO/j et une charge en sortie de Ss=36 gDCO/m3.

1.2. Dimensionnement du bassin de lagunage

Afin de traiter cette pollution principalement organique, nous avons décidé de procéder à un lagunage naturel (cf Bessière, 2014). Ce type de traitement est justifié par le fait qu'il est énergétiquement peu coûteux, qu'il nécessite peu d'entretien et qu'il est bien adapté à des effluents présentant des charges faibles, ce qui est notre cas. De plus, ce traitement présente une désinfection particulièrement importante (avec des abattements de l'ordre de 4 log) dans des climats chauds tels que celui de la Réunion (cf Technique de l'ingénieur, 2014).

Pour effectuer le dimensionnement, on pose l'hypothèse que le lagunage naturel s'apparente à un processus à boues activées continu sans recyclage. Le bassin de lagunage se compose de 3 sous-bassins permettant de traiter la pollution organique et la pollution azotée (voir schéma ci-desssous).

Schéma de fonctionnement général d'un lagunage naturel
(Source : Technique de l'ingénieur, 2014 )

  • Bassin de traitement de la pollution organique

Dans ce cas, afin de calculer le volume du bassin, on calcule tout d'abord la concentration en biomasse maintenue :

   $X=\frac{Y_{x/s}\times (S_{e}-S_{s})}{1+K_{d}\times \theta_{H}}$

-On choisit $Y_{x/s}=0,45\:gMVS/gDCO$ la production de biomasse standard et $K_{d}=0,06\:j^{-1}$ le coefficient de mortalité des microorganismes qui sont des valeurs standards mesurées à 20°C. Du fait du climat tropical de l'île de la Réunion ainsi que de la faible variabilité de la température au cours des saisons, on peut supposer que ces paramètres changeront relativement peu au cours du temps.
-Par ailleurs on choisi $\theta_{H}=20\:j$ l'âge des boues correspondant à un traitement en aération prolongée

On obtient une concentration maintenue en biomasse X de 138,3 gMVS/m3.

On calcule ensuite la charge massique Cm :

   $Cm=\frac{1/(\theta_{H}+K_{d})}{Y_{H}}$

On obtient une charge massique Cm de 0,17 kgDCO/kgMVS/j. Le volume est ensuite calculé à partir de la concentration en biomasse et de la charge massique :

   $V=\frac{Q\times(S_{e}-S_{s})}{Cm \times X}$

On obtient alors un volume de 5219 m3 arrondi à 5220 m3. En prenant une hauteur de 1 m, on a donc une surface de bassin de 5220 m2. Cette hauteur d'eau permet d'éviter l'apparition de végétaux supérieurs pouvant éventuellement entrer en compétition avec les microphytes

  • Bassin de traitement de la pollution par nitrification/dénitrification

Une fois la pollution organique traitée, il est important de traiter la pollution azotée avant de rejeter les effluents dans le milieu naturel.

Pour cela, un second bassin de traitement est nécessaire. On peut calculer le temps de séjour des boues minimum afin d'avoir un abattement optimal de la pollution azotée. On a :

   $\theta_{min}=\frac{1}{(\mu_{N,max}-K_{d,N}}$

avec $\mu_{N,max}=0,65j^{-1}$ le taux de croissance et $K_{d,N}=0,05j^{-1}$ les données stoechimétriques et cinétiques à 20°C des bactéries nitrifiantes et dénitrifiantes (cf Yolaine).

On a $\theta_{min}=1,6\:j$. On choisi donc de prendre un $\theta=6\:j$ trois fois supérieur au $\theta_{min}$ afin d'assurer le traitement de la pollution azotée.

Le volume du bassin de traitement de la pollution azotée est calulé comme étant 3 fois moins important que le bassin de traitement primaire comme le suggère la bibliographie (cf Technique de l'ingénieur, 2014), soit de 1800 m3, ce qui en gardant la même profondeur que pour le bassin de traitement primaire donne une surface de 1800 m2.

  • Bassin d'affinage

Ce 3e bassin de traitement est principalement un bassin d'affinage. Il permet aussi de maintenir l'efficacité du traitement lors du dysfonctionnement d'un des 2 bassins de traitement ou lors de leur entretien.

D'après le même calcul effectué précédemment, ce bassin doit idéalement présenter un volume de 1800 m3 et donc une surface de 1800 m2.

Ce bassin d'affinage porte le système de traitement des effluents liquides à une emprise au sol de 8800 m2. Ce chiffre est conséquent par rapport à la taille totale de la plate-forme, mais s'explique par les temps de séjour relativement élevés spécifiques à un tel traitement. De plus, il se justifie pleinement car il permet de stocker le volume d'eau nécessaire pour l'humidification des andains et présente une fonction de tamponnement particulièrement pertinente dans une zone soumise à des fortes précipitations telles que celles rencontrées à la Réunion.

2. Traitement des effluents gazeux par biofiltration

Au cours du processus de compostage, un certains nombre de composés gazeux sont rejetés vers le milieu extérieur. Parmi ces composés, certains présentent peuvent présenter des nuisances olfatctives pour les employés de la plate-forme voire pour les riverains. Il est dès lors nécessaire de les traiter. Notre choix s'est porté sur un biofiltre à compost.

2.1. Quantification des effluents gazeux à traiter

Afin de quantifier au mieux les effluents gazeux à traiter à traiter le biofiltre, nous nous sommes principalement basés sur les résultats du modèle. En effet, notre modèle nous a permis de calculer l’émission du principal effluent gazeux produit au cours du compostage, à savoir le NH3. La valeur obtenue est de 4526 gNH3/tMS0, valeur comprise dans l’intervalle d’émission estimé par l’ADEME à des valeurs supérieures à 4100 gNH3/tMS0

Les composés organiques volatils (COV) forment l’autre principale source de nuisances olfactives. La valeur d’émission de ces derniers est très variable (entre 1 et 10 kg/tMS0 de COV émis tout au long du processus cf ADEME, 2012). Nous avons retenu la valeur de 3000 gCOV/tMS0 qui est celle présentée comme valeur d’émission maximale pouvant être prise en compte dans un calcul de cycle de vie d’une station de compostage. (cf ADEME, 2012).

Les autres gaz présentant des nuisances olfactives potentielles sont le H2S et le CH4. Les valeurs d’émission retenues sont celles présentées par l’ADEME pour un compostage de boues d’épuration d’une durée de 4 à 6 semaines, ce qui est relativement proche de notre situation. L’ensemble de ces valeurs ont été reportées dans le tableau ci-dessous :

Valeurs d’émissions de gaz choisies pour le dimensionnement du biofiltre

Il est à noter la grande variabilité de ces valeurs d’émission. En effet, elles sont directement fonction de la conduite du compostage. Ainsi, un compost mal aéré va avoir tendance à rejeter beaucoup plus de composés olfactifs, puisque ceux-ci sont principalement issus des fermentations anaérobies.

