Étude des effets de la minimalisation des boues sur la méthanisation par digestion anaérobique

ÉCOLE DE TECHNOLOGIE SUPÉRIEURE UNIVERSITÉ DU QUÉBEC MÉMOIRE PRÉSENTÉ À L’ÉCOLE DE TECHNOLOGIE SUPÉRIEURE PAR Albert AMSELEM ÉTUDE DES EFFETS DE LA MINIMALISATION DES BOUES SUR LA MÉTHANISATION PAR DIGESTION ANAÉROBIQUE MONTRÉAL, LE 26 AVRIL 2013 Albert AMSELEM, 2013 Cette licence Creative Commons signifie qu’il est permis de diffuser, d’imprimer ou de sauvegarder sur un autre support une partie ou la totalité de cette œuvre à condition de mentionner l’auteur, que ces utilisations soient faites à des fins non commerciales et que le contenu de l’œuvre n’ait pas été modifié. IV REMERCIEMENTS Je tiens tout d’abord à remercier toutes les personnes qui ont rendu possible cet échange : une expérience enrichissante dans tous les niveaux et grâce à laquelle j’ai eu l’opportunité de découvrir l’autre bout du monde et de rencontrer des personnes incroyables. À mes plusieurs « directeurs de recherche »: Frédéric Monette, Mathias Glauss et Robert Hausler qui ont su me guider tout au long de mon passage et m’ont transmis la passion pour la recherche. À tous mes collègues de la STEPPE qui ont construit et soutenu une ambiance de travail parfaite. À mes parents, qui m’ont toujours encouragé à poursuivre mes passions et qui ont toujours été à mes côtés et sans qui cette merveilleuse expérience n’aurait pas pu être possible. À toutes les personnes dont j’ai eu l’opportunité de rencontrer et de côtoyer pendant ces longues et dures années d’études, des personnes avec qui j’ai eu le grand plaisir de grandir. À mes parents, ÉTUDE DES EFFETS DE LA MINIMALISATION DES BOUES SUR LA MÉTHANISATION PAR DIGESTION ANAÉROBIQUE Albert AMSELEM RÉSUMÉ Le biogaz se présente comme une solution aux problèmes énergétiques actuels. La minimalisation des boues semble nous éloigner de notre objectif pour l’implantation d’un système de production d’énergie renouvelable. Les effets sur la méthanisation sont donc à étudier en profondeur. La modélisation et simulation des multiples procédés associés à la méthanisation par digestion anaérobique et la postérieur analyse financière ont permis de connaitre et comprendre l’effet de la minimalisation. Cette modélisation étant effectuée grâce au modèle ASDM. Pour des stations modélisées pouvant asservir de 10.000 EH à 200.000 EH (municipalités 1 à 4). Réalisant toutes l’épuration par un système de boues activées. Un coût d’épuration de 0,25 $/m3. Un coût de l’énergie de 0,06 $/kWhth. Un prix de vente de l’énergie produite de 0,16 $/kWhth. Des taux de minimalisation des boues en excès allant de 0% à 100%. Une aide au financement du 25%. Les résultats obtenus suggèrent : Une réduction de la quantité de boues produites en un 44,8%, 33%, 28,3% et 30.2% par rapport à la production maximale volumétrique. Les rapports MVS/MES restent plus ou moins constants face à une variation du taux de minimalisation indépendamment de la taille de la municipalité. Les taux de contenues en méthane emboîté entre un 64,09% et 62,65%. Dans le cas d’un dimensionnement fixé : Le calcul du pourcentage perdu en Biogaz entre le cas de minimalisation nulle et celui de minimalisation maximale révèle des pertes de : 4,8%, 7,7%, 8,8% et 8,8% du flux de biogaz pour les municipalités de 1 à 4 respectivement. Dans le cas d’un dimensionnement variable en fonction du TMBA : Les résultats montrent des réductions maximales de la production de biogaz de 45,0%, 33,13%, 28,53% et 30,20%. Par rapport aux PRI : Les viabilités financières des municipalités 2, 3 et 4 et avec une TMBA nul sont assurées avec des PRI de 8, 5 et 4 années respectivement. La viabilité financière pour la première municipalité dépend du TMBA, et une valeur de 60% est nécessaire pour obtenir un PRI inférieur à la durée de vie du projet (15 ans) et en assurer ainsi la viabilité. La minimalisation se présente comme une bonne solution pour la réduction des boues envoyées vers sa disposition finale mais aussi possède un grand effet sur la production énergétique par DA si le dimensionnement est mal choisi. Les tendances obtenues restent valables que dans le cadre hypothétique maintenu tout au long des simulations. Mots clés: eaux usées, assainissement, digestion anaérobique, boues activées, ASDM, minimalisation, méthanisation. ÉTUDE DES EFFETS DE LA MINIMALISATION DES BOUES SUR LA MÉTHANISATION PAR DIGESTION ANAÉROBIQUE Albert AMSELEM ABSTRACT Biogas may be considered as a great solution to the actual energetic problems. Sludge reduction seems to be opposed to the goals for the creation of a renewable energy production system. The effects of sludge reduction need to be studied. Modeling and simulating various wastewater and sludge processes as well as for their financial viability has permitted to understand the effects of sludge reduction. ASDM has been the model used for the simulations. Four WWTP have been studied (10.000 pe to 200.000 pe). Activated sludge process has been used as the main treatment method. Clean-up cost of 0,25 $/m3. Energy cost of 0,06 $/kWhth. Energy selling price of 0,16 $/kWhth. Sludge reduction rates from 0% to a 100%. An investment aid of 25%. Results suggest: a sludge reduction production of 44,8%, 33%, 28,3% and 30.2% if compared to the case without sludge reduction and for the four WWTPs considered. More or less constants values for the VSS/MSS rates. Methane contents going from 64,09% to 62,65%. For the fixed dimensions case : the maximum biogas loss are of 4,8%, 7,7%, 8,8% and 8,8% for the four WWTPs. For the variable dimensions case : biogas loss are of 45,0%, 33,13%, 28,53% and 30,20%. For the ROI : without sludge reduction and for the biggest WWTPs the ROI are of 8, 5 and 4 years. Financial viability is dependent on the sludge reduction rate for the first case. A sludge reduction rate of 60% is necessary to unsure a ROI under the project life-time (15 years). Sludge reduction is a good solution for reducing the quantity sent to final disposition but has also a great impact into the energetic production by anaerobic digestion if dimensions are variable. Obtained results remain valid on the hypothetic frame created. Keywords: waste water, sanitation, anaerobic digestion, activated sludge, ASDM, minimization, methanization TABLE DES MATIÈRES Page INTRODUCTION .....................................................................................................................1 CHAPITRE 1 ÉTAT DES CONNAISSANCES .......................................................................5 1.1 Les eaux usées................................................................................................................5 1.1.1 Quantité des eaux usées .............................................................................. 5 1.1.2 Qualité des eaux usées ................................................................................ 6 1.2 Le traitement des eaux usées..........................................................................................8 1.2.1 Les systèmes épuratoires............................................................................. 8 1.2.2 Système d’épuration par boues activées. .................................................. 10 1.4 Les boues .....................................................................................................................13 1.4.1 Caractérisation des boues urbaines ........................................................... 14 1.4.2 Le traitement des boues ............................................................................ 