Valorisation du biogaz
d'un C.E.T.
Hervé Vaillant, Konrad
Szafnicki, Pascal Formisyn
Partenaire industriel : SATROD
La gestion des déchets est un problème
croissant dans notre société. La politique environnementale
actuelle oblige, lorsque cela est possible, à recycler ou
à valoriser nos déchets. Si le recyclage ou la valorisation
ne sont pas possibles, une des alternatives envisageables est la
mise en décharge dans un Centre d'Enfouissement Technique
(C.E.T.). Les C.E.T. de classe II acceptent les ordures ménagères
et les déchets industriels banals. Ces C.E.T doivent permettre
la mise en décharge en toute sécurité et en
respectant l'environnement. Or les déchets admis en C.E.T.
de classe II contiennent une quantité importante de matières
organiques biodégradables. La dégradation de cette
matière organique aboutit à la formation de méthane
et de dioxyde de carbone qui constituent ce que l'on appelle le
biogaz. Celui-ci est récupéré sur le site,
via un réseau de collecte constitué de nombreux puits,
avant d'être incinéré ou valorisé par
la production d'électricité. Afin d'optimiser la récupération
du biogaz, chacun des puits de collecte fait l'objet d'un réglage
particulier.
L'objectif de l'étude est la mise au
point d'un outil informatique de visualisation et de traitement,
spatiaux et dynamiques, des données " biogaz "
pour le C.E.T. du Vallon de Borde-Matin de la SATROD. Les données
à prendre en compte sont les teneurs relatives en méthane,
en dioxyde de carbone et en oxygène, ainsi que la dépression
appliquée, recueillies au niveau des puits du réseau
de récupération du biogaz.
Les centres d'enfouissement technique
Aujourd'hui, prés de 60% des déchets
ménagers et assimilés (26 millions de tonnes en 1995)
sont mis en décharge (ADEME, 1995 ; ADEME, 1998). Un C.E.T.
est une installation d'élimination complète, comportant
tous les équipements nécessaires pour placer les déchets
de manière conforme aux exigences techniques actuelles, notamment
en ce qui concerne l'évacuation des gaz et des eaux de percolation.
Il existe en France trois types de décharges définis
par les circulaires du 22 janvier 1980 et du 16 octobre 1984, en
fonction de la perméabilité de la couche géologique
située immédiatement sous elles. A ces différents
sites correspondent différents types de déchets susceptibles
d'y être enfouis :
- classe 1 : ils sont destinés à accueillir les déchets
industriels spéciaux parmi lesquels des déchets dangereux.
Ils font l'objet d'une préparation et d'une conduite très
stricte et les conditions de stockage sont réputées
parfaites,
- classe 2 : ils sont réservés aux ordures ménagères
et aux déchets industriels banals assimilés aux ordures
ménagères à cause de leur faible toxicité,
- classe 3 : ce sont des sites réservés aux déchets
inertes tels que gravats de démolition, déchets minéraux
issus des activités extractives, remblais et autres.
Formation du biogaz
Les ordures ménagères déposées
en décharge sont le siège d'une activité microbienne
intense dont l'une des conséquences est la transformation
des matières organiques en produit gazeux par fermentation
anaérobie.
Les ordures ménagères brutes contiennent de 50 à
70% de matières organiques fermentescibles dont les 2/3 sont
facilement biodégradables. Cette dégradation aboutit
à la formation d'un gaz appelé "biogaz"
composé principalement d'environ 55% de méthane (CH4)
et de 45% de dioxyde de carbone (CO2). On y trouve également
à l'état de traces des composés soufrés
: hydrogène sulfuré (H2S) et mercaptans (R-SH), des
aldéhydes et des cétones, des composés azotés
basiques (aminés), et des acides organiques.
Dans une décharge contrôlée, les processus de
décomposition biologique se déroulent en cinq étapes
: une brève phase de décomposition aérobie,
puis quatre phases anaérobies : hydrolyse de la matière
organique, acidogénèse, acétogénèse
et méthanogénèse qui entraîne la production
de méthane (figure 1).