2.2. Dimensionnement du biofiltre

A partir de ces valeurs d’émissions, nous avons dimensionné un biofiltre permettant de traiter cette pollution.

Schéma de fonctionnement d’un biofiltre
(Source : Technique de l’ingénieur, 2010)

Le principe du biofiltre consiste à forcer le passage du gaz à traiter à travers un matériau de garnissage colonisé par des micro-organismes en maintenant un taux d’humidité constant. Le choix du compost comme matériau garnisseur a été motivé par plusieurs raisons. Tout d’abord, son coût d’achat faible puisqu’il est produit directement sur place. Ensuite, le compost présente une richesse en nutriments nécessaires au développement de micro-organismes intéressant puisqu’elle permet de s’affranchir d’un apport supplémentaire en nutriments au niveau du biofiltre.

L’estimation des dimensions du biofiltre est ensuite résumée dans le tableau ci-dessous :

Résultats du dimensionnement de la biofiltration des effluents gazeux issus de la phase active du compostage
(Source : Technique de l’ingénieur, 2010, RECORD, 2006)

Le volume du biofiltre est obtenu en effectuant le calcul suivant :

   $V=\frac{Q_{g}\times (S_{ge}- S_{gs})}{CE}$

Ainsi, on observe qu’avec un biofiltre de 410 m3 à travers lequel on injecte 30 000 m3/h d’air, il est possible de traiter l’ensemble des émissions gazeuses produites par les 5 andains de phase active présents sur la plate-forme.

On peut toutefois nuancer ce calcul, en précisant que la capacité d’élimination est une valeur moyenne arbitraire, et que le rendement choisi est fonction de la qualité du compost introduit dans le biofiltre. Il est aussi possible d’observer une baisse du rendement au cours du temps. Cette baisse est due en majeure partie au phénomène de tassement que l’on peut observer lors de l’emploi de matériaux de garnissage organiques tels que le compost. Ce phénomène implique une durée de vie faible du biofiltre, inférieure à 5 ans.

 

Bibliographie

ADEME (2005) Impacts environnementaux de la gestion biologique des déchets : Bilan des connaissances, 331 p

Bessière Y. (2014) Cours d’introduction au traitement des eaux : de la production d’eau potable à l’épuration des eaux usées, INSA Toulouse, 94 p

RECORD (2006) Pollution olfactive, sources d’odeurs, cadre réglementaire, techniques de mesure et procédés de traitement – Etat de l’art, 237 p

Techniques de l’ingénieur (2010) Emissions gazeuses et traitement de l’air en compostage, g1925, 19 p

Techniques de l’ingénieur (2014) Traitement des eaux résiduaires des agglomérations – Filières extensives, c5223, 37 p

ADEME (2012) Programme de recherche de l’ADEME sur les émissions atmosphériques du compostage : Connaissances acquises et synthèse bibliographiques, 243 p

Modélisation des processus de compostage

Nous nous intéressons ici aux processus biochimiques mis en jeu lors du compostage.

Nous cherchons d'abord à connaître les différents processus impliqués et leur importance avant de les traduire sous forme d'équations qui seront implémentées sous le logiciel R.

Présentation des processus de compostage mis en jeu

1. Le processus de compostage

1.1 Définition générale

Le compostage, aussi appelé digestion aérobie, est un procédé biologique de dégradation de la matière organique. Dans sa thèse, Remy Albrecht précise cette définition en citant le travail de Francou et définit le compostage comme "un processus contrôlé de dégradation des constitutants organiques d'origine végétale et animale, par une succession de communautés microbiennes évoluant en conditions aérobies, entraînant une montée en température et conduisant à l'élaboration d'une matière organique humifiée et stabilisée. Le produit ainsi obtenu est appelé compost".

Le processus de compostage peut être vu comme une intensification du processus naturel d'humification des résidus organiques en substances humiques (Albrecht, 2007).

 

1.2 Mécanisme réactionnel et paramètres d'intérêt

  • Mécanisme réactionnel

 

Schéma simplifié du mécanisme réactionnel mis en jeu lors du compostage
(Source : présentation de G.Debenest, Travaux de F.Hénon, A.Pujol, 2015)

La dégradation de la matière organique lors du compostage se traduit d'abord par une hydrolyse, puis par une dégradation biochimique des composés lysés. Ces réactions entrainent la formation de CO2, de chaleur et d'eau. L'étape d'hydrolyse dépend essentiellement des caractéristiques physico-chimiques de l'andain (porosité, humidité, granulométrie).

On distingue deux phases au cours du processus de compostage.

La phase de stabilisation est une phase dite thermophile du fait de la montée en température importante qui peut atteindre 80°C. Lors de cette phase, les bactéries décomposent la matière organique facilement biodégradable comme les sucres solubles ou les protéines et dégradent progressivement les matières plus réfractaires comme la cellulose. Cette phase dure environ 1 mois.

La phase de maturation est dite mésophile. La température dans l'andain diminue progressivement et la maturation se fait pour des températures autour de 20-30°C. La microflore composée de bactéries et de champignons (essentiels pour dégrader la lignine notamment) transforment les composés présents dans le compost en substance humiques stables.
Cette phase peut être plus ou moins longue. Elle peut être suivie d'une période de finition, comme nous avons choisi de le faire. En effet, on considère que la maturation touche à sa fin lorsque le compost ne présente plus d'effet phytotoxiques. Or, cela ne dépend pas que du temps accordé à cette phase. Plusieurs facteurs entrent en compte et les tenants et aboutissants sont encore mal maîtrisés. L'innocuité du compost vis-à-vis des plantes est déterminée par des tests.

Le processus de compostage s'accompagne d'une consommation de dioxygène importante qu'il faudra pourvoir afin de rester en conditions aérobies. L'apparition de zones anaérobies lorsque l'O2 n'est pas disponible en quantité suffisante est à l'origine d'émissions de méthane et de dihydrogène de soufre.

La granulométrie du substrat et son évolution va donc également jouer un rôle lors de l'étape de dégradation microbienne car elle influence la porosité de l'andain et par conséquent son aération. Les processus physiques existants au sein de l'andain (évolution de la porosité, phénomènes de diffusion de l'O2, variations de températures) sont toutefois difficiles à contrôler et à modéliser.