15 1.4.3 La digestion anaérobique (DA) des boues ................................................ 16 1.5 La minimalisation de production de boues ..................................................................20 1.5.1 Les mécanismes biologiques..................................................................... 21 1.5.3 Les technologies utilisées dans la pratique ............................................... 23 1.7 Optimisation de la production de biogaz .....................................................................24 1.7.1 Optimisation des boues à l’entrée du digesteur ........................................ 24 1.7.2 Optimisation du digesteur anaérobique .................................................... 26 1.8 État actuel.....................................................................................................................27 1.8.1 État actuel de la production de biogaz ...................................................... 27 1.8.2 Principaux usages du biogaz dans l’actualité............................................ 29 1.8.3 Aspects associés à la méthanisation de boues........................................... 30 CHAPITRE 2 MATÉRIEL ET MÉTHODE ...........................................................................31 2.1 Matériel ........................................................................................................................31 2.1.1 Pour la modélisation du système épuratoire : Modèle ASDM ................. 31 2.1.2 Pour l’analyse de faisabilité financière : MATTEUS+ ............................. 35 2.2 Les cas d’étude .............................................................................................................38 2.2.1 Hypothèses ................................................................................................ 38 2.2.2 Variables ................................................................................................... 41 2.2.3 Scénarios ................................................................................................... 41 2.3 Procédures des simulations ..........................................................................................46 CHAPITRE 3 RÉSULTATS ...................................................................................................49 3.1 Simulation des systèmes épuratoires ...........................................................................49 3.1.1 Spécifications dimensionnelles ................................................................. 49 3.1.2 Spécifications opérationnelles .................................................................. 50 3.1.3 Rendements épuratoires ............................................................................ 53 3.1.4 Production de boues .................................................................................. 55 3.2 Simulation des systèmes digestifs ................................................................................60 3.2.1 Spécifications dimensionnelles et opérationnelles .................................... 60 3.2.2 Rendement digestif ................................................................................... 61 3.2.3 Production de biogaz................................................................................. 62 3.3 Analyse financière .......................................................................................................67 MES Matières en suspension MO Matière organique MVS Matières volatiles en suspension N Azote NH4+ Ion ammonium NREAP Plan d'action national d'énergies renouvelables O&E Opérations et entretien O2 Dioxygène O3 Ozone OEE Opérations et entretien requis OER Opérations et entretien de référence OSA Oxic-settling-anaerobic P Phosphore PCI Pouvoir calorifique inférieur pH Potentiel hydrogène PRI Période de retour sur l'investissement qté. Quantité R2 Coefficient de détermination STEP Station d'épuration TKN Total Kjeldhal Nitrogen TMBA Taux de minimalisation des boues activées TRB Temps de rétention des boues TRH Temps de rétention hydraulique TRI Taux de rendement VAN Valeur actuelle nette LISTE DES SYMBOLES ET UNITÉS DE MESURE $ Dollar canadien % Pourcentage ºC Degrès Celsius GWh Gigawatt heure ha Hectare hab. Habitant hr Heure j Jour kg Kilogramme kHz Kilohertz ktep Kilotonne équivalent pétrole kW Kilowatt L Litre m Mètre m2 Mètre carré m3 Mètre cube mg Milligramme mgMES Milligramme de matière en suspension mgN Milligramme de nitrogène mgP Milligramme de phosphate Mm3 Mégamètre cube ppm Partie par million rpm Révolutions par minute t Tonne W Watt Wh Watt heure INTRODUCTION De nos jours et dans des courts périodes de temps, les petites villes se transforment en des grandes et à son tour les grandes en deviennent des mégapoles. La démographie au niveau mondial accroit à des pas gigantesques, en se concentrant de plus en plus dans les milieux urbains. Des milieux urbains qui à chaque jour, et à chaque accroissement de sa population, consomment et puis rejettent de plus en plus. Des villes qui consomment plus d’énergie, de matières premières, d’eau et qui rejettent plus de déchets et de pollution vers l’environnement qui l’entoure. La protection de cet environnement devient ainsi une responsabilité primordiale pour celui qui en dépend pour vivre mais qui en cause sa détérioration. Deux sont les clairs exemples de ce phénomène : le besoin de plus en plus élevé d’énergies renouvelables et l’accroissement des quantités d’eaux usées émissent par les agglomérations. Les agglomérations consomment de plus en plus d’énergie, et si cette énergie ne provient pas d’une source renouvelable elle en entraine une pollution directe de l’environnement. La recherche scientifique au tour du monde a permis la découverte de nombreuses sources d’énergie renouvelables parmi lesquelles : la méthanisation. Cette technologie permet l’obtention de biogaz par la fermentation méthanique de matières riches en composés organiques. Les rejets d’eaux usées augmentent d’où le besoin de plus de stations d’épuration de plus en plus performantes. Des installations qui deviennent nombreuses et nécessaires. Mais cette pollution n’est que séparée de ces eaux et en devient alors un sous-produit de l’épuration : les boues. Par conséquent, l’augmentation du nombre de stations d’épuration et de sa performance équivalent directement à une augmentation du volume de boues; la nouvelle source de pollution. Une des solutions trouvée pour faire face à cette augmentation du volume de boues produit et tout d’abord en minimiser sa production puis, en profitant ses propriétés organiques, en créer un produit profitable. Mais de forts efforts sont encore nécessaires pour permettre une pleine profitabilité, d’où une des solutions les plus communes est l’épandage sur les champs d’exploitation agricole ou sa disposition finale par combustion ou enfouissement. Mais puisque toutes ces options entrainent des coûts liés à la quantité de boues, la minimalisation de ces boues est devenue une activité quotidienne et elle est automatiquement instaurée lors de la conception de nouvelles stations. Une contradiction est alors aperçue : d’un côté l’augmentation du besoin en énergies renouvelables mais simultanément de l’autre côté une minimalisation fortement épandue d’une potentielle matière première pour la production de biogaz par méthanisation : les boues d’épuration. Objectif. L’objectif global de ce travail est d’étudier la viabilité dans les procédés de production et traitement des boues issues des stations d’épuration afin d’en étudier les effets de la minimalisation de boues sur la production de biogaz par méthanisation. Pour l’obtention d’une conclusion valable, les objectifs spécifiques suivants sont proposés ; 1. La révision de l’état actuel de la récupération énergétique des boues par méthanisation. 