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Filtres plantés de roseaux : limites hydrauliques et rétention du phosphore
Pascal Molle
To cite this version:
Pascal Molle. Filtres plantés de roseaux : limites hydrauliques et rétention du phosphore. Sciences de l’environnement. Doctorat discipline Energétique génie des procédés, Université Montpellier II, 2003.
Français. �tel-02583262�
ACADEMIE DE MONTPELLIER
UNIVERSITE MONTPELLIER II
SCIENCES ET TECHNIQUES DU LANGUEDOC
THESE
Pour obtenir le grade de
DOCTEUR DE L’UNIVERSITE MONTPELLIER II Discipline : Energétique, génie des procédés
Formation Doctorale : Génie des procédés
Ecole Doctorale : Science et procédés biologiques industriels
Présentée et soutenue publiquement Par
Pascal MOLLE Le 10 décembre 2003
FILTRES PLANTES DE ROSEAUX : LIMITES HYDRAULIQUES ET RETENTION DU PHOSPHORE
JURY
M. Y. COMEAU, Professeur, Ecole Polytechnique de Montréal (Canada).
M. J.C. FARDEAU, Docteur, INRA Paris.
M. A. GRASMICK, Professeur, Université Montpellier II.
M. A. IWEMA, Ingénieur, Agence de l’eau Rhône Méditerranée Corse.
M. A. LIENARD, Ingénieur de recherche, Cemagref de Lyon.
M G. MERLIN, Maître de conférence, Université de Savoie
M. J.L. VASEL, Professeur, Fondation Universitaire Luxembourgeoise, Arlon (Belgique).
Président & rapporteur Invité
Directeur Examinateur Examinateur Examinateur Rapporteur
De nombreuses personnes ont contribué à la réalisation de ce travail, tant au niveau de l’expérimentation, des études, que les conseils, encouragements et soutien tout au long de ces trois années.
En premier lieu je voudrais remercier Alain Liénard et Catherine Boutin du Cemagref de Lyon, qui m’ont confié ce travail et m’ont fait partager, depuis de longues années maintenant, leurs expériences dans le domaine du traitement des eaux résiduaires adapté aux petites collectivités. Inutile est de rappeler leur qualité humaine que j’apprécie tout autant.
Je tiens également à remercier le professeur Alain Grasmick, de l’université de Montpellier II, pour avoir accepté de diriger cette étude. Ses conseils éclairés sur la conduite des recherches, et ses critiques constructives sur la compréhension des phénomènes et l’élaboration de ce mémoire, m’ont été d’une aide précieuse.
Ce travail est également le fruit d’une collaboration positive avec plusieurs personnes membres du comité de pilotage. Qu’ils soient ici remerciés de leur implication dans ce projet : Arthur Iwema de l’agence de l’eau Rhône Méditerranée Corse, qui a de plus initié et financé ce travail ; Gérard Merlin de l’université de Chambéry, Philippe Duchêne et Jean Marc Choubert du Cemagref d’Antony et Jean Claude Fardeau de L’INRA de versailles. Ce dernier m’a été d’une aide considérable dans la compréhension des phénomènes de rétention du phosphore ainsi que dans la rédaction de ce mémoire.
Je tiens également à remercier messieurs les professeurs Yves Comeau, de l’Ecole Polytechnique de Montréal, et Jean-luc Vasel, de la Fondation Universitaire Luxembourgeoise, pour avoir accepté de juger ce travail en tant que rapporteurs.
Ce travail n’aurait pu être mené à bien sans l’aide de Jean Luc Beckert pour la métrologie de terrain, de Clément Crétolier et Fabien Perret pour le suivi des pilotes phosphore, ainsi que Sandra Berniguaud pour son aide sur l’étude de l’hydraulique des filtres plantés. Qu’ils reçoivent ici toute ma reconnaissance pour leur apport dans ce travail.
Ma gratitude va également au laboratoire de chimie du Cemagref de Lyon pour leur aide dans les nombreuses analyses effectuées, ainsi qu’au service documentation pour avoir su répondre à mes nombreuses demandes.
L’occasion m’est aussi donnée de remercier le professeur Marnik Vanclooster de l’Université Catholique de Louvain, pour m’avoir accueilli et initié à l’hydrodynamique des sols.
J’associe à ces remerciements toute l’équipe épuration du Cemagref de Lyon pour leur sympathie et leur disponibilité qui permet de travailler dans une ambiance conviviale et motivante.
Sans pouvoir nommer toutes les personnes ayant eu une part de responsabilité dans ce travail par leur soutien moral et affectif, je tiens tout particulièrement à remercier Corinne, qui a su me soutenir, et Yaëlle, pour m’avoir changé les idées en dehors des heures de travail.
Table des matières
A : Introduction générale ...3
B : Présentation générale des systèmes filtres plantés... 11
B.1. Classification des filières... 12
B.1.1. Filtres à écoulement vertical... 12
B.1.2. Filtres à écoulement horizontal... 13
B.2. Mécanismes et rendements attendus... 15
B.2.1. Mécanismes épuratoires ... 15
B.2.2. Rôle des végétaux... 16
B.2.3. Rendements attendus ... 16
B.3. Le filtre, un réacteur triphasique... 18
B.3.1. La phase solide ... 18
B.3.1.1. Le granulat ... 18
B.3.1.2. La matière organique ... 21
B.3.2. La phase liquide... 22
B.3.3. La phase gazeuse ... 22
B.4. Conclusion ... 23
C : La rétention du phosphore sur matériau défini... 25
C.1. Etude bibliographique... 26
C.1.1. Formes du Phosphore dans les eaux usées et voies d’élimination de la phase liquide... 26
C.1.2. Mécanismes de fixation à l’interface liquide-solide... 29
C.1.2.1. L'adsorption ... 29
C.1.2.2. Nucléation et Précipitation ... 37
C.1.2.3. Précipitation P-Ca... 39
C.1.2.4. Précipitation P-Fe ... 41
C.1.2.5. Adsorption et précipitation ... 41
C.1.3. Cinétiques de rétention sur des matériaux granulaires ... 42
C.1.4. Rôle de l’équilibre calco-carbonique de la solution ... 44
C.1.5. Matière organique et rétention du P ... 45
C.2. Protocole expérimental ... 47
C.2.1. Evaluation des capacités de rétention... 47
C.2.1.1. Tests batch ... 47
C.2.1.2. Colonnes ... 49
C.2.1.3. Pilote calcite ... 50
C.2.2. Suivis analytiques ... 51
C.2.3. Matériaux étudiés pour leur aptitude potentielle à retenir les phosphates... 52
C.2.3.1. Présentation des matériaux testés ... 53
C.2.3.2. Propriétés physiques ... 57
C.2.3.3. Composition chimique... 57
C.3. Résultats et commentaires ... 61
C.3.1. Essais en réacteur fermé ... 61
C.3.1.1. Isothermes... 61
C.3.1.2. Cinétiques ... 65
C.3.1.3. Conclusion des expériences conduites en réacteurs fermés ... 69
C.3.2. Etude sur colonne ... 69
C.3.2.1. Ferrosorp... 69
C.3.2.2. Béton... 72
C.3.2.3. Calcite... 74
C.3.2.4. Apatite ... 77
C.3.2.5. Récapitulatif des expériences en colonnes ... 78
C.3.3. Rétention dans le pilote de calcite en présence de biomasse... 79
C.3.4. Observation des matériaux par MEB et MET ... 80
C.3.4.1. Calcite... 80
C.3.4.2. Apatite ... 82
C.3.4.3. Béton... 82
C.3.5. Etude détaillée des mécanismes de rétention du P sur les matériaux calcaires ... 83
C.3.5.1. Influence de la concentration en P... 83
C.3.5.2. Influence de la granulométrie ... 84
C.3.5.3. Dissolution... 85
C.3.5.4. Influence des carbonates... 88
C.3.5.5. Influence du calcium ... 90
C.4. Discussion... 95
C.4.1. Mécanismes mis en jeu... 95
C.4.2. Cinétiques ... 97
C.4.3. Adéquation avec les filtres plantés et choix d’un positionnement du filtre phosphore dans la filière ... 98