 

  • Paramètres d'intérêt :

Plusieurs paramètres sont intéressant à mesurer lors du suivi du processus de compostage, notamment le taux de dioxygène lacunaire, la température, l'humidité, le pH ou le rapport C/N. Au cours du compostage, le pH varie peu et n'est en général pas un bon indicateur à lui seul de l'évolution du processus.

Le taux de dioxygène et l'humidité sont des paramètres important à contrôler, puisqu'ils jouent un rôle direct sur la vitesse de dégradation de la matière organique par la flore microbienne. Toutefois ils ne permettent pas un suivi de l'état d'avancement du compostage.

Le suivi de la température permet de suivre l'évolution du processus et notamment d'avoir une idée du passage en phase de maturation (la phase mésophile).

Le rapport C/N enfin est intéressant à mesurer. En effet, ce rapport diminue au cours du compostage et un faible rapport C/N est caractéristique d'un compost mature. D'une manière générale, le rapport C/N d'un compost est comparé au rapport C/N des sols humiques, environ égal à 10. Certains auteurs considèrent qu'un compost peu être mûr à partir de rapport C/N inférieurs à 20.
Comme expliqué plus haut, il reste important de vérifier par des tests que le compost considéré comme mature n'est pas phytotoxique avant de mettre fin au processus.

 

2. Aspects biochimiques du compostage d'un mélange boues et déchets verts et population microbienne

Le processus de compostage est dû à l'activité microbienne dans l'andain. Les populations intervenant vont avoir des caractéristiques différentes, des métabolismes aux cinétiques différentes et vont décomposer des molécules différentes.

Le substrat initial du compostage est constitué de composés variés, en proportions variables. Les principaux sont les glucides, la lignine, les protéines et les lipides, auxquels nous nous intéressons maintenant. Connaître davantage la structure des molécules présentées ci-dessous permettra notamment de quantifier les quantités de matière rapidement biodégradable, lentement biodégradable et inerte présente initialement lors de notre modélisation. Les informations sont issues du travail d'Albrecht. 

Les glucides (sucres) font références aux monosaccharides (on parle aussi d'oses ou de "sucres simples") et aux polysaccharides, polymères d'oses.
Les sucres simples sont très présents chez les végétaux et sont rapidement dégradés au cours du compostage. Les polysaccharides d'origine végétale sont essentiellement la cellulose (polymérisation importante, composé très abondant) et les hémicelluloses (hétéropolysaccharide, degré de polymérisation moins important).
La cellulose a une structure fibrillaire, plus difficile à dégrader. De plus la cellulose est associée aux  hémicelluloses dans les végétaux, rendant le complexe moléculaire formé d'autant plus difficile à dégrader.

La lignine est un polymère aromatique très résistant à la dégradation. Dans les végétaux, on observe la formation d'un complexe ligninocellulosique, formé de polymères de lignine, de cellulose et d'hémicellulose. Ce complexe est aussi difficilement biodégradable.

Les protéines sont généralement rapidement hydrolysées en acide aminés.

Les lipides se retrouvent dans les biodéchets et notamment dans les boues de station d'épuration. Leur dégradation est très variable, mais la plupart sont rapidement biodégradés lors du compostage. Les plus complexes et les polyesters lipidiques (comme la cutine) sont eux particulièrement récalcitrants.

 

Les trois principales populations microbiennes intervenant sont présentées ci-après :

 

 

 

Présentation des 3 grandes populations impliquées dans le processus de compostage
(Source : Présentation de M. Barret, 2014)

 

 

 

 

Les actinomycètes et les champignons sont les populations essentielles à la dégradation de la lignine lors du compostage. Elles font la spécificité de ce processus par rapport à la digestion anaérobie qui ne dégradent pas la lignine. Les actinomycètes, du fait de leur croissance lente, interviennent plus tardivement que les autres bactéries. De même, les champignons sont en fait majoritairement mésophiles, mais la montée en température donne une grande importance au groupe de champignon thermophile. Cela explique que la lignine commence à être dégrader à la fin de la phase thermophile, et l'est davantage au cours de la phase de maturation mésophile.

 

Bibliographie

Albrecht Remy, Co-compostage de boues de station d'épuration et de déchets verts : Nouvelle méthodologie du suivi des transformations de la matière organique, 2007

Barret M., Compostage, présentation dans le cadre du module Agriculture Biologique et Compost à l' ENSAT, 2014.

Debenest G., Présentation dans le cadre de l'enseignement Génie de l'Environnement, basé sur les travaux de F.Hénon, A.Pujol, 2015

Equations et implémentation sous R

1. Objectifs de la modélisation et hypothèses utilisées

Les équations choisies pour modéliser les processus sont celles présentées dans le travail de Didier Oudart, Modélisation de la stabilisation de la matière organique et des émissions au cours du compostage d'effluents d'élevage. Ce choix se justifie d'une part par la précision des explications apportées par cette publication et d'autre part par la mise à disposition des valeurs utilisées lors de la réalisation de l'étude.

Les équations proposées, notamment la modélisation de certaines contraintes, ont été adaptées à notre situation dans la mesure possible, à nos contraintes de temps et de moyens.

1.1 Objectifs du modèle

L'objectif premier du modèle est de connaître la quantité de compost à valoriser à la fin du processus et sa qualité (valeur de C/N, quantité de matière organique).

Le modèle doit également permettre de quantifier les émissions polluantes dans l'atmosphère et d'adapter la conduite de la plate-forme de compostage (aération, chauffage de l'air, humidification etc.).

1.2 Hypothèses effectuées

Afin de réaliser un modèle exploitable dans le temps imparti, nous avons choisi d'implémenter un modèle dynamique à 0 dimension afin de modéliser les processus mis en jeu lors du compostage.
Face à la difficulté de modéliser précisément les processus physico-chimiques existant au sein d'un andain, un certain nombre d'hypothèses ont été réalisées :

  • L'andain est considéré comme un ensemble homogène.
    De ce fait, nous ne prenons pas en compte les phénomènes de diffusion du dioxygène ni les hétérogénéités de températures.
    • Le dioxygène est considéré comme apporté en quantité suffisante dans l'ensemble de l'andain
    • L'andain est considéré comme étant dans son ensemble à une température égale à sa température interne Tint. En revanche, la surface de l'andain est considérée égale à la température de l'air extérieur, Ts.
       