2. La révision et étude des systèmes de minimalisation de la production de boues. 3. La modélisation et simulation des procédés propres à quatre stations d’épurations responsables de l’assainissement des eaux issues de quatre municipalités de différentes tailles. 4. La modélisation de la production d’une énergie renouvelable par la fermentation méthanique des boues à la sortie des stations d’épuration. 5. La modélisation des systèmes proposés antérieurement avec cette fois-ci l’introduction d’une variable : le taux de minimalisation des boues. 6. L’étude des résultats obtenus puis analyse économique et financière. 7. L’élaboration d’une conclusion argumentée à propos de la viabilité du système global. Afin d’atteindre ces objectifs l’étude débutera par une introduction exposant de tels concepts comme l’assainissement des eaux usées, le traitement des boues, les techniques pour sa minimalisation, l’état actuel des technologies de production de biogaz, et des technologies pour sa valorisation. Par la suite les résultats des modélisations des systèmes d’épuration seront exposés. Finalement l’analyse des résultats obtenues sera présenté et les conclusions et discussions formulées. CHAPITRE 1 ÉTAT DES CONNAISSANCES 1.1 Les eaux usées Le terme d’eaux usées est attribué de façon globale à toutes eaux issues des activités humaines, qui prennent place dans les centres urbains, rurales ou industrielles. La croissance de la population provoque chaque année une augmentation dans la quantité d’eaux usées émises. Ainsi, des systèmes de traitements des eaux usées de plus en plus performants sont exigés par les agences gouvernementales au tour du monde. 1.1.1 Quantité des eaux usées Les eaux usées peuvent être divisé en deux grande partie ; la partie d’usage domestique et la partie d’usage non-domestique. Le domestique se réfère aux eaux rejetées par l’ensemble d’une population dû aux activités du quotidien, celle-ci reflète donc la consommation familiale habituelle. Le non-domestique se réfère lui à toute eau consommée excluant l’usage domestique, ainsi les eaux utilisées en industrie, en commerce, ou en agriculture sont donc considérées comme des eaux non-domestiques. D’après Satin et Selmi (2006), selon des études d’urbanismes en France, les débits d’eaux usées domestiques à prévoir en fonction de l’agglomération sont ; - 150 L/hab./jour pour les petites agglomérations - 200 L/hab./jour pour les villes à partir de 10 000 habitants - 250 L/hab./jour pour les villes à partir de 100 000 habitants - 300 L/hab./jour pour les villes à partir de 500 000 habitants - 350 L/hab./jour pour les villes à partir de 1 million d’habitants Pour ce qui est les quantités d’eaux usées rejetées par les industries, celles-ci dépendent très fortement du type d’industrie ainsi que des besoins propres à son environnement. D’après l’agence gouvernementale Statistique Canada (2009) des données approximatives en fonction du type d’industrie sont analysées, ainsi plus du 70% des eaux usées rejetées 6 proviennent des industries du papier (45,2%) et des transformations primaires métallurgiques (26,4%). Si le pays possède une production agricole importante, les chiffres montrent que ce type d’activité requiert des quantités très élevés d’eau. 1.1.2 Qualité des eaux usées Dans le cas des eaux usées domestiques, nombreux sont les produits conduits par l’eau à travers le réseau d’assainissement. Il serait donc d’une complication énorme de caractériser les eaux usées domestiques en fonction de sa composition chimique exacte. Dans le domaine non-domestique, en fonction de la nature de l’activité et des règlements imposés par les agences pertinentes, des caractérisations des eaux à la recherche d’un certain composé chimique peuvent être menées. Ainsi les caractéristiques des eaux usées permettent d’évaluer de façon globale et efficace son potentiel polluant. Les paramètres se décomposent en deux ; les paramètres physicochimiques et les paramètres microbiologiques ; 1.1.2.1 Paramètres Physico-Chimiques Les principaux paramètres caractérisant les eaux usées sont ; Les matières en suspension (MES) ; regroupent les matières qui ne sont ni à l’état soluble ni à l’état colloïdale. Ainsi elles peuvent être organiques ou minérales. Celui-ci reste toujours un bon indicateur de la pollution des eaux usées. Les matières volatiles en suspension (MVS) ; représentent la fraction organique des MES. Les matières décantables ; Les matières en suspension qui décantent de façon naturelle dans un temps raisonnablement court et dans des conditions statiques. La conductivité ; Permet de connaitre la concentration totale en sels dissous. 7 La demande biochimique en oxygène (DBO) ; Représente la quantité d’oxygène nécessaire pour mener les phénomènes d’oxydation chimique et biochimique. Ce qui équivaut au phénomène qui se déroulerait dans une rivière bien oxygénée. De façon générale le paramètre le plus utilisé est le DBO5 et donne les résultats d’oxygène consommé en cinq jours. La demande chimique en oxygène (DCO) ; Représente la quantité d’oxygène nécessaire pour mener une oxydation complète des matières organiques présentent. Le carbone organique total (COT) ; Vise à donner une idée plus précise de la quantité organique présente dans l’eau. L’analyse consiste en une combustion sous un courant d’oxygène continue puis mesure du CO2 total qui s’en dégage. L’azote (N); plusieurs types d’azote sont présents dans les eaux usées, l’azote réduit et l’azote oxydé. Ainsi, il existe plusieurs types d’analyse possibles en fonction du type d’azote. Parmi eux, l’azote TKN (total Kjeldahl Nitrogen). Le phosphore (P); Permet de connaître la concentration totale en phosphore. Celle-ci est une donnée importante lors de l’analyse des risques d’eutrophisation des eaux calmes. 1.1.2.2 Paramètres Microbiologiques Les paramètres microbiologiques font références à la présence et quantité des organismes biologique pathogènes. Principalement l’Escherichia Coli, les streptocoques, les salmonelles, les virus, et les parasites. Ces paramètres doivent être tenu en compte et éliminés, afin d’assurer la désinfection des eaux, et limiter ainsi un danger pour la santé publique. Donc les quantités et propriétés des eaux usées à traiter varient en fonction du type de milieu urbain, de l’envergure de l’agglomération et des habitudes de consommation de la population. De façon saisonnière la qualité et quantité d’eaux usées restent constantes pour un même milieu urbain. 