D : Limites hydrauliques des filtres plantés de roseaux à écoulement vertical... 103
D.1. Hydraulique en milieu poreux... 104
D.1.1. Généralités... 104
D.1.1.1. Hydraulique en milieu saturé ... 107
D.1.1.2. Hydraulique en milieu non saturé ... 108
D.1.1.3. Capacité d'infiltration ... 111
D.1.1.4. Redistribution ... 113
D.1.1.5. Qualité de l’eau et vitesse d’infiltration ... 114
D.1.2. Conséquences des surcharges hydrauliques sur l’activité biologique... 114
D.1.2.1. Temps de passage ... 115
D.1.2.2. Oxygénation ... 115
D.1.2.3. Colmatage... 117
D.1.3. Performances des procédés par cultures fixées sur supports fins : effet des surcharges hydrauliques. ... 119
D.1.3.1. Nitrification ... 119
D.1.3.2. Colmatage... 120
D.2. Protocole expérimental... 121
D.2.1. Laboratoire ... 121
D.2.1.1. Dispositif expérimental ... 121
D.2.1.2. Suivi hydraulique ... 121
D.2.1.3. Suivi des rendements épuratoires ... 123
D.2.1.4. Mesure de la conductivité hydraulique à saturation... 123
D.2.2. Sites réels... 124
D.2.2.1. Station de Colomieu ... 124
D.2.2.2. Station de Gensac la Pallue ... 126
D.2.2.3. Instrumentation... 127
D.2.2.4. Bilans 24 heures ... 127
D.2.3. Traçages... 128
D.2.3.1. Choix du traceur ... 128
D.2.3.2. Méthode de traçage ... 129
D.2.3.3. La distribution des temps de passage. ... 130
D.2.3.4. Temps de séjour moyen... 130
D.2.3.5. Dilution et eau libre... 130
D.2.4. Déroulement des expériences ... 132
D.3. Résultats et commentaires ... 133
D.3.1. Caractéristiques du support de la station de Colomieu. ... 133
D.3.1.1. Caractéristiques physiques ... 133
D.3.1.2. Matières organiques ... 135
D.3.1.3. Hydrodynamique ... 136
D.3.2. Etude sur colonne ... 137
D.3.2.1. Historique des expérimentations ... 137
D.3.2.2. Comportement hydraulique... 140
D.3.2.3. Rendements épuratoires ... 156
D.3.2.4. Conclusions des expériences en laboratoire... 161
D.3.3. Etude sur site réel : Station de Colomieu ... 162
D.3.3.1. Généralités... 162
D.3.3.2. Traçages... 166
D.3.3.3. Evolution des profils tensiométriques au sein des filtres ... 168
D.3.3.4. Vitesses d’infiltration ... 172
D.3.3.5. Comportement hydraulique des filtres de Colomieu en surcharge continue 179 D.3.3.6. Rendements épuratoires ... 184
D.3.4. Station de Gensac la Pallue : colmatage ? ... 193
D.3.4.1. Conditions des mesures ... 193
D.3.4.2. Vitesses d’infiltration ... 194
D.3.4.3. Valeur agronomique des boues de Gensac la Pallue... 197
D.3.5. Conclusion des études sur sites réels... 197
D.4. Synthèse sur l’hydraulique des filtres plantés de roseaux ... 199
E : Conclusion générale...205
Références bibliographiques ...209
Annexes ...217
Liste des Figures
Figure B-1: Schéma d’un filtre à écoulement vertical 12
Figure B-2 : Schéma d’un filtre à écoulement horizontal 14 Figure B-3 : Performances épuratoires moyens de deux STEP à écoulement vertical 17 Figure B-4. Importance du mode d'assemblage et de la taille des particules sur la porosité d'un
milieu poreux non consolidé. Pour un arrangement aléatoire de particules
monodispersées, la porosité moyenne sera de l'ordre de 36%. 19 Figure C-1 : Effet du pH sur des complexes de phosphates en solution (source Dixon et al.,
1989). 26 Figure C-2 : Cycle du phosphore dans les filtres plantés 29
Figure C-3 : Représentation des mécanismes responsables de l'adsorption selon Charlet
(1999). 30 Figure C-4 : Interprétation schématique d'adsorption sur une surface. Association avec des
groupes hydroxyles (s); complexes de sphère interne (a); complexes de sphère externe (β); double couche diffuse (d). Tiré de Stumm and Morgan (1996). 32 Figure C-5: Représentation des différents types d'isothermes 34
Figure C-6: Courbe du coefficient de distribution. 35
Figure C-7: Diagramme schématique de solubilité et saturation en fonction du pH 39 Figure C-8: Diagramme de solubilité de divers composés de Ca, Fe et Al de phosphates. 40
Figure C-9 : Schéma d'un pore 43
Figure C-10: Dispositif expérimental des tests en colonnes 49 Figure C-11: Dispositif expérimental du bac extérieur 50 Figure C-12 : Représentation des prélèvements internes. 51 Figure C-13 : Répartition des sites de surfaces sur la calcite (Pokrovsky et al., 2000) 54 Figure C-14 : Concentration de surface de CaOH2+sur la calcite en fonction du pH et des
espèces carbonatés (Pokrovsky et al., 2000) 54
Figure C-15 : Observation MEB de la calcite vierge. 58
Figure C-16 : Observation MEB de l’apatite vierge. 58
Figure C-17: Isothermes d'adsorption (pH 7, Cond 1000 µS/cm) 61 Figure C-18: Coefficient de distribution et saturation 62 Figure C-19 : Isothermes du Regemat pour deux granulométries. 63 Figure C-20: Isothermes de la calcite suivant la granulométrie 64 Figure C-21: Influence du pH sur la capacité d'adsorption pour la calcite 64 Figure C-22: Influence de la granulométrie sur la sorption de l’Apatite 65
Figure C-23 : Cinétiques d’adsorption P0 =30 mg/l 66
Figure C-24 : Vitesse d’adsorption. P0 = 30 mg/l 66
Figure C-25: Cinétique suivant Freundlich q = kfCntb. Ferrosorp 67 Figure C-26: Cinétique suivant Freundlich q = kfCntb. Calcite 68 Figure C-27: Cinétique suivant Freundlich q = kfCntb. Apatite 68 Figure C-28 : Ferrosorp: colonne alimentée à 200 mg/l 70 Figure C-29 : Ferrosorp colonne alimentée à 20 mg/l une semaine sur deux 70
Figure C-30 : Désorption des phosphates à partir du Ferrosorp 200 mg.l-1. 71
Figure C-31: Relargage Ferrosorp 20 mg/l 71
Figure C-32: Colonne Regemat 1, 200 mg.l-1 72
Figure C-33: Regemat 2 alimenté à 20 mg.l-1 73
Figure C-34: Relargage béton 200 mg/l 74
Figure C-35: Calcite 200 mg/l 75
Figure C-36: Calcite 20 mg/l 75
Figure C-37: Relargage après saturation de la calcite à 200 mg/l 76 Figure C-38: Relargage après saturation de la calcite à 20 mg/l 76
Figure C-39: Apatite 1 alimentée à 20 mg.l-1 77
Figure C-40: Pilote expérimental, Rejet en phosphore du bac calcite 79 Figure C-41 : Surface de calcite visualisée par MEB (20 mgP.l-1 ) 81 Figure C-42 : Visualisation des différentes couches à la surface de la calcite (200 mg.l-1) 81
Figure C-43 : Surface de l’apatite observée par MEB 82
Figure C-44 : Surface du béton observée par MEB 83
Figure C-45 : Vitesse d'adsorption et concentration en P 84
Figure C-46: Granulométrie et vitesse d'adsorption. 84
Figure C-47: Evolution de la composition chimique en batch. 85 Figure C-48: Indice de saturation de l'eau vis-à-vis de la calcite (Calcite 2). 86 Figure C-49 : Evolution de la saturation vis-à-vis de l’HAP (Apatite 2) 87 Figure C-50 : Equilibre calco-carbonique et IS HAP pour l’apatite 2 en présence de calcium 88
Figure C-51 : Influence des bicarbonates. 89
Figure C-52 : Influence des carbonates sur la rétention du P sur l’apatite 90
Figure C-53 : Impact du calcium 91
Figure C-54 : Evolution du calcium au cours de la réaction pour différentes conditions de
départ. 91 Figure C-55: Influence de la saturation sur l'adsorption 93
Figure C-56 : Sorption à l'équilibre sur la calcite (pH = 7,20 ± 0,2 ; HCO3- = 155 ± 45 mg.l-1) 94 Figure C-57: Ratio Ca/P de la solution de départ et vit ads à la première heure pour l'apatite.
