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ÉTAT DES CONNAISSANCES TECHNIQUES ET RECOMMANDANTIONS DE MISE EN ŒUVRE POUR UNE

GESTION DES INSTALLATIONS DE STOCKAGE DE DÉCHETS NON DANGEREUX EN MODE BIORÉACTEUR

Décembre 2007

Étude réalisée pour le compte de l’ADEME et la FNADE

Coordination technique : Isabelle HEBE - Département Gestion Optimisée des Déchets – Direction Déchets et Sols – ADEME Angers

État des connaissances techniques et recommandations de mise en œuvre pour une gestion des installations de stockage de déchets non dangereux en mode Biorécateur

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Remerciements

Les initiateurs du présent document sont la Fédération Nationale des Activités de la Dépollution et de l’Environnement (FNADE), et l’Agence Nationale de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie (ADEME). Les concepteurs du présent guide se sont attachés l’appui et l’expérience d’un comité de pilotage restreint constitué de professionnels du stockage ainsi que l’apport scientifique d’un comité élargi rassemblant les laboratoires de recherche ayant participé aux travaux scientifiques sur le sujet.

AAuutteeuurrss

Enquête, conception et rédaction par T. CHASSAGNAC (Cabinet 3C), assisté du bureau d’étude CSD AZUR.

CCoommiittéé ddee ppiilloottaaggee rreessttrreeiinntt

Isabelle HEBE : ADEME Philippe BELBEZE : VEOLIA PROPRETE

Arnaud BUDKA : SITA COSTE Emmanuel : COVED

Nadir CROS : CHEZE Jean-Michel MANDIUK: DELTA DECHETS

Vincent MILANOV : COVED Thomas LAGIER : VEOLIA PROPRETE

Alain ROSPARS: GROUPE SECHE

CCoommiittéé ddee ssuuiivvii ééllaarrggii

Christian DUQUENOI : CEMAGREF Dominique GUYONNET : BRGM Sylvain MOREAU : CEMAGREF

Jean Pierre GOURC: LTHE Olivier BOUR : INERIS

FFiinnaanncceemmeenntt

Ont participé au financement de ce guide ADEME, FNADE, SITA, VEOLIA PROPRETE, COVED, SECHE ENVIRONNEMENT et le GNPMED

représenté par BAUDELET ENVIRONNEMENT, BRANGEON ENVIRONNEMENT, CHEZE SA, CHARIER DV, DELTA DECHETS, GROUPE PIZZORNO ENVIRONNEMENT, MOULIN SA.


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Toute représentation ou reproduction intégrale ou partielle faite sans le consentement de l’auteur ou de ses ayants droit ou ayants cause est illicite selon le Code de la propriété intellectuelle (art. L 122-4) et constitue une contrefaçon réprimée par le Code pénal. Seules sont autorisées (art. 122-5) les copies ou reproductions strictement réservées à l’usage privé de copiste et non destinées à une utilisation collective, ainsi que les analyses et courtes citations justifiées par la caractère critique, pédagogique ou d’information de l’œuvre à laquelle elles sont incorporées, sous réserve, toutefois, du respect des dispositions des articles L 122-10 à L 122-12 du même Code, relatives à la reproduction par reprographie. L’ADEME en bref L'Agence de l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie (ADEME) est un établissement public sous la tutelle conjointe du ministère de l'Ecologie, du Développement et de l’Aménagement durables, et du ministère de l’Enseignement Supérieur et de la Recherche. Elle participe à la mise en oeuvre des politiques publiques dans les domaines de l'environnement, de l'énergie et du développement durable. L'agence met ses capacités d'expertise et de conseil à disposition des entreprises, des collectivités locales, des pouvoirs publics et du grand public et les aide à financer des projets dans cinq domaines (la gestion des déchets, la préservation des sols, l'efficacité énergétique et les énergies renouvelables, la qualité de l'air et la lutte contre le bruit) et à progresser dans leurs démarches de développement durable. www.ademe.fr


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Résumé

La Fédération Nationale des Activités de la Dépollution et de l’Environnement (FNADE) et l’Agence Nationale de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie (ADEME) ont formé en 2007 un groupe de travail pour réaliser un guide dont l’objectif est de faciliter la mise en œuvre du mode de gestion en bioréacteur des Installations de Stockage de Déchets Non Dangereux (ISDND). Ce guide comporte un état des connaissances techniques et des recommandations de mise en œuvre du bioréacteur. Il s’adresse à des professionnels des ISDND (exploitants, concepteurs et inspecteurs des installations classées susceptibles d’être interrogés pour des projets). Le guide a été réalisé à partir d’études, de publications et de travaux de recherches sur le bioréacteur, de visites de sites, de retours d’expériences d’exploitants et de rencontres avec des chercheurs et des techniciens. Le guide définit ce qu'est la gestion en bioréacteur d'une ISDND. Elle consiste en une maîtrise et une accélération des processus de dégradation anaérobie des déchets dans une enceinte confinée par le contrôle, par exemple, de l’humidité au sein du massif des déchets. Ce mode de gestion reconnu par la réglementation européenne (décision du Conseil n°2003/33/CE) et française (arrêté modifié du 09/09/97) peut présenter des intérêts environnementaux importants par rapport à une ISDND « classique » :

Accélération de la stabilisation des déchets par épuisement de leur potentiel de dégradation, Réduction des émissions de gaz à effet de serre et d’odeurs par la mise en place d’un confinement accru, Réduction de la quantité de lixiviats générés par le site et de leur charge organique, Optimisation du potentiel de valorisation énergétique du biogaz d’un site.

Cependant, la mise en œuvre d’un bioréacteur nécessite des moyens matériels et humains significatifs, et dépend de nombreux paramètres (configuration du site, climat…). Afin de permettre aux professionnels d’atteindre les objectifs environnementaux d’un bioréacteur, le guide FNADE/ADEME décrit :

Les conditions de sa mise en oeuvre et les pratiques d’exploitation, Les équipements à mettre en place (système de recirculation…), Les techniques et les méthodes utilisables de la mise en place du déchet à la gestion du biogaz et des lixiviats, Les avantages, les inconvénients et les limites d’applicabilité associés à ces techniques et à ces méthodes, Les paramètres à contrôler et à suivre, Les risques et les difficultés pouvant être rencontrés.

Le mode de gestion en bioréacteur des ISDND, quand il est possible, permet une réduction significative des impacts environnementaux liés au stockage de déchets. Ceux-ci sont en effet mieux maîtrisés et limités sur le long terme. La mise en œuvre d'une gestion en bioréacteur doit néanmoins respecter certaines conditions d’aménagement et d’exploitation détaillées dans le guide et s'adapter en fonction des spécificités propres à chaque site.


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Table des matières • ABREVIATIONS ..........................................................................................................................................7

I AVANT PROPOS........................................................................................................................................8 I.1 Objectifs et limites de l’ouvrage................................................................................................................... 8 I.2 Méthodologie de réalisation de ce guide..................................................................................................... 8

II DESCRIPTIF GENERAL DU PROCEDE .........................................................................................................8 II.1 Définition générale...................................................................................................................................... 8 II.2 Historique ................................................................................................................................................... 9 II.3 Les enjeux du process ............................................................................................................................... 9

II.3.1 L’enjeu environnemental ................................................................................................................... 9 II.3.2 Les besoins de maîtrise technique.................................................................................................... 9

II.4 Contexte réglementaire ............................................................................................................................ 10 III CONCEPTION ET EXPLOITATION D’UN SITE..............................................................................................10

III.1 Conception .............................................................................................................................................. 10 III.1.1 Les différences par rapport à un casier traditionnel ....................................................................... 11 III.1.2 Préparation des déchets avant enfouissement .............................................................................. 11 III.1.3 Réseau de recirculation des lixiviats .............................................................................................. 12 III.1.4 Quels impacts sur les autres éléments fonctionnels de gestion des lixiviats ................................. 22 III.1.5 Réseau de captage du biogaz........................................................................................................ 23 III.1.6 Mise en œuvre d’un confinement ................................................................................................... 24 III.1.7 Equipements spécifiques pour le suivi ........................................................................................... 25

III.2 Exploitation .............................................................................................................................................. 27 III.2.1 Les pratiques d’exploitation............................................................................................................ 27 III.2.2 Préparation des déchets en amont et mise en place ..................................................................... 28 III.2.3 Collecte et Traitement des lixiviats................................................................................................. 28 III.2.4 Recirculation des lixiviats ............................................................................................................... 29 III.2.5 Captage du Biogaz......................................................................................................................... 30 III.2.6 Suivi de fonctionnement des bioréacteurs ..................................................................................... 30

IV SYNTHESE DES IMPACTS ENVIRONNEMENTAUX.......................................................................................39 IV.1 Conséquences sur la production de lixiviats ........................................................................................... 39 IV.2 Conséquences sur les émissions de biogaz ........................................................................................... 39 IV.3 Conséquences sur la vitesse de stabilisation ......................................................................................... 40 IV.4 Conséquences sur les tassements ......................................................................................................... 40

V CONDITIONS DE FAISABILITE TECHNICO-ECONOMIQUE ............................................................................42 V.1 Quels besoins humains en terme de compétences et de nombre de postes ? ....................................... 42 V.2 Approche technico-économique : minimum requis en terme de tonnage et d’aménagement pour la mise en œuvre d’un bioréacteur, à quels coûts ? ....................................................................................................... 42

V.2.1 Les aménagements nécessaires et les surcoûts............................................................................ 42 V.2.2 Les avantages potentiels ................................................................................................................ 43

VI PERSPECTIVES .....................................................................................................................................43

• ANNEXE 1 : BIBLIOGRAPHIE..................................................................................................................44

• ANNEXE 2 : NOTIONS THEORIQUES SUR LES ECOULEMENTS LIQUIDES DANS LES DECHETS .47


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Tables des illustrations Figure 1 : variations théoriques de la perméabilité à l’eau en conditions saturées en fonction de la contrainte effective (100 kPa = environ 10 m de déchets), d’après Bleiker et al 1995. ............................................................................................................. 12 Figure 2 : effet de la pression interstitielle et de gaz sur la conductivité hydraulique (Hudson et al 2005) ................................. 13 Figure 3 : schéma type d’un système de réinjection ................................................................................................................... 15 Figure 4 : imagerie géophysique par résistivité différentielle sur un drain d’injection (CEMAGREF).......................................... 16 Figure 5 : schéma de principe et possibilité d’asservissement d’un système de réinjection automatisé (3C) ............................ 17 Figure 6 : vue partielle d’une centrale d’injection automatisée (réservoir tampon, nourrice, vannes pneumatiques) site de Loches COVED ........................................................................................................................................................................... 17 Figure 7 : vue des équipements de surface de 5 puits d’injection avec vannes de réglage manuelles et débitmètres ; site de Champlâtreux Société COSSON / pompe du site de La Vergne VEOLIA PROPRETE ............................................................. 18 Figure 8 : vue de l’automate d’injection (consigne de temps de pompage et de fréquence), site de Champlâtreux Société COSSON..................................................................................................................................................................................... 18 Figure 9 : capteur de niveau d’eau en queue de réseau déclenchant l’arrêt d’injection ............................................................. 19 Figure 10 : schéma et photo d’un puits à double canne, site VEOLIA PROPRETE de La Vergne............................................. 20 Figure 11 : évolution de l’injection de lixiviats via un réseau de drains horizontaux (simulation), Aran 2001 ............................. 21 Figure 12 : vue en coupe d’une tranchée mixte d’injection de lixiviat et de captage de gaz (Site SITA de Busta) ..................... 22 Figure 13 : volumes cumulés de méthane produit sur les casiers témoins et bioréacteur de Yolo County – Californie (Augenstein et al 2005 8) ............................................................................................................................................................. 23 Figure 14 : installation d’une flûte d’électrodes sur site (CEMAGREF)....................................................................................... 27 Figure 15 : évolution des teneurs en eau pondérales et volumiques d’un déchet ménager grossièrement broyé en fonction du niveau de chargement (Olivier et al. 2007) ................................................................................................................................. 29 Figure 16 : mesures de la teneur en eau à différentes distances d’un puits de réinjection sur le bioréacteur de La Vergne (VEOLIA PROPRETE) ................................................................................................................................................................ 36 Figure 17 : réalisation d’une campagne de prélèvement pour mesurer la teneur en eau et l’état de dégradation des déchets . 36 Figure 18 : mesure à la chambre à flux sur biofiltre à biogaz (CSD AZUR)................................................................................ 37 Figure 19 : cartographie des mesures d’émission à la chambre à flux sur le site de La Vergne (VEOLIA PROPRETE) ........... 39 Figure 20 : comparatif d’état de stabilisation de déchets provenant des casiers témoins et bioréacteur du site de La Vergne (VEOLIA PROPRETE) ................................................................................................................................................................ 40 Figure 21 : comparaison visuelle des tassements pour la cellule bioréacteur test et témoin, site de Yolo County (USA).......... 41 Figure 22 : mesure des tassements sur les cellules bioréacteur et témoin, site de Yolo County (USA)..................................... 41 Figure 23 : rayon d’action efficace d’un ouvrage d’injection (Chassagnac 2007) ....................................................................... 47

Table des annexes ANNEXE 1 : BIBLIOGRAPHIE…………………………………………………………………………………………………… ………….44 ANNEXE 2 : NOTIONS THEORIQUES SUR LES ECOULEMENTS LIQUIDES EN DECHETS ……………………………………… 47

Table des tableaux Tableau 1 : comparaison statistique de la composition des lixiviats dans les ISD conventionnels et dans les sites avec recirculation [Reinhart, D.R. and Townsend, T.G., 1998]............................................................................................................ 23 Tableau 2 : paramètres de suivi sur les déchets......................................................................................................................... 32 Tableau 3 : paramètres de suivi sur le lixiviat ............................................................................................................................. 33 Tableau 4 : paramètres de suivi sur le biogaz............................................................................................................................. 34 Tableau 5 : paramètres de suivi d’exploitation ............................................................................................................................ 34 Tableau 6 : détails des coûts des aménagements d’un bioréacteur ........................................................................................... 43


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AABBRREEVVIIAATTIIOONNSS ADEME : Agence Nationale de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie DEG : Dispositif d’Etanchéité par Géomembrane (y compris drainage) DIB : Déchets Industriels Banals DTQD : Déchets Toxiques en Quantité Dispersée FNADE : Fédération Nationale des Activités de la Dépollution et de l’Environnement GES : Gaz à Effet de Serre GSB : Géosynthétique bentonitique ISD(ND) : Installation de Stockage de Déchets (Non Dangereux) LIRIGM : Laboratoire Interdisciplinaire de Recherche Impliquant la Géologie et la Mécanique, MES : Matière En Suspension OM : Ordures Ménagères, fraction des Déchets Non Dangereux (DND) LTHE : Laboratoire d’étude des Transferts en hydrologie et Environnement R&D : Recherche et Développement US EPA : United States Environmental Protection Agency BRGM : Bureau de Recherches Géologiques et Minières CEMAGREF : Centre national du Machinisme Agricole, du Génie Rural, des Eaux et des Forêts MODECOM : Méthode normalisée de caractérisation des déchets SWANA : Solid Waste Association of North America INERIS : Institut National de l’Environnement et des Risques Industriels PEHD : Polyéthylène Haute Densité DCO : Demande Chimique en Oxygène DBO : Demande Biologique en Oxygène AGV : Acides gras Volatiles TDR : Time Domain Reflectométry EEDEMS : Evaluation Environnementale, Déchets, Matériaux et Sols pollués INSA : Institut National des Sciences Appliquées URGC : Unite de Recherche en Genie Civil ISPM : Institut Supérieur de Pétrole et Moteurs BMP : BioMethanogene Potential ANR : Agence Nationale de la Recherche


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ETAT DES CONNAISSANCES TECHNIQUES ET RECOMMANDATIONS DE MISE EN ŒUVRE POUR UNE GESTION DES INSTALLATIONS DE

STOCKAGE DE DECHETS NON DANGEREUX EN MODE BIOREACTEUR

II AAVVAANNTT PPRROOPPOOSS

I.1 Objectifs et limites de l’ouvrage

A l’heure où les actualités réglementaires (modification de l’arrêté de septembre 1997, loi de finance…), techniques (nombreux projets de type bioréacteur en préparation) et scientifiques (nombreux articles sur le sujet) placent la gestion en mode bioréacteur au centre des préoccupations des décideurs, il est paru important aux initiateurs de ce guide, ADEME et FNADE, de faire le point sur l’état des connaissances du moment. Le présent document, sans prétendre constituer un guide de conception, se veut un document concis, pratique, à destination des exploitants, concepteurs et administrations avec pour objectif de faciliter la mise en œuvre de cette pratique d’exploitation. Il suppose acquis les aspects techniques traditionnels de mise en décharge et s’adresse donc à un public averti. Son objet est de présenter les données reconnues sur le sujet en distinguant celles clairement acquises de celles qui restent à approfondir. Il propose un consensus sur ce que l’on peut appeler « gestion en bioréacteur » et tente de cadrer les minima requis sans toutefois figer les possibilités d’évolutions ultérieures.