  • L'humidité est considérée comme étant de 70%, valeur pour laquelle l'humidité n'inhibe pas l'activité microbienne.
    Pour faciliter la modélisation, nous allons donc considérer l'humidité constante lors du compostage. Par conséquent le modèle ne permet pas de simuler l'évolution de la composition du tas de compost lors de la phase de finition. Toutefois, l'andain est supposé être stable et donc la quantité de matière sèche n'évolue quasiment plus. Nous la considèrerons donc constante. Toutefois, lors de cette phase l'andain va s'assècher et les pertes d'éléments par lixiviation vont continuer. Ces pertes seront a priori assez faibles, le taux d'azote disponible ayant beaucoup diminué au cours du compostage.
    Le modèle permet néanmoins de simuler ce qui se passerait si la phase de finition se déroulait dans les mêmes conditions que la phase de maturation (conditions optimales d'humidité). Cela permet de donner une estimation de l'erreur réalisée lorsqu'on néglige les réactions biochimiques en phase de finition. La composition finale de notre compost sera en effet une situation intermédiaire entre l'état à la fin de la maturation et l'état après une phase de finition à humidité constante à 70%.

     
  • L'ensemble de la microflore  n'est modélisée que par deux populations, les organismes hétérotrophes et les organismes autotrophes.
     
  • La quantité de nitrates dans l'andain n'influe pas sur les émissions azotées. Cette hypothèse ne devrait pas avoir de conséquences sérieuses sur les résultats, puisque contrairement à D.Oudart les lixiviats ne sont pas directement renvoyés dans l'andain mais sont traités avant. L'andain sera donc moins saturé en nitrates que dans l'étude d'Oudart.
     
  • La porosité au sein de l'andain reste constante au cours du processus.
     
  • Contrairement à l'hypothèse de D. Oudart, nous considérons que le débit traversant l'andain est constant et correspond au débit d'aération forcée Q_air.

 

2. Implémentation sous R

Le logiciel a été choisi pour sa gratuité et notre connaissances du logiciel.

2.1 Variables et paramètres

  • Variables d'état utilisées :

Tableau présentant les variables étudiées dans le modèle
 

Les variables avec X correspondent à la matière particulaire. A partir de ces variables, le modèle permet d'avoir accès à l'évolution de la quantité de matière organique en la considérant proportionnelle à la quantité de matière sèche, aux variations de vitesse de consommation du dioxygène (o2/temps), ainsi qu'à l'évolution du rapport C/N (Ctot/Ntot). La quantité de NH4 dans l'andain peut également être connue, car l'azote biodisponible (N_av) est représenté à 90% par l'ammonium.

Le choix des valeurs initiales sera expliqué plus tard lors de la présentation des simulations.

 

  • Paramètres utilisés :

Présentation des paramètres utilisés dans le modèle

 

On considère que la température de l'air extérieur est constante et égale à 25°C. L'air insufflé sera donc à la même température. Cette température correspond à la température moyenne sous le climat réunionnais et devrait donc être atteinte sans chauffage.

La variable b_h est une fonction de la température interne de l'andain : $ b_h =  b_{h,ref}\times1.066^{T_{int}-T_{opt deces}}-1.21^{T_{int}-T_{max}}$ avec $b_{h,ref} = 0.005h^{-1} $

La constante de Henry dépend de la température en surface de l'andain :
$KH=exp(\frac{(160.559-8621.06)}{(T_s+273.15)}-25.6767\times log(T_s+273.15)+0.035388\times(T_s+273.15))$

Les valeurs des paramètres initiaux sont choisies pour la plupart d'après les résultats bibliographiques présentés par Didier Oudart, ou de leurs observations expérimentales en considérant que la valeur des paramètres varie peu entre le compostage d'un mélange boues et déchets verts et celui d'effluents animaux type fumier.

L'aération de 1 m3/tMS/min a été choisie d'après la préconisation de M. Mustin et les informations de Techniques de l'Ingénieur, cités dans la partie dimensionnement.

2.2 Equations du modèle et signification

  • Modélisation de l'évolution de la température

On note dans la sous partie précédente le caractère variable du paramètre T_int. La simulation de l'évolution de température au sein de l'andain est difficile à réaliser. Nous avons donc choisi de simuler cette évolution en attribuant une valeur différente au paramètre T_int en fonction du temps. Si T_int varie au cours de la modélisation, il est bel et bien défini dans R en tant que paramètre.

Pour cela, on exécute le modèle une première fois pour un temps variant de 0 à 3 jours, et une température interne égale à 30°C (température extérieure).
On simule à nouveau le processus de 3 à 21 jours, en définissant une température interne de 60°C. Sur cette deuxième simulation, les variables d'état prennent comme valeurs initiales les valeurs obtenues à la fin de la première simulation.
Selon cette même méthode, on simulera ensuite le processus de 21 à 35 jours avec une température de 35°C. Les paramètres dépendant de T_int sont redéfinis à chaque simulation.

 

  • 2.2.2 Contraintes des paramètres physiques sur le processus de compostage

Le modèle prend en compte différentes contraintes et en néglige d'autres :

  • La limitation de la croissance par la température interne de l'andain, notée flim_T
  • La limitation de la croissance par la concentration en azote disponible notée flim_Nav
  • La limitation de l'hydrolyse rapide par la disponibilité de l'azote notée flim_HydXRB
  • La limitation de l'hydrolyse lente par la surface réactionnelle liée à la DCO notée flim_HydXSB
  • La limitation de la croissance par l'humidité est considérée comme inexistante pour une humidité supérieure ou égale à 70%.
  • On considère de même que la concentration en dioxygène dans le biofilm est suffisante pour ne pas limiter la croissance microbienne en tout point de l'andain

 

  • Principales équations pour la simulation des processus au cours du compostage

Nous présentons ici les équations des principaux paramètres d'intérêt. L'ensemble des équations est disponible dans le rapport de D.Oudart, cité en bibliographie. Attention aux adaptations effectuées sur le modèle mentionnées précédemment.

Croissance de la microflore
Comme expliqué précédemment, l'ensemble des populations d'organismes se développant dans le compost est modélisé en ne distinguant que deux populations : les organismes hétérotrophes et les organismes autotrophes.

Equation de croissance de la population hétérotrophe) :
l'équation de la variation de leur population prend en compte leur développement via la consommation du substrat soluble et leur décès (constante de décès b).