Phase aérobie
Cette phase de transformation se caractérise par une oxydation
de la matière organique et par une forte augmentation de
la température des déchets de l'ordre de 60°C.
Après quelques jours de mise en dépôt, on constate
la formation d'un mélange gazeux composé de gaz carbonique,
d'ammoniac et d'eau.
Phase anaérobie
Une classe de micro-organismes agissant en symbiose va effectuer
la fermentation méthanique dans laquelle une partie de la
matière organique est oxydée en CO2, tandis qu'une
autre est réduite en CH4 par la voie méthanique (Parvaresh,
1984). En favorisant cette fermentation méthanique, on peut
donc atteindre deux objectifs particulièrement intéressants
:
- dépolluer en réduisant le volume
des déchets organiques et en les stabilisant,
- produire du biogaz renfermant 50 à 70% de méthane
valorisable.
Hydrolyse de la matière organique
La matière organique complexe est attaquée
par un premier groupe de bactéries dites hydrolytiques qui
cassent ces molécules se constituant en longues chaînes
répétitives (polymères) en les décomposant
en acides aminés, acide gras, sucres, etc...
Acidogénèse
Les monomères obtenus après la
phase d'hydrolyse sont transformés par les bactéries
acidogènes en acides gras volatils (ac. acétique,
ac. propionique, ac. butyrique, ac. valérique) ou en alcools
inférieurs en faible quantité (Kubiak, 1980 ; Parvaresh,
1984).
Acétogénèse
Les produits de la phase acidogène sont
convertis par les bactéries homoacétogéniques
en acétate, formate, H2 et CO2 qui sont les précurseurs
du méthane.
Méthanogénèse
Deux voies simultanées de production
de méthane sont possibles, l'une directement à partir
d'acétate ou de méthanol (acétoclastie), l'autre
par réduction de l'ion bicarbonate HCO3- par l'hydrogène
produit lors des étapes précédentes (Finck,
1983).
De nombreux facteurs étroitement liés
entre eux affectent la production de biogaz. Les variations de ces
facteurs rendent la production de biogaz très difficile à
prévoir. De nombreuses études ont été
menées pour déterminer l'influence des différents
facteurs sur la production de biogaz et il en ressort huit facteurs
principaux : l'humidité contenue au sein des déchets
(Sulfita et al, 1992 ; Gurijala et Sulfita, 1993), le pH du milieu
(Barlaz et al, 1989 ; Finck, 1983), la température des déchets
(Rettenberg et Tabasaran, 1980 ; Demeyer, 1981 ; Pfeffer, 1974 ;
Stegmann, 1986), le type de déchets, leur densité
(Garrido et Leroy, 1986), les modes opératoires du site,
le substrat (nutriments) (Baron, 1981 ; Jones, 1984) et le potentiel
rédox (Finck, 1983).
La cinétique de dégradation de
la matière organique peut être très différente
selon les conditions. De même, la durée de dégradation
peut fortement varier :
- d'une dizaine de jours en digesteur dans des conditions optimales
parfaitement contrôlées avec une biomasse bien adaptée,
- à plusieurs mois, voire plusieurs années, dans des
conditions moins propices, comme dans le cas des décharges
contrôlées.
Outils réalisés
Les outils développés se donnent
pour objectifs essentiels de permettre de :
1- visualiser les données acquises in situ, avec la possibilité
de mettre en avant différents aspects quantitatifs (teneurs
en CH4, CO2, O2
, dépression appliquée), qualitatifs
(rapport CH4/CO2) et/ou dynamiques (évolution des mesures
dans le temps et l'espace),
2- acquérir sur site des nouvelles mesures et permettre leur
archivage et/ou exploitation ultérieurs.
Conclusion
L'outil implanté sur le site de la SATROD
permet une meilleure gestion de la production et de l'exploitation
du biogaz, grâce par exemple à la possibilité
de visualiser simplement et rapidement les puits où la production
du biogaz est anormale. La SATROD est donc en mesure de gérer
plus efficacement son réseau de collecte. L'outil permet
également d'augmenter la rapidité d'intervention sur
le réseau. Cette maîtrise de la production est aujourd'hui
indispensable pour une gestion optimale du site, afin de fournir
une qualité constante de biogaz, indispensable à sa
valorisation efficace.