14 Tableau 1.1 Bilan volumique et massique des boues urbaines. Adapté de Satin et Selmi, (2006, p.453) Type de boue MES (g/hab./jour) Débit (L/hab./jour) Concentration (% de MES) MVS/MES (%) Boue primaire : Fraîche 50 – 60 1 – 1,2 5 50 – 70 Digérée 30 – 50 0,6 – 1 5 – 6 30 – 60 Boue mixte (boue primaire + boues activées de moyenne à forte charge) : Fraîche 80 – 85 1,7 – 2 4 – 5 60 – 70 Digérée anaérobie 55 – 60 1 – 1,4 4 – 6 45 – 60 Digérée aérobie 60 – 70 1,75 – 2 3 – 4 50 – 65 Boue (faible charge, aération prolongée) : Fraîche stabilisée 40 – 50 1,6 – 2 2 – 3 60 – 70 Digérée aérobie 30 – 50 1,33 – 1,5 2 – 3 60 – 70 Boue mixte (boue primaire + lit bactérien) : Fraîche 70 – 75 1,25 – 1,75 4 – 6 55 – 70 Digérée anaérobie 45 – 60 0,83 – 1,12 4 – 6 35 – 60 Boue physico-chimique : Décantation statique ou accélérée 100 – 150 2,5 4 – 6 40 – 65 selon le conditionneme nt chimique appliqué Décantation lamellaire 100 – 150 7,5 – 10 1 – 2 Aéroflottation 100 – 150 1 – 2,5 5 – 6 1.4.1 Caractérisation des boues urbaines Les caractéristiques des boues dépendent fortement de la charge polluante de l’effluent traité ainsi que des techniques d’épuration misent en place. Une distinction se fait ainsi en fonction du traitement du quelle proviennent et trois types de boues sont repérés (Satin et Selmi, 2006, p. 452); 15 Les boues primaires ; produites lors de la première décantation. Présentent des concentrations de l’ordre de 50 g/L et un taux de matière organique de 50% à 70%.Constituent les dites boues fraîches et sont extrêmement fermentescible. Les boues physico-chimiques ; produites lors de la décantation forcée par l’injection de réactifs chimiques. Elles présentent un taux de matières organiques de 40% à 65% et des concentrations variant de 10 à 60 g/L selon les réactifs et méthodes physique de décantation. Les boues biologiques ; engendrées par le métabolisme de la pollution organique biodégradable par épuration biologique. Elles présentent un taux de matières organiques de 50% à 70% et des concentrations variant de 20 à 30 g/L. Dans tous ces cas, les boues contiennent une importante quantité d’eau variant entre 95% et 98%. Elles génèrent une forte pollution olfactives, si non-stabilisées, et peuvent contenir des substances toxiques. Le traitement des boues est donc indispensable afin d’éviter l’impact sur l’environnement. 1.4.2 Le traitement des boues Les principales destinations des boues sont généralement ; la valorisation agricole, l’incinération ou la mise en décharge. Le choix du mode d’élimination détermine les traitements nécessaires des boues. Du point de vue législatif, les différentes agences environnementales donnent priorité au recyclage des déchets et tiennent à la disparition à court terme de sa mise en charge. De façon générale, les traitements des boues visent principalement ; Réduire le pouvoir fermentescible par stabilisation afin de limiter la pollution olfactive. Diminuer le volume total par déshydratation afin de réduire le coût d’évacuation. La stabilisation ; vise la neutralisation des matières organiques susceptible de subir des phénomènes de fermentation. Quand la composition des boues reste constante au cours du temps, celle-ci sont alors dites stabilisées. La stabilisation peut être menée par des procès 16 biologiques (aérobie ou anaérobie, à température ambiante ou thermophile), chimiques (chlorure ferrique, chaux ou polyélectrolytes) ou thermiques. La déshydratation ; comme vue précédemment la siccité des boues est normalement comprise entre 95% et 98%. Le procès de déshydratation mécanique permet de réduire la siccité en moyenne à 30% (filtrations ou centrifugation). Cette réduction implique alors une diminution du volume des boues et donc une réduction du possible coût de transport vers d’autres installations pour sa disposition finale. Le choix de la filière de traitement repose fortement sur l’origine des boues, sa nature et sa composition, sa traitabilité, les contraintes environnementales et administratives locales, et surtout sur des facteurs économiques. Le digesteur anaérobique se présente actuellement comme l’un des procès les plus utilisé pour le traitement des boues (Coma et al., 2013). Par le moyen de la fermentation méthanique les boues subissent une réduction importante de la teneur en MO à faible coût, ce qui équivaut à une bonne stabilisation. Ce procès améliore aussi les conditions des boues afin de rendre plus facile leur déshydratation. De plus ce type de digesteur permet la production d’une source d’énergie ; le biogaz. 1.4.3 La digestion anaérobique (DA) des boues 1.4.3.1 Principe biologique de la DA La digestion anaérobique consiste en la fermentation méthanique des boues par les procédés biologiques dans des digesteurs en absence d’oxygène et chauffés. Elle permet la stabilisation et déshydratation des boues et envisage de plus la production des gaz émis par la fermentation méthanique; dioxyde de carbone (CO2) et méthane (CH4). Dans la nature, ce phénomène provoque les émissions de gaz des marais. La méthanisation, ou fermentation méthanique, se divise en quatre étapes majeures; l’hydrogénèse, l’acidogénèse, l’acétogénèse et la méthanogénèse. La figure 1.3 illustre le 17 fonctionnement et but de chacune des étapes majeures énumérées. Selon la température du procès l’écosystème microbien varie parmi les suivants types; psychrophiles (audessous de 20ºC), mésophiles (entre 20ºC et 45ºC) ou thermophiles (entre 45ºC et 65ºC). L’Hydrolyse ; Afin de rendre digérable le substrat, sous l’action des enzymes extracellulaires et de l’eau, les bactéries hydrolysent les substrats organiques (polysaccharides, protéines et lipides) pour en produire des chaines plus courtes (monosaccharides, acides gras, acides aminés). Cette étape est l’étape limitante de la méthanisation par rapport aux autres étapes définies par la suite (Frédéric et Lugardon, 2007). L’Acidogénèse ; par la digestion des monomères issus de l’étape d’hydrolyse, l’acidogénèse produit des acides gras volatiles (AGV) (acétate, propionate, etc.), des alcools, des acides organiques, de l’hydrogène (H2) et du CO2. Les bactéries impliquées dans l’acidogénèse possèdent un temps de réaction court, mais peuvent être inhibées par les propres AGV, cela peut provoquer l’arrêt de la digestion anaérobie. L’Acétogénèse ; transformation des intermédiaires métaboliques issus de l’acidogénèse en acétate, H2 et CO2. Cette transformation est effectuée par deux groupes de bactéries majoritairement; les acétogènes productrices obligées d’hydrogène (APOH) et les homoacétogènes productrices exclusivement d’acétate à partir de H2 et CO2 ou à partir d’AGV et d’alcool. Les vitesses de réactions sont lentes et très dépendantes de la concentration en H2, cette dépendance est due au caractère défavorable des réactions menées par les APOH. Donc de très faible concentration en H2 sont nécessaires d’environ 100 ppm (Frédéric et Lugardon, 2007). Ainsi cette réduction de la concentration est menée grâce aux bactéries utilisatrices d’H2 comme les méthanogènes et homoacétogènes. La Méthanogénèse ; étape de production de méthane par transformation soit de l’H2 et du CO2 (voie hydrogénophile) ou de l’acétate (voie acétoclastique). La source estimée la plus importante (70%) est normalement attribuée à la voie acétoclastique. 18 Figure 1.4 Schéma des étapes biologiques dans la digestion méthanique. Adaptée de Frédéric et Lugardon, (2007). Suite à la méthanisation les boues sont alors dites stabilisées. Par l’action des différentes étapes de digestion méthanique, celles-ci voient alors diminuer fortement leur concentration en MO fermentescible. Ces boues subissent aussi grâce à la méthanisation une réduction significative des pathogènes microbiologiques, ce qui en augmente ses propriétés hygiéniques. La siccité des boues diminue au cours de la méthanisation, le sous-produit liquide de cette déshydratation est le digestat. Par sa composition, le digestat est souvent utilisé comme fertilisant. Le biogaz qui est produit par la méthanisation, en fonction de l’origine des boues traitées, contient environ 55% à 75% de méthane, 25% à 45% de dioxyde de carbone, 1% à 5% d’azote, 0% à 3% d’hydrogène, 0,1% à 0,5% d’hydrogène sulfuré et 0% à 0,3% de monoxyde de carbone. Son pouvoir calorifique inférieur (PCI) est voisin de 6,5 kWh/m3, mais peut être aussi calculé en fonction de la teneur réelle en méthane multipliée par le Acétate CO2 + H2 CH4 + CO2 CH4 + H2O MACROMOLÉCULES (protéines, lipides, glucides…) MONOMÈRES (monosaccharides, acides aminés…) AGV, Acides organiques, alcohol… Hydrogénèse Acidogénèse Acétogénèse Méthanogénèse hydrogénophile Méthanogénèse acétoclaste 19 PCI du méthane à 0ºC et à pression atmosphérique qui est de 9,94 kWh/m3. Pour se faire une idée de l’équivalence énergétique du méthane, un mètre cube équivaut à; 1,7 L d’alcool à brûler, 0,94 mètres cubes de gaz naturel, 1,3 Kg de charbon ou 9,7 kWh d’électricité (Moletta, 2008). 