PARTIE 2 : MATERIELS ET METHODES
V. 5.1 : Andain de prétraitement biologique
L’objectif de réaliser deux modalités de prétraitement (un PTB sommaire et un PTB poussé) impose d’enfouir une partie du déchet avant la fin du traitement. Ainsi, les bilans sur l’intégralité du procédé, exprimés par rapport à la tonne de déchets entrants ont été effectués en rationalisant les données relatives à la seconde phase du prétraitement à la masse sèche de déchet laissée en andain après l’enfouissement intermédiaire. En d’autres termes, les données de la seconde phase de traitement ont été calculées au prorata de la
masse sèche enfouie dans le casier PTB1 en faisant l’hypothèse que le déchet prétraité sommairement se serait comporté de la même manière que le déchet restant en andain.
Le traitement biologique a été réalisé au tout début de l’étude (août 03 – février 04) et a subi des dysfonctionnements au niveau de son suivi. De plus, étant donnée la taille de l’andain, tous les paramètres n’ont pu être maîtrisés ou suivis comme ils auraient dû l’être. Les bilans matières, notamment les bilans sur l’azote et le carbone, font à ce titre l’objet d’hypothèses qui seront discutées dans les chapitres suivants. Pour les deux bilans azote et carbone, l’équation suivante a été considérée :
Masse perdue dans la matière = masse évacuée par voie liquide + masse évacuée par voie gazeuse
V.5.1.1 : Bilan azote
L’azote a été suivi dans les effluents liquides et au sein de la matrice solide. L’objectif du bilan sur l’azote est donc d’estimer les pertes azotées par voie gazeuse durant le traitement biologique, et, in fine, les émissions d’ammoniac et de protoxyde d’azote. Pour ce faire, les hypothèses suivantes ont été formulées :
• Pertes d’azote dans le solide
Les pertes en azote de la phase solide sont uniquement dues à la dégradation de l’azote organique et aux pertes d’azote ammoniacal et sont donc estimées par les pertes en azote Kjeldahl. Les nitrates et nitrites sont de ce fait négligés. De plus, l’assimilation par les microorganismes de l’azote atmosphérique est considérée comme inexistante.
• Pertes d’azote par voie liquide
Les émissions d’azote par voie liquide sont calculées à partir des mesures d’azote total effectuées sur les jus et des quantités de jus durant le prétraitement biologique.
• Pertes d’azote par voie gazeuse
Les pertes d’azote par voie gazeuse sont estimées par la différence entre les pertes dans le solide et l’azote évacué par voie liquide (cf. Figure 28). Selon la littérature, du fait de la faible part des phénomènes de nitrification/dénitrification, les émissions gazeuses sont composées principalement de NH3 (De Bertoldi et al., 1988 ; Körner et al., 1997, 1999) et dans une moindre mesure de N2O. Les NOx (NO et NO2) sont la plupart du temps absents des effluents.
Beck-Friis et al. (2001) mettent en évidence, lors d’une expérience de compostage d’ordures ménagères en pilote (C/N initial compris entre 21 et 23), des émissions de NH3 représentant 98% des pertes gazeuses moyennes en azote. Martins et al. (1992) et Smars et al. (1999) font état d’un pourcentage de 95%. Une expérience de compostage de boues menée par le Cemagref (Druilhe et al., 2001) fait état de l’absence totale de N2O.
Pour l’étude, il sera fait l’hypothèse pour le rapport NH3/N2O d’une gamme comprise entre 95/5 % et 100/0%.
(NH
3+ N
20)
g(N
total)
l(∆N
kjeldahl)
(NH
3+ N
20)
g= (∆N
kjeldahl)
s- (N
total)
lFigure 28 : Représentation schématique du bilan azote
V.5.1.2 : Bilan carbone
De la même manière que pour l’azote, le bilan carbone a pour objectif d’estimer les émissions de carbone sous forme de CO2 dans les effluents gazeux.
• Pertes de carbone dans la matière
La perte de carbone dans la matière est assimilée à la dégradation du carbone organique et à la mobilisation du carbone inorganique initialement contenu dans le déchet. La formation de carbone inorganique solide (précipitation de calcaire, magnésie) est considérée comme négligeable durant le traitement biologique. La dissolution du CO2 formé par voie biologique est prise en compte dans le suivi du CIT dans les jus, mais est cependant considérée comme négligeable dans le processus global de minéralisation du COT.