Bibliographie
ADEME (1995) Sixième inventaire des
installations de traitement, de transit ou de mise en décharge
des déchets ménagers et assimilés en France,
Etude ADEME, Technique Sciences et Méthodes (TSM) hors série
1995.
ADEME (1998) Déchets municipaux : les
chiffres clés, n° 2920, février 1998, 11 p.
Barlaz M.A., Milke M.V., and Ham R.K. (1987)
Gaz productions parameters in sanitary lanfill simulators, Waste
Management & Research, 5, 27-39.
Baron, J.L. et al. (1981) in Landfill methane
utilisation workbook, Johns Hopkins University for U.S. department
of Energy, Laurel, Maryland, 131p.
Demeyer A., Jacob F., Jay M., Menguy and Perrier
J. (1981) La conversion bioénergétique du rayonnement
solaire et les biotechnologies, Ed. Technique et documentation,
213-249.
Finck J.D. (1983) Identification et évaluation
des potentialités des systèmes microbiens méthanogènes,
Thèse Docteur-Ingénieur, INSA Toulouse.
Rémédiation
des sols pollués
Etat de l'art sur les méthodes existantes
de simulation et de prévision de la migration des polluants
dans les sols et plus particulièrement pour les sols non
saturés.
Hervé Vaillant, Jacques
Bourgois
Partenaire : LAEPSI (INSA Lyon),
Association RECORD
La modélisation, en permettant la simulation du devenir des
polluants dans les sols peut constituer un outil d'aide à
la décision, soit en vue de la prévention de la pollution
de la ressource ou de la réparation de nuisances déjà
existantes.
Dans cette étude, nous présentons dans un premier
temps l'état de l'art sur la modélisation de transfert
de polluants dans les sols. Nous abordons ensuite les principaux
outils existants sur le marché à l'heure actuelle,
et les principaux organismes et laboratoires travaillant dans ce
domaine, en France tout particulièrement.
A l'issue de cette étude, il est possible de dégager
les principales questions et les problèmes qui restent posés
concernant la modélisation du transport des polluants dans
les sols et qui pourront faire l'objet d'études ultérieures.
Application de l'outil RACES (Remedial Alternative
Classification and Evaluation System) aux techniques biologiques
de rémédiation des sols et sites pollués.
Hervé Vaillant, Pascal
Formisyn
Traitement d'effluents industriels
Hervé
Vaillant, Jacques Bourgois
Partenaire industriel : USF ASTRE
- Traitement d'effluents industriels - Valorisation
de déchets.
Le but de cette étude a pour but d'optimiser un procédé
de traitement d'effluents industriels.
- Traitement d'effluents industriels.
Le but de cette étude consiste à comparer deux techniques
de traitement d'effluents de ressuage.
ACTIVITE CONTRACTUELLE :
2000 - Système
de Surveillance et de Gestion d'un réseau de collecte de
bioGaz (2).
H. Vaillant, K. Szafnicki, P.
Formisyn ; partenaire : SATROD.
1998-1999 - Système de Surveillance
et de Gestion d'un réseau de collecte de bioGaz (1).
H. Vaillant, K. Szafnicki, P.
Formisyn ; partenaire : SATROD.
1998 - Technologie de traitement d'effluents
industriels (2).
H. Vaillant, J. Bourgois ; partenaire
: USF ASTRE.
1997 - Technologie de traitement d'effluents
industriels (1).
H. Vaillant, J. Bourgois ; partenaire
: USF ASTRE.
1996 - Etat de l'art sur les méthodes
existantes de simulation et de prévision de la migration
des polluants dans les sols
et plus particulièrement pour les sols
non saturés.
H. Vaillant, J. Bourgois ; partenaires
: association RECORD, INSA Lyon.
1993-1995 - Sélection de souches
et étude du métabolime des bactéries lactiques
du vin.
H. Vaillant, P.Formisyn ; partenaires
: Fondation Rhône-Alpes Futur, L.E.A.C.M. de la faculté
de pharmacie de Lyon.