I.2 Méthodologie de réalisation de ce guide

En sus du travail de concertation effectué en réunion de pilotage, la réalisation de ce guide s’est appuyée sur la compilation d’une bibliographie sélectionnée, l’organisation de visites de sites de type bioréacteur et d’entretiens avec les exploitants et/ou les organismes de recherche impliqués dans les programmes de recherche et développement concernés. L’attention s’est portée sur les sites suivants :

Site de La Vergne (VEOLIA PROPRETE) Site de Courlaoux-Les Repôts (SYDOM du Jura) Site de Champlâtreux (COSSON) Site de Labessière-Candeil (TRIFYL) Site de Drambon (SITA) Site de Loches (COVED)

La bibliographie sélectionnée est détaillée en annexe 1 et fait l’objet de renvois selon une [numérotation] par article.

IIII DDEESSCCRRIIPPTTIIFF GGEENNEERRAALL DDUU PPRROOCCEEDDEE

II.1 Définition générale

La gestion en bioréacteur de casiers d’ISDND (Installation de Stockage de Déchets Non Dangereux) est une technique innovante qui consiste à accélérer les processus de dégradation et de stabilisation des déchets dans une enceinte confinée. Cette accélération est opérée par la maîtrise des principaux facteurs d’optimisation de l’activité microbienne : humidité, température, nature du déchet. Au sens strict, la gestion en bioréacteur n’est donc pas uniquement liée à la recirculation des lixiviats. Toutefois, le fait qu’un taux d’humidité suffisant soit indispensable à une bonne dégradation de la matière organique amène souvent en pratique à considérer le bioréacteur comme synonyme de recirculation des lixiviats. Une autre voie d’accélération des processus de stabilisation consiste en l’injection d’air dans le massif de déchets pour favoriser les mécanismes de dégradation aérobie. Ce document reste cependant axé sur la technique anaérobie par recirculation, mieux maîtrisée à ce jour.


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II.2 Historique

Initiée aux USA, la recirculation des lixiviats a été étudiée depuis près de 35 ans. Dès les années 70, l’US EPA a collaboré avec l’US Army Corps of Engineers Waterways et le Georgia Institute of Technology pour conduire des recherches en laboratoire sur le bioréacteur anaérobie. Sur la base des résultats obtenus en laboratoire, l’US EPA a sponsorisé depuis les années 80 de nombreuses études à plus large échelle en cellule test. Un des objectifs poursuivi était alors d’éviter de transformer les sites, de plus en plus couverts de façon étanche, en « dry tomb » (littéralement tombe sèche), c'est-à-dire reporter à plus tard et de façon incontrôlée, la dégradation des déchets, stoppée du fait de l’absence d’humidité. Une étude de SWANA (Solid Waste Association of North America) révèle que de nombreux sites aux Etats-Unis pratiquent la recirculation des lixiviats de façon courante. Cependant ces pratiques utilisaient la recirculation essentiellement comme une méthode de management des lixiviats (réduire les quantités à traiter et éventuellement réduire la charge organique des lixiviats) sans trop se soucier de l’homogénéité de distribution de l’humidité au sein du massif de déchets ou de leur stabilisation. Ainsi, les nombreuses expérimentations déjà réalisées de par le monde et suivies de plus en plus précisément, à l’échelle du laboratoire ou en cellule expérimentale, ont permis de mettre en évidence de réels effets bénéfiques mais aussi les difficultés potentielles de la mise en œuvre de ce concept. Les années 2000 ont vu un essor considérable des cellules d’exploitation en bioréacteur instrumentées. Les données tirées de ces expériences posent les bases du dimensionnement et des prédictions quantitatives des effets à attendre sur un site réel. De plus, les modélisations et expériences en laboratoire se calent de plus en plus précisément sur la réalité des réactions connues se déroulant au sein des bioréacteurs. Environ 70 sites sont exploités sous recirculation aux USA. En France, une douzaine de sites autorisés met en œuvre une recirculation.

II.3 Les enjeux du process

Si le mode bioréacteur constitue indéniablement une avancée environnementale, il convient de rappeler que l’exploitation d’une ISD classique constitue également une solution environnementale performante. La gestion en bioréacteur implique un investissement supplémentaire et rend nécessaire la maîtrise technique de la recirculation.

II.3.1 L’enjeu environnemental Le gain environnemental essentiel du procédé est obtenu par une limitation des risques à long terme grâce à une accélération de la dégradation des déchets et par la garantie d’une réduction notable des émissions de Gaz à Effet de Serre (GES) et des odeurs. La mise en oeuvre plus précoce d’un confinement plus performant (couverture plus étanche) permet en effet d’atteindre un taux de captage global supérieur à 90%. En corollaire, on pourra citer :

la limitation des risques à long terme puisque la dégradation s’opère essentiellement pendant la phase d’exploitation commerciale du site et de pleine efficacité des dispositifs de confinement,

l’augmentation du nombre de sites potentiels pour une valorisation du biogaz. Cela concerne notamment les sites dont les tonnages sont considérés comme insuffisants pour autoriser, avec un mode de gestion classique, un bilan gazeux valorisable mais qui, avec une gestion en mode bioréacteur, produiront suffisamment de gaz pour envisager la valorisation.

La réduction de consommation de combustibles fossiles associée à la valorisation électrique ou thermique, L'optimisation de la capacité de stockage disponible suite à l’accélération des tassements.

II.3.2 Les besoins de maîtrise technique Pour atteindre les précédents objectifs, un investissement humain et matériel reste indispensable :

en terme d’équipements supplémentaires (systèmes de recirculation, couverture haute performance, dégazage densifié, éventuel stockage et relevage des lixiviats, suivi),


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en terme d’engagement de l’exploitant notamment au niveau du personnel d’exploitation (gestion des équipements supplémentaires, suivi, formation du personnel) dans un objectif d’amélioration du suivi de fonctionnement et des contrôles.

L’atteinte des performances environnementales n'est possible qu'à condition de maîtriser les dimensions techniques liées à la gestion en bioréacteur, d'ordre hydraulique, biologique et géomécanique qui caractérisent, plus que tout autre site exploité classiquement, la gestion en mode bioréacteur. Les objectifs opérationnels sont les suivants :

En terme d’hydraulique des fluides liquides et gazeux, la maîtrise de la distribution de l’humidité dans le massif de déchets et l’optimisation du captage des gaz doivent être privilégiés en associant des dispositifs techniques et de gestion performants, notamment en ce qui concerne les corps drainants, mixtes ou non, de gestion des flux liquides et gazeux.

En terme de biologie, la connaissance de l’évolution des processus de dégradation en cours dans le massif permettra d’optimiser ces derniers en agissant sur le levier de la réinjection.

En terme de géomécanique, le tassement et la stabilité des talus doivent être suivis. On veillera à être vigilant vis-à-vis des tassements différentiels et des instabilités de talus liés à l’humidification du déchet et à son éventuel prétraitement mécanique.

Il découle de ces éléments un besoin renforcé de surveillance des sites.

II.4 Contexte réglementaire

La Directive Européenne (1999/31/CE) sur la mise en décharge exige une diminution de la mise en décharge des déchets municipaux biodégradables et fixe des objectifs de réduction en poids définis au niveau national. La décision 2003/33/CE (annexe B) cite le bioréacteur comme une possibilité de mise en décharge. Les stratégies nationales à mettre en œuvre peuvent comporter des mesures sur le recyclage, le compostage, la production de biogaz ou la valorisation des matériaux. Pour certains pays comme l’Italie, l’Espagne ou le Royaume Uni où la mise en décharge est fortement développée, le maintien des seuils de la Directive Européenne conduit inévitablement au développement de techniques qui ont pour objectif de diminuer la matière organique avant enfouissement. D’autres pays comme l’Allemagne, l’Autriche et les Pays Bas ont choisi de limiter la matière organique en décharge et ont introduit des critères de limitation à l’entrée de chaque site. La France qui respecte déjà les objectifs de la Directive au moins jusqu’en 2009 (et a priori jusqu’en 2016 moyennant la poursuite du développement du traitement biologique et du recyclage) n’impose pas dans sa réglementation de limitation à l’enfouissement de la matière organique à l’entrée de chaque site et permet donc la gestion des sites en bioréacteur. La réglementation française a d’ailleurs introduit la possibilité de recirculer les lixiviats dans la modification de l’arrêté ministériel du 09/09/1997, en date du 19 janvier 2006. La politique nationale de gestion des déchets vise à développer en priorité les mesures de prévention et de recyclage. Ainsi, concernant la matière organique, le retour au sol apparaît être la meilleure finalité. Il est clair que le bioréacteur ne doit pas rentrer en compétition avec le développement de la collecte sélective et du compostage de la matière organique. On peut d’ailleurs noter que l’impact des stratégies nationales de gestion des déchets ne se traduit pas par une modification notable du taux global de matières dégradables parmi les différentes fractions et qu’il n’existe pas à l’heure actuelle de frein dans ce domaine pour les unités de type bioréacteur. Une ISDND gérée en mode bioréacteur n’est pas d’un point de vue réglementaire un mode de traitement qui permet de réduire la quantité de déchets biodégradables enfouis mais reste une installation de stockage de déchets. Néanmoins, elle permet de limiter et de maîtriser les impacts environnementaux à long terme et à ce titre, ce type d'installation classée connaît un développement significatif.

IIIIII CCOONNCCEEPPTTIIOONN EETT EEXXPPLLOOIITTAATTIIOONN DD’’UUNN SSIITTEE

III.1 Conception


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III.1.1 Les différences par rapport à un casier traditionnel Bien que peu de différences majeures soient visibles entre un bioréacteur et une ISDND classique, les expériences de transformation en bioréacteur d’un casier exploité traditionnellement peuvent rencontrer des contraintes. Aussi une conception spécifique avant l’exploitation permet de s'affranchir de ces difficultés. Les points principaux de différenciation peuvent concerner :

La préparation des déchets avant enfouissement dans un objectif de recherche d’optimisation des caractéristiques des déchets (teneur en matière organique, humidité, granulométrie,…). Cette étape préalable à la mise en stock des déchets peut faire appel à la mise en œuvre d’unités fonctionnelles supplémentaires (broyage, préparation de charge,…) qui dicteront également leurs impératifs sur les conditions d’exploitation.

La recirculation des lixiviats dotée d’éléments fonctionnels spécifiques : centrale de réinjection, réseau de corps drainants, instrumentation et suivi particulier, bassin de stockage.

Les éléments classiques de gestion des lixiviats et du biogaz : drainage, collecteurs, bassins, traitement, couvertures qui peuvent, selon les configurations, demander à être adaptées (protection renforcée, surdimensionnement) ou plus ciblées.

III.1.2 Préparation des déchets avant enfouissement IIIIII..11..22..11 OObbjjeeccttiiff eett iinnttéérrêêttss

La recherche d’une maîtrise des caractéristiques du déchet permettant une dégradation plus rapide lors du stockage a conduit quelques exploitants à proposer une phase préalable de préparation de la charge. Les déchets concernés étant ultimes, cette étape préalable n’a pas vocation de valorisation. Parmi les paramètres sur lesquels il est possible d’agir, on citera :

la teneur en eau : une humidification avant ou lors du stockage pourra, si besoin, être envisagée pour assurer une répartition plus homogène.

la teneur en matière organique facilement dégradable, par intégration au tout venant de déchets adaptés (boues par exemple).

la granulométrie, dans une optique de recherche d’homogénéisation des caractéristiques hydrauliques des déchets. le contenu en agents biologiques actifs en vue d’une dégradation accélérée.

IIIIII..11..22..22 QQuueelllleess tteecchhnniiqquueess pprrooppoossééeess ??

Le broyage Le broyage permet une réduction et une homogénéisation de la granulométrie du déchet supérieures à celles obtenues par le déchiquetage des lames des compacteurs de déchets. Cette action se traduit directement sur les propriétés hydrauliques par une amélioration des conditions des transferts liquides dans le massif de déchets et sur les propriétés biologiques par une meilleure disponibilité de la matière organique. Le broyage peut être pratiqué sur la zone de dépotage en casier ou en unité en bâtiment. Ce dernier cas nécessite une rupture de charge et des moyens d’acheminement supplémentaires, envisageables surtout sur des centres de grande capacité. La réduction granulométrique peut également modifier les caractéristiques géotechniques (accélération de la cinétique de tassement et diminution de la résistance mécanique) et de ce fait demander des adaptations sur le mode d’exploitation, notamment en ce qui concerne la géométrie en vue d’assurer la stabilité. En cas de broyage, les moyens de compactage pourront être revus et on pourra rechercher l’utilisation de moyens plus légers. En contrepartie, une granulométrie trop fine peut avoir des effets négatifs sur la biodégradation ainsi que sur la circulation des lixiviats et du biogaz. S’agissant de la durée de vie des sites, un gain substantiel (souvent supérieur à 10 %) peut être obtenu par broyage des éléments les plus grossiers. Ce gain qui résulte d’un affaissement de la structure des constituants des déchets et d’une meilleure interpénétration de ces derniers intervient de manière quasi-instantanée lors du compactage puis du chargement du déchet sous l’effet du poids des couches supérieures et de la couverture. Cette pratique est bien adaptée aux déchets grossiers et résistants : DIB, encombrants, etc. Dans certains cas, on a pu constater que le broyage limitait l’aptitude à l’envol des déchets. Un seul des sites visités dans le cadre de la rédaction de l’ouvrage procède à ce type de prétraitement.