1.4.3.2 La DA dans la pratique Suite aux traitements primaires et secondaires, les boues en excès sont alors d’abord épaissit puis préchauffer pour être par la suite introduites dans le digesteur méthanique. La figure 1.5 illustre le procès et les lignes de recirculation d’un exemple d’installations pour la DA. À la sortie du digesteur, les boues sèches sont déshydratées puis peuvent subir d’autres traitements en fonction de leur destination finale. Figure 1.5 Schéma traitement de boues par digestion anaérobique. Adaptée de Andreottola et Foladori (2007). Le digesteur est sans doute l’étape clé dans le procès de fermentation méthanique. Les plus utilisés sont les réservoirs cylindriques en béton, ils sont équipés d’une installation de chauffage et d’un système de brassage. Le brassage et le chauffage peuvent être réalisés en profitant la production en continue du biogaz. L’injection des boues fraîches se fait par le haut et les boues digérées épaisses sont évacuées par le bas. Le temps de séjour 20 des boues dans le digesteur varie en fonction de la température du milieu et de la nature des boues introduites. Par exemple pour une digestion à moyenne charge, à une température de 35ºC et une charge appliquée de 1,2 kg de MVS/m3/jour, le temps de séjour est alors de 25 jours (Satin et Selmi, 2006, p.459). Le biogaz produit est récupéré par le haut du digesteur puis envoyé au gazomètre pour son stockage préalable à sa valorisation. Des traitements de purification du biogaz sont souvent nécessaires pour; éliminer le gaz carbonique (lavage à l’eau, au polyéthylène glycol, ou par des techniques membranaires) et éliminer l’hydrogène sulfuré (désulfuration biologique, réaction aux oxydes de fer ou par charbon actif) (Moletta, 2008). Le bon fonctionnement du digesteur méthanique dépend fortement de la température, le pH, le brassage, la concentration en AGV, le temps de séjour, la qualité de l’épaississement préalable des boues, le brassage, la biodégradabilité et la régulation des boues d’entrée et de sortie afin d’optimiser le développement des micro-organismes. Ainsi ces paramètres sont contrôlés tout au long du procès grâce aux capteurs et aux échantillonnages réguliers. 1.5 La minimalisation de production de boues L’augmentation de la production de boues au sein des stations d’épuration est devenue aujourd’hui un problème très répandu. Dû à l’augmentation des restrictions à la sortie des eaux épurées et aux nouvelles constructions de stations, la production globale de boue augmente d’avantage. Les restrictions et limites pour sa disposition finale dans le milieu agricole augmentent dans les pays occidentaux ; interdit en Suisse en 2005 et fortement restreint en Suède depuis 1999 (Andreottola et Foladori, 2007). L’Union Européenne vise une réduction du 50% des boues disposées en 2050 par rapport aux quantités atteintes en 2000 (Khursheed et Kazmi, 2011). De plus les sites disponibles pour l’épandage, étant donné les risques liées à la présence de métaux et composés organiques pouvant nuire les sols et les chaines alimentaires, sont de moins en moins nombreux dans les pays qui encore permettent ce type de disposition finale. Ce fait provoque l’augmentation du prix d’épandage, et donc aussi l’augmentation des coûts d’opération des stations d’épuration. Ainsi la réduction de production de boues 21 au sein des centres d’épuration est de nos jours un des objectifs principaux et est fortement contrôlé par les administrations. L’augmentation du nombre d’articles scientifiques, qui passe de 83 par année à la fin du XXème siècle à 239 par année au début du XXIème (Khursheed et Kazmi, 2011), montre clairement l’accroissement du soucie de minimalisation des boues au sein de l’épuration des eaux usées. Cette minimalisation se définit comme la réduction de la masse sèche des boues produites et est atteinte par le moyen des méthodes physiques, mécaniques, chimiques, thermiques, ou biologiques. Ces méthodes ont toutes pour objectif la réduction de la biomasse produite par la reproduction des bactéries présentes dans les boues et/ou à l’augmentation de sa biodégradabilité. Elles peuvent être appliquées suite au traitement secondaire ou peuvent même y être intégrées. Les méthodes physico-chimiques et thermiques sont actuellement très maitrisées par rapport aux méthodes biologiques, dont les processus ne le sont pas entièrement. Mais l’important désavantage des méthodes non biologiques est la possible nuisance de la composition des boues, par exemple par la création de composés chlorés suite à l’oxydation des boues (Wang et al., 2011) ce qui entraine de nouvelles sources de pollutions pour l’environnement. De plus les méthodes non biologiques, et surtout les techniques postérieures à la production de boues conduisent à une augmentation de la demande énergétique pour un même volume traité d’eau. Ce qui diminue fortement l’efficacité énergétique des stations d’épuration (Andreottola et Foladori, 2007). 1.5.1 Les mécanismes biologiques À continuation les bases théoriques des mécanismes biologiques et ses exemples d’application technologiques sont énumérées (Wei et al., 2003) ; Croissance lyse-cryptique ; composée de deux étape, premièrement la lyse des cellules puis réduction par respiration cellulaire de la biomasse. La lyse cellulaire consiste en la destruction de la membrane cellulaire et la conséquente libération de son contenue. Suite à cette libération ce contenue est alors métabolisé par le reste des microorganismes et une partie est libérée du milieu par la respiration biologique. Ce qui équivaut alors à la réduction globale de la biomasse. Les technologies actuelles basées sur la croissance lyse- 22 cryptique sont : ozonisation, oxygénation, chaulage thermique, sonication aux ultrasons, bioréacteur membranaire (MBR), etc. Métabolisme découplé ; se base sur la régulation de la concentration d’énergie cellulaire sous forme d’adénosine triphosphate (ATP). Par cette régulation l’anabolisme est limité et le catabolisme est alors avantagé. Ce qui équivaut à favoriser la conversion de composés organiques en ATP pour rétablir sa concentration. Le découplage du métabolisme peut être mené par l’addition d’inhibiteurs, métaux ou limitation des éléments nutritifs. Les technologies actuelles basées sur cette méthode sont : l’attaque chimique, la régulation du facteur DCO/biomasse ou le système OSA (oxic-settling-anaerobic). Métabolisme de maintenance ; basé sur le contrôle de la reproduction cellulaire. Limitation de la concentration en substrat aux niveaux juste et nécessaire pour permettre uniquement les métabolismes de maintenance et ainsi limiter l’augmentation de la biomasse. . Les technologies actuelles basées sur cette méthode sont : la régulation précise de l’âge des boues ou aussi les MBR. Prédation bactérienne ; se base sur la prolifération d’organismes protozoaires et métazoaires capables de digérer la biomasse responsable de l’épuration. Cette prédation limite la prolifération des boues tout en maintenant la quantité nécessaire pour mener l’oxydation biologique des eaux. Les technologies actuelles basées sur cette méthode sont : les systèmes à deux étapes et la prolifération d’oligochaetes. 