$\frac{dX_h}{dt} = µ_h\times X_h-b_h\times X_h$

Avec $µ_h=µmax \times \frac{S_R}{S_R+K_s}\times flim_{Nav}\times flim_T$
 

Equation de croissance de la population autotrophe) :

$\frac{dX_a}{dt} = µ_a\times X_a-b_a\times X_a$

Avec $µ_a=µ_{a,max} \times flim_{Nav}\times flim_{Tnit}$

 

Dégradation de la matière organique

Dégradation du substrat soluble :
Augmente avec l'hydrolyse des matières rapidement et lentement biodégradable et diminue avec l'activité microbienne hétérotrophe.
$\frac{dS_R}{dt} = k_{HR} \times X_{RB} + k_{HS} \times X_{SB}-\frac{1}{Y_h}\times µ_h \times X_h$

Avec $k_{HR}=k_{HR,ref} \times flim_{HydXRB}$ et $k_{HS}=k_{HS,ref} \times flim_{HydXSB}$

Dégradation de la matière organique rapidement biodégradable
Diminue avec l'hydrolyse chimique (hydrolyse rapide) et augmente avec le décès microbien.
En effet, Lorsqu'une bactérie décède une partie devient de la matière organique inerte, une autre de la matière rapidement biodégradable. La répartition se fait à hauteur de faero=20% se transforme en matière inerte. on a donc :
$\frac{dX_{RB}}{dt} = - k_{HR} \times X_{RB} + (1-f_{aero}) \times b_h \times X_h$

 

Dégradation de la matière lentement biodégradable
Diminue avec l'hydrolyse lente
$\frac{dX_{SB}}{dt} = - k_{HS} \times X_{SB}$

 

Evolution de la matière inerte
La quantité de matière inerte n'augmente qu'avec le décès microbien. Les substances humiques ne font pas partie de cette fraction.
$\frac{dX_I}{dt} = f_{aero} \times b_h \times X_h$

Bilan sur l'eau
Le bilan sur l'eau se fait en négligeant l'eau perdu par lixiviation, celle-ci étant restituée à l'andain par arrosage après traitement. Le bilan d'eau dépend de la croissance des hétérotrophes, il est obtenu en soustrayant la quantité d'eau vaporisée à l'eau métabolique produite (terme en bleu). Cette quantité se calcule à partir de la production de chaleur biologique (en rouge), de la chaleur latente de vaporisation (Lv) et le paramètre partLat qui détermine la proportion de chaleur latente produite par rapport à la chaleur biologique totale produite (en tenant compte de la capacité de l'andain à retenir l'eau).

$ \frac{dH_2O_{tot}}{dt} = {(\color{blue}{\frac{Y_{H_2O_h}}{Y_h}} - \frac{partLat \times \color{red}{ Hc_{O_2}}}{Lv} \times \color{red}{ \frac{1-Y_h}{Y_h}})\times µ_h \times X_h} $
 

Evolution rapport C/N
Le rapport C/N évolue selon l'évolution de la quantité de carbone totale Ctot et d'azote Ntot.

Evolution de la quantité de carbone totale :
La masse de carbone dépend de la production de CO2 par la population hétérotrophe.
$\frac{dC_{tot}}{dt} = (- \frac{Y_{CO_2}}{Y_h} \times \frac{M_c}{M_{CO_2}}) \times µ_h \times X_h$

Avec MC et $M_{CO_2}$ les masses molaires du carbone et du dioxyde de carbone
 

Evolution de la quantité d'azote totale :
L'azote est consommé lors de la croissance autotrophe (terme en bleu). De plus, le compost connait des pertes d'azote via la volatilisation ammoniacale (pertes de NH3, terme en vert) et la dénitrification qui émet du diazote dans l'air (terme en rouge).

$ \frac{dN_{tot}}{dt} = {\color{blue}{(-Y_{NO_3} \times pN_2O_{nit}-(1-pN_2O_{denit})) \times µ_a \times X_a}}\\ {- \color{green}{\frac{Q_{air}}{V_{tot}\times p_{vide} \times Rho_{air sec}} \times \frac{KH\times pIntLG}{Rgp \times T_S} \times 0.9 N_{av}}}\\ \times {\color{red}{pN_2O_{denit} \times NO_3 \times flim_{T,denit}}} $
 
Avec Nav la quantité d'azote biodisponible (majoritairement sous forme de NH4+, d'où NH4+ = 0.9 Nav) qui évolue en fonction de :

  • l'hydrolyse rapide de l'azote contenu dans la matière rapidement biodégradable
  • l'hydrolyse lente de l'azote contenu dans la matière lentement biodégradable
  • La croissance hétérotrophe
  • La croissance autotrophe
  • La volatilisation ammoniacale

Evolution de la quantité de matière sèche (MStot)
Le bilan de matière sèche suit la logique suivante :
$ \frac{dMS_{tot}}{dt} =  \frac{dC_{tot}}{dt} - \frac{Y_{H_2O_h}}{Y_h} + \frac{dN_{tot}}{dt} $

Ainsi, le taux de matière sèche prend en compte la diminution du carbone dû à l'activité microbienne hétérotrophes et la quantité d'eau produite par ces mêmes organismes.

Evolution de la quantité de matière sèche (MB)
Nous avons modélisé cette évolution de manière différente de Oudart. Considérant que l'humidité reste constante à 70%, l'évolution de la matière brute ne dépend que de l'évolution de la matière sèche.

Or on a $ MB = MS_{tot} + M_{eau dans l'andain}$ et $M_{eau dans l'andain} = 0.7/0.3 \times MS_{tot}$ pour une humidité de 70%. 0.7/0.3 = 2.3. On a donc $ MB = 3.3 \times MS_{tot} $, d'où :

$ \frac{dMB}{dt}  = 3.3 \times \frac{dMS_{tot}}{dt} $

Nous pouvons ensuite déterminer le volume total, en considérant une porosité de l'andain stable de 30%

Emissions gazeuses dans l'atmosphère
Nous nous intéressons essentiellement aux émissions de NH3, celles-ci étant les plus importantes.

Comme expliqué précédemment, l'émission de NH3 est simulée par l'équation suivante :
$\frac{dNH_3}{dt} = {\color{green}{\frac{Q_{air}}{V_{tot}\times p_{vide} \times Rho_{air sec}}}} \times {\color{blue}{\frac{KH\times pIntLG}{Rgp \times T_S} \times 0.9 N_{av}}} $

Le terme en bleu représente la quantité de NH3 dans la phase gazeuse de l'andain, le terme en vert permet de prendre en compte le débit d'air expliquant l'émission de NH3 dans l'air.

Les équations différentielles sont résolue grâce à la fonction lsode de la librairie DeSolve.