Pré-humidification et mélange Aux Etats-Unis, la pré-humidification a pu être pratiquée lors de la mise en place des déchets en vue de faciliter le compactage des déchets très secs, de favoriser une répartition de l’humidité plus uniforme voire de faciliter la gestion des lixiviats. Les techniques utilisées consistaient en l’aspersion via des systèmes de type sprinkler, arrosage automatique ou encore bassin d’infiltration.


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La littérature consultée ne fournit cependant aucun exemple. Ces opérations sont susceptibles de favoriser une production gazeuse précoce, génératrice d’émissions non contrôlées dans l’air, de production d’odeur et de risques sanitaires. Elles ne sont pas conseillées sans mesure de maîtrise particulière (captage des gaz à l’avancement par exemple) et ne sont pas pratiquées en France. La législation française interdit l’aspersion des lixiviats en surface de casier. On pourrait cependant envisager d’humidifier les déchets avant ou lors de la mise en place à l’aide de lixiviats.

III.1.3 Réseau de recirculation des lixiviats IIIIII..11..33..11 PPrroobblléémmaattiiqquuee,, oobbjjeeccttiiff eett iinnttéérrêêtt

La maîtrise de l’humidification des déchets est la clef de la réussite du process bioréacteur. En effet, une fois le déchet enfoui, toute la problématique de stabilisation du déchet repose sur une répartition homogène et optimale de l’humidité au sein du massif. L’utilisation des lixiviats pour augmenter l’humidité des déchets et créer ainsi les conditions favorables à leur biodégradation présente également l’intérêt de :

diluer les inhibiteurs éventuels ; favoriser la colonisation des déchets par les micro-organismes ; faciliter l’apport de nutriments ; « agiter » le réacteur biologique que constitue le casier.

La conception d’une unité bioréacteur devra intégrer les enjeux suivants :

Atteindre un niveau d’humidité élevé et suffisamment homogène Les expériences issues des travaux de recherche menées en France ces dernières années ont montré que les systèmes de recirculation des lixiviats n’atteignent pas toujours l’objectif fondamental d’une répartition homogène de l’humidité dans le massif de déchet. De ce fait, la dégradation accélérée ne s’opère pas uniformément dans le stock, limite les gains de performance de production de gaz par rapport à une ISDND classique et génère des tassements différentiels. Ces situations sont liées en priorité à l’insuffisance des débits/volumes injectés et des rayons d’action des systèmes utilisés. La conception du système de recirculation devra donc assurer à l’ouvrage un débit suffisant et correctement réparti via des dispositifs adaptés et compatibles avec les rayons d’action connus pour le système de recirculation utilisé. La conception du système devra également tenir compte de la perméabilité des déchets. Celle-ci évolue naturellement vers de plus faibles valeurs au cours de la dégradation des déchets et baisse significativement avec la profondeur comme le suggère la Figure 1.

Figure 1 : variations théoriques de la perméabilité à l’eau en conditions saturées en fonction de la contrainte effective

(100 kPa = environ 10 m de déchets), d’après Bleiker et al 1995.


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Les pressions interstitielles et/ou gazeuses affectent également la perméabilité, comme le suggère la figure 2 :

Figure 2 : effet de la pression interstitielle et de gaz sur la conductivité hydraulique (Hudson et al 2005)

Pression interstitielle

Faible accumulation de gaz et faible pression interstitielle (<10kPa) Forte accumulation et faible pression interstitielle (<10kPa) Faible accumulation et forte pression interstitielle (de 60 à 70 kPa) Forte accumulation de gaz et forte pression interstitielle (de 60 à 70 kPa)


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Eviter le colmatage Du fait de la plus forte sollicitation hydraulique des éléments fonctionnels liés à la réinjection, le risque de colmatage doit être pris en considération. Il concerne essentiellement les dispositifs et réseaux de recirculation, de drainage interne et de fond, le réseau de collecte. Plusieurs types de colmatage doivent être considérés dans le cas de la recirculation des lixiviats :

le colmatage ‘physique’ dû à la recirculation de lixiviats chargés de particules solides en suspension ; le colmatage ‘chimique’ qui peut avoir deux origines : la précipitation chimique des sels contenus dans les lixiviats ou

issus de matériaux drainants calcaires. Il est recommandé d'utiliser des matériaux drainants non calcaires dans les systèmes de réinjection de lixiviats ;

le colmatage ‘biologique’. Un colmatage d’origine biologique par développement de biomasse est également possible. Aujourd’hui des outils de prévision et de diagnostic du colmatage existent (voir III.1.7.5) et peuvent être utilisés pour évaluer un risque de colmatage à partir de la composition des lixiviats. Pour lutter contre ces phénomènes de colmatage, les solutions curatives conventionnelles pourront être appliquées. Par ailleurs certaines solutions préventives, touchant à la conception hydraulique des bioréacteurs, pourront être mises en œuvre. Elles consistent à :

Surdimensionner quand c’est possible les paramètres hydrauliques régissant le transfert des lixiviats : diamètre de canalisation, porosité des matériaux drainants, orifices ou crépinage des drains, pentes des sols…

Optimiser le choix des matériaux, éviter les produits drainants à forte sensibilité au colmatage. A ce titre la taille minimum des particules des matériaux de drainage recommandée est de 10 mm [33].

Eviter les variations des conditions d’oxydoréduction le long du réseau de collecte (éviter les entrées d’air par exemple). Concevoir des systèmes d’injection permettant une mise en pression du réseau. Faciliter le contrôle des réseaux principaux.

Résister aux déformations totales et différentielles, éviter les instabilités

Les tassements Une conséquence de l’optimisation de la dégradation se traduit par l’accélération des tassements des déchets du fait de :

La lubrification des contacts par le liquide injecté, Le ramollissement plus rapide des matériaux poreux, L’accroissement de la densité globale du massif du fait de la plus grande teneur en eau, L’accélération de la biodégradation.

S’il se traduit par un gain en vide de fouille exploitable, le tassement n’est pas sans conséquence sur les systèmes de gestion des lixiviats, de gestion du biogaz et de couverture. Les enjeux liés au contrôle et à la prédiction des tassements sont importants et à la fois :

d’ordre sécuritaire et environnemental : optimisation de la pose de la couverture, pérennité des couvertures sous l’effet des tassements (notamment différentiels), efficacité du captage des biogaz, stabilité des talus, etc…

d’ordre économique : détermination de la hauteur finale des déchets, prévision de la capacité de stockage correspondante et ainsi optimisation de la durée d’exploitation.

On peut légitimement supposer que l'amplitude totale de tassement est peu dépendante de la recirculation. Par contre la cinétique de tassement est augmentée d’un facteur minimum de 2 [8, 32] dans les premières années. Du fait de l’accélération de la dégradation des déchets par l’exploitation en bioréacteur, ces aspects prennent une dimension encore plus prononcée et une évaluation des tassements au niveau des zones critiques est indispensable. Concernant la problématique générale des tassements et les outils d’analyse nécessaires, on se réfèrera au « Guide méthodologique pour le suivi des tassements des centres de stockages de classe II » de l’ADEME-LIRIGM. Le ‘Modèle Incrémental de Prédiction des Tassements’ (encore appelé modèle ISPM d’après l’acronyme anglais), développé par le LTHE (ex LIRIGM) est un modèle de prédiction des tassements également utilisable dans ce contexte.


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Ce type d’outil pourra être utilisé au stade de conception du bioréacteur pour : la prédiction du tassement total de la colonne de déchets avec pour objectif l’estimation de la capacité de stockage et le

contrôle effectif du phasage d’exploitation. la prévision des tassements au niveau des différents points critiques (zone de tassements différentiels prévisibles) en vue

d’évaluer les déformations prévisionnelles que devront supporter les ouvrages dans ou sur les déchets, notamment : • réseaux d’injection de lixiviats et de collecte du biogaz, • puits, le cas échéant, • couverture.

Les instabilités La présence d’eau en quantité dans les massifs de déchets est fréquemment cause d’instabilité et ce risque potentiel peut être augmenté du fait de la recirculation. En effet, l’injection de lixiviats dans le massif peut augmenter la pression interstitielle et limiter le rôle du frottement inter-granulaire dans les déchets et ce d’autant plus que la pression d’injection est importante (injection sous pression, hauteur hydrostatique dans les puits,…). Ce risque est plus important à proximité des talus en déchets où des glissements de couverture peuvent se manifester si la pente est forte ainsi que des suintements de lixiviats. Dans les cas de réinjection par drains horizontaux sous couverture, les conditions de réinjection (débit et pression) devront être dimensionnées pour éviter les soulèvements locaux de couverture et ce d’autant plus que cette dernière est étanche. A ce titre, le suivi de la pression dans le système de recirculation peut être un élément important à évaluer. La modélisation géomécanique peut être un outil de dimensionnement géométrique des massifs et aider à l’implantation des réseaux de recirculation.

Faire coexister l’injection liquide et le captage des gaz Même si les opérations d’extraction gazeuse et d’injection de lixiviats ne sont pas toujours réalisées au même moment et sur le même secteur du massif, la réinjection peut parfois modifier le débit gazeux extrait du fait des variations des conditions de pression au sein du massif. Le flux liquide chassant le flux gazeux, des accumulations de gaz peuvent se former en partie supérieure des corps drainants d’injection [36]. Le choix de la répartition des systèmes de drainage des fluides gazeux et liquides, le phasage des opérations, les quantités réinjectées revêtent alors toute leur importance.

IIIIII..11..33..22 CCoommmmeenntt rreecciirrccuulleerr,, qquueelllleess ppeerrffoorrmmaanncceess aatttteenndduueess ??

Le système de réinjection comporte 3 éléments essentiels : le dispositif d’alimentation (une centrale d’injection ou un système gravitaire, un groupe de pompage et parfois son

automatisme), les canalisations d’acheminement vers les secteurs de réinjection, les corps drainants d’injection.

Figure 3 : schéma type d’un système de réinjection


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Le dispositif d’alimentation en lixiviats Le débit d’injection est un des paramètres fondamentaux à intégrer pour assurer une répartition homogène de l’humidité dans le massif de déchets. Ce débit doit être déterminé en intégrant la capacité d’absorption du corps drainant utilisé pour diffuser le lixiviat et les conditions de recirculation du site considéré : perte de charges en canalisaton, hauteur manométrique de relevage,… Plusieurs dispositifs de recirculation sont envisageables et sont détaillés dans la suite de ce document. Pour chacun d’entre eux, afin d’optimiser le rayon d’action des systèmes envisagés, il est possible :

d'alterner des phases de recirculation et des phases sans réinjection de lixiviats. En effet, cette approche laisse des périodes de repos qui permettent : • d’augmenter la dispersion latérale (Mc Creanor, 1998), • d’éviter la saturation et donc les risques de fuite, • de faciliter la libre circulation du biogaz accumulé. de recirculer de façon moins fréquente (une fois par semaine pour une tranchée donnée par exemple) mais à des débits

plus élevés. L’illustration suivante obtenue par imagerie géophysique (Figure 4) le long d’un drain d’injection incliné et alimenté en gravitaire montre que la zone influencée par la réinjection varie en fonction du débit d’injection. Un débit trop faible n’impacte que la partie aval.

Figure 4 : imagerie géophysique par résistivité différentielle sur un drain d’injection (CEMAGREF) La recirculation des lixiviats peut être à l’origine d’instabilité du massif si elle est mal conduite ou mal contrôlée (fracturation hydraulique par augmentation de la pression interstitielle, fuites sur les pentes ou les talus, …). Il convient donc :

de suivre rigoureusement les volumes réinjectés, d’éloigner suffisamment les points de réinjection des pentes.

Le débit peut être appliqué sans mise en pression des corps drainants d’injection, qui restent partiellement ou totalement à pression atmosphérique. Une légère mise en pression (quelques centaines de millibars) peut également être envisagée de façon à assurer, même après déformation et/ou perte de la pente initiale, la mise en charge totale du réseau de réinjection. De plus, comme cela a été démontré par le CEMAGREF sur le site du SYDOM du Jura, une légère mise en pression de l’ordre de 0,2 bar en extrémité de brin contribue au décolmatage. Peu de retours d’expériences sont disponibles sur des réinjections effectuées avec des pressions supérieures à ces ordres de grandeur. Pour ce type de réalisation, il serait nécessaire d’évaluer la surpression admissible par l’ensemble des drains,

5 10 15 20 25 30 35 40 45

-6

-4

-2

6,6 m3/h14 nov 15h35

5 10 15 20 25 30 35 40 45

-6

-4

-2

15 nov 13h05 15 m3/h

-70 -61 -52-43-34-25 -16-7 2 11 20 29 38 47 56 65 %-70 -61 -52-43-34-25 -16-7 2 11 20 29 38 47 56 65 % (%)difρ (%)difρ


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massif drainant et déchets à proximité, ainsi que le risque de création de chemins préférentiels. Ainsi, pour ce type de pratique, un suivi adapté aux risques de désordres évoqués ci-dessus sera nécessaire. Le réseau de réinjection est composé en général d'un ou de plusieurs drains par casier ou alvéole alimentés par une nourrice (Figure 6). La réinjection s’opère alors en général par zone en mettant en fonction un ou plusieurs corps drainants d’injection, chacun étant commandé par une vanne. Une automatisation de la centrale d’injection peut également être envisagée pour faciliter la gestion des épisodes de recirculation.

Figure 5 : schéma de principe et possibilité d’asservissement d’un système de réinjection automatisé (3C)

Figure 6 : vue partielle d’une centrale d’injection automatisée (réservoir tampon, nourrice, vannes pneumatiques) site

de Loches COVED


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Figure 7 : vue des équipements de surface de 5 puits d’injection avec vannes de réglage manuelles et débitmètres ;

site de Champlâtreux Société COSSON / pompe du site de La Vergne VEOLIA PROPRETE Compte tenu de la complexité que peut présenter le réseau sur un site étendu et de la distance entre les différents éléments, il est fortement conseillé dans ces cas, d’automatiser le fonctionnement du système. L’automate commandera le fonctionnement des vannes (pneumatiques par exemple) et de la pompe. Il pourra être asservi à un ou plusieurs des paramètres suivants :

volume à injecter via un débitmètre placé en sortie de pompe, temps de fonctionnement via une horloge interne et compte tenu d’un débit constant, pression en bout de réseau grâce à un capteur intégré, niveau atteint par les lixiviats dans les ouvrages de réinjection.

Figure 8 : vue de l’automate d’injection (consigne de temps de pompage et de fréquence), site de Champlâtreux

Société COSSON


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Figure 9 : capteur de niveau d’eau en queue de réseau déclenchant l’arrêt d’injection

Les corps drainants d’injection

Notions théoriques Les aspects théoriques relatifs aux écoulements de liquides dans les déchets sont synthétisés en ANNEXE 2. De nombreux auteurs ont mis en évidence la non homogénéité des massifs de déchets en terme de transferts liquides et la double porosité qui régit ces derniers. Cette double porosité est constituée de l’imbrication d’une porosité matricielle à l’échelle du déchet, centimétrique à décimétrique, ainsi qu’une macro porosité à une échelle métrique à pluri-métrique. Cette dernière est à l’origine de cheminements préférentiels qui ont pour effet de court-circuiter les écoulements et de réduire les temps de séjour des eaux dans les déchets. Il résulte de cette situation une difficulté à atteindre la capacité au champ (cf. définition p 46) et la nécessité d’augmenter très sensiblement le volume d’injection par rapport au volume théorique nécessaire issu de la différence entre la capacité au champ et la teneur en eau initiale du déchet. En pratique, le comportement de l’eau injectée dans les déchets depuis un ouvrage peut être représenté comme le suggère la figure de l’ANNEXE 2. A proximité du point d’injection la capacité d’absorption du déchet est inférieure au débit unitaire (débit transitant par unité volumique de déchet) et l’eau utilise chaque pore disponible pour s’écouler ; l’écoulement « mouille » efficacement le déchet. Au delà d’une certaine distance que l’on appellera rayon d’action efficace, le débit unitaire est insuffisant pour occuper tous les vides disponibles et l’écoulement utilise préférentiellement les conduits constitués des macropores. Son caractère mouillant est alors faible et l’effet recherché n’est plus obtenu. Il existe ainsi un rayon d’action horizontal mais également un rayon d’action vertical fonction :

du type de corps drainants d’injection et notamment de la surface d’échange mise en jeu (longueur, largeur, circonférence du massif drainant autour du drain) ;

du débit d’injection lui-même lié à la pression dans le réseau de recirculation. Ces notions sont à prendre en compte dans le dimensionnement du système d’injection.