23 1.5.3 Les technologies utilisées dans la pratique La majorité des systèmes utilisés pour la réduction des boues au sein des stations d’épuration sont basés sur la croissance lyse-cryptique. Dans le cas du système d’épuration par boues activées, la réduction des boues vise à réduire au maximum les boues en excès et peut arriver à atteindre une efficacité du 100% (Chu et al., 2009). Le tableau 1.2 résume les techniques les plus retrouvées dans la pratique, ainsi que les taux de réduction des boues activées atteints. Tableau 1.2 Revue de systèmes de réduction de boues activées en excès. Technologie et variantes Taux d’efficacité (%) Références Sonication aux ultrasons :  Fréquence de 25kHz 91,1 Zhang et al., 2007 Traitement thermique :  95ºC, 3 heures 59,9 Paul et al., 2006  90ºC + DA 76,5 Salsabil et al., 2010  40ºC + DA 69,5 Salsabil et al., 2010 Oxydation :  Dioxyde de chlore 58 Wang et al., 2011  Oxygénation 25 Wei et al., 2003  Ozonation 100 Chu et al., 2009 Configuration intégrée des bassins :  Bassin anoxie 18,3 Coma et al., 2013  MBR 100 Wei et al., 2003 30 D’après Börjesson et Mattiasson, (2008), les biocombustibles tels que biodiesel, bioéthanol ou biogaz ont des contenue énergétiques très proche à ceux caractérisant les combustibles fossiles tout en réduisant les émissions de gaz à effet de serre (GES) en un jusqu’à 180% dans le cas du biogaz. D’où celui-ci se présente actuellement, même parmi les biocombustibles, comme l’un des combustibles le plus en accord avec les politiques de développement durable et les objectifs de réduction des GES. De plus l’avantage le plus remarquable du biogaz est sans doute la grande variété de matières premières pouvant être utilisée; déchets agricoles, fumier, boues d’épuration, etc. 1.8.3 Aspects associés à la méthanisation de boues Les aspects associés à la méthanisation de boues sont : administratifs et économiques. Les premiers, par le biais de modification des règlements, possèdent un impact très important sur tout le secteur et ainsi sur les aspects économiques. Deux exemples administratifs actuels sont tirées du Baromètre réalisé par EurObser’ER et par la suite des données économiques sont exposées en exemple. En Allemagne : une diminution, programmée pour le 1er janvier 2012, des tarifs d’achat imposée par le gouvernement provoqua dans l’année 2011 une course aux installations : durant cette année 2011 le pays a ajouté 1310 unités biogaz ce qui équivaut au 18,5% du total actuel. Au Royaume-Uni : la toute nouvelle législation « Renewable Heat Incentive » se propose de promouvoir l’installation d’unités productrices de chaleur renouvelable à partir de biogaz par, une fois de plus, la régulation des tarifs. Les aspects économiques jouent un rôle très important sur la viabilité financière pour les projets de production de biogaz. Ces aspects sont principalement ; Les coûts de production, les tarifs d’obligation d’achat de l’énergie produite et les aides par subvention. Et comme vue précédemment, ce sont normalement les aspects administratifs qui imposent ces tarifs et les aides d’investissement public. Par rapport au coût d’épuration des eaux usées, celui-ci, d’après les résultats de Rodriguez-Garcia et al., (2011) peut être estimé pour des stations de traitement par boues activées et par la moyenne pondérée en fonction des équivalent hommes (EH). La valeur obtenue est de 0,25 $/m3 d’eau traitée. CHAPITRE 2 MATÉRIEL ET MÉTHODE L’étude se propose comme un outil à la décision de minimalisation de boues activées en excès face à l’optimisation de la production de biogaz. Comme exposé dans les objectifs, l’étude vise à être applicable à l’ensemble de la communauté responsable de l’assainissement des eaux urbaines. Ainsi étant donné le caractère général de l’étude, les viabilités technique et organisationnelle sont préconçues et seuls les aspects économiques sont analysés comme des facteurs de décision ultime. La modélisation se présente alors comme l’outil le plus adapté pour mener l’étude, minimisant ainsi l’aspect expérimental tout en respectant la véracité des résultats obtenus. Premièrement la modélisation des systèmes épuratoires permettra l’analyse des facteurs physiques dans la production du biogaz. Et par la suite, l’analyse financière des coûts et des bénéfices permettra la formulation des conclusions à propos de la viabilité des projets. 2.1 Matériel 2.1.1 Pour la modélisation du système épuratoire : Modèle ASDM Le logiciel mit à disposition pour la modélisation et simulation des systèmes épuratoires est BioWin® Process Simulator version 3.0.1.802. Ce logiciel permet, par la liaison des différentes unités du procès, la modélisation d’une station épuratoire au complet. Ceci simplifie énormément le modelage des systèmes composés par plusieurs unités et se rend possible grâce au model global Activated Sludge/Anaerobic Digestion: ASDM. Fortement utilisé dans le milieu professionnel et académique comme un outil pour l’optimisation des stations en service ou en cours de dimensionnement; BioWin® fait preuve d’une forte performance et véracité des données produites d’après Ruano et al., (2012), Posthumus et al., (2005), Oleszkiewicz et al., (2004). Tout en remarquant que l’étape de calibration du logiciel est unique à chaque cas d’étude et est fortement recommandée afin d’en assurer l’adaptabilité des modèles aux conditions existantes. 32 Par la suite les sous-modèles incorporés au model global ASDM et les unités sont présentés. Ces sous-modèles sont implantés pour le calcul de l’évolution des concentrations des composés chimiques et biologiques. Et ces unités permettent de modéliser une station d’épuration au complet. La liaison entre les différents sousmodèles, propres à chaque unité, permet la modélisation d’un système d’épuration des eaux usées par la voie biologique au complet. Les modèles incorporés sont : modèle des boues activées, modèle de la digestion anaérobique, modèle des précipitations chimiques, modèle des clarificateurs, modèle du pH, modèle d’aération et transport gazeux, modèle calcul DBO et DCO, modèle de séparation Solide/Liquide, et le modèle de transfert massique/liquide/gazeux. Dû à son importance pour la présente étude, seul les principes théoriques derrières les modèles de boues activées et de digestion anaérobique utilisés sont par la suite exposés. Modèle des boues activées: Ce modèle tient compte lors des calculs les phénomènes biologiques et chimiques suivants;  Croissance et décroissance des organismes hétérotrophes ordinaires.  Croissance et décroissance des organismes méthylotrophes.  Hydrolyse, adsorption, ammonification et dénitrification assimilative.  Croissance et décroissance de la biomasse oxydante d’ammonium.  Croissance et décroissance de la biomasse oxydante de nitrates.  Croissance et décroissance des oxydants anaérobiques d’ammonium.  Croissance et décroissance des organismes cumulatifs de phosphates. Ce qui en fait un modèle complexe et avec un grand nombre de paramètres cinétiques et de coefficients stœchiométriques. Nombre très élevés si comparés aux autres modèles existants. Ce fait est illustré dans la figure 2.1. 33 Figure 2.1 Histogramme comparatif du nombre de paramètres des différents modèles. Adapté de (Liwarska-Bizukojc et Biernacki, 2010) Modèle de digestion anaérobique : Ce modèle inclue lors des calculs les phénomènes biologiques suivants;  Croissance hétérotrophe par fermentation.  Croissance et décroissance des organismes acétogènes.  