94 Figure D-1 : Profils de charge en équilibre hydrostatique (source Musy et al., 1991). 105 Figure D-2 : Profil de charge et profil hydrique en phase d’évaporation (source Musy et al.,
1991). 105 Figure D-3 : Influence de la texture et de la structure sur la relation h(θ) 106
Figure D-4 : Effet d’hystérèse 106
Figure D-5 : Colonne de sol illustrant le principe de la loi de Darcy 108 Figure D-6 : Evolution du profil hydrique au cours de l’infiltration 112 Figure D-7 : Evolution du profil de charge au cours de l’infiltration (Source Musy et al.,
1991) 113 Figure D-8 : Schéma du dispositif expérimental de laboratoire pour l’étude de l’hydraulique.
122 Figure D-9 : Représentation schématique de la station de Colomieu 125
Figure D-10 :Traçages en régime pulsé-périodique 129
Figure D-11 : Estimation de l’eau libre 131
Figure D-12 : Profils de porosité et d’humidité résiduelle dans la colonne expérimentale 134
Figure D-13 : Relation MS – MVS du sol 135
Figure D-14: Variation de la masse de la colonne pendant un jour de fonctionnement. 140 Figure D-15 : Masse d’eau stagnante mesurée avant chaque bâchée 141 Figure D-16 : Profils tensiométriques dans la colonne lors des phases d’alimentation et de
repos en eau claire. 142
Figure D-17 : Volume restitués et dilution de la bâchée traçante : eau claire 143 Figure D-18 : Volumes restitués et dilution de la bâchée traçante : eaux usées 144 Figure D-19 : Simulation de l’évolution de la conductivité de sortie 145 Figure D-20 : Dilution de la bâchée traçante et volume d’eau stocké dans la colonne 146 Figure D-21 : Récupération du traceur en sortie colonne 147 Figure D-22 : Humectation et fréquence de bâchée en eau claire 148
Figure D-23 : Evolution de la masse de la colonne en eaux usées. 149 Figure D-24 : Courbe de ressuyage de la colonne alimentée en eaux usées 150 Figure D-25 : Relation entre la charge en DCO brute appliquée par jour de fonctionnement et
la décroissance de biomasse en fin de ressuyage. 151 Figure D-26 : Surcharge hydraulique en cours de cycle 152 Figure D-27 : Profils tensiométriques de la colonne lors d’une surcharge hydraulique 152 Figure D-28 : Evolution des charges au sein du massif alimenté en eaux usées 153 Figure D-29 : Evolution de la vitesse d’infiltration (cycle 0,75 l/30 mn eaux claires). 154 Figure D-30 : Evolution des débits spécifique entrée/sortie colonne pour les trois fréquences
de bâchées 155
Figure D-31 : Evolution du rejet en MeS, en début de cycle, au sein d’une bâchée 157 Figure D-32 : Evolution du rejet en MeS au cours du cycle 0,75/0,5 cycle 5 157 Figure D-33 : Lessivage des nitrates en début de cycle 158 Figure D-34 : Influence des fréquences d’alimentation sur les performances de dégradation de
la DCO brute 158
Figure D-35 : Influence des fréquence de bâchées sur la rétention des MeS 159 Figure D-36 : Relation fréquence de bâchées-rejet de MeS 159 Figure D-37 : Rendements de transformation de N-NH4 en fonction des fréquences de bâchées
160 Figure D-38 : Incidence d’un arrêt d’alimentation au sein d’un cycle (3/2) 160 Figure D-39 : Surcharge hydraulique en cours de cycle et rendements (cycle 8). 161 Figure D-40 : Importance de l’intensité de la pluie sur le débit d’entrée à la station 163 Figure D-41 : Atténuation du débit lors du passage dans les filtres 163 Figure D-42 : Evolution de l’humidité, appréciée par sonde capacitive, au cours d’une
semaine d’alimentation (Premier étage-Avril 2002) 164 Figure D-43 : Variation du volume d’eau stocké sur l’ensemble des filtres avec la charge
hydraulique 164 Figure D-44 : Drainage des filtres et de la zone stagnante de Colomieu 165
Figure D-45 : Débit cumulé entrée et sortie 1er étage (traçage Mars 2002) 166 Figure D-46 : Traçages Colomieu : récupération du traceur et DTP 166 Figure D-47 : Dilution de la première bâchée (traçage NaCl) 167 Figure D-48 : Faible sensibilité des mesures tensiométriques à l’hétérogénéité du milieu 168 Figure D-49 : Evolution du tensiomètre sous la couche de dépôt 169 Figure D-50 : Tensiométrie sous la couche de dépôt et à –20 cm 169 Figure D-51 : Tensiométrie Juin –Juillet 2003 Filtre 1 170 Figure D-52 : Effet de la température sur le signal tensiométrique 171 Figure D-53 : Tensiométrie en période de repos. Filtre 1 171 Figure D-54 : Profils tensiométriques en période d’humectation et de drainage 172
Figure D-55 : Représentation de la relation h(θ) 172
Figure D-56 : a)Evolution de la vitesse d’infiltration après une bâchée ; b) Relation vit.inf. et
hauteur d’eau 173
Figure D-57 : Evolution de la vitesse d’infiltration au cours d’une semaine (Octobre 2002) 173 Figure D-58 : Evolution de la relation vitesse d’infiltration-hauteur d’eau sur le premier étage,
au cours d’une semaine de temps sec (Février 2002) 174 Figure D-59 : Relation vitesse d’infiltration – hauteur d’eau 2éme étage 175 Figure D-60 : Impact d’un épisode pluvieux sur la relation flux-hauteur d’eau (du 1 au 9
septembre 2002 Filtre 2) 175
Figure D-61 : Surcharge en début de cycle et relation Vi-hauteur d’eau. 176 Figure D-62 : Evolution des paramètres de la relation Vi-hauteur d’eau. 176 Figure D-63 : Evolution des vitesses d’infiltration sur le 1er étage au cours de l’année 2002178
Figure D-64 : Charges hydrauliques moyennes, mini et maxi reçues par les filtres en
surcharge continue. 179
Figure D-65 : Evolution de la submersion suivant les fréquences de bâchées 180 Figure D-66 : Temps de passage apparent suivant le régime de bâchées(2h/2h filtre 4 et
0,5/0,5 Filtre 2). 181
Figure D-67 : Evolution des vitesses d’infiltration au cours de l’année en surcharges
hydrauliques. 181 Figure D-68 : Relation hauteur d’eau – vitesses d’infiltration Filtre 2 4-11 Juin 2003 182
Figure D-69 : Dynamique de la surcharge hydraulique et submersion (Filtre 2 15-21 mai
2003). 183 Figure D-70 : Influence de la dynamique de la surcharge sur la relation hauteur d’eau –
vitesses d’infiltration (Filtre 2, 15-21 mai 2003). 183 Figure D-71 : Pente de la relation hauteur – vitesse d’infiltration sur l’ensemble des
expérimentations 184 Figure D-72 : Rendements et concentrations résiduelles. Colomieu – temps sec 186
Figure D-73 : Incidence d’un épisode pluvieux sur le traitement 187 Figure D-74 : Rendements et concentrations résiduelles lors des bilans en surcharge
hydraulique continue. 189
Figure D-75 : Régime hydraulique et rétention des MeS 190 Figure D-76 : Impact de la charge hydraulique sur les capacités d’oxydation des filtres du
premier étage. 191
Figure D-77 : Azote nitrifié a) :au premier étage, b) : au deuxième étage 192 Figure D-78 : Influence du fractionnement des bâchées sur la nitrification. Rendements de