Les dispositifs utilisables Si pour des raisons opérationnelles la mise en place d’une recirculation est nécessaire en phase d’exploitation, cette dernière sera systématiquement associée à un captage des gaz à l’avancement dont l’efficacité sera contrôlée. Trois techniques sont actuellement utilisées pour assurer l’humidification des déchets pendant l’exploitation et après la fermeture du casier :

les puits verticaux, les tranchées d’infiltration horizontales, les banquettes drainantes.


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L’injection par puits verticaux La conception des puits d’injection diffère peu des puits de captage de biogaz classiquement mis en œuvre sur les ISD pour lesquelles on pourra se référer au guide ADEME « Gérer le gaz de décharge, techniques et recommandations » 2001. Ces ouvrages pourront être équipés de capteurs de pression ou de niveau reliés au pilote de recirculation aux fins d’une maîtrise des conditions de réinjection. Les puits ont constitué la première génération d’ouvrage d’injection sur des sites transformés en bioréacteur après la fin d'exploitation et les retours d’expérience révèlent une performance globalement limitée.

Rayon d’action limité, donné par la littérature entre 5 et 10 m en horizontal [30]. Faible maîtrise de la tranche verticale injectée. Du fait de la nature verticale de l’ouvrage la pression d’injection est

maximale en pied d’ouvrage et nulle en tête. De ce fait l’injection est surtout opérante en fond et très réduite dans la partie supérieure de l’ouvrage. Pour palier cet inconvénient, des exploitants ont conçu des ouvrages multiples comme indiqués sur la Figure 10 qui permettraient une meilleure répartition verticale.

Surface drainante limitée par rapport aux systèmes horizontaux. Cette technique présente cependant les avantages suivants :

L’accès aux zones profondes des massifs en place est plus aisé. Dans le contexte de massifs très cloisonnés horizontalement (effet de couvertures peu perméables intermédiaires), les

puits sont les seuls ouvrages à permettre l’accès aux déchets sous les niveaux peu perméables. Les caractéristiques d’injection sont moins sujettes à variations que pour les ouvrages horizontaux et les tassements

affectent moins la géométrie des ouvrages, permettant d’éviter une injection sous pression même si de tels ouvrages peuvent se déformer, voire se rompre.

Figure 10 : schéma et photo d’un puits à double canne, site VEOLIA PROPRETE de La Vergne

L’injection par tranchées horizontales Aujourd’hui, la majeure partie des sites récemment conçus et exploités en bioréacteur utilise les tranchées drainantes, jugées plus efficaces [29]. Ces ouvrages sont constitués d’une tranchée creusée à même les déchets, remplie en général de graviers drainants et munie d’un drain. La longueur des drains dépend essentiellement du débit à injecter, de la géométrie du site et ne dépasse pas 100 m sur la plupart des sites. La recherche d’un débit unitaire uniforme au mètre linéaire de drain amène à proposer une perforation variable sur la longueur de l’ouvrage. La loi d’orifice du système (plan de perforation du drain) doit faire l’objet de calculs hydrauliques particuliers. Compte tenu de l’existence de rayons d’action efficaces horizontaux et verticaux, plusieurs niveaux de drains doivent être posés dès lors que la hauteur à traiter dépasse la dizaine de mètres. En effet, les expériences de suivi géophysique de l’infiltration montrent que les rayons d’action sont de l’ordre de 5 à 7 m maximum (compte tenu des débits unitaires plutôt faibles injectés : environ 100 l/ml*h). Le plus souvent la réinjection s’opère drain par drain.


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Les avantages : • bonne surface d’échange par rapport aux puits ; • meilleure efficacité puisqu’ à la différence des puits verticaux, ce rayon d’action est appliqué sur toute la longueur du

drain et pas uniquement autour du point d’injection du puits. Les inconvénients : • sensibles aux déformations (tassements) ce qui nécessite de limiter la longueur du drain ou de travailler en pression ; • nécessité d’injecter au débit de dimensionnement sinon le drain ne monte pas totalement en charge ; • risque de colmatage plus élevé par rapport aux puits.

Figure 11 : évolution de l’injection de lixiviats via un réseau de drains horizontaux (simulation), Aran 2001

Injection par banquettes drainantes Les banquettes drainantes peuvent être considérées comme des tranchées de grande largeur. Leur utilisation est actuellement limitée à quelques expériences pilotes. Elles permettraient, de par leur très grande surface d’échange de garantir une meilleure répartition latérale de l’humidité et d’injecter, à temps égal, un volume plus important sans risque de mise en pression excessive du fait de leur grande capacité d’emmagasinement. Le volume important de matériaux drainants entraîne un surcoût à l’investissement en partie compensé par la moindre densité de drains. On pourra également, pour préserver l’économie des projets, rechercher l’usage de matériaux drainants alternatifs et économiques.

Cas des ouvrages mixtes lixiviats - gaz La réinjection d’un volume liquide dans la masse de déchets déplace inévitablement un volume équivalent de gaz dans la zone de réinjection. Il est possible de maîtriser les effets de ce phénomène en alternant les brins de réinjection de lixiviats et de captage de biogaz pour optimiser l’efficacité de ces derniers comme cela a été proposé par Barina et al. (2005). Une solution équivalente consiste à utiliser de manière séquencée une même tranchée pour le captage du gaz et la réinjection. Cette modalité peut se réaliser avec un drain gaz placé en partie sommitale des tranchées drainantes et un drain de réinjection (comme l’illustre la Figure 12) ou l’utilisation d’un seul drain pour l’injection et le captage.


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Figure 12 : vue en coupe d’une tranchée mixte d’injection de lixiviat et de captage de gaz (Site SITA de Busta)

IIIIII..11..33..33 QQuueelllleess ccoonnddiittiioonnss oouu ccoonnttrraaiinntteess ddee mmiissee eenn œœuuvvrree ??

Comme mentionné plus haut les ouvrages de réinjection seront soumis aux risques de colmatage et de déformation/rupture suite aux tassements. La prise en compte de ces risques passe essentiellement par une adaptation lors de la conception. Dans les régions exposées au froid, la protection contre le gel pourra amener à concevoir des systèmes peu sensibles : isolation des parties aériennes, enfouissement des réseaux, asservissement du fonctionnement à la température.

III.1.4 Quels impacts sur les autres éléments fonctionnels de gestion des lixiviats IIIIII..11..44..11 EEsstt--iill nnéécceessssaaiirree ddee mmooddiiffiieerr lleess pprraattiiqquueess aaccttuueelllleess ??

Les bassins de stockage de lixiviats Comme on le verra par la suite, la réinjection peut nécessiter de grandes quantités de lixiviats. Selon la pluviométrie locale, on pourra revoir le dimensionnement des bassins de collecte des lixiviats. L’établissement des capacités de stockage passe par la réalisation d’un bilan hydrique prévisionnel détaillé prenant en compte les données d’exploitation : capacité de rétention, vitesse de montée du massif de déchets, débit de réinjection,… On notera que pour éviter de réinjecter un lixiviat riche en Matière en Suspension (MES) et d’accroître le risque de colmatage, on pourra faire transiter les lixiviats par un bassin de décantation, ou plus simplement, éviter de prélever le fond de bassin.

Etanchéité de fond Compte tenu de la forte sollicitation hydraulique des ouvrages des bioréacteurs du fait de la recirculation ainsi que des températures parfois élevées suite à la dynamisation de la dégradation, la recherche américaine a souhaité préciser l’ampleur de ces sollicitations au niveau du DEG. Les conclusions d’un suivi longue durée sur un casier bioréacteur et un casier classique témoin [29] ont montré que les différences de températures et de hauteurs de lixiviats restent comparables sur les deux casiers et que les risques d’endommagement (fluage du DEG) et de fuite ne sont pas accrus. Quoiqu’il en soit, un système de collecte gravitaire des lixiviats reste préférable lorsque cela est possible et permet de mieux garantir une faible hauteur de lixiviats en fond et la minimisation des débits de fuite.

IIIIII..11..44..22 QQuueelllleess ccoonnssééqquueenncceess ddee llaa rreecciirrccuullaattiioonn ssuurr llee ddiimmeennssiioonnnneemmeenntt ddeess uunniittééss ddee ttrraaiitteemmeenntt eett lleess tteecchhnniiqquueess dd’’ééppuurraattiioonn àà mmeettttrree eenn œœuuvvrree ??

L’impact de la recirculation sur la composition des lixiviats a été largement étudié aussi bien à l’échelle du laboratoire qu’à l’échelle industrielle. De façon générale, l’accumulation excessive de polluants dans les lixiviats issus de la recirculation n'est pas constatée. Les lixiviats subissent une séquence d’évolution similaire à celle des lixiviats classiques avec parfois cependant une phase acidogénèse plus prononcée [5]. Concernant la charge organique des lixiviats, plusieurs études mettent en avant une diminution de la DCO et de la DBO plus rapide pour les bioréacteurs que pour les sites non recirculés (cf. Tableau 1).


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Tableau 1 : comparaison statistique de la composition des lixiviats dans les ISD conventionnels et dans les sites avec recirculation [Reinhart, D.R. and Townsend, T.G., 1998].

Paramètre ISD conventionnelle ISD avec recirculation

Fer (mg/L) 20 – 2100 4 – 1095 DBO (mg/L) 20 – 40000 12 – 28000 DCO (mg/L) 500 – 60000 20 – 34560 Ammoniaque (mg/L) 30 – 3000 6 – 1850 Chlorures (mg/L) 100 – 5000 9 – 1884 Zinc (mg/L) 6 - 370 0,1 - 66

En l’absence de traitement complémentaire avant recirculation, les éléments conservatifs (chlorures et ammoniaque) restent à des niveaux de concentration soutenus même après plusieurs années. Après un pic probable de DCO plus important dans les premières périodes d’exploitation qu’un stockage classique, une baisse des DCO et DBO est ensuite constatée et les valeurs deviennent inférieures à celles des ISD classiques. Ces variations de charge organique rendent délicates les solutions de traitements biologiques et physico-chimiques. Les lixiviats de post-exploitation risquent d’être moins chargés en DCO qu’en stockage classique, mais autant ou plus concentrés en éléments inorganiques. Une attention particulière sera portée sur les ions ammonium. Le rallongement de la période de lessivage des éléments conservatifs pourrait nécessiter un traitement prolongé. Un pré-traitement de l’azote avant réinjection pourrait s’avérer souhaitable. Un programme de recherche et de développement est en cours pour mieux comprendre le bilan matière azotée d’une installation de stockage.

III.1.5 Réseau de captage du biogaz IIIIII..11..55..11 PPrroobblléémmaattiiqquuee,, oobbjjeeccttiiff eett iinnttéérrêêtt

Une augmentation significative de la production instantanée de biogaz dans les premières années d’exploitation est attendue dans un bioréacteur par rapport à un site exploité classiquement. Le réseau doit donc être dimensionné pour éviter les émissions non contrôlées. C’est vraisemblablement dans ce domaine que l’on constate le plus grand écart entre les résultats des expérimentations à petite et grande échelle. En effet les essais sur colonne ou en dispositifs inférieurs à 100 m3 peuvent montrer des augmentations de production instantanée ou cumulée très significatives (x6 et plus) dont on ne retrouve pas toujours l’ampleur sur site. La littérature fournit les pourcentages d’augmentation suivants +0% [28], + 30% [34], +69% [29], +70% [30], + 200% [33], +260% (Figure 13).

Figure 13 : volumes cumulés de méthane produit sur les casiers témoins et bioréacteur de Yolo County – Californie

(Augenstein et al 2005 8)


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On notera que le site pilote de Yolo County, illustré en Figure 13, est particulièrement démonstratif du fait que les déchets sont particulièrement secs et donc relativement sensibles à une humidification. Il convient toutefois de remarquer que des difficultés contribuent à rendre délicates les évaluations sur site :

les expériences sur site ne disposent que rarement de référentiels non influencés (casier témoin non recirculé) ; elles s’accompagnent souvent de dispositifs performants en terme de couverture dont l’effet ne peut être isolé ; les gains de production sont variables dans le temps (par exemple pic de production plus élevé mais baisse plus

rapide,…) et une longue période d’évaluation est nécessaire pour définir clairement l’influence de la recirculation ; en l’absence de casier témoin, l’évaluation de l’impact en terme de production de gaz s’opère en comparant la courbe de

production mesurée avec des pronostics basés sur des données théoriques (Potentiel de production, constantes de dégradation) calées sur des sites existants mais qui restent imprécises. Une étude spécifique peut à partir de données de terrain permettre d’obtenir cette estimation théorique de la production de biogaz.

Compte tenu des retours d'expériences, il semble raisonnable de considérer un gain situé entre 50 et 100 % du débit capté instantané supplémentaire selon la nature du déchet et les conditions climatiques dans les premières années de production. Sur le long terme, la décroissance de la production sera elle aussi plus forte.

IIIIII..11..55..22 QQuueell ddiimmeennssiioonnnneemmeenntt,, qquueelllleess tteecchhnniiqquueess ddee ccaappttaaggee eett qquueell ttaauuxx ddee ccaappttaaggee??

Pour cette partie relative à la conception du dégazage, on pourra se référer au guide sur l’ « Optimisation du captage du biogaz des installations de stockage » (ADEME, 2007). La plupart des auteurs s’accorde à dire que la production gazeuse accrue nécessite un système de captage renforcé et que le confinement des déchets fait partie intégrante de ce système. L’aspect confinement est traité dans les paragraphes suivants.