1990-1992 - Réacteur à
enzyme malolactique.
P. Formisyn, H. Vaillant ; partenaire
: Fondation Rhône-Alpes Futur
Mes anciennes activités
de recherche à l'Ecole des mines
Etude du dysfonctionnement d'une station d'épuration
biologique.
Ce thème de recherche concerne l'épuration des eaux
usées par un procédé biologique. Ce projet
consiste à modéliser le développement de bactéries
filamenteuses afin de réduire les dysfonctionnements induits
par la prolifération de ces organismes filamenteux (phénomène
de "bulking"). Ce travail consiste à améliorer
le contrôle en temps réel des stations de traitement.
Notre approche pour la modélisation est basée sur
la détermination de la croissance des bactéries filamenteuses
au moyen de l'analyse d'image et peut conduire à un système
fondé sur une base de connaissances. Une perspective intéressante
consisterait à intégrer un module "bulking"
à un logiciel de simulation de station d'épuration
biologique.
La fermentation malolactique des vins (FML)
- Etude du métabolisme de l'acide malique
par les bactéries lactiques du vin à l'aide d'acide
malique marqué au 13C en collaboration avec la fondation
Rhône-Alpes Futur et le LEACM de la faculté de Pharmacie
de Lyon.
- Mise au point d'une méthodologie d'évaluation
de l'aptitude de bactéries lactiques à réaliser
la fermentation malolactique des vins.
La capacité de bactéries lactiques à réaliser
la fermentation malolactique dépend de nombreux facteurs
présents dans les vins. Une matrice d'Hadamard et un plan
factoriel fractionnaire ont été utilisés pour
déterminer les principaux effets de 11 facteurs physico-chimiques
sur l'activité malolactique de trois souches de Leuconostoc
nos et une souche de Lactobacillus plantarum. L'éthanol
a l'effet inhibiteur le plus important sur l'achèvement de
la fermentation malolactique par les souches de Leuconostoc nos.
Nous trouvons également un effet inhibiteur de l'acide L-malique
dans nos conditions opératoires. Ces souches présentent
également différents degrés de sensibilité
vis-à-vis du pH. Une de ces souches a été inhibée
par le SO2. L'activité malolactique de la souche Lactobacillus
plantarum est principalement affectée par un pH acide, et
cette souche est souvent moins efficace que les souches de Leuconostoc
nos. Ainsi, nos résultats confirment les observations
effectuées dans les vins à l'ITV de Beaune, et de
plus, nous montrons que cette méthode multifactorielle permet
d'évaluer l'influence des principaux facteurs du vin sur
l'aptitude de bactéries lactiques à réaliser
la fermentation malolactique. D'autres travaux, basés sur
cette méthodologie, pourraient aboutir à une méthode
de sélection de souches pour les starters malolactiques.
- La fermentation malolactique des vins est
la deuxième fermentation du vin et intervient après
la fermentation alcoolique. Cette transformation de l'acide malique
en acide lactique, avec dégagement de gaz carbonique, se
produit sous l'action de bactéries lactiques (Leuconostoc,
Lactobacillus,...) et plus particulièrement de l'enzyme malolactique.
Cette fermentation, spontanée dans le vin, permet d'abaisser
l'acidité des vins. Elle se produit cependant de manière
aléatoire. Nous avons donc développé au laboratoire
un réacteur pilote à enzyme malolactique lors d'une
étude de faisabilité industrielle. La production de
l'enzyme malolactique, sa purification, sa caractérisation
et sa viabilité dans un système in vitro ont été
étudiées.
Le réacteur mis au point n'a pas encore montré de
faisabilité industrielle. Aussi, et afin de mieux comprendre
les réactions mises en jeu, avons-nous poursuivi les travaux
sur le métabolisme proprement dit des bactéries lactiques
du vin par la mesure de l'abondance relative de l'isotope 13C par
spectrométrie de masse isotopique.
Mise au point de capteurs enzymatiques
(notamment à butyrylcholinesterase)
pour l'évaluation de la toxicité d'eaux usées.
Essais d'inhibition par des pesticides.
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