nitrification du premier étage en fonction de la charge hydraulique 193 Figure D-79 : Evolution de la submersion ; Filtre 3 Gensac la Pallue. 195 Figure D-80 : Vitesses d’infiltration après vidange des dépôts 196 Figure D-81 : Représentation schématique des conditions d’écoulement dans les filtres du
premier étage. 200
Liste des tableaux
Tableau B-1: Echelle texturale du U.S.D.A (United States Department of Agriculture). 19 Tableau B-2. Classification fonctionnelle des pores du sol (adaptée de Greenland, 1981) 20 Tableau C-1 : Différents composés de phosphates de calcium. 39 Tableau C-2 : Constantes de solubilité de différents composé de phosphates de fer 41 Tableau C-3: Conditions expérimentales des expériences en batch 49
Tableau C-4 : Charges reçues par les colonnes 50
Tableau C-5 : Charge hydraulique du pilote chargé de calcite 51 Tableau C-6 : Substitutions possibles dans la structure de l’apatite (d’après McClellan, 1980)
56 Tableau C-7: Caractéristiques physiques des matériaux testés. 57 Tableau C-8: Composition minéralogique des matériaux (% massique). 57 Tableau C-9 : Paramètres du modèle de Langmuir et de Freundlich. 62 Tableau C-10: Evolution des caractéristiques physico-chimiques entrée et sortie colonne 20
mg/l pour le béton concassé. 72
Tableau C-11 : Récapitulatif des expérimentations en colonnes 78 Tableau C-12 : Caractéristiques du dépôt sur le gabion du bac Calcite (% de la MS) 80 Tableau C-13: Composition des cristaux formés sur la calcite. 81 Tableau C-14: Etat physico-chimique de la solution avant et après réaction 86 Tableau C-15: Réaction avec une eau de distribution sans matériau. 91 Tableau C-16: Caractéristiques physico-chimique de la solution à l'équilibre (eau de
distribution avec calcite) 92
Tableau C-17: Comparaison expérimentation - PHREEQC 93
Tableau C-18 : Vitesses de rétention mesurées en batch et colonne 98 Tableau D-1: Caractéristiques granulométriques des matériaux des filtres de Colomieu 133 Tableau D-2 : Caractéristiques physiques du sol de Colomieu 133 Tableau D-3 : Caractéristiques organiques des dépôts et du gravier des filtres 135 Tableau D-4 : KS et résistance des couches prélevées à Colomieu 136 Tableau D-5 : Historique des expérimentations en eaux claires. Hydraulique en laboratoire.
138 Tableau D-6 : Récapitulatif des cycles d’alimentation de la colonne en eaux usées 139 Tableau D-7 : Conditions expérimentales de la simulation d’un épisode pluvieux : Cycle 8.
140 Tableau D-8 : Tableau récapitulatif des conditions de traçage 145 Tableau D-9 : Vitesses d’infiltration en eaux usées sur la colonne suivant les fréquences de
bâchées. 155 Tableau D-10 : Charges hydrauliques et organiques moyennes reçues par la colonne 156
Tableau D-11 : Charge hydraulique (Ch) en régime classique sur le filtre 2 (2002) 162 Tableau D-12 : Conditions hydrauliques lors des bilans 24 heures 185 Tableau D-13 : Charges reçues pendant les bilans 24 heures. 190 Tableau D-14 : Débits entrant sur la STEP de Gensac la Pallue. 193 Tableau D-15 : Charges organiques reçues pas la STEP de Gensac la Pallue 194 Tableau D-16 : Vitesses d’infiltration (m.s-1) Gensac la Pallue 194 Tableau D-17 : Valeur agronomique et éléments traces des boues 197 Tableau D-18 : Proposition de limites hydrauliques sur la filière 202
Liste des symboles :
ΨT Potentiel de charge total de la phase liquide (L)
ϕ
2 module de Thieleτ
p Tortuositéεp porosité interne des grains (%)
io
dlo
dH gradient hydraulique
ts Temps de séjour moyen (T) ρ densité de l’eau (M.L-3) η viscosité de l’eau (M.L-1.T-1) λ Conductivité électrique (µS.cm-1)
θ Humidité (%)
ψ(t) DTP, Distribution des temps de passage (T-1)
∆Gr Energie de Gibbs (M.L2.T-2) A Surface du filtre (L2)
AS aire de la section du filtre (L2)
b Constante éq. de Langmuir représentant le maximum d’adsorption (M.M-1) C Concentration (M.L-3)
C* Concentration bruit de fond (M.L-3) Ce Concentration d’entrée (M.L-3) Ch Charge hydraulique (L3.L-2.T-1) CS Concentration de sortie (M.L-3) CU Coefficient d’uniformité (ad) D Diffusivité (L2.T-1)
D0 coefficient de diffusion de l’oxygène dans l’air (L2.T-1) D(θ) Diffusivité hydraulique fonction de l’humidité (L2.T-1)
d10 Maille du tamis laissant passer 10 % en masse du matériau (L) d60 Maille du tamis laissant passer 60 % en masse du matériau (L) DBO5 Demande biologique en oxygène 5 jours (M.L-3)
DCO Demande chimique en oxygène (M.L-3)
DCOd Demande chimique en oxygène sur phase dissoute (M.L-3)
Ddif coefficient de diffusion de l’oxygène dans le milieu poreux (L2.T-1) De Diffusivité effective (L2.T-1)
dp Diamètre particule (L)
DGO Demande globale en oxygène (M.L-3) EH Potentiel d’oxydoréduction (mV)
EqH Equivalent Habitant
ETP Evapotranspiration potentiel (L)
ƒ Porosité (ad)
ƒe Porosité libre à l’air (ad)
h Pression matricielle (L colonne d’eau) Hr Humidité relative (%)
IS Indice de saturation (ad) J Flux diffusif d’O2 (M.L-2.T-1)
Jw Flux hydrique
K Constante d’adsorption éq. de Langmuir relié à l’énergie d’adsorption.
k constante globale de dégradation proportionnelle à la surface active par m2 de filtre (L.T-1)
kD Conductance de transfert (L.T-1)
Kd Coefficient de distribution (q/C) (L3.M-1)
Keff Conductivité hydraulique à saturation effective (LT-1) kf Coefficient de Freundlich
ki Conductivité hydraulique intrinsèque du matériau (L.T-1) KS Conductivité hydraulique à saturation (LT-1)
Lj Epaisseur de la couche j (L)
MEB Microscope ou microscopie électronique à balayage MeS Matière en suspension (M.L-3)
MET Microscope ou microscopie électronique à transmission MS Matières Sèches (% du poids brut)
MVS Matières Volatiles en Suspension (% des MS)
NTK Azote Kjeldhal (azote arganique et azote ammoniacal) (M.L-3) pHZPC pH de charge nulle à la surface des matériaux (Zero Point of Charge) q Etat de la sorption (M.M-1)
Q Débit (L3.T-1)
R Constante des gaz parfaits (8,314 J.mol-1.K-1) r Vitesse de réaction
RA Rayonnement extra terrestre (cal.cm-2)
Rdif rapport entre le coefficient de diffusion d’un gaz dans le milieu poreux et dans l’air (ad)
Re Nombre de Reynolds
Rg Rayonnement global (cal.cm-2) Sc Nombre de Schmidt
Sh Nombre de Sherwood TA Température ambiante (°C) Vi Vitesse d’Infiltration (L.T-1)
Résumé :
En France, la filière de filtres plantés à écoulement vertical connaît depuis quelques années un succès important pour l'épuration des eaux usées domestiques des petites communes rurales.
Néanmoins certaines lacunes (dénitrification et déphosphatation) demeurent en matière de traitement, et les limites hydrauliques du procédé ne sont pas clairement établies. Considérant que le phosphore est l'élément de maîtrise de l'eutrophisation, les travaux présentés dans ce rapport concernent les limites hydrauliques et la rétention du phosphore.