Techniques et dimensionnement Les techniques de captage vertical par puits et horizontal par tranchées drainantes utilisées sur les sites classiques sont également mises en œuvre sur les bioréacteurs. Les techniques horizontales se retrouvent toutefois plus fréquemment sur les sites récents ou en projet. La réalisation de réseaux séparés de collecte de biogaz et d’injection de lixiviats permet de s’extraire des risques d’interférences signalés plus haut. Cependant, même si le réseau de réinjection ne doit pas constituer la partie majoritairement active du système de collecte du biogaz, il est possible de connecter le réseau d’aspiration des gaz aux ouvrages d’injection afin d’optimiser le taux de captage global du site. On se prémunira toutefois des risques d’accumulation de condensats. Le renforcement du système de collecte du biogaz se résume en une augmentation de la densité des ouvrages avec la mise en place d'une couverture étanche (géomembrane ou équivalent). En ce qui concerne la densité de tranchées drainantes, la littérature donne des espacements horizontaux de 10 à 60 m et verticaux de 15 à 30 m. Tous les rayons d’action peuvent être contrôlés par l’intermédiaire de la dépression crée par le dispositif d’aspiration. Les taux de captage instantanés en exploitation sont classiquement donnés aux environs de 35 %. Dans le cas de sites équipés à l’avancement de réseaux de captage - réinjection horizontaux denses, ce taux peut évoluer favorablement dans une large mesure et atteindre des valeurs supérieures à 50 %. Au stade de la couverture finale, le taux de captage instantané peut dépasser 90 % (98 % sur le site de La Vergne, voir chap. IV.2)

Impact sur la valorisation La finalité du bioréacteur n'est pas la valorisation du biogaz. Cependant, du fait de l’impact possible de la recirculation sur la collecte du biogaz, les installations de traitement/valorisation, quand elles existent, devront posséder une certaine souplesse. On pourra ainsi concevoir des systèmes de traitement/valorisation en combinant les différentes techniques disponibles à ce jour (micro-turbines, petits moteurs,…). On remarquera enfin que du fait de la variation normale du débit produit par un site durant son exploitation, de la capacité de traitement figée des unités de valorisation, de la nécessité d’arrêt des installations de valorisation pour entretien, les torchères restent indispensables sur tous les sites.

III.1.6 Mise en œuvre d’un confinement IIIIII..11..66..11 QQuueelllleess ccoonnddiittiioonnss dd’’ééttaanncchhééiittéé ddee ssuurrffaaccee ppoouurr uunn bbiioorrééaacctteeuurr ??

On pourra, en ce qui concerne cet aspect se référer au guide ADEME « Guide pour le dimensionnement et la mise en œuvre des couvertures de sites de stockage de déchets ménagers et assimilés » Mars 2001. Idéalement, la notion de bioréacteur implique que le processus d’accélération de la biodégradation ait lieu sous une couverture peu perméable (géomembrane ou équivalent) afin d’assurer parfaitement le contrôle de tous les flux liquides et gazeux.


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Cependant, selon les configurations et notamment pour les sites de hauteur de stockage significative, cela n’est pas toujours possible. De plus, l’accélération des tassements induits par le process et leur impact sur les couvertures imposent des restrictions sur la mise en œuvre des ouvrages.

IIIIII..11..66..22 QQuueell ttyyppee ddee ccoonnffiinneemmeenntt ppeeuutt--êêttrree uuttiilliisséé,, qquueelllleess ccoonnddiittiioonnss ddee mmiissee eenn œœuuvvrree eett qquueellllee ppeerrffoorrmmaannccee eenn tteerrmmee ddee ttaauuxx ddee ccaappttaaggee eett dd’’iinnffiillttrraattiioonn ??

On pourra distinguer 3 cas principaux : La configuration du site ne permet pas l’arrêt d’exploitation d’une zone (casier unique de grande hauteur et peu étendu

par exemple). On pourra dans ce cas limiter les émissions de gaz par la pose d’un confinement de type dynamique constitué d’un réseau horizontal dense de captage –réinjection posé à l’avancement. Sa mise en fonction pourra être réalisée après recouvrement du réseau par quelques mètres de déchets. En effet un enfouissement trop important limitera les performances de la recirculation du fait de la baisse de la perméabilité. Un bon taux de captage gazeux est possible et vérifiable par des mesures d’émissions en surface (voir chapitre sur le suivi). L’influence des pluies sera relativement faible, voire nulle, du fait de la capacité de rétention des déchets sus-jacents et ce d’autant plus que la montée de l’exploitation est rapide.

Le site est de hauteur significative, une zone est exploitée sur une tranche de hauteur puis l’exploitation se déplace

latéralement avant de revenir sur la première zone. Un confinement matériel (par opposition au confinement dynamique) de type couverture provisoire, offrant des performances au moins équivalentes à celles d’une couverture définitive conventionnelle est une solution intéressante à mettre en œuvre sur le réseau de réinjection horizontal de par le contrôle des émissions gazeuses et des entrées d’eau qu’elle permet. La mise en fonction de la recirculation peut suivre rapidement la pose de la couverture provisoire. Le caractère provisoire de la couverture permet d’utiliser des matériaux économiques mais dotés de bonnes performances sur le court terme comme les films polymères de faible épaisseur (disponibles pour de grandes surfaces) ou les géomembranes lestées, les sols peu perméables qui seront retirés avant reprise de l’exploitation ou encore une combinaison des deux. Selon leur mode de pose (soudé ou non), les géosynthétiques posés pourront être réutilisés. Le taux de captage obtenu peut avoisiner les 90%, voire plus en cas d’utilisation de films synthétiques. Les entrées d’eau sont également réduites à celles généralement observées pour les confinements en géomembrane (inférieures à quelques %) à condition que leur design permette l’évacuation des eaux pluviales (pentes suffisantes, exutoires aménagés,…). Une attention particulière doit être portée à la mise en œuvre des couvertures et en particulier aux points sensibles que sont les jonctions aux flancs, l’étanchéité au niveau des puits, les soudures…

Le troisième cas concerne les sites de faible hauteur ou les cas précédents lorsque l’on arrive en fin d’exploitation. Deux

stratégies sont possibles : • La première, nécessaire si les tassements attendus sont susceptibles de générer de sérieux dommages de la

couverture, revient à poser une couverture provisoire qui sera complétée après deux ou trois ans, dès lors que l’essentiel des tassements sera obtenu. Une configuration efficace consiste à poser sur les déchets et le système de réinjection un niveau de matériaux argileux de 20 à 30 cm minimum, recouvert par un film synthétique lesté (pneus, sol). Ce dernier limitera les entrées d’eau et surtout évitera la dé-saturation des argiles. En effet les argiles saturées sont un bon obstacle aux émissions de gaz (et aux entrées d’air) et supportent bien la déformation (autoréparation). Leur principale cause de déficience est la dessiccation qu’il convient d’empêcher via un géosynthétique. Après 2 ou 3 ans, le géosynthétique peut être remplacé par une géomembrane soudée surmontée d’un niveau terreux végétalisable et drainé.

• La seconde stratégie pourra être mise en œuvre si les tassements attendus sont absorbables par les ouvrages. Dans ce cas, la configuration diffère de la précédente par le fait que la géomembrane est posée directement à la suite de l’argile sans soudure immédiate au niveau des zones de tassements différentiels (jonction aux digues, tête de puits,…) et moyennant quelques précautions du type : anticipation des futures conditions d’écoulement des eaux (de drainage notamment), plis d’aisance,…les soudures définitives pourront être réalisées dans un délai de 2 – 3 ans.

La mise en place d’un sol sur une géomembrane étant plus sensible aux aléas géotechniques, la conception des couvertures devra intégrer une analyse des risques de glissement. Le drainage sur géomembrane est recommandé pour réduire ce risque.

III.1.7 Equipements spécifiques pour le suivi L'exploitant d'un bioréacteur peut par différentes solutions acquérir les informations de suivi et de diagnostic nécessaires à la conduite de la gestion en bioréacteur. Plusieurs stratégies et techniques sont envisageables pour un même résultat avec des fréquences d'acquisition variables, une précision et une représentativité spatiale différentes. Les technologies disponibles sont en évolution rapide notamment du fait de programme de recherche en cours qui donnent lieu à la mise au point de nouveaux


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outils. Ceux qui visent à la mesure des paramètres directement dans le massif de déchets (notamment concernant l'humidité) n'ont pas atteint aujourd'hui la fiabilité sur le long terme ni des coûts de mise en œuvre à grande échelle permettant leur utilisation en exploitation. Ainsi, parmi les techniques disponibles et leur mode de déploiement, il faut distinguer trois niveaux :

le maintien des contrôles réglementaires ; les paramètres de contrôle mesurés globalement avec des techniques simples et principalement hors casier pour le

pilotage du bioréacteur et à l'initiative de l'exploitant (volume biogaz / taux de méthane / bilan hydrique / températures de lixiviats et biogaz…), paramètres nécessaires à une gestion en bioréacteur fiable et efficace ;

les paramètres et méthodes de diagnostic en cas d'anomalie de fonctionnement voire les méthodes utilisables à des fins de recherche.

Un certain nombre d'aménagements sont utiles, dès la conception et pendant le remplissage des casiers, pour faciliter ensuite le suivi adapté à l'existant et aux contraintes du site. On citera notamment sans que cette liste soit limitative :

les moyens de mesure des volumes de lixiviats récupérés par casier ainsi que des moyens de prélèvement sur les lixiviats pour les analyses ;

les moyens de prélèvement et de mesure sur le biogaz (volume et qualité ainsi que la température, au plus proche du casier) ;

suivant la configuration du casier, des moyens d'inspection pourront également être intégrés mais on pourra envisager d'autres mesures permettant au besoin de diagnostiquer des phénomènes de colmatage (analyse de la réponse débit pression par drain) nécessitant des interventions ou une adaptation de la conduite de la recirculation.

L'exploitant devra également veiller à mettre en place un mode d'enregistrement des informations permettant une exploitation facile des résultats pour les besoins de conduite, de détection des anomalies éventuelles de fonctionnement et de diagnostic. Les fréquences temporelles et les fréquences volumiques ou spatiales sont des paramètres également importants dans l'établissement des besoins d'aménagement spécifique. D'autres techniques sont présentées ci-après et peuvent nécessiter des aménagements, mais la majorité d'entre elles ne sont pas appliquées en exploitation et restent cantonnées aux besoins de programmes de recherche.

IIIIII..11..77..11 TTeemmppéérraattuurree ddeess ddéécchheettss ssttoocckkééss

La température des déchets stockés est un indicateur important des mécanismes biologiques en cours dans les déchets et peut être suivie. Pour cela des capteurs sont à mettre en place au sein du massif de déchets durant la phase de remplissage du casier. Les capteurs de températures présentent l’avantage de donner des valeurs ponctuelles mais doivent être nombreux et sont relativement fragiles. Dans le cas du souhait de pose de sondes fixes, il est recommandé de prévoir, lors de la pose des étanchéités de fond, l’implantation de tubes de protection le long des parements sur, voire sous, les membranes de façon à placer les sondes dans les meilleures conditions, une fois les déchets atteignant la cote voulue. Il est également possible de placer les sondes dans les ouvrages de captage –réinjection pour assurer une protection mécanique et disposer de mesures ponctuelles au sein des déchets. On pourra préférer des sondes portables (type thermocouple) glissées à différentes cotes dans un tube de mesure (temporaire ou pérenne) foncé dans la masse de déchets en cours ou en fin d’exploitation. La mise en place d’un fourreau PEHD, permet au tube de coulisser à travers la couverture et d’absorber les tassements. Des mesures globales au niveau des ouvrages de captage de gaz peuvent également fournir des informations utiles.

IIIIII..11..77..22 TTeenneeuurr eenn eeaauu ddeess ddéécchheettss ssttoocckkééss

L’un des objectifs majeurs de la gestion type bioréacteur est l’homogénéisation de l’humidité au sein du massif de déchets. Lors des travaux de recherche, les mesures sont effectuées à partir de sondes (TDR, sonde à choc thermique, sonde par conductivité électrique,…) mais il apparaît rapidement des problèmes de contacts sonde-déchets et de corrosion. Dans l’attente d’évolutions futures, ces techniques ne peuvent donc pas être directement utilisées comme outils de suivi à grande échelle. A défaut de pouvoir suivre directement l’humidité, la méthode de la mesure de la résistivité électrique reliée indirectement à la teneur en eau et à sa distribution dans le massif a montré tout son intérêt (voir plus haut) pour visualiser la zone influencée par la recirculation. Cette méthode dite « du panneau électrique » nécessite un réseau d’électrodes (jusqu’à plusieurs dizaines) implanté en surface en contact direct des déchets, le long et/ou en travers des dispositifs d’injection. Cependant cette technique coûteuse présente aussi l’inconvénient de nécessiter un réseau dense de sondes reliées entre elles et connectées à une alimentation électrique. De plus, même si elle apparaît être un bon indicateur des changements au sein d’un massif lors de la recirculation, la corrélation directe de la mesure avec l’humidité n’est pas encore clairement établie. Actuellement, l’instrumentation géophysique est donc un bon outil de suivi de l’injection ‘en direct’ puisqu’elle permet de visualiser ce qui se


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passe au sein du massif de déchet. Le rayon d’action peut par exemple être estimé. En revanche, cette technique n’est pas adaptée à un suivi opérationnel. Etant donné le manque de moyens existants pour pouvoir suivre directement le taux d’humidité au sein du massif, une importance particulière doit être portée au bilan hydrique afin d’estimer les quantités de lixiviats à recirculer.

Figure 14 : installation d’une flûte d’électrodes sur site (CEMAGREF)

IIIIII..11..77..33 BBiillaann hhyyddrriiqquuee

Les quantités de lixiviats injectées et produites sont mesurables via des débitmètres posés au niveau des réseaux d’injection et de collecte. Les débitmètres électromagnétiques sont relativement efficaces mais demandent un écoulement à pleine section dans les canalisations. L’influence des précipitations sur les quantités réinjectées avant pose d’une couverture est importante en terme de maîtrise de l’humidité des déchets. Elle peut être obtenue via une station météo ou à minima un pluviomètre sur site.

IIIIII..11..77..44 DDéébbiitt eett ccoommppoossiittiioonn bbiiooggaazz

Ces mesures sont classiquement réalisées sur la plupart des sites, bioréacteur ou non, au niveau des ouvrages de collecte via des piquages en tête de puits ou sur collecteur, ou globalement au niveau du traitement (voir guide l’ « Optimisation du captage du biogaz des installations de stockage » ADEME, 2007).

IIIIII..11..77..55 SSuuiivvii dduu rriissqquuee ddee ccoollmmaattaaggee

Dans la mesure où la recirculation des lixiviats entraîne une forte sollicitation du réseau de collecte de lixiviat, le risque de colmatage est à considérer, même si aujourd’hui, peu de retours d’expériences mettent en évidence le colmatage des systèmes d’injection. Il convient donc de concevoir les réseaux de façon à permettre au mieux leur inspection : diamètre de canalisation suffisant, rayons de courbure suffisants. Deux techniques sont possibles pour réaliser une inspection (l’utilisation d’un robot-caméra ou l’utilisation d’un endoscope) et le choix se portera sur l’une ou l’autre selon la longueur et la facilité d’accès du réseau à inspecter.

III.2 Exploitation

III.2.1 Les pratiques d’exploitation L’objectif premier du bioréacteur est d’obtenir à court terme la stabilisation des déchets par épuisement de leur potentiel de dégradation. Un corollaire important du point de vue environnemental est la possibilité qu’offre le process d’augmenter le potentiel de production de gaz et d’autoriser ainsi de plus grandes possibilités de valorisation. Cependant, il n’est pas souhaitable de limiter le terme bioréacteur aux seules unités possédant une valorisation.


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Lorsqu’il n’y a pas de valorisation énergétique, les pratiques d’exploitation viseront à accélérer les processus de dégradation sans chercher une qualité et un débit constant de gaz. Lors d’une valorisation énergétique, une attention particulière doit être portée sur les paramètres de pilotage de la valorisation : qualité et débit du biogaz, éviter les interférences de la recirculation avec la collecte du gaz.