Bibliographie

Oudart D., Modélisation de la stabilisation de la matière organique et des émissions gazeuses au cours du compostage d'effluents d'élevage, 2014

Utilisation du modèle

1. Simulation du compostage d'un mélange boues et déchets verts

1.1 Valeurs initiales

Les valeurs initiales choisies sont récapitulées dans le tableau ci-dessous :

Tableau récapitulatif des principales valeurs initiales pour le compostage boues/déchets verts
 

Les deux autres groupes nous ont fourni les informations concernant la quantité d'azote totale (Ntot) et d'azote sous forme ammoniacale (NH4 = 0.9*N_av dans notre modèle) nous donnant accès aux valeurs initiales de Ntot et N_av.
Le rapport C/N initial de notre mélange nous permet d'en déduire la valeur Ctot initiale. Les boues ayant un C/N d'environ 9 (Perron V. et Hébert M, 2007). et les déchets verts d'environ 35 (Martin E., 2007), notre mélange nous donne un rapport C/N initial d'environ 23.

Les valeurs initiales des émissions (CO2, NH3, N2 etc.) sont nulles et la quantité de matière brute initiale correspond à la quantité de matière sèche initiale divisée par la siccité.

Les déchets verts (DV) sont apportés en proportions telles que la masse de boue vaut 0.8 fois celle de déchets verts (en tonne de matière sèche). Ainsi on a $MS_{tot}=1.8*m_{DV}$ et $MS_{tot}=(1.8/0.8)\times m_{boues} = m_{boues}/2.25$
 

  • Détermination des quantités de matière organique initiales :

D'après les résultats du binôme 1, les boues contiennent 34% de matière inerte en sortie. On considère que les 66% restant sont constitués de matière rapidement biodégradable, et de bactéries hétérotrophes. On soustrait donc aux 66% restant la masse initiale de bactéries hétérotrophes provenant des boues, c'est à dire la masse initiale de bactéries dans l'andain, divisée par 2.25.

Concernant les déchets verts, nous nous basons sur le travail d'Elodie MARTIN, ayant analysé des broyats de déchets verts. Elle montre que ces broyats contiennent environ 27% de lignine, 16% de cellulose, 14% d'hémicellulose et 16% de fraction soluble (les 27% restant représentant la matière minérale). D'après les informations présentées dans la partie "présentation des processus de compostage mis en jeu", il est cohérent de considérer que toute la lignine est lentement biodégradable. On considère que la fraction soluble correspond au substrat soluble initial (SR). Enfin, sur les 30% de composés cellulose-hémicellulose restant, on considère que 15% constitue de la matière lentement biodégradable, et 15% de la matière rapidement biodégradable, n'ayant pas davantage d'information permettant de choisir plus précisément la répartition entre ces deux fractions.

Pour les autres variables d'état, nous considérons que les proportions par rapport à la masse de DCO initiale proposées par D. Oudart sont respectées dans le mélange boues et déchets verts. Ainsi, on a par exemple : X_h = 0.008% de la masse initiale en kgDCO.

La masse de DCO initiale se calcule à partir de la masse de boues et de déchets verts :

Pour les boues, 1 kgMVS = 1,44 kgDCO (Présentation de Yolaine Bessière) et pour un procédé à charge moyenne, on a MVS/MES = 0.8 (Lesavre, 2010). Par conséquent, le passage de notre masse de boues en MES à une masse de DCO se fait en multipliant par un facteur $0.8\times1.44=1.15$.
Or Oudart mesure, pour les effluents d'élevage qu'il utilise, une DCO intiale égale à 1,2 fois la quantité de matière sèche initiale. Il semble donc cohérent pour notre mélange boues et déchets verts de considérer que la quantité de DCO initiale respecte ce rapport de proportionnalité.

  • Répartition de l'azote

La répartition de l'azote organique entre les différentes fractions se fait en respectant les proportions proposées par D.Oudart pour l'azote contenu dans la biomasse autotrophe et la matière organique inerte. Concernant l'azote contenu par la biomasse hétérotrophe, nous supposons que celle-ci correspond à 13% de cette biomasse en nous basant sur une biomasse du type C5H7NO2 (présentation de Yolaine Bessière).

L'azote rapidement biodisponible (N_av), essentiellement sous forme d'ammonium, est fixée par rapport à la quantité d'ammonium initial. Cette quantité est considérée nulle dans les boues et égale à 27% (fraction minérale) de l'azote contenu dans les végétaux, que l'on fixe à 16kgN/tMS, d'après les informations de l'Institut Technique de l'Agriculture Biologique.

Il reste deux variables initiales à déterminer correspondant aux quantités d'azote contenues dans la matière organique rapidement et lentement biodégradable. L'azote organique étant entièrement réparti dans les 5 fractions sus-mentionnées, ces fractions contiennent donc l'azote restant. De plus, D.Oudart indique que l'azote contenu dans la matière organique rapidement biodégradable est égal à 28% de celui contenu dans la matière organique lentement biodégradable.

 

1.2. Conséquences sur la conduite de la plate-forme.

  • Humidité :

Tout d'abord, nous avons fait l'hypothèse que l'humidité était au moins de 70%. Initialement, nous avons une humidité de 65%, ce qui est suffisamment proche. Cette hypothèse justifie notre conduite visant à maintenir une humidité constante de 70% jusqu'à la fin de maturation.

  • Aération :

Notre première hypothèse concernant l'aération est que le débit d'air insufflé Q_air est de 1m3/tMS/min. Nous souhaitons vérifier que ce débit assure un apport en O2 suffisant pour combler les besoins de la population hétérotrophe et ainsi valider notre hypothèse selon laquelle le dioxygène n'est pas un élément limitant.

Le modèle nous indique une consommation en O2 de 312 kgO2/tMS. Nous en déduisons le débit d'air nécessaire pour répondre aux besoins en O2 simulés par le modèle. Le débit calculé est de l'ordre de 10-2m3/tMS/min. Ce débit est largement inférieur au débit hypothétique, qui est donc suffisant dans nos conditions de travail pour assurer l'approvisonnement en O2 des micro-organismes.
Nous choisissons de diminuer le débit insufflé afin d'optimiser notre conduite de l'aération. Cependant si le modèle nous renseigne sur la quantité d'O2 consommée, la biodisponibilité réelle de l'O2 au sein de l'andain et les hétérogénéités potentielles ne sont pas prises en compte. Pour cette raison, il nous semble important de maintenir un débit supérieur au débit minimum calculé afin de rester cohérent avec l'hypothèse selon laquelle la concentration en O2 du milieu ne limite pas l'activité bactérienne. Nous faisons donc le choix d'utiliser un débit de 0.5 m3/tMS/min, une des valeurs minimales de la littérature (M. Mustin). Nous vérifions que la quantité d'O2 consommée reste bien sensiblement la même pour ce débit
.