• Pertes de carbone par voie liquide
Les pertes de carbone par voie liquide sont estimées grâce au suivi des émissions de COT et de CIT dans les lixiviats réalisé lors du traitement biologique. Le carbone sous forme de carbonates est calculé à partir de la mesure du TAC (en mg CaCO3.L-1) en considérant que le CIT est égal au C-CaCO3 mesuré. Il n’est pas possible de dissocier le CIT provenant du déchet (lessivage) et celui provenant de la dissolution du CO2. Afin de séparer les deux « pools » de carbone et permettre l’estimation des émissions de CO2, la dissolution du CO2 est considérée comme négligeable par rapport au lessivage des formes inorganiques initialement contenues dans le déchet.
• Pertes de carbone par voie gazeuse
Les pertes de carbone par voie gazeuse se font sous trois formes : l’émission de CO2 et dans une moindre mesure de CH4 résultant de la minéralisation de la matière organique par les microorganismes et l’émission de composés carbonés, pour la plupart des composés organiques volatils (COV) qui peuvent être soit des intermédiaires de dégradation de la matière organique, soit provenir directement du déchet suite à leur volatilisation sous l’effet de l’aération forcée ou de la convection naturelle au sein de l’andain de prétraitement. Les émissions de COV et de CH4 ont été estimées grâce au suivi effectué durant le traitement biologique.
(COV + CH
4+CO
2)
g(COT)
l(∆COT)
s(C-CO
2)
g= (∆COT)
s- (COT)
l- (C-COV)
g- (C-CH
4)
gFigure 29 : Représentation schématique du bilan carbone organique
Il est possible d’estimer les émissions de CO2 lors du prétraitement selon l’expression suivante (cf. Figure 29) :
Pertes de C-CO2 = Carbone organique perdu dans la matière – carbone organique évacué sous forme liquide et sous forme C-COV et C-CH4.
V.5.1.3 : Expression de la perte de masse
La perte de masse engendrée par la dégradation biologique de la matière organique est un facteur déterminant notamment pour le bilan global de la filière PTB. L’hypothèse sur laquelle repose le calcul de la perte de masse au cours du traitement est la conservation de la masse de la matière minérale (Von Felde et al., 1997 ; Druilhe et al., 2001). Ainsi, la perte de masse sèche au temps t, PMSt (en tonne) peut s’exprimer de la façon suivante :
( )
( )
. . .1
1
1
init init t t init tMS
MO
MO
MS
MS
PMS ⋅
−
−
−
=
−
=
Avec : MSinit. et MSt les masses sèches initiale et au temps t (en tonne) et MOinit. et MSt les teneurs en matière organique initiale et au temps t (en %MS)
De la même manière, en prenant en compte la variation de l’humidité (Ht en %) du déchet en fonction du temps, il est possible d’exprimer la perte de masse humide en fonction du temps (PMHt en tonne) selon la formule :
( )( )
( )( )
. 0 . .1
.
1
1
.
1
1
init init t t t init tMH
H
MO
H
MO
MH
MH
PMH ⋅
−
−
−
−
−
=
−
=
Avec : MHinit. et MHt les masses sèches initiale et au temps t (en t) V.5.1.4 : Bilan hydrique
Le bilan hydrique du traitement biologique peut être formulé de la manière suivante :
Variation de l’humidité du déchet = eau produite par la réaction biologique + eau ajoutée – eau évacuée par voie gazeuse – jus produit au cours du traitement.
L’eau produite par la réaction biologique peut être calculée grâce à l’estimation du CO2 produit effectuée lors du bilan carbone en faisant l’hypothèse que, lors de la réaction biologique aérobie, une mole d’H2O est produite pour chaque mole de C minéralisée.
La variation de l’humidité du déchet a été suivie durant le traitement biologique, tout comme l’eau ajoutée au massif de déchet pour lutter contre son dessèchement et la production de lixiviat. L’eau évacuée par voie gazeuse et sous forme de condensats sur la double couverture peut donc être estimée grâce à la formule du bilan hydrique.