III.2.2 Préparation des déchets en amont et mise en place IIIIII..22..22..11 QQuueellllee nnaattuurree ddee ddéécchheettss aacccceeppttééss ddaannss llee bbiioorrééaacctteeuurr,, ccoommmmeenntt ggéérreerr llaa nnaattuurree ddeess eennttrraannttss??

La technique du bioréacteur est compatible avec l’ensemble des déchets admis en ISDND. Les exploitants, dans une optique d’évitement des causes d’inhibition des processus biologiques menant à la dégradation rapide des déchets, exercent un contrôle rigoureux des déchets à l’entrée et peuvent limiter tous déchets susceptibles de retarder ou de bloquer les réactions biologiques. Parmi les déchets de ce type, on pourra citer certains sols pollués. Le développement de la collecte sélective des emballages et le développement du compostage (domestique et/ou à grande échelle) ne semblent pas à l’heure actuelle être un frein au bioréacteur. Les bénéfices du bioréacteur concernent également les DIB, refus de centres de tri et boues industrielles, qui sont au moins en partie constitués d'éléments biodégradables.

IIIIII..22..22..22 PPllaann dd’’eexxppllooiittaattiioonn

La gestion d’un stockage en mode bioréacteur peut amener à adapter les plans d’exploitation des sites. On pourra, par exemple, exploiter les alvéoles jusqu’à une hauteur de moins de 15 m, les couvrir provisoirement puis pratiquer la recirculation des lixiviats pendant 2 à 4 ans pendant que l’exploitation se reporte sur un secteur adjacent permettant ainsi :

Un fonctionnement facilité et plus accessible des systèmes de réinjection – captage, Une mise à profit optimisée des tassements accélérés, Une mise en place des couvertures dans de meilleures conditions.

IIIIII..22..22..33 MMiissee eenn ppllaaccee ddeess ddéécchheettss

Compte tenu de la nécessité de conférer au massif de déchets un comportement hydraulique le plus homogène possible, il convient d’éviter la création d’un compartimentage par les couvertures périodiques. Il est techniquement possible d’éviter cette situation en enlevant cette couverture avant mise en place des déchets. On pourra aussi utiliser des couvertures intermédiaires perméables et/ou dégradables de type compost déclassé, produit de couverture à base de cellulose. Les bâches synthétiques lestées peuvent également être utilisées.

III.2.3 Collecte et Traitement des lixiviats IIIIII..22..33..11 QQuueelllleess ccoonnssééqquueenncceess ssuurr lleess vvoolluummeess àà ttrraaiitteerr ??

L’obtention d’un bilan hydrique fiable sur un bioréacteur nécessite une longue période d’observation car les phénomènes de rétention et de restitution dépendent du niveau de dégradation et sont longs à se mettre en place. Sur le bioréacteur de La Vergne qui dispose d’une période de 3 ans et dont le système de réinjection par puits a révélé un rayon d’action inférieur à celui estimé, le taux d’absorption des lixiviats par les déchets serait de 7 % sur la base des données brutes. Cependant, ces données sont trop globales pour être représentatives et les résultats ont montré qu’une partie du massif de déchets peut absorber les lixiviats tandis qu’une autre en ‘génère’. Le bilan hydrique du casier est alors la résultante de ces deux comportements hydrauliques. De plus, au fur et à mesure de la recirculation des lixiviats, le déchet se dégrade, ce qui entraîne une modification de sa composition mais aussi de ses propriétés physiques telles que la porosité, la perméabilité… Le comportement hydraulique du massif de déchets évolue en fonction de ces propriétés. C’est probablement la raison pour laquelle le bilan hydrique du casier bioréacteur évolue dans le temps. Les mesures d’humidité réalisées sur les prélèvements de déchets en fonction de la profondeur au cours d’une campagne de forages à distances croissantes d’un puits d’injection et la comparaison avec les volumes injectés sur le puits d’injection le plus proche ont mis en évidence un taux d’absorption de 33 % pour les déchets prélevés. Le bilan hydrique est donc négatif pour cette partie de l’alvéole. En conclusion, si sur le court terme on peut observer une baisse notable des quantités de lixiviats produites, sur le long terme ces résultats pourraient être révisés à la hausse du fait d’un relargage progressif des eaux retenues. De plus, les couvertures plus étanches utilisées dans les bioréacteurs par rapport aux ISDND classiques conduisent à long terme à des productions globales de lixiviats moindres.


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IIIIII..22..33..22 QQuueelllleess ccoonnssééqquueenncceess ddee llaa rreecciirrccuullaattiioonn ssuurr llaa nnaattuurree ddeess lliixxiivviiaattss ccoolllleeccttééss ??

On a vu en III.1.4.2 que les principales conséquences de la recirculation sur les lixiviats consistent en la baisse de la charge organique à moyen terme associée à un risque d’accumulation des éléments conservatifs surtout représentés par l’ammonium.

III.2.4 Recirculation des lixiviats IIIIII..22..44..11 QQuueelllleess qquuaannttiittééss rreecciirrccuulleerr ??

Si l’humidité optimale pour la dégradation est comprise entre 50 et 80 %, il n’est pas possible dans la pratique d’atteindre de tels taux d’humidité dans les casiers de stockage. En effet, la capacité au champ moyenne (rétention maximum naturelle) observée pour des O.M. dans les conditions de stockage est de l’ordre de 40 % à 50 % et la réglementation interdit une hauteur de lixiviat supérieure à 30 cm en fond de casier (et par suite, interdit la saturation de la colonne de déchet). Le meilleur compromis entre l’optimum d’humidité pour la dégradation et les contraintes d’exploitation consiste donc à recirculer jusqu’à atteindre, à terme, la capacité au champ. On notera que cette propriété dépend fortement de la pression et par conséquent, la capacité au champ d’un déchet en fond de casier sera différente de celle d’un déchet situé en haut du casier.

0%

20%

40%

60%

80%

100%

120%

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130Contraintes verticales (kPa)

Tene

ur e

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(24

h)

Teneur en eau pondérale (w)

Teneur en eau pondérale (w')

Teneur en eau volumique

Figure 15 : évolution des teneurs en eau pondérales1 et volumiques d’un déchet ménager grossièrement broyé en

fonction du niveau de chargement (Olivier et al. 2007) Le degré d’humidité à atteindre pour être à l’optimal des performances d’une gestion de type bioréacteur variera en fonction de la composition des déchets, de la densité, de la teneur en matière organique, de la température des déchets et des conditions météorologiques. Il est fortement recommandé de sélectionner une humidité cible à partir des caractéristiques des déchets stockés sur le site. En effet, même si la littérature fournit des valeurs moyennes pour des catégories standards de déchet, il est très fréquent, pour les DIB notamment, de rencontrer des écarts significatifs de teneur en eau par rapport aux moyennes nationales. La littérature propose des valeurs de taux de recirculation de l’ordre de quelques dixièmes à quelques litres par jour et par tonne de déchets et la tendance est plutôt à la sous-estimation. Le site de Yolo County, un des plus performants utilise un taux de recirculation de 1,5 l / t.j (540l / t an). Au global, compte tenu des valeurs moyennes de teneur en eau (30 à 35 % d’humidité) et de l’objectif minimal de capacité au champ (40 à 50 %), les quantités minimales à recirculer s’établissent autour de 100 à 200 l/tonne. Cette estimation est donnée dans le cas idéal où le système de réinjection est complètement efficace (100 % des déchets exposés à la recirculation), ce qui reste difficile à atteindre. Par ailleurs, il semble important de continuer à recirculer les lixiviats même après avoir atteint la capacité au champ dans le but ‘d’agiter’ le réacteur que constitue le casier de stockage, d’apporter des nutriments, de diluer les inhibiteurs locaux.

1 d

w

mmw = ,

h

w

mmw ='

avec mw : masse d’eau du déchet, md : masse de matériau sec, mh : masse de matériau humide.


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IIIIII..22..44..22 QQuuaanndd eett ccoommmmeenntt rreecciirrccuulleerr ??

Le taux de recirculation est également à adapter au stade de dégradation des déchets. On préfèrera ne pas recirculer ou le faire à de faibles taux en début de stockage lors de la phase d’acidogénèse pour éviter un choc acide pour la masse bactérienne (blocage de la biodégradation). La plupart des études sont d’accord sur l’importance de prévoir des périodes de repos : il vaut mieux injecter à des débits plus élevés avec des périodes de repos plutôt que d’injecter en continu à des débits faibles. En terme de cycle de réinjection, là encore, les fréquences de la littérature sont assez variables et très liées à l’efficacité du système de réinjection considéré; les plus fréquemment citées proposent des cycles hebdomadaires à mensuels. Pour une stabilisation des déchets la plus rapide possible, il faut atteindre l’optimal de l’humidité le plus rapidement possible. Cependant, les propriétés hydrauliques du déchet telles que la vitesse d’absorption de l’humidité et la stabilité géomécanique du massif de déchets doivent également être prises en considération pour déterminer le taux de recirculation à appliquer. Enfin, la température du liquide injecté peut avoir un impact important sur l’activité biologique et on évitera de recirculer un lixiviat trop froid. Selon les régions, cette contrainte peut fortement limiter les opérations d’injection en hiver.

IIIIII..22..44..33 QQuueellss lliixxiivviiaattss ppeeuuvveenntt êêttrree rreecciirrccuullééss ??

Les travaux de laboratoire ont montré que la réintroduction de lixiviats riches en acides gras volatils (AGV) ou en ions ammonium (concentration en NH4+> 3000 mg/l), correspondant à des lixiviats jeunes (liés à un pH acide < 5), conduit à une inhibition de la méthanogénèse. Des travaux de recherches [35] ont été menés pour déterminer la pertinence de pré-traiter ce type de lixiviats en vue d’une recirculation dont principalement leur nitrification. Les travaux menés sur l’influence de la recirculation de lixiviats nitrifiés ont montré les éléments suivants.

La principale réaction de conversion des nitrates est une dénitrification hétérotrophe sous condition qu’il y ait suffisamment de matière carbonée. Dans ces zones de dénitrification, la méthanogénèse ne peut avoir lieu car les deux réactions entrent en compétition.

La présence d’H2S en forte quantité peut conduire à une réaction de nitroammonification et ainsi à la re-concentration d’ions ammonium dans les lixiviats.

Si la source de carbone est appauvrie (cas de la phase stable de méthanogénèse par exemple), une dénitrification autotrophe peut se produire. Une mobilisation potentielle des métaux pourrait avoir lieu mais elle n’a pas été observée dans le cadre de l’étude en laboratoire. Ainsi d’après les expériences de laboratoire, il ne semblerait pas judicieux, en cas de valorisation et avant l’atteinte de la méthanogénèse stable, de recirculer du lixiviat nitrifié du fait des risques de perturbation de cette réaction. Il serait également peu productif de recirculer sur des déchets susceptibles de produire de l’H2S (déchets frais par exemple ou riche en souffre, plâtre). Ces aspects devront donc être pris en compte dans le cas d’un objectif de valorisation énergétique. Des travaux de recherche [32] montrent l’importance de la qualité des lixiviats recirculés dans le relargage des métaux. Lors de la réinjection, des échanges puis des équilibres se créent entre les phases liquides et solides pouvant conduire à des taux de lixiviation des métaux différents selon la composition des lixiviats. Sur site, des relargages significatifs de métaux n’ont toutefois jamais été cités dans la littérature.

III.2.5 Captage du Biogaz Concernant cette question, on pourra se reporter au paragraphe III.2.6 relatif au suivi ainsi qu’aux guides ADEME précédemment cités : « Optimisation du captage du biogaz issu des ISDND et des anciennes décharges » 2007, « Gérer le gaz de décharge » 2001. Le calage du captage (réglage des vannes, réglage de la dépression dans les branches du réseau,…) devra s’opérer en parallèle à celui de la recirculation et plus spécialement lors des premiers essais de réinjection. Il s’agira notamment de trouver un compromis entre injection et captage du biogaz de façon à éviter une interférence trop forte sur le débit extrait, ce dernier pouvant montrer une baisse significative en cas de réinjection mal adaptée (en terme de débit ou de durée).

III.2.6 Suivi de fonctionnement des bioréacteurs Afin de suivre et de maîtriser le processus de dégradation accéléré que représente une ISD exploitée en bioréacteur, un suivi adapté du site est nécessaire. Il est important de collecter des informations concernant la qualité des déchets traités au sein du bioréacteur ainsi que d’autres sur la quantité et la qualité des effluents produits. En effet, ces derniers sont susceptibles d’évoluer et sont des indicateurs des conditions de dégradation présentes dans le massif de déchets. Aussi, ces paramètres permettent de maîtriser le processus du bioréacteur. Dans les paragraphes suivants, sont détaillés par thématique, des


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propositions de paramètres et de fréquences de suivi en fonction de l’objectif du suivi réalisé : suivi opérationnel, détaillé ou à des fins de recherche. Le suivi opérationnel correspond au suivi minimum nécessaire à la maîtrise du process au vu des impacts attendus de la recirculation des lixiviats et des moyens éprouvés et disponibles pour la réalisation du suivi (équipements et/ou méthode). Le suivi détaillé correspond à un suivi plus approfondi particulièrement adapté à une phase de diagnostic. Le suivi à des fins de recherche correspond au suivi à mettre en place pour permettre d’analyser dans le détail les processus bio, physico chimiques induits par la recirculation des lixiviats.