2. Exploitation des résultats

2.1. Résultats concernant les boues

  • Evolution des principaux paramètres d'intérêt

Les graphiques ci-dessus montrent l'évolution de la matière sèche dans l'andain (MS tot), de la matière organique (MO), du volume total (Vtot), du rapport C/N et de la quantité de matière brute (MB) au cours des 35 premiers jours, c'est à dire jusqu'au début de la phase de finition. Comme expliqué précedemment, les valeurs de ces paramètres ne vont diminuer que légèrement au cours de cette dernière phase, l'essentiel de l'évolution concernant la siccité.

La matière brute diminue de 41% lors des deux premières phases. Après les deux semaines de finition, on suppose qu'on atteint 50% de siccité. La matière brute sera alors d'environ 74 tonnes, soit une diminution de 65%. Ce sont ces 74 tonnes de compost que nous allons chercher à valoriser par épandage sur les parcelles éligibles mises en évidence dans la partie "Détermination des parcelles éligibles à l'épandage de boues et de compost".

Ces résultats sont légèrement supérieurs à ce qu'on trouve généralement dans la bibliographie et sont vraisemblablement surestimés par le modèle, ce qu'on peut expliquer notamment par le fait que  contrairement à ce qui se fait généralement, nous travaillons à une humidité optimale.
Toutefois il ne faut pas oublier que le modèle a ses limites et ne donne qu'une estimation théorique de ces paramètres.

  • Quantité d'eau à apporter

Lors des deux phases à humidité constante, on considère que les seules pertes en eau sont celles dues à son évaporation du fait de l'humidification par l'eau provenant des lixiviats.

En conséquence, le modèle permet de calculer la quantité d'eau à apporter en lors du compostage :

Résultats de la simulation pour le mélange boues/déchets verts concernant les pertes en eau par jour pour un andain lors du compostage, sans prise en compte le lixiviat

D'après les estimations du modèle, la quantité d'eau à apporter par andain varie entre 0.8 et 0.2 m3 par jour et par andain, soit un volume d'eau moyen nécessaire d'environ 88 m3 pour les 35 jours d'arrosage pour les 5 andains à arroser. Ce volume est à ajouter en plus du volume de lixiviat, que le modèle n'évalue pas et qu'il faudra déterminer par des mesures. Le bassin de traitement complémentaire qui nous sert de réserve d'eau ayant une capacité de l'ordre de 1700 m3, Il est cohérent de penser qu'il pourra répondre à ces besoins, même en ajoutant le volume de lixiviat à ces 70m3.

 

2.2 Simulation du compostage d'un mélange digestat et déchets verts

  • Valeurs initiales

Nous travaillons de la même manière que précédemment. En se basant sur les informations présentées dans la partie "présentation des processus de compostage mis en jeu", on distribue les composés de la manière suivante :

Les lipides les saccharides et les protéines sont considérés comme de la matière rapidement biodégradable.
La matière organique complexe est considérée comme de la matière organique lentement biodégradable. De plus, le processus de compostage permet de dégrader davantage de matière que le processus de méthanisation (notamment la lignine). Nous considérons donc qu'une partie de la matière particulaire inerte appartient à la fraction matière organique lentement biodégradable pour le compostage.
Ainsi, 40% de cette MO inerte sera lentement biodégradable, le reste sera considéré comme inerte.

Vu les quantités de composés solubles non inerte, on considère que le digestat a une fraction soluble nulle.

Les valeurs initiales choisies sont récapitulées dans le tableau ci-dessous :

Tableau récapitulatif des principales valeurs initiales pour le compostage digestat/déchets verts
 

  • Résultats obtenus

Les graphiques ci-dessus montrent l'évolution de la matière sèche dans l'andain (MS tot), de la matière organique (MO), du volume total (Vtot), du rapport C/N et de la quantité de matière brute (MB) au cours des 35 premiers jours pour un mélange digestat/déchets verts.

La matière brute diminue de 41% lors des deux premières phases. Après les deux semaines de finition, on suppose qu'on atteint 50% de siccité. La matière brute sera alors d'environ 35.5 tonnes, soit une diminution de 65%. Ces résultats sont légèrement supérieurs à ce qu'on trouve généralement dans la bibliographie.

  • Quantité d'eau à apporter

Résultats de la simulation pour le mélange boues/déchets verts concernant les pertes en eau par jour pour un andain lors du compostage, sans prise en compte des lixiviats

 

Les volumes des andains étant plus faibles, la quantité d'eau à apporter est légèrement plus faible également. D'après les estimations du modèle, la quantité d'eau à apporter par andain varie entre 0.6 et 0.2 m3 par jour et par andain, soit un volume d'eau moyen nécessaire d'environ 70 m3 pour les 35 jours d'arrosage pour les 5 andains à arroser. Là encore, il faudra ajouter le volume de lixiviat, a priori plus faible que dans le cas des boues. La quantité d'eau du bassin de lagunage devrait donc ici encore, répondre aux besoin d'arrosage.

 

3. Aspect environnemental et législatif

3.1 Comparaison aux normes NFU 44-051 relative aux amendements organiques et NFU 44-095 relative au compost de boues d'épuration :

Tableau comparatif des composts et de la norme NF 44-051

Le compost boues + déchets verts respecte la norme quant à la quantité de matière sèche, de matière organique et de quantité de P2O5. Cependant le rapport C/N est légèrement trop élevé et la quantité d'azote également. Le modèle ne permettant que d'atteindre un ordre de grandeur, il se peut que dans la réalité la quantité d'azote soit inférieure à 3% de la matière brute.
Toutefois, il reste peu probable que la somme N+P2O5+K2O soit inférieure aux 7% de la matière brute fixés par la norme.

Pour les critères étudiés, la norme NFU 44-095 est plus stricte concernant le taux de matière sèche et exige un taux de matière sèche supérieur ou égal à 50%.

Le compost de digestat + déchets verts respecte la norme pour la matière sèche, la matière organique et le rapport C/N, mais il est trop riche en phosphore et azote. Toutefois, il offre l'important avantage de réduire beaucoup les volumes à composter. Or dans notre situation les boues où le digestat ne seraient pas facturés et ne constitueraient donc pas une source de recettes, comme expliqué dans l'analyse économique de la partie dimensionnement. La réduction de la quantité à traiter est donc intéressante.

