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