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IIIIII..22..66..11 DDéécchheettss

Tableau 2 : paramètres de suivi sur les déchets

Paramètre suivi Objectif Fréquence de suivi Niveau de suivi

Tonnage mensuel % par fraction

Bilan annuel pour chaque casier Opérationnel

Potentiel de production de

biogaz Teneurs en eau

- Estimation théorique de la production de biogaz - Compréhension de l'évolution de paramètres (perméabilité, bilan hydrique, charge organique des lixiviats…)

1 échantillon analysé à l’entrée chaque 50 000 m3 de déchets

Détaillé

Tassements et densité

- Etude du tassement du massif - Estimation de la vitesse d’utilisation de vide de fouille

Semestriel / Annuel Détaillé / Opérationnel

Température du massif Suivi de l’optimisation de la dégradation En continu (sondes in situ) Détaillé - recherche

Teneur en eau du massif

Gestion de la recirculation (volume, débit, … à recirculer) En continu / bilan annuel Recherche /

Opérationnel

Perméabilité - Connaissance de la vitesse de circulation du liquide dans le massif - Ajustement du protocole de recirculation

Tous les 3 ans environ Détaillé - Recherche


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IIIIII..22..66..22 LLiixxiivviiaattss

Tableau 3 : paramètres de suivi sur le lixiviat


Volumes collectés Suivi du bilan hydrique du site Mesures systématiques à chaque pompage et bilans mensuels

Opérationnel

Volumes injectés Connaissance, contrôle et maîtrise du procédé de réinjection

Mesures systématiques à chaque épisode de réinjection et, bilan mensuel

Opérationnel

Hauteurs de lixiviat dans les puits

- Suivi de la conformité réglementaire du niveau de lixiviats - Eviter un ennoiement du massif - Gestion de la recirculation

A coordonner en fonction de la fréquence des épisodes de recirculation

Opérationnel

pH, conductivité et MES

- Indicateurs. Renseignements sur la composition générale des lixiviats, de leur maturité - Contrôle de la non accumulation de sels

Semestrielle / Hebdomadaire

Opérationnel / Recherche

DCO et DBO

- Evaluation de la charge oxydable (minérale ou organique) biodégradable ou non biodégradable - Paramètres fondamentaux pour l'évaluation de l'abattement éventuel de la partie biodégradable



Cl - Contrôle de la teneur en Cl car risque d'accumulation - Indicateurs de l'évolution de la concentration des lixiviats



NH4 Contrôle de la teneur en NH4 car risque d'accumulation



Métaux totaux (Pb, Cd, Cu, Ni, Hg,

CrTot, CrVI, Mn, Sn, Zn, Fe, Al)

Indicateurs. Renseignements sur la composition générale des lixiviats, de leur maturité et la forme chimique de certains composants



Sels dissous (Na, K, Mg, SO4, HCO3) - Contrôle de l'accumulation de sels Mensuelle Recherche

AOX, Phénols - Toxiques à certaines concentrations - Détermination de la nécessité d'un pré-traitement avant réinjection




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IIIIII..22..66..33 BBiiooggaazz

Tableau 4 : paramètres de suivi sur le biogaz Paramètre

suivi Objectif Fréquence de suivi Niveau de suivi

Débit (Pression relative, volume,

température)

- Volume réel à comparer avec la production théorique estimée - Evaluation de l'impact de la recirculation des lixiviats sur la cinétique de génération de biogaz

Hebdomadaire / Mensuelle Détaillé / Opérationnel

Dépression appliquée

- Contrôle du bon fonctionnement - Enregistrement des variations à corréler avec les variations en débit afin d'estimer la production de biogaz

Hebdomadaire Opérationnel

CH4, CO2, H2 et O2

- Calcul débit de méthane - Réglage du réseau à l'aide de la teneur en O2 - Indication du retour en acidogénèse à l'aide de la teneur en H2

Hebdomadaire Opérationnel

N2 - Valider un stripping in situ du NH4 en cas d'oxydation des lixiviats dans l'ouvrage intermédiaire avant recirculation - Vérifier les infiltrations d'air

Semestrielle Recherche

Humidité Estimation plus précise des % des autres composants en cas d'analyse sur gaz humide Hebdomadaire Recherche

H2S En cas de valorisation électrique du biogaz (moteur), contrôle H2S car corrosif Hebdomadaire Détaillé – recherche

Ce suivi lorsqu’il est opérationnel, est à appliquer à l’échelle du site. Un objectif de recherche ou de diagnostic pourra nécessiter un suivi à l’échelle du casier voire du puits (ou de la tranchée) de collecte de biogaz.

IIIIII..22..66..44 DDoonnnnééeess dd’’eexxppllooiittaattiioonn

Tableau 5 : paramètres de suivi d’exploitation


Accumulation d'eau dans les points bas du réseau de biogaz

Mesures correctes du flux de biogaz Bilan mensuel Opérationnel

Pluie Pression atmosphérique

Bilan hydrique Pluie efficace Calcul du débit de biogaz en Nm3

Mensuelle / Journalière Opérationnel / Détaillé

IIIIII..22..66..55 EEqquuiippeemmeennttss eett mméétthhooddeess ddee ssuuiivvii

Les déchets entrants

Composition du déchet et potentiel méthanogène


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La connaissance du potentiel méthanogène permet de calculer le bilan prévisionnel de production gazeuse et par suite de dimensionner au mieux les dispositifs techniques de captage et de valorisation. Les écarts qui pourront être constatés entre le bilan prévisionnel et les mesures durant l’exploitation constitueront un moyen de contrôle des performances du site. Dans l’idéal, un prélèvement régulier et représentatif du déchet entrant, via une méthode de type MODECOM, est nécessaire en vue de l’analyse en laboratoire du potentiel méthanogène. Ce test dit BMP (Potentiel BioMéthanogène) se base sur la mesure de la production gazeuse d’un échantillon de déchet placé dans des conditions de dégradation optimale. Une durée minimum de mesure de 3 mois est recommandée pour une approche complète du potentiel. L’extrapolation de ce dernier sur la base de mesures plus courtes étant souvent délicate. Ce type de test est à faire réaliser une fois tous les 2-3 ans ou plus fréquemment en cas de variations significatives des apports. Dans la pratique, les procédures précédentes étant relativement coûteuses, on pourra se baser sur une approche issue de la composition des déchets. Chaque catégorie de fraction constituant le déchet possédant un potentiel méthanogène propre et connu, il est en effet possible d’approcher le potentiel méthanogène global en estimant visuellement ou par mesures pondérales les diverses catégories et notamment la fraction papier - cartons, responsable pour les OM, de la majeure partie de la production gazeuse.

Teneur en eau La teneur en eau des déchets entrant est un paramètre fondamental que l’exploitant se doit de connaître afin de fixer la quantité de lixiviats à réinjecter. Si, en ce qui concerne les OM, il est possible d’estimer cette valeur sur la base de moyennes des déchets français (soit environ 30 à 35 % en masse), il est plus difficile de le faire pour les DIB ou les mélanges de déchets. Une mesure précise nécessite un échantillonnage des déchets selon la procédure normalisée MODECOM déjà citée, suivi de séchage et de mesures de masse, si possible par fraction représentative du déchet. Cette mesure est à reproduire tous les 3 à 5 ans ou à chaque changement notable de la nature des apports.

Les déchets stockés

Teneur en eau Cette mesure a été évoquée en III.1.3.2 et en III.1.7.2 avec la méthode géoélectrique de visualisation du bulbe d’injection autour des corps drainants. Cette méthode est préconisée lorsque l’exploitant sort du champ standard des dispositifs d’injection décrits dans cet ouvrage. Une méthode globale d’évaluation par calcul via le bilan hydrique et les quantités injectées est également possible, à la condition d’une répartition homogène de l’eau dans le massif de déchet. On pourra également vérifier ce calcul théorique par prélèvement et mesures pondérales dans le massif de déchets.


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Figure 16 : mesures de la teneur en eau à différentes distances d’un puits de réinjection sur le bioréacteur de La Vergne (VEOLIA PROPRETE)

Température Ces mesures sont traitées au III.1.7.1. Les mesures par sondes donnent un résultat en continu. En cas de mesures avec sonde portable la fréquence idéale préconisée est mensuelle.

Etat de dégradation La vérification du niveau de dégradation des déchets soumis à recirculation est essentielle pour contrôler les performances de l’installation. En dehors de l’utilisation de paramètres indirects (températures, production de gaz, nature des lixiviats,…), cette évaluation ne peut se faire directement qu’à partir de prélèvements dans le massif suivis de tests de potentiel méthanogène évoqués précédemment. On pourra également réaliser des tests plus simples comme :

les matières volatiles ; le dosage des celluloses et de la lignine, le rapport cellulose + hémi cellulose/ lignine variant en fonction de l’état de

dégradation ; le dosage de MOO : matières organiques oxydables ; dosage AT4 qui correspond à un test de respirométrie microbienne indicateur du contenu en matière organique oxydable.

Ces interventions coûteuses peuvent être réalisées à un rythme pluri annuel.

Figure 17 : réalisation d’une campagne de prélèvement pour mesurer la teneur en eau et l’état de dégradation des

déchets

Bilan hydrique

Quantité injectée La quantité injectée est suivie en continu grâce au débitmètre de la centrale d’injection ou par comptabilisation des volumes injectés gravitairement.

Paramètres météorologiques Le paramètre météorologique fondamental est la hauteur de précipitation, obtenue en données quotidiennes sur le pluviomètre du site ou de la station la plus proche.

Production de lixiviats La production de lixiviats peut être obtenue par des débitmètres placés en sortie de casier ou via la connaissance de temps de fonctionnement des pompes et de leur débit si la collecte n’est pas gravitaire. L’idéal est de connaître la production par casier.

Lixiviat

Composition


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La connaissance de la composition des lixiviats est une contrainte réglementaire habituelle demandée à une fréquence mensuelle ou trimestrielle. Dans le cas des bioréacteurs, une connaissance plus poussée est requise du fait de l’information pertinente qu’elle fournit sur le déroulement de la dégradation. Les paramètres DCO et DBO, ammonium, AGV (Acides Gras Volatils) doivent être dosés mensuellement. Le pH peut être suivi en continu ainsi que la conductivité, ou au moins de façon hebdomadaire.

Température La température des lixiviats varie peu en général. Son suivi est de moindre importance par rapport à celui de la température des déchets stockés. Sa connaissance mensuelle permet de s’assurer de l’absence de risque de fluage des géomembranes de fond.

Biogaz

Débit et composition Le débit global du site est en général connu, souvent en continu, via les systèmes intégrés aux dispositifs de destruction/valorisation du biogaz ou les contrôles opérés. Il en est de même pour les paramètres majeurs de composition : CH4, CO2, 02. Souvent, pour des besoins de réglage du réseau et d’optimisation du captage, des mesures sont réalisées au niveau des points clefs du réseau ou des têtes de corps drainants. Ces dernières sont indispensables à un bioréacteur, afin d’évaluer les performances zones par zones et notamment l’effet de la recirculation, voire l’effet des modifications des conditions de recirculation.

Emissions atmosphériques La première performance du bioréacteur est son très faible taux d’émission atmosphérique comparé à un stockage standard. Cette performance peut être vérifiée à l’aide d’une campagne de mesures à la chambre à flux de surface ou grâce à d’autres techniques telles que le traçage gazeux, le bilan de masse,… quand les conditions s’y prêtent dès que la couverture est mise en place. Cette technique consiste à mesurer l’accumulation de gaz dans un volume à pression atmosphérique posé sur la surface de la couverture. Selon le type de couverture, le maillage de mesure pourra être différent voire être concentré essentiellement sur les points habituellement sensibles, du fait des tassements notamment, comme les têtes de puits, les zones de cisaillement, les raccordements au talus,… Une fois la campagne réalisée, on pourra se borner à vérifier ponctuellement l’efficacité de la couverture au niveau des points sensibles.

Figure 18 : mesure à la chambre à flux sur biofiltre à biogaz (CSD AZUR)

Tassements

Amplitude Le suivi des tassements par mesure topographique est prescrit annuellement par les arrêtés d'autorisation d’exploiter. Les tassements constituent des indicateurs de premier ordre de l’évolution de l’état du déchet. Dans le cadre du suivi d’un bioréacteur, la mesure régulière des tassements par le biais d’un réseau de bornes topographiques ou de levés laser au sol permet de corréler spatialement ces derniers aux bulbes d’humidité induits par la réinjection du lixiviat et à la production de biogaz zone par zone.


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Colmatage

Inspection L’inspection vidéo en vue d’un contrôle du colmatage n’est pas une mesure de routine mais est déclenchée en cas de suspicion de dysfonctionnement des canalisations (baisse inexpliquée du débit, hausse inattendue de la hauteur de lixiviats en fond de casier, montée suspecte de la pression de réinjection,…).


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IIVV SSYYNNTTHHEESSEE DDEESS IIMMPPAACCTTSS EENNVVIIRROONNNNEEMMEENNTTAAUUXX

IV.1 Conséquences sur la production de lixiviats

On rappellera (voir III.1.4, III.1.4.2 et III.2.3.1) que le bioréacteur : n’augmente pas le risque de fuite de lixiviats en fond de casier. permet de réduire la charge organique biodégradable des lixiviats produits mais induit un risque de concentration de

certains éléments tels que les chlorures et l’ammoniaque. Selon la qualité du liquide réinjecté, les expériences de laboratoire montrent aussi un risque de relargage de certains métaux lourds.

réduit sur le court terme la quantité de lixiviats à traiter selon le mode d’exploitation et le climat. Sur le long terme, la couverture étanche évite les entrées d’eau.

IV.2 Conséquences sur les émissions de biogaz

Le bioréacteur limite le risque à long terme d’émissions de biogaz puisqu’en accélérant la dégradation, il concentre la durée d’émission de biogaz pendant la phase de pleine efficacité des dispositifs de confinement. Ce mode de gestion est la pratique de stockage qui présente le plus faible taux d’émission atmosphérique de gaz à effet de serre. On considère que la performance globale est supérieure à 90 % de captage des gaz produits. Ces performances sont illustrées par la Figure 19, issue des résultats d’une campagne de mesures des émissions diffuses au travers de la couverture du site de La Vergne. La cellule bioréacteur (à gauche), avec une géomembrane en couverture, ne comporte pas de zones d'émissions contrairement à la cellule témoin (à droite), qui est recouverte d'une couverte traditionnelle

Figure 19 : cartographie des mesures d’émission à la chambre à flux sur le site de La Vergne (VEOLIA PROPRETE)

En concentrant la production de gaz sur une période plus courte, le bioréacteur permet d’améliorer le potentiel de valorisation des sites, voire permet cette valorisation sur des sites pour lesquels elle ne pouvait pas être envisagée.


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Le gain de production instantanée espéré actuellement est de l’ordre de deux fois celui obtenu avec une gestion traditionnelle. Le développement actuel des performances de ce type d’installation permet d’espérer encore une progression significative dans ce domaine. Pour les sites accueillant des déchets déjà humides et situés dans des zones à forte pluviométrie, le gain de production pourra être quasi nul par rapport aux casiers non gérés en bioréacteur. Cependant, selon les performances de la couverture mise en place, le débit capté et donc les fuites à l’atmosphère peuvent être optimisés.

IV.3 Conséquences sur la vitesse de stabilisation

Le bioréacteur diminuera la durée de stabilisation des déchets d’autant plus que son système de réinjection sera performant en terme d’homogénéité de répartition de l’humidité dans le massif de déchets. En terme de durée de stabilisation, la littérature propose une estimation de l’ordre de 10 à 15 ans pour les installations actuelles.

Figure 20 : comparatif d’état de stabilisation de déchets provenant des casiers témoins et bioréacteur du site de La

Vergne (VEOLIA PROPRETE)

IV.4 Conséquences sur les tassements

L’impact majeur d’une gestion en mode bioréacteur réside dans l’accélération des tassements sur les premières années où ces derniers peuvent être multipliés par deux par rapport à ceux observés classiquement. La comparaison (Figure 21) des tassements de la cellule test (bioréacteur) du site de Yolo County (USA) avec la cellule traditionnelle de même volume initial illustre clairement le gain de volume généré par le process bioréacteur.


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Figure 21 : comparaison visuelle des tassements pour la cellule bioréacteur test et témoin, site de Yolo County (USA) Les 2 cellules de la Figure 21 ont fait l’objet de mesures de tassements, lesquelles sont illustrées en Figure 22. Celle-ci met en évidence les excellentes performances de ce site où les tassements de la cellule bioréacteur sont 5 fois plus élevés que sur la cellule témoin.

Figure 22 : mesure des tassements sur les cellules bioréacteur et témoin, site de Yolo County (USA)

Tass

emen

ts en

%


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VV CCOONNDDIITTIIOONNSS DDEE FFAAIISSAABBIILLIITTEE TTEECCHHNNIICCOO--EECCOONNOOMMIIQQUUEE

V.1 Quels besoins humains en terme de compétences et de nombre de postes ?

L’exploitation d’un site en mode bioréacteur nécessite de compléter l’équipe d’exploitation pour couvrir les besoins supplémentaires, à savoir :

le suivi accru ; le pilotage de la réinjection et la gestion du réseau biogaz.

On peut évaluer le besoin à 0,5 à 1 personne supplémentaire selon les sites. Le niveau de motivation et de formation de ce personnel chargé du suivi et du pilotage de la réinjection devra être élevé : jeune ingénieur ou technicien confirmé.