Croissance et décroissance des organismes méthanogènes. Par défaut, le logiciel attribue des valeurs prédéterminées aux coefficients stœchiométriques, aux paramètres cinétiques ainsi que des fonctions de désinhibition par pH et des fonctions commutatifs pour chacun des phénomènes énumérés. Les valeurs n’ont pas été modifiées lors des simulations et celles propres aux modèles des boues activées et de digestion anaérobique ont été utilisées. Pour ce qui fait les unités disponibles dans BioWin®, le logiciel propose une trenataine d’unités, parmi lesquelles ; des clarificateurs, des dégraisseur/désableur, bioréacteur, etc. Le tableau 2.1 résume la totalité des unités utilisées dans l’étape de modélisation des différents scénarios et en présente le symbole ainsi qu’une brief description. 34 Tableau 2.1 Descriptif des unités modélisées. Nom de l’unité Symbole de l’unité Description Effluent brut Modélise l’entrée des eaux usées ainsi que détermine sa composition et son débit. Décanteur primaire Modélise le premier procédé séparatif boues/eau. Réacteur non-aéré Modélise la première étape du procès épuratoire par boues activées; l’étang non aéré. Réacteur aéré Modélise la deuxième étape du procès épuratoire par boues activées; l’étang aéré. Décanteur secondaire Modélise le deuxième procédé séparatif boues/eau. Digesteur anaérobique Modélise les procès de fermentation méthanique dans un réacteur de type CSTR. Sécheur mécanique Modélise l’unité de sèchement des boues ainsi que sa performance et mode opératoire. Effluent des eaux traitées Modélise la sortie des eaux une fois traitée. Effluent des boues Modélise la sortie des boues vers le DA ou vers sa disposition finale. Diviseur automatique contrôlé Modélise la valve responsable de diriger les boues en fonction du TRB introduit. Mixeur multiple Modélise le raccordement de plusieurs unités. 35 2.1.2 Pour l’analyse de faisabilité financière : MATTEUS+ MATTEUS+ est un acronyme pour Méthode d'Analyse Technico-économique de Traitement des Effluents et plus (+). Développé par SNC-Lavalin Environnement inc. en collaboration avec Hydro-Québec pour le compte du Ministère du Développement économique, de l’innovation et de l’Exportation. Ce logiciel fut conçu pour les professionnels du secteur des matières résiduelles comme un outil d’aide à la décision de la filière de traitement de ses matières. Ainsi il permet aux municipalités, abattoirs, papetières, fermes, fromageries, etc. d’évaluer les avantages, surtout économiques, de changer leur mode de traitement des matières résiduelles. Cette évaluation des avantages se fait par l’analyse des coûts et revenus associés aux différents scénarios : ce qui équivaut à l’évaluation de la viabilité financière, le premier pas avant de lancer plus loin un tel projet. Suite à la spécification de la matière résiduelle à traité : boues mixtes d’épuration municipale, les étapes à suivre pour la création d’un scénario sont : i. choix du type de stockage. ii. choix de la filière de conditionnement des solides. iii. choix du traitement biologique. iv. choix de filtration. v. choix d’assainissement des liquides. vi. choix de déshydratation mécanique. vii. choix de valorisation des solides. viii. choix de purification du combustible gazeux. ix. choix de disposition finale des liquides. x. choix de disposition finale des solides. xi. Détermination du bilan énergétique. xii. Calculs économiques et viabilité financière. xiii. Analyse de sensibilité. À chacun de ces choix des paramètres opératoires et des paramètres du modèle économique sont associés par défaut. La spécification du bilan énergétique permet la 36 gestion des besoins et des surplus des différents groupes énergétiques associés à l’opération. Ainsi en fonction des installations choisie, les calculs du besoin énergétique seront différents. De même, si une étape de digestion anaérobique ou de gazéification est introduite, le bilan tient compte alors d’une production de combustible. C’est dans ce bilan où les prix d’achats et de vente de chaleur, d’électricité et de combustibles sont introduits dans le logiciel. Finalement l’étape de calculs économiques permet de modifier les valeurs par défaut des aspects financiers et économiques, de détailler les coûts et revenus et de créer le flux monétaire qui déterminera la viabilité financière. Données économiques : Des données des coûts d’achat et d’opération varient en fonction de la nature des résidus et de la filière de traitement choisie. De même la production d’énergie ou de combustible entraine alors un revenu. Ainsi à chaque unité disponible sur le logiciel, des paramètres opératoires et du modèle économique sont associés par défaut et peuvent être modifiés en tout temps. Paramètres du modèle économique : Pour le calcul des investissements des équipements, MATTEUS+ utilise un facteur de mise en échelle (ME) tel que présenté dans l’équation 2.1 : ( ) (2.1) Avec : Investissement requis pour le nouvel équipement en $. Investissement requis pour l’équipement de référence en $. La capacité du nouvel équipement. La capacité de l’équipement de référence. Le facteur de mise à échelle de la corrélation. 37 Pour le calcul des coûts d’opération et d’entretien (O&E) des équipements, celui-ci s’effectue avec le même facteur de mise à échelle tel que présenté dans l’équation 2.2 : ( ) (2.2) Avec : Coûts d’O&E requis pour le nouvel équipement en $/h. Coûts d’O&E requis pour l’équipement de référence en $/h. La capacité du nouvel équipement. La capacité de l’équipement de référence. Le facteur de mise à échelle de la corrélation. Paramètres financiers et de financement : Les paramètres financiers disponibles afin de calculer les investissements, coûts et revenus du projet sont : l’année de début du projet, la durée de vie du projet, le terrain, le bâtiment, l’amortissement des immobilisations, le taux d’imposition, le début effectif, le taux de contingence, le taux d’inflation annuel, le taux d’indexation des combustibles et le taux d’indexation de l’enfouissement. Pour le calcul du financement les paramètres à déterminer sont : l’investissement total, les subventions, le capitaux investis, l’emprunt, le ratio d’endettement, la durée de l’emprunt et le taux d’intérêt. Viabilité financière : Le logiciel base la viabilité financière sur les trois paramètres énoncés et décrits à continuation pour en calculer le flux monétaire. 38 Valeur actuelle nette (VAN) : elle est calculée à l’aide de l’équation 2.3 et représente la valeur des flux monétaires après impôts liés à l’investissement, actualisée au taux de rentabilité exigé, compte tenu du risque associé à cet investissement. De façon générale, plus le risque est élevé, plus la VAN doit l’être aussi pour que le projet soit viable. ∑ (2.3) Avec : Flux monétaire de l’année n en $. Impôts payés de l’année n en $. Taux d’actualisation. Taux de rendement (TRI) : représente la valeur du taux d’actualisation (r) pour laquelle la VAN de l’investissement est nulle. Si le TRI est supérieur au taux de rentabilité à exiger du projet, alors il y a une création de valeur : le projet est viable. Période de retour sur l’investissement (PRI) : mesure du temps nécessaire pour la récupération du montant initial de l’investissement. Ainsi le PRI indique la possibilité d’un éventuel profit avant la fin de vie du projet. 2.2 Les cas d’étude En vue de l’objectif principal de la présente étude, par la suite les conditions des différentes simulations conduites et des tableaux détaillant les aspects de chaque cas sont présentés, finalement, le flux de travail est détaillé. 