Basée sur des mécanismes relevant de la chimie des interfaces (adsorption, précipitation, dissolution), l’étude phosphore conclut sur des avancées certaines pour faire évoluer la filière vers de nouvelles perspectives d’utilisation. Nous avons, pour différents matériaux spécifiques, expliqué leur comportement vis-à-vis de la rétention du phosphore et mis en avant leur adéquation ou non-adéquation avec une utilisation dans ces filières extensives. A partir de tests en batch, réacteurs ouverts, ainsi que d’observations par microscopie électronique, nous avons mis en avant la forte potentialité fixatrice des apatites et discuté un éventuel dimensionnement d'une filière déphosphatante.
A partir des connaissances issues de l’hydrodynamique des sols en milieu insaturé, l'étude des limites hydrauliques des filtres plantés à écoulement vertical a fait ressortir la robustesse de la filière à accepter les surcharges. Par l'intermédiaire d'expérimentations à l'échelle pilote et en taille réelle, et en suivant les différents flux (débits, polluants, vitesses d'infiltration, profils tensiométriques), de nouvelles limites ont été proposées avec les règles de conception et de gestion qui s'accompagnent suivant la hauteur de dépôt sur les filtres. Des surcharges allant jusqu’à 10 fois le débit de temps sec sont possibles, dans certaines conditions, sans problèmes de respect du niveau D4.
Reed beds: hydraulics limits and phosphorus retention
Abstract:
Vertical subsurface flow constructed wetlands are experiencing a great success in wastewater treatment for small communities in France. Nevertheless some deficiencies (denitrification, phosphorus removal) still remain and hydraulic limits of the process are not yet well established. Considering that phosphorus is the eutrophication control agent, work presented here is focused on hydraulic limits and phosphorus removal.
Based on interface chemistry mechanisms (adsorption, precipitation, dissolution), the work on phosphorus removal concludes in favour of real advances to develop these systems for new ways of utilisations. We explained the behaviour of different specific materials towards phosphorus retention and defined their adequacy or not with their use in such extensive systems. From batch and open reactor tests to electronic microscopy observations, we pointed out that apatite has a strong potential to fix phosphorus. Consequently, we discussed about the sizing of a long-term phosphorus removal filter.
Based on the knowledge of hydrodynamic in unsaturated porous media, the study of reed beds hydraulic limits reveals the robustness of the system to accept flow overloads. From pilot and full scale experimentations, and measures of different parameters (flow, pollutant removal, infiltration rate, pressure head profiles), we propose new hydraulic limits with their accompanying rules of sizing and operation recommendations according to deposit level on the surface filter. Ten times dry weather flow overloads are possible while respecting European consent.
A : Introduction
générale
La capacité des zones humides naturelles et artificielles à épurer les eaux usées est largement établie aussi bien aux USA qu'en Europe, au travers de systèmes divers tels les systèmes lagunaires, les filtres à macrophytes …(Kadlec, 1996 ; Vymazal, 1998). Plusieurs caractéristiques rendent attractifs ces systèmes: pouvoir tampon, adsorption physique des polluants sur la surface des constituants du sol, dégradation de la matière organique par les micro-organismes, assimilation par les végétaux... Les premières études de Seidel (1966) ont inspiré Kickuth (1977) pour développer le concept de la "Root Zone Method". Il s'agit d'un filtre planté à écoulement horizontal dans le sol. Les végétaux poussent sur le support du filtre créant ainsi des conditions favorables à l’activité biologique grâce au développement racinaire et microbien à l'intérieur du filtre. L'idée de la « Root Zone Method » a depuis été développée aussi bien dans les zones humides naturelles qu'artificielles pour leurs performances épuratrices.
Brix (1993) propose une classification des diverses filières d'épuration existantes à partir du type de végétaux dominants :
• Systèmes dont les végétaux (jacinthes d'eau, lentilles d'eau...) flottent librement à la surface d'une tranche d'eau libre. Un accroissement des performances classiques des lagunes peut être obtenu, principalement par l'assimilation végétale. Les bases de dimensionnement ont été revues par Brix (1993).
• Systèmes dont les macrophytes (Egeria densa, Elodea canadenis) sont enracinés et submergés. L'emploi d'un tel procédé est resté au niveau expérimental et uniquement en tant que traitement tertiaire (Vymazal 1998).
• Systèmes dont les végétaux (roseaux, Phragmites australis, Typha latifolia, iris) sont enracinés et émergents.
Trois cas se distinguent suivant les régimes hydrauliques (cf. figure ci- contre) : écoulement de surface (a), écoulement horizontal à l'intérieur du filtre (b), écoulement vertical dans le filtre (c).
Représentation schématique de systèmes de traitement des eaux usées par macrophytes émergents. Source: Brix (1993).
En France, la filière de filtres plantés à écoulement vertical, développée par le Cemagref, connaît depuis quelques années un succès important pour l'épuration des eaux usées domestiques des petites communes rurales. Elle se révèle intéressante pour le traitement des matières en suspension (MeS), du carbone et la nitrification. Elle permet de plus de s'affranchir d'une gestion contraignante et problématique des boues (alimentation en eau usée
brute sur le premier étage). Néanmoins, certaines lacunes (dénitrification et déphosphatation limitées) demeurent en matière de traitement, et les limites hydrauliques du procédé ne sont pas clairement établies même s'il apparaît que le ratio habituel de 150 litres par équivalent habitant (EqH) peut être dépassé. Ces insuffisances méritent d’être comblées ou définies.
A partir de ces constats, et devant l’intérêt croissant des collectivités concernant les procédés par filtres plantés, l’agence de l’eau Rhône Méditerranée Corse, par l’intermédiaire d’A.
Iwema, a initié de nouvelles recherches pour accroître nos connaissances sur le fonctionnement de ces systèmes. Les études menées conjointement par l’université de Chambéry et le Cemagref concernent les points suivants :
• Evaluation de l’activité biologique des filtres.
• Hydraulique des filtres plantés à écoulement horizontal.
• Accroissement des processus de dépollution des nutriments (N, P).
• Hydraulique des filtres plantés à écoulement vertical.
Notre travail, développé au Cemagref de Lyon, concerne les deux derniers points.
L’accroissement des processus de dépollution des nutriments est bien entendu directement lié au problème d'eutrophisation du milieu récepteur.
L’eutrophisation est une forme singulière mais naturelle de pollution de certains écosystèmes aquatiques qui se produit lorsque le milieu reçoit trop de matières nutritives assimilables par la végétation aquatique. Les principaux nutriments à l’origine de ce phénomène sont le phosphore et l’azote (ammonium, nitrates, et nitrites). A l'origine, l’eutrophisation désigne l'évolution qui accompagne le vieillissement d'un milieu aquatique de l'état oligotrophe (peu nourri) à l'état eutrophe (bien nourri). En raison de l’intensification et de la diversification de l’activité humaine, ces nutriments (dont les apports ont augmenté) constituent un véritable engrais pour les plantes aquatiques. Cela se manifeste par la prolifération excessive de végétaux dont la respiration nocturne puis la décomposition provoquent une diminution notable de la teneur en oxygène dans les eaux. Il s'en suit, entre autres, une diversité animale et végétale amoindrie et des pertes d’usages touchant de nombreux intérêts économiques, voire vitaux (alimentation en eau potable, loisirs, usage industriel, agricoles...). On parle alors d'eutrophisation artificielle ou anthropique, devenue "eutrophication", "dystrophisation",
"hypertrophisation", etc.
Pour lutter efficacement contre l’eutrophisation, outre l’indispensable réduction à la source (mieux vaut ne pas polluer que de devoir dépolluer), il est nécessaire de savoir quel est le rôle de chaque élément dans le processus et dépolluer en conséquence au niveau des rejets. Les travaux de Barroin (1999, 2003…), à ce sujet, illustrent clairement l’importance d’agir efficacement sur le phosphore. Il est, en conditions naturelles, le premier nutriment à faire défaut pour assurer la synthèse cellulaire. Lors de pollutions excessives en phosphore, une carence en azote peut apparaître, stimulant la production de cyanobactéries capables de fixer l’azote moléculaire dissous provenant d’une réserve quasi inépuisable : l’atmosphère. Le phosphore déclenche donc parfois la prolifération de cyanobactéries capables de combler un manque (momentané) d’azote. Les cyanobactéries, de forte toxicité, empêchent ses prédateurs de les consommer. Leur prédominance amplifie la dégradation du réseau trophique, et permet par la même occasion de libérer les phosphates piégés dans les sédiments, par réduction des composés du fer. Barroin (2003) montre alors que « le phosphore est bien le facteur limitant,
mais aussi le facteur de maîtrise puisque c’est en agissant sur lui qu’il est possible d’augmenter ou de réduire les proliférations algales ».