Ainsi, les estimations du modèle laissent à penser qu'aucun de ces deux composts ne serait conforme aux normes. A noter toutefois que ces composts pourraient encore être valorisés avec des contraintes supplémentaires (filière plan épandage). En effet, bien qu'on ne connaisse pas la concentration en K2O, il est vraissemblable de penser que la somme des masses en N+P2O5+K2O sera supérieure à 7%. Par conséquent, le compost pourra être considéré comme un engrais et devra alors respecter la norme NFU 42-001 qui donne surtout des obligations de suivi du produit fini.

Il faut cependant souligner à nouveau que le modèle et surtout les valeurs initiales basées sur la littérature ne permettent que d'avoir une estimation. Pour avoir des résultats exploitables, il faudrait effectuer des mesures sur un pilote puis sur la station, et agir en conséquence des résultats.

En supposant que la norme n'est pas respectée, plusieurs actions seraient envisageables :

  • Ajouter au mélange un élément pauvre en azote et phosphore pour "diluer" le compost
  • Composter le mélange plus longtemps afin de diminuer le rapport C/N

En associant les deux, il serait envisageable d'ajouter un élément avec un C/N relativement fort (davantage de déchets verts, des copeaux de bois pauvres en azote et au C/N élevé) tout en maintenant un rapport C/N du produit final dans la norme.

Un autre aspect à prendre en compte est que nous avons fait l'hypothèse que le refus avait un volume faible et avait donc une influence négligeable. Toutefois, certaines stations ont des volumes de refus bien plus importants, et leur prise en compte dans le mélange initial pourrait impacter positivement les résultats obtenus.

Pour aller plus loin, il nous faudrait donc simuler le processus de compostage en ajoutant au mélange un volume conséquent de refus aux caractéristiques (C/N initial, quantité d'azote biodisponible, quantité de matière organique initiale etc.) propres. Ajouter un volume de refus important permettrait en plus de s'assurer d'un ensemencement bactérien suffisant.

 

3.2 Emissions atmosphériques :

La simulation du processus de compostage avec ce débit estime les émissions de NH3 atmosphérique à gNH3/tMS.

Le compostage du mélange boues + déchets verts émettrait de l'ordre de 3400 gNH3/tMS, tandis que le mélange digestat + déchets verts en émettrait de l'ordre de 4200 gNH3/tMS.

Ces résultats sont cohérents avec les informations communiquées par l'ADEME (gNH3/tMS). Nous avons donc choisi de mettre au point un système de traitement de ces effluents gazeux, expliqué dans la partie "dimensionnement de la plate-forme de compostage".

Le compostage relargue également du N2O, gaz ayant un impact important sur l'effet de serre. Toutefois, il n'y a pas encore de méthode ayant fait ses preuves de traitement du NH3 émis par une station de compostage. Le modèle montre que le N2O émis est de l'ordre de 2100 gN2O/tMS pour le compostage des boues et de 1400gN2O/tMS pour le compostage du digestat.

 

Bibliographie

Bessière Y., Introduction au traitement des eaux, de la production d'eau potable à l'épuration des eaux usées, présentation dans le cadre d'interventions à la spécialisation Génie de l'Environnement de l'INPT, 2015

Hérbert M., Perron V., caractérisation des boues de station d'épuration municipales, Vecteur environnement, 2007

Institut Technique de l'Agriculture Biologique, Qualité des composts de déchets verts en France - Présentation lors de la journée technique fruits et légumes, 2009

Lesavre J., Assainissement des collectivités, principe de l'épuration, Formation des animateurs territoriaux à Moussy, 2010

Martin E., Valorisation du broyat de déchets verts de la communauté d'agglomération de Montpellier, 2007

Terralys, Réglementation relative au traitement des déchets organiques des collectivités, 2008

Conclusion et perspectives

Notre travail nous a permis de proposer un aménagement de la STEP ainsi qu'une filière de valorisation complète des boues de station d'épuration. On note que l'intérêt de méthaniser les boues avant de les composter est double : d'une part on produit du biogaz valorisable, d'autre part on réduit le volume de "déchets" non facturés (contrairement aux déchets verts) à gérer sur la plate-forme de compostage.
Grâce aux dimensionnements effectués nous avons pu positionner les différentes unités sur l'emplacement initialement dédié au lagunage aérée de la station. Le schéma suivant, représenté à l'échelle, résume ainsi notre projet :

 

Notre travail est donc envisageable, néanmoins quelques perspectives d'études plus poussées et des limites sont à évoquer:
Tout d'abord la problématique de l'environnement extérieur, notamment la température et l'humidité que nous avons supposées supérieures à celles de la métropole. Il serait intéressant d'étudier en détail à l'aide de projet-pilotes la réelle influence de ces paramètres sur les modèles. Cela est globalement vrai pour l'ensemble des paramètres utilisés dans les modélisations, d'autant plus concernant le compostage pour lequel le manque de contrôle des processus et les hétérogénéités au sein d'un andain font que chaque situation de compostage est particulière.
Ensuite, dans le cas de la méthanisation, il pourrait être intéressant d'étudier la prise en compte des graisses issues de la station d'épuration que l'on pourrait co-digérer. Cela supposerait un travail de dimensionnement et de modélisation plus complexe du fait d'un co-substrat.
D'autre part, il nous a été difficile d'avoir accès à des informations concernant les pollutions industrielles en amont de la station ce qui ne nous a pas permis de proposer un dimensionnement permettant de les traiter.
Enfin, l'analyse économique nécessite une étude plus précise puisque la plupart de nos calculs de coûts sont basés sur des données non spécifiques à notre cas ou sur des données parfois obsolètes. Des demandes de devis seraient appropriées afin d'avoir une idée concrète du coût de notre projet.
Globalement, ce sont les données spécifiques qui nous ont manquées lors de la réalisation de notre projet. 

En bureau d'étude, l'expérience est un plus pour mener à bien un projet. Il nous reste beaucoup à apprendre!

Remerciements

Nous tenons à remercier tout d'abord l'équipe pédagogique du BEI ERE pour nous avoir permis de mener à bien ce projet. 

Nous remercions également Christophe Laplanche pour ses conseils lors de la réalisation des scripts de modélisations sur le logiciel R. Merci à Pierre-Yves Pontalier pour son aide liée au dimensionnement des procédés de valorisation du biogaz. Nous remercions également David Sheeren qui nous a épaulé lors de l'utilisation du logiciel de Système d'Information Géographique. Merci à Virginie Van De Kerchove, charge de mission à la Chambre d'Agriculture de la Réunion pour son aide dans notre de recherche de données. Enfin, nous tenons à remercier Yolaine Bessière et plus particulièrement Etienne Paul, professeurs à l'INSA de Toulouse pour leur disponibilité et leur aide dans le redimensionnement de la STEP.