V.2 Approche technico-économique : minimum requis en terme de tonnage et d’aménagement pour la mise en œuvre d’un bioréacteur, à quels coûts ?

Les performances environnementales s’accompagnent d’une incidence économique qui se traduit par des coûts évités et des coûts supplémentaires dont l’équilibre n’est pas à ce jour clairement établi, les coûts évités apparaissant essentiellement à long terme. L’objet principal de la gestion d’un stockage en bioréacteur étant la recherche de l’excellence environnementale, ce type de gestion n’est pas réservé aux forts tonnages et peut être appliqué sur des sites modestes. Comme l’indique le tableau 6, les surcoûts d’investissement sont en grande partie proportionnels au tonnage et l’effet d’échelle est assez limité ce qui ne défavorise que peu les sites de faibles tonnages.

V.2.1 Les aménagements nécessaires et les surcoûts Les surcoûts d’investissement et d’exploitations pour un bioréacteur peuvent être estimés entre 3 et 10 € HT/tonne selon la taille du site et financent essentiellement :

En investissement : • les dispositifs de réinjection, • le confinement complémentaire. En exploitation : • les contrôles supplémentaires, • le personnel d’exploitation.

Le détail des aménagements peut être caractérisé comme suit, on différenciera les coûts peu proportionnels au tonnage (fixe) et les coûts (quasi) proportionnels au tonnage (variable), le nombre de X est représentatif de l’importance du coût :


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Tableau 6 : détails des coûts des aménagements d’un bioréacteur

POSTE Descriptif Coût fixe

Coût variable

Réinjection centrale Pompe, automatisme, X réseau Drains selon un maillage correspondant aux rayons d’action

des dispositifs utilisés, massif drainant, collecteurs XXXXXXXX

Biogaz Puits supplémentaire XXXX Couverture Confinement haute performance XXXXXXXX Suivi Débitmètres, capteurs X Exploitation

personnel X suivi Analyse, prélèvements,… X

V.2.2 Les avantages potentiels Difficilement chiffrables car très variables selon les sites, ces avantages sont les suivants :

gain de vide de fouille pouvant correspondre à quelques pourcents du volume du casier, augmentation du potentiel énergétique valorisable du fait de l'accélération de la production de biogaz et du revenu

associé à la vente de l'énergie produite, diminution logiquement atteinte des coûts de post exploitation suite à une stabilisation plus rapide des déchets limitant le

besoin prolongé de surveillance des sites, voire de garanties financières, diminution des coûts externes liés à la gestion des risques réels et perçus à long terme [31] (perte de valeur,…).

VVII PPEERRSSPPEECCTTIIVVEESS

La profession s’accorde à dire que la solution bioréacteur représente une réelle avancée des filières de traitement des déchets par stockage. Dans une perspective d’amélioration continue des process de stockage, les professionnels sont à même de s’engager sur les performances environnementales du bioréacteur et proposent de viser les objectifs suivants :

90 % de taux de captage global du méthane sur la durée de vie du site, 90 % du Potentiel Méthanogène (BMP) initial abattu en moins de 15 ans pour atteindre au moins la valeur maximum de

15 Nm3 de CH4/t MS. Dans une optique d’amélioration des connaissances, la recherche dans le domaine se poursuit. A ce titre on pourra citer :

Un projet ANR de 4 ans, sur la préparation des déchets pour l’optimisation de la biodégradation par méthanisation des déchets non dangereux (BIOPTIME), coordonné par VEOLIA PROPRETE qui vient de démarrer en partenariat avec le CEMAGREF, l’IMFT, le LSEE, le LTHE et le LISBP.

Un autre projet ANR PRECODD sur les installations de stockage de déchets bioactives de nouvelle génération

coordonné par l’INSA de Lyon – et EEDEMS regroupant les partenaires suivants : Université de Grenoble - Lirigm-LTHE, CEMAGREF – Université de Recherche Hydrosystèmes et bioprocédés, INSA de Lyon - LAEPSI, INSA de Lyon -URGC, BRGM – centre Scientifique et Technique d’Orléans, VEOLIA PROPRETE, SUEZ Environnement.

La poursuite de programmes de recherche soutenus par l’ADEME sur la comparaison des différents modes de stockage

ainsi que sur l’optimisation de l’exploitation des casiers en mode bioréacteur.

Les initiatives privées des opérateurs qui déploient la gestion en bioréacteur à grande échelle dans le cadre d'autorisations (COVED à Loches, SITA à Sonzay, VEOLIA PROPRETE à La Vergne).


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AANNNNEEXXEE 11 :: BBIIBBLLIIOOGGRRAAPPHHIIEE Les rapports et guides ADEME cités dans cet ouvrage sont disponibles sur le site Internet de l’ADEME www.ademe.fr. Le sigle (*) indique que l’article fait référence à une expérimentation sur site.

Source N° Titre Auteur

Sardinia 2005 1 Carbon and nitrogen mass balance in some landfill

models for sustainability assessment R. COSSU, R. RAGA, G.VETTORAZZI, 2005

Sardinia 2003 2 Numerical evaluation of granular blankets for

leachate recirculation in MSW landfills M.V. KHIRE, M.M. HAYDAR, 2003

Sardinia 2005 3 Discussion of different landfill concepts - from open

dump to MBP-landfill D. AUGENSTEIN et al, 2005

SITA-ADEME 4

Influence de la recirculation des lixiviats sur la stabilisation des déchets et la production de biogaz des CSD non dangereux: Document de synthèse (*)

G. BARINA, 2003

Programme R&D

ADEME 5

Centre de Stockage du Jura, Recirculation des lixiviats programme de recherche et de développement. Résumé(*)

CEMAGREF, RIQUIER, LAEPSI, LIRIGM, 2002 /2005

Sardinia 2005 6

Engineered landfill versus in-vessel processes for anaerobic composting and methane recovery from MSW

D. AUGENSTEIN, R. YAZDANI, J. BENEMANN, 2005

Sardinia 2005 7

Dutch sustainable landfill research program: 4 years experience with the bioreactor test cell Landgraaf (*)

H. WOELDERS, L.LUNING, F. VAN VELTHOVEN, H. HERMKES, H. OONK, 2005

Sardinia 2005 8 Yolo county, California controlled landfill program: a

summary of results since 1994 (*)

D. AUGENSTEIN, R. YAZDANI, J. BENEMANN, J. KIEFFER, 2005

Sardinia 2005 9 Predicting the storage capacity of deep landfills:

Ferques bioreactor case study (*) F. OLIVIER, JP. GOURC, C. COQUANT, 2005

Sardinia 2005 10 Landfill gas production and energy recovery in

bioreactor landfill (*) A. CORTI, L. LOMBARDI, L.PUGLIERIN, 2005

Sardinia 2005 11 Investigation of water flow in a bioreactor landfill

using geoelectrical imagining techniques (*) H. ROSQVIST, T. DAHLIN, C. LINDHE, 2005

Sardinia 2005 12 Commercial-scale aerobic-anaerobic bioreactor

landfill operations (*)

R.B. GREEN, G.R. HATER, C.D. GOLDSMITH, F. KREMER, T. TOLAYMAT; 2005

Sardinia 2005 13

Aerobic-anaerobic treatment of MSW organic fraction in landfill: a bridge to bioreactor technology (*)

M. MAGNANI, P. MAGNANI, S. PINAMONTE, 2005

Sardinia 2005 14 ReactiveTransport in bioreactors: Development of a

multiphase flow model

D. CHENU, N. SKHIRI, L. BLETZACKER, M. QUINTARD, 2005

Sardinia 2005 15 Organic matter stabilization of sorted MSW under

leachate recirculation

R. BAYARD, C. GACHET, F. ACHOUR, C. de BAUER, R. GOURDON, 2005


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Sardinia 2005 16 Nitrate injections during municipal solid waste

anaerobic digestion

V. VIGNERON, M. PONTHIEU, G. BARINA, JM. AUDIC, N. BERNET, T. BOUCHEZ, L. MAZEAS, 2005

Sardinia 2005 17 Evolution and fate of nitrogen compounds in scale

bioreactor landfills

R. VALENCIA, W. VAN DER ZON, H. WOELDERS, H.J LUBBERDING, H.J. GIJZEN, 2005

Sardinia 2005 18 Codigestion of MSW and septic tank sludge in

bioreactor landfill simulators

R. VALENCIA, W. VAN DER ZON, E. ELPIDO, H.J. LUBBERDING, H.J. GIJZEN, 2005

Sardinia 2005 19

Evolution of bio-physical and mechanical characteristics of MSW after 2 years incubation in a laboratory-scale bioreactor

F. OLIVIER, JP. GOURC, F. ACHOUR, J. MORAIS, R. BAYARD, 2005

Sardinia 2005 20 Implementation of bioreactor technology at a

Northern Canadian landfill C. FELSKE, U. WOLF, 2005

Sardinia 2005 21 Performance results from the tucuman solid waste

bioreactor (*) EA McBEAN, F.A. ROVERS, E. DEL ROSSO, T. GIDDA, 2005

Sardinia 2005 22 A strategy to achieve optimal performance at full-

scale operationnal bioreactor landfill

Y. MOREAU-LE GOLVAN, T. LAGIER, L.SMITH, M. LANE, 2005

Sardinia 2005 23 Observed benefits and problems associated with

leachate recirculation R. THIEL, 2005

Sardinia 2005 24 Bioreactor landfills in northern regions - Diagnostics

and outlook for operation and performance C. ZIESS, 2005

Sardinia 2005 25 Bioreactor landfills lysimeter studies on indian

urban refuse M. SWATI, J. KURIAN, R. NAGENDRAN, 2005

Waste Managment

World (revue)

mars 2005

26 Bioreactor landfill T. REINHART, 2005

TSM 08 2005 27 Vers une nouvelle génération de centres de

stockage bioactifs (*)

T. BOUCHEZ, G. BARINA, C. DUQUENNOI, A. BUDKA, J.M. AUDIC, V. VIGNERON, 2005

Solagro 28 Recirculation des lixiviats dans un casier de stockage de DMA (*) C. COUTURIER, 2000

Waste Managment

2006 29 Practice revue of 5 bioreactor/recirculation landfills

(*) C.H. BENSON et al. , 2006

ADEME - VEOLIA

2007 30 Bioréacteur de La Vergne: bilan de 3 années de

recherche (*) N. SKHIRI, 2007

CEMAGREF 31

Contribution à une gestion durable du risque environnemental du stockage des déchets ménagers et assimilés : l’évaluation du coût externe des fuites de lixiviat des décharges

J. MERY, 2005

ADEME 32

Note de synthèse du programme de recherche sur la gestion des Installations de Stockage de Déchets ménagers et assimilés (dits aussi non dangereux) en bioréacteur

I. HEBE, 2006


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ADEME-SITA 33 Le concept du bioréacteur T. DELINEAU, A. BUDKA, 2000

ADEME-SITA 34

Note de synthèse : Influence de la recirculation sur la stabilisation des déchets et la production de biogaz des CSD non dangereux (*)

G. BARINA, 2003

ADEME-CEMAGRE

F-SITA 35

Voies de réduction des oxydes d'azote lors de leur injection dans un massif de déchets ménagers et assimilés

V. VIGNERON, 2005

Sardinia 2005 36 Investigation of water flow in a bioreactor landfill

using geoelectrical imagining technics (*) H. ROSQVIST, T. DAHLIN, C. LINDHÉ, 2005


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AANNNNEEXXEE 22 :: NNOOTTIIOONNSS TTHHEEOORRIIQQUUEESS SSUURR LLEESS EECCOOUULLEEMMEENNTTSS LLIIQQUUIIDDEESS DDAANNSS LLEESS DDEECCHHEETTSS

En complément de la description des différents types de système drainant d’injection, il est important de préciser quelques notions relatives aux transferts des liquides en milieu hétérogène et notamment la notion de rayon d’action efficace des ouvrages d’infiltration. De nombreux auteurs ont mis en évidence la non homogénéité des massifs de déchets en terme de transferts liquides et la double porosité qui régit ces derniers. Cette double porosité est constituée de l’imbrication d’une porosité matricielle à l’échelle du déchet, centimétrique à décimétrique ainsi qu’une macro porosité à une échelle métrique à pluri-métrique. Cette dernière est à l’origine de cheminements préférentiels qui ont pour effet de court-circuiter les écoulements et de réduire les temps de séjour des eaux dans les déchets. Ainsi le déchet soumis à une injection produira du lixiviat avant d’atteindre sa capacité au champ2. La proportion des écoulements de type préférentiel pourrait atteindre jusqu’à 40 % des flux transitant dans un massif (Maloszewski et al. 1995). L’origine des chemins préférentiels pourrait être liée à l’interconnexion forte de pores matriciels, au lessivage de fines créant des canaux à faible perte de charge ou à des fissures liées aux mouvements du massif de déchets. Il résulte de cette situation une difficulté à atteindre la capacité au champ et la nécessité d’augmenter très sensiblement le volume d’injection par rapport au volume théorique nécessaire issu de la différence entre la capacité au champ et la teneur en eau initiale du déchet. On note cependant (Zeiss et Uguccioni 1995) que le déchet soumis à une injection répétée voit sa capacité au champ augmenter lentement mais régulièrement, ce qui met en évidence la présence d’une absorption secondaire, vraisemblablement liée à la présence de forces capillaires, qui redistribuent l’eau des macropores vers les déchets. Avec le temps la macroporosité tend à se réduire significativement pour tendre vers un milieu plus homogène. En pratique, le comportement de l’eau injectée dans les déchets depuis un ouvrage peut être représenté comme le suggère la Figure 23.

Figure 23 : rayon d’action efficace d’un ouvrage d’injection (Chassagnac 2007) A proximité du point d’injection la capacité d’absorption du déchet est inférieure au débit unitaire (débit transitant par unité volumique de déchet) et l’eau utilise chaque pore disponible pour s’écouler ; l’écoulement s’effectue avec une perte de charge importante et « mouille » efficacement le déchet. En s’éloignant du point d’injection, les lignes de courant de l’écoulement s’écartent progressivement et le débit unitaire baisse.

2 La capacité au champ est une propriété physique du déchet qui mesure la quantité maximale de liquide que le déchet peut retenir naturellement.


12/2007

ADEME 48/48

Au delà d’une certaine distance, que l’on appellera rayon d’action efficace, le débit unitaire est insuffisant pour occuper tous les vides disponibles et l’écoulement utilise préférentiellement les conduits à faible perte de charge constitués des macropores. Son caractère mouillant est alors faible et l’effet recherché n’est plus obtenu. La Figure 23 illustre bien le fait qu’il existe non seulement un rayon d’action horizontal, intuitivement évident, mais également un rayon d’action vertical, moins intuitif. On notera également que ces rayons d’action sont fonction :

du type de corps drainants d’injection et notamment de la surface d’échange mise en jeu (longueur, largeur, circonférence du massif drainant autour du drain) ;

du débit d’injection lui même lié à la pression dans le réseau de recirculation. Remarque : les rayons d’actions efficaces précédemment cités ne correspondent aucunement aux rayons d’action cités dans la littérature au sujet du captage de gaz (25 à 30 m). Ces notions sont particulièrement importantes à prendre en compte dans le dimensionnement du système d’injection.

ÉTAT DES CONNAISSANCES TECHNIQUES ET RECOMMANDANTIONS DE ... · Figure 5 : schéma de principe et...

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