Les origines du phosphore dans les eaux sont ponctuelles et diffuses. On peut ainsi citer les rejets :
• Domestiques : Le phosphore des effluents domestiques est constitué d’une valeur physiologique, évaluée à 1.2 gP.j-1 par personne (Billen et al.,1999), et de polyphosphates utilisés dans la fabrication des poudres à lessiver. Introduits dans les années 1960, leur utilisation a été maximale dans les années 1970. Leur réduction en France et en Belgique, plus tardive qu’en Allemagne, est toutefois effective depuis le milieu des années 1990. D’une manière générale, la charge spécifique en phosphore a été réduite au moins de moitié au cours des dix dernières années (Billen et al.,1999).
Considérer 3 g de phosphore par jour et par EqH paraît sécuritaire (30 à 50 % d’origine humaine et 50 à 70 % issus des détergents). Il s’agit de l’apport principal en phosphore dans les cours d’eau.
• Industriels : Le développement industriel a provoqué une hausse des rejets organiques et en nutriments au cours du 19ème siècle. La préoccupation environnementale a permis une réduction des flux (organique et nutriments), au point de rendre les flux en phosphore d’origine industrielle faibles comparés aux rejets domestiques.
• Agricoles : Ils représentent la seconde source des flux actuels vers les eaux. Ils pourraient représenter une part plus importante étant donné que les flux ponctuels ont tendance à décroître et que ceux originaires des milieux cultivés augmentent (Fardeau et al., 2000). Les rejets agricoles sont constitués essentiellement de sources diffuses, dont une partie est retenue dans les sols. L’exportation des sols en phosphore dans des zones d’agriculture intensive moderne est généralement inférieure à 50 kg P.km-2.an-1 (Billen et al., 1999).
• Naturels : L’altération (physique, chimique et biologique) des roches est la cause de la mobilisation du phosphore dans la biosphère. Il subit des transformations réversibles et successives entre forme minérale et organique sous le contrôle des équilibres biogéochimiques.
En ce qui concerne la réglementation, l’arrêté du 22 décembre 1994, pris en application de la directive européenne 91/271/EEC relative au traitement des eaux usées, impose, pour les stations d’épuration de capacité supérieures à 10 000 EqH situées en zone sensible, un niveau maximal de 2 mg.l-1 sur le paramètre phosphore. Les niveaux de rejets peuvent être rendus plus stricts par arrêtés préfectoraux si le milieu récepteur le nécessite. Les stations d’épuration de capacité inférieure peuvent également voir leur rejet être limité en phosphore par arrêté préfectoral pour lutter contre les phénomènes d’eutrophisation. Il devient de plus en plus fréquent, dans les appels d’offre, de devoir faire face aux exigences plus contraignantes du traitement de l'azote et du phosphore, notamment en "zones sensibles" à l'eutrophisation.
Les petites agglomérations (< 2000 EqH) se trouvent alors confrontées à des problèmes technico-économiques pour faire face à cette contrainte. Parmi les procédés d'épuration extensifs, seul le lagunage naturel permet d'atteindre des abattements en P de l'ordre de 60%, ce qui reste inférieur aux nécessités réglementaires. De surcroît, sachant que ces performances sont essentiellement liées à la précipitation par élévation du pH des eaux et à l'absorption par le phytoplancton dont la croissance est maximale en été, on réalise l'ampleur de la tâche pour mettre au point des filières de traitement fiables et efficaces en toutes circonstances.
La combinaison de filtres verticaux et horizontaux est une voie de recherche qui suscite un intérêt croissant depuis quelques années (Cooper, 1999), pour espérer une rétention du phosphore à l'aide de supports adsorbants conjointement à une dénitrification partielle de l'effluent. Devant l’urgence de lutter contre les rejets ponctuels en phosphore, l’approche nutriment a été focalisée sur la rétention de celui ci, en développant une technologie reposant sur la rétention du phosphore sur des matériaux spécifiques garnissant le lit horizontal. Dans ce but, une station expérimentale de 200 EqH, dont les caractéristiques peuvent être visualisées dans Molle (2000), a été réalisée à Evieu (Ain). En raison de retards inhérents à ce type de projet, la station, seulement opérationnelle depuis le second trimestre 2003, n’a pu être étudiée dans le cadre des travaux présentés ici. Les travaux de recherche présentés dans ce rapport, développés dans des unités pilotes, illustrent l’indispensable adaptation au quotidien entre la demande scientifique (en matière d’accroissement de la connaissance sur le sujet) et les contraintes temporelles (réalisation de la station expérimentale, échéance du contrat) inhérentes à un travail de thèse.
Le second point de ce travail est lié à la problématique hydraulique des filtres plantés à écoulement vertical, et notamment les conséquences des surcharges hydrauliques par temps de pluie.
Pour comprendre la problématique hydraulique, et les surcharges qui l’accompagnent au niveau des stations d’épuration, il est peut être utile de rappeler l’historique du développement des réseaux d’assainissement. L’origine de la création des réseaux d’assainissement (XIXème siècle) répond à des objectifs sanitaires mais aussi de maîtrise des inondations en évacuant le plus loin possible les eaux usées des villes. Cela s’est fait par la création de réseaux unitaires (collecte conjointe des eaux domestiques et pluviales). La remise en question de ces réseaux, en raison des impacts environnementaux sur le milieu récepteur, a conduit à repenser cette méthode de collecte. Cela a conduit au début du XXème siècle, à la création de stations d’épuration biologique. Elles ont, de fait, répondu à la problématique de la collecte car sensibles aux variations de charges hydrauliques (généralement acceptables d’un facteur un à trois), il était nécessaire de limiter les débits entrant. La création d’ouvrages limitant le débit à l’entrée des stations (déversoirs d’orage) permettait alors d’évacuer les trop pleins vers le milieu récepteur mais ne préservait pas ce dernier des impacts du mélange des eaux pluviales avec les eaux usées domestiques. La séparation de la collecte des eaux usées et pluviales s’est alors intensifiée, pour ne traiter que les eaux domestiques et éviter les pertes d’eaux usées, par les déversoirs d’orage, vers le milieu récepteur. Cependant, le développement de l'urbanisation et l'imperméabilisation croissante des sols ont fait des eaux pluviales une véritable menace pour de nombreuses collectivités. N'étant plus absorbées par le sol, les eaux pluviales provoquent des inondations ou en aggravent les conséquences, drainant par la même occasion différents types de polluants (MeS, métaux lourds …). Non traitées, les eaux pluviales peuvent alors provoquer de graves dommages au milieu naturel. La reconnaissance de la pollution des eaux pluviales, plus importante que ce que l’on croyait, a conduit à chercher à minimiser leur impact sur le milieu naturel. De nouvelles solutions de limitation des débits ont vu le jour (bassins de retenue, chaussées à structure-réservoir, fossés adsorbant
…). La loi sur l’eau de 1992, et ses textes d’application, ont imposé le traitement de toutes les eaux collectées par les réseaux d’assainissement (unitaires et séparatifs) et celles des réseaux séparatifs d’eaux pluviales suivant le milieu récepteur. Des moyens ont été mis en place pour y répondre :
• surdimensionnement des stations d’épuration,
• décantation en bassin,
• nettoyage régulier des surfaces imperméabilisées…
Le choix du type de réseaux à mettre en place et des moyens de traitements est donc un compromis entre plusieurs paramètres : économiques, institutionnels, techniques (contrôle des branchements, stockage …).
