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