Les études menées pour caractériser les eaux pluviales en matière de flux véhiculés et de conséquences sur le milieu récepteur, concernent des zones géographiques généralement densément peuplées, en raison du caractère intensif de la pollution dans ces zones. En France, différentes mesures ont été regroupées dans la base de données QASTTOR (Saget, 1994) faisant ressortir l’importance de la pollution des rejets urbains par temps de pluie, parfois supérieure ou égale au regard des concentrations de plomb, MeS, demande en oxygène à celle des eaux usées, et nettement supérieure en terme de flux. A l’échelle de l’année (Bachoc et al., 1994), la masse de MeS et DCO déversée par une agglomération lors des épisodes pluvieux est comparable à celle des rejets de station d’épuration.
La qualité des eaux de ruissellement dépend d’une part du lessivage de l’atmosphère et d’autre part, du lessivage et de l’érosion des surfaces sur lesquelles elles ruissellent. En ce sens, les caractéristiques des eaux pluviales peuvent varier considérablement suivant :
• pour le premier point : les sources locales de pollution atmosphérique, la topographie du site (vallée encaissée ou plaine aérée), les conditions météorologiques (vents, fréquences des pluies).
• pour le second point : le stock de polluant disponible sur les surfaces en début de pluie, la quantité érodée par les gouttes d’eau et par l’écoulement et la quantité pouvant être transportée par l’écoulement, donc de l’intensité de l’épisode pluvieux.
Nous ne nous attacherons pas à détailler ici les mécanismes qui conditionnent les flux de polluants, ni leur quantification en fonction des origines. Pour ce faire le lecteur pourra consulter notamment les travaux menés par Gromaire-Mertz (1998). Il ressort que les polluants se trouvent principalement sous forme particulaire. Ceci est d’autant plus vrai pour les réseaux unitaires dans lesquels les MeS peuvent se déposer en temps sec pour être remises en suspension lors d’épisodes pluvieux. Ceci est un point important lorsqu’on connaît les très bons rendements d’épuration des MeS obtenus sur les filtres plantés.
Les MeS proviennent principalement du lessivage des voiries dans les zones urbaines (concentrations 10 fois supérieures à celles des toitures, Xanthopoulos et al., 1993). Dans les zones rurales, on peut supposer la part végétale (déjà non négligeable en ville) comme importante en terme de pollution carbonée et nutriments. La corrosion et l’érosion des surfaces imperméabilisées et des sols (terre, sable, hydrocarbures, métaux) sera aussi notable.
Les MeS évacuées, relativement minérales, sont de forte densité (2,5 kg.m-3 environ) et relativement fines (< 100 µm). En revanche, à l’exutoire des réseaux unitaires, les dépôts remis en suspension lors d’épisodes pluvieux, sont moins denses (1,7 à 2,15 kg.m-3), ont des teneurs en matières volatiles en suspensions (MVS) variant de 24 % à 55% et ont tendance à s’agglomérer (Gromaire-Mertz, 1998).
La base de données QASTOR fait ressortir des concentrations maximales en sortie de réseau unitaire lors d’épisode pluvieux de 1100 mg.l-1 de MeS et 480 mg.l-1 en DCO. Il serait peut- être intéressant de corréler ces concentrations maximales à celles mesurées sur des eaux issues de réseaux séparatifs d’eaux pluviales, pour avoir une idée des variations possibles en zone rurale. En zone pavillonnaire ou résidentielle ces concentrations sont de 86 mg.l-1 de MeS et
43 mg.l-1 en DCO, selon une étude de Colandini (1997). Un caractère dilué de l’effluent est donc à attendre avec la possibilité d’observer tout de même de fortes concentrations en MeS.
En ce qui concerne les stations d’épuration d'eaux usées des collectivités rurales, il faut fréquemment ajouter la présence de réseaux imparfaitement séparatifs et de nappes qui s’infiltrent dans les réseaux. Les stations sont alors souvent caractérisées par des surcharges hydrauliques et des sous-charges organiques, qui expliquent en grande partie le dysfonctionnement périodique ou chronique de ces ouvrages. En effet, les hypothèses de base, quant aux volumes à traiter supposent, souvent à tort, une faible fraction d’eaux parasites claires et une bonne séparativité des réseaux d’assainissement.
Le choix de gestion des eaux doit se faire alors entre une réduction des eaux parasites, un surdimensionnement de la station ou le choix d’une filière de traitement adaptée au réseau existant. La mise en séparatif, on l’a vu, ne résout pas forcément les problèmes, coûte cher, et l’élimination des eaux claires a également un coût.
Les systèmes à filtres plantés de roseaux constituent une voie intéressante en matière de traitement des surcharges hydrauliques ou des eaux pluviales. Plusieurs études signalent leur intérêt en terme de traitement et d’écrêtage des débits (Boutin et al., 2000 ; Cooper 1996…).
Néanmoins, si les règles de dimensionnement et d’exploitation des filtres verticaux pour un fonctionnement par temps sec sont bien établies, on manque d’éléments objectifs pour adapter ces ouvrages aux conditions d’alimentation par des réseaux drainant et/ou unitaire. Dans l’hypothèse où les filtres absorberaient correctement ces surcharges hydrauliques tout en maintenant de bons niveaux de rejets, on peut alors se poser la question de l’intérêt économique de la séparation du réseau pluvial et domestique (doublement du réseau), induisant également la réalisation d’ouvrages spécifiques de traitements des eaux pluviales.
En effet, l’adaptation de la filière aux variations de charges hydrauliques pourrait être une solution avantageuse pour certaines collectivités. Une définition précise des limites hydrauliques de ces systèmes est donc un élément primordial pour les acteurs de l’eau afin de pouvoir gérer les flux avec le moins de contraintes environnementales et économiques possibles pour la collectivité. C’est dans le but d’apporter des éléments de réponse à cette problématique, qu’ont été conduits les essais en laboratoire et sur site réel rapportés dans ce mémoire.
Les travaux présentés concernent donc deux aspects qui, pour différents qu’ils soient, s’intègrent dans le contexte général de l’étude :
• l’étude en laboratoire de la rétention du phosphore sur des supports spécifiques d’une part,
• et l’étude en laboratoire et in situ des potentialités hydrauliques des filtres plantés à écoulement vertical, d’autre part.
Ces deux thèmes sont précédés d’une partie rappelant quelques éléments de base relatifs aux systèmes de filtres plantés.
B : Présentation
générale des systèmes
filtres plantés
B.1. Classification des filières
B.1.1. Filtres à écoulement vertical
Les filtres sont des excavations, étanchées du sol, remplies de couches superposées de gravier ou de sable de différentes granulométries suivant la qualité des eaux usées à traiter (voir Figure B-1). L'influent est réparti sur la surface du filtre, s'écoule en son sein en subissant un traitement physique (filtration), chimique et biologique (biomasse fixée sur support fin). Les eaux épurées sont drainées dans une couche de gros galets et récupérées par des drains.
Figure B-1: Schéma d’un filtre à écoulement vertical
La spécificité de cette filière est que, contrairement aux autres filières de traitement sur support fin, on travaille en eaux usées brutes sur le premier étage de traitement. Seul un dégrillage grossier est assuré avant les filtres. L'alimentation en eaux usées brutes permet d’assurer une bonne répartition de l'influent sur le filtre en service. L'augmentation de la couche de dépôt permet de submerger au mieux la surface du filtre. Les tiges des roseaux percent la couche de dépôts permettant l’écoulement et créent simultanément des conditions (encore mal définies) propices à la minéralisation de la fraction organique des dépôts, atténuant ainsi leur accumulation. Ces conditions favorables permettent d'éviter la contrainte de l'extraction fréquente et régulière des boues.
Pour assurer une bonne répartition hydraulique, les filtres sont alimentés par bâchées (alimentation par à-coups après stockage temporaire des eaux) par pompes, chasses ou siphons auto-amorçant. Les débits d'alimentation sont ainsi suffisants pour noyer la totalité de la surface du filtre (alimentation homogène).
Plusieurs filtres en parallèle sont mis en place permettant d'instaurer des périodes d'alimentation et de repos. Le rôle des périodes de repos est de réguler l'accroissement de la biomasse dans les massifs filtrants, de restaurer le stock d’oxygène dans les interstices libres à l’air et de favoriser la minéralisation des dépôts après leur ressuyage afin de réduire les risques de colmatage.
Un élément clé de ce procédé est la qualité d’aération du système autorisant une dégradation biologique aérobie importante. L'aération est assurée par :
• une convection au sein du massif liée au déplacement des lames d'eau apportées par apports séquencés,
• une diffusion de l'oxygène depuis la surface des filtres et les cheminées d'aération, vers l'espace poral,
• un apport par les radicelles des plantes (incontesté mais vraisemblablement faible).
Deux étages de filtres sont mis en place pour assurer un traitement fiable. Le premier étage est garni d’un matériau présentant une granulométrie de 2-6 mm et le second étage de filtres d’un sable similaire à ceux utilisés en infiltration percolation sur sable (Liénard et al., 2000).
Contrairement aux filtres horizontaux, le dimensionnement des filtres verticaux n’est basé sur aucun modèle théorique. Il a été établi empiriquement en définissant les charges organiques surfaciques journalières limites acceptables sur ce type de procédé (20 à 25 gDBO5 m-2.j-1 de surface totale plantée).
Le premier étage est dimensionné pour recevoir environ 40 gDBO5 m-2.j-1 (60 % de la surface totale), soit 1,2 m2.EqH-1 suivant la définition française de l'équivalent habitant. Quand le réseau est unitaire ou partiellement unitaire, le premier étage est surdimensionné par sécurité à 1,5 m2.EqH-1 (Agence de l'eau, 1999). Cet étage est compartimenté en 3 filtres minimum permettant d'obtenir des périodes de repos de 2/3 du temps.
Le dimensionnement du deuxième étage est basé sur la perméabilité du sable. Généralement il correspondra à 40 % du dimensionnement total, soit 0,8 m2.EqH-1. La surface mise en jeu peut être adaptée en fonction du sable mis en place. Ici, compte tenu des très faibles apports de MeS (retenues à environ 85 % sur les filtres du 1er étage), le temps d'alimentation et le temps de repos peuvent être équivalents, et de ce fait, la mise en place de 2 filtres est généralement suffisante.
B.1.2. Filtres à écoulement horizontal
Dans les filtres à écoulement horizontal, le massif filtrant est totalement saturé en eau.
L’effluent est réparti sur toute la largeur et la hauteur du lit par un système répartiteur situé à une extrémité du bassin ; il s’écoule ensuite dans un sens principalement horizontal au travers du substrat. La plupart du temps, l’alimentation est continue car la charge organique apportée est faible et la surface relativement importante (voir Figure B-2).
L’évacuation se fait par un drain placé à l’extrémité opposée du lit, au fond et enterré dans une tranche de pierres drainantes. Ce tuyau est relié à un siphon permettant de régler la hauteur de surverse, et donc celle de l’eau dans le lit de façon à ce qu’il soit saturé pendant la période d’alimentation. Le niveau d’eau doit être maintenu environ à 5 cm sous la surface du matériau. Ceci permet d’éviter les écoulements préférentiels en surface et d’assurer un flux homogène.
Figure B-2 : Schéma d’un filtre à écoulement horizontal
Les bases théoriques de dimensionnement ont été élaborées suivant deux principes :
Un écoulement piston, et un couplage avec une cinétique de réaction biologique irréversible du 1er ordre. Ces modèles permettent de prévoir la concentration de sortie d'un polluant en fonction de celle d'entrée. Les variables sont déterminées à partir d’une multitude d'observations. Elles représentent des conditions moyennes et ne prennent pas en compte les inévitables variations, de débits d'entrée, de concentrations, de la porosité du filtre, de la météorologie et de tous les facteurs influençant l'écosystème à petite échelle (journalière) ou grande (saisons, années).
Une notion importante induite dans tout système dit de zone humide, est l'impossibilité d'obtenir une concentration nulle en sortie de traitement. Cette impossibilité résulte du relargage de matières par les plantes, les métabolites, qui se déposent dans le filtre ou s'évacuent avec l'effluent. C'est un bruit de fond inévitable qui sera noté C*.
Pour un débit constant (et en considérant la somme des flux engendrés par les précipitations et l’évapotranspiration comme nulle) la relation liant la concentration de sortie Cs d’un polluant à celle d'entrée Ce s'écrit :
( )
** lnCC CC kA Q
s e−−
= Equation 1
Ce modèle est appelé modèle k-C* en raison des deux paramètres à ajuster.
Le coefficient k est fonction de la cinétique de dégradation de la pollution, de la température de l’effluent et de la porosité du lit (Vymazal J. et al., 1998) ; Il permet de définir une surface de filtre (A) nécessaire en fonction d’objectifs fixés. La surface peut être calculée sur la base de concentrations en DBO5, N-total et P-total, suivant les performances attendues. Il convient alors d'adapter le coefficient k en fonction du substrat considéré.
En dépit de la variabilité des paramètres, des données empiriques ont permis de confirmer l'intérêt du modèle piston. Il permet de calculer, de manière simple, la surface d'un filtre en fonction d'un rendement attendu, c.-à-d. les concentrations de sortie d'un filtre en fonction d’une concentration d'entrée donnée.
Les valeurs des paramètres k et de C* ont été estimées pour différents polluants avec des variations notables dues aux différences, à la fois des caractéristiques physiques et écologiques des filtres, ainsi que de celles de l'effluent. L'influence de facteurs comme la profondeur du filtre, la pente, le dispositif d'entrée et de sortie du filtre, le type de végétation, la densité, le type de sol, peut expliquer la variabilité des paramètres. Le lecteur pourra se référer à IWA (2000a) pour plus de précisions.
La section du filtre (AS) sera dimensionnée suivant les caractéristiques du matériau du filtre.
Le but est d'assurer un régime hydraulique stable dans le temps (risque de colmatage). La vitesse de l’écoulement est fonction de la pente de la ligne d’eau et de la conductivité hydraulique (ks) du milieu entièrement colonisé par les végétaux suivant la loi de Darcy.
io o S
S dl
A dH k
Q= Equation 2
Avec Q le débit transitant dans le filtre.
La définition de la valeur ks a fait l'objet de nombreuses discussions, la valeur à atteindre étant estimée à 3.10-3 m.s-1(Boon, 1985)( 1.10-3 à 3.10-3 selon Cooper 1996). L'hypothèse d'une amélioration notable de la conductivité hydraulique initiale suite au développement racinaire intense des roseaux, tant en densité qu'en profondeur, n'a pas été confirmée (Boon,1986). En fait l'augmentation de la conductivité hydraulique par les passages préférentiels, créés par le développement racinaire, est compensée en partie par l'accumulation de MeS et de matière organique (Cooper, 1996).
En pratique, suivant le rôle du filtre horizontal (traitement secondaire ou tertiaire), on peut généralement faire ressortir les dimensionnements suivants :
• pour des concentrations initiales de l'ordre de 150 à 300 mg.l-1 de DBO5, il est communément pris kDBO5 = 0,1m.j-1 conduisant à définir des surfaces de l'ordre de 5 m2.EqH-1 en traitement secondaire,
• 1 m2.EqH-1 en traitement tertiaire (kDBO5 = 0,31 m.j-1),
• 0,5 m2.EqH-1 pour le traitement des eaux de pluies seule (Cooper, 1996).
B.2. Mécanismes et rendements attendus
B.2.1. Mécanismes épuratoiresLes filtres sont donc des réacteurs physico-chimiques et biologiques artificiels, imperméables vis-à-vis du sol naturel, dans lesquels un support rapporté permet à une biomasse de se développer. L'effluent va subir différents mécanismes épuratoires :
• Une filtration des MeS plus ou moins poussée suivant la granulométrie du milieu.
• Une dégradation biologique par la flore bactérienne développée sur le support et les rhizomes.
• Des transformations chimiques (sorption, précipitation) suivant les caractéristiques minérales du support mis en place.
De nombreux ouvrages détaillent ces mécanismes (Vymazal, 1998; IWA, 2000a …) auxquels le lecteur pourra se rapporter. Dans ce rapport, seuls ceux concernant les sujets traités seront détaillés. Il nous paraît néanmoins important de préciser ci-dessous quel est le rôle des végétaux dans ces systèmes, pour éviter toute confusion pour les non-spécialistes.