2.2.1 Hypothèses Certain paramètres sont déterminés et fixés tout au long des simulations et pour toutes les simulations. Par la suite ces paramètres sont définis et ses valeurs présentées : 39 Température : Celle du milieu est fixé à 20ºC tout au long des simulations et pour toutes les simulations. Celle déterminée pour le bon fonctionnement de l’unité de digestion anaérobique des boues est de 38ºC. Compositions des eaux usées : pour ces paramètres, les données proposées par le logiciel BioWin pour des eaux usées standards sont utilisées. Le tableau 2.2 présente alors la composition des eaux usées utilisée pour toutes les simulations. Si comparé avec la littérature (Rodriguez-Garcia et al., 2011), la composition utilisée est très proche des eaux usées réelles doméstiques. Tableau 2.2 Propriétés des eaux usées. Propriétés Quantités Unités DCO total 600 mg/L DBO5 295 mg/L TKN 50 mgN/L P total 8 mgP/L MES inorganiques 45 mg/L MVS 235 mg/L MES 280 mg/L pH 7,30 - Le temps de rétention des boues (TRB) : ce paramètre, comme vue lors de la révision de la littérature, possède un fort impact sur la qualité des boues obtenues et donc sur la quantité de biogaz produit. Il sera spécifié dans chaque cas : pour le procès des boues activées le TRB sera de 5 j et au digesteur le TRB sera de 20 j afin d’assurer l’efficacité de la stabilisation. 46 2.3 Procédures des simulations Trois sont les grandes étapes à suivre pendant les simulations. La première est la modélisation et simulation du procès d’épuration des eaux usées. La deuxième est la modélisation et simulation de la digestion des boues produites lors de ces épurations. La troisième est l’analyse financière des résultats du biogaz produit et son contenu en méthane. Ainsi des ponts sont nécessaires entre ces trois étapes afin de reproduire les résultats de l’antérieur sur la postérieure. Un flux de travail est ainsi mit en place. La figure 2.10 présente ce flux et en détaille les étapes suivies. Par rapport aux simulations réalisées avec le logiciel BioWin, celles-ci se font dans le régime stationnaire pour assurer ainsi sa reproductivité au long d’une année. 47 DA des Boues : Spécifications dimensionnelles Analyse de la viabilité financière Oui Épuration des Eaux Usées : Spécifications dimensionnelles et opérationnelles Rendements respectés? Oui Non TRB respecté? Non Variation du taux de minimalisation, cette fois-ci sans modifications des spécifications. Figure 2.10 Diagramme du flux de travail suivi au cours des simulations. 49 CHAPITRE 3 RÉSULTATS 3.1 Simulation des systèmes épuratoires La présente section résume les résultats associés à l’épuration des eaux usées en fonction de la taille de la municipalité et du taux de minimalisation des boues activées en excès. Les spécifications dimensionnelles et épuratoires sont présentées en premier. Par la suite, les rendements épuratoires d’abattement des propriétés polluantes des eaux épurées sont présentés. Finalement, la production de boues ainsi que l’évolution de ses propriétés qualitatives en fonction du taux de minimalisation des boues en excès sont exposés pour toutes les municipalités analysées. Les quatre unités propres exclusivement au procès d’épuration des eaux sont : l’étang non-aéré, l’étang aéré et les décanteurs primaires et secondaires. 3.1.1 Spécifications dimensionnelles Comme vue précédemment, les dimensions des différentes unités sont spécifiées afin de respecter les critères de qualité des eaux épurées. Ainsi suite à chaque simulation, si les temps de rétention hydrauliques ne coïncident pas avec ceux consultés dans la littérature, les dimensions des unités sont alors modifiées ou de nouvelles unités sont alors ajoutées au procédé épuratoire. Le tableau 3.1 présente ainsi les spécifications dimensionnelles déterminées en fonction du débit pour chaque unité. L’analyse montre une distinction claire entre le dimensionnement des unités pour la première municipalité et celle des autres : ainsi, deux dimensionnement sont possibles pour chaque unité. Donc la totalité des simulations a pu être menée avec deux dimensionnement possibles pour chaque unité. Les deux premières municipalités fonctionnent avec une ligne unique de traitement, tandis que les deux autres en nécessitent de plusieurs. 50 Tableau 3.1 Spécification dimensionnelles des éléments des procès épuratoires. Éléments du procès épuratoire qté. Volume Surface Profondeur Municipalité 1 : 10 000 hab. - m3 m2 m  Décanteur primaire 1 100 25 4  Étang non aéré 1 450 75 6  Étang aéré (petit) 1 700 175 4  Décanteur secondaire 1 650 110 6 Municipalité 2 : 50 000 hab.  Décanteur primaire 1 500 125 4  Étang non aéré 1 1400 200 7  Étang aéré (grand) 1 2100 300 7  Décanteur secondaire 1 900 150 6 Municipalité 3 : 100 000 hab.  Décanteur primaire 2 500 125 4  Étang non aéré 2 1400 200 7  Étang aéré (petit) 1 700 175 4  Étang aéré (grand) 2 2100 300 7  Décanteur secondaire 2 900 150 6 Municipalité 4 : 200 000 hab.  Décanteur primaire 4 500 125 4  Étang non aéré 4 1400 200 7  Étang aéré (petit) 2 700 175 4  Étang aéré (grand) 4 2100 300 7  Décanteur secondaire 4 900 150 6 3.1.2 Spécifications opérationnelles Suite aux modifications des dimensions des unités, si les rendements obtenus ne satisfont pas ceux déterminés et basés sur la littérature, les spécifications opérationnelles des unités sont alors modifiées tout en respectant des valeurs raisonnables. Quatre sont les paramètres opérationnels; le temps de rétention hydraulique (TRH), les fractions séparées 51 par les décanteurs, la puissance de brassage mécanique des étangs non-aérés et la capacité horaire d’aération des étangs aérés. Les valeurs de ces spécifications, en fonction du débit épuré et pour les différentes unités sont présentées au niveau du tableau 3.2. Le TRH, calculé en heures, indique la mesure du temps que l’effluent est retenu par une unité. Pour un même débit, plus le volume sera grand, plus l’effluent tardera à en ressortir et donc plus le TRH sera élevé. Ainsi cette spécification opérationnelle vient déterminée directement par le dimensionnement de l’unité et par le débit y traité. Les fractions séparées par les décanteurs sont de 10% ou 70% pour le primaire et le secondaire respectivement. Cette fraction est en réalité le quotient entre le flux décanté et le flux des sous-produits issus de cette décantation. La puissance de brassage au niveau des étangs non-aérés ont pour objectif l’homogénéisation des boues activées et l’eau à être épurées. La valeur de cette puissance doit être ainsi suffisante pour accélérer la floculation mais ne doit pas dépasser une certaine valeur trop élevée afin d’éviter la destruction des flocons formés. La capacité horaire d’aération augmente en fonction de la quantité de pollution carbonée à être éliminée par le système. Ainsi elle est régler afin d’assurer les rendements de la station modélisée. Les fractions spécifiées au sécheur permettent l’obtention de boues avec une siccité proche du 2% au 3%. L’eau séparée par cette unité est ensuite envoyée en tête du procès épuratoire. 52 Tableau 3.2 Spécification opérationnelles des éléments constituant les procès épuratoires. Éléments du procès épuratoire qté. TRH Brassage Aération Fraction séparée Municipalité 1 : 10 000 hab. - hr W/m3 m3/hr* %  Décanteur primaire 1 1,2 - - 10  Étang non aéré 1 1,6 2 - -  Étang aéré (petit) 1 2,6 - 2500 -  Décanteur secondaire 1 - - - 70  Sécheur de boues 1 - - - 10 Municipalité 2 : 50 000 hab.  Décanteur primaire 1 1,2 - - 10  Étang non aéré 1 1 2 - -  Étang aéré (grand) 1 1,5 - 6500 -  Décanteur secondaire 1 - - - 70  Sécheur de boues 1 - - - 10 Municipalité 3 : 100 000 hab.  Décanteur primaire 2 0,9 et 1,1 - - 10  Étang non aéré 2 0,8 5 - -  Étang aéré (petit) 1 2 - 4500 -  Étang aéré (grand) 2 1,3 et 1,5 - 12500 -  Décanteur secondaire 2 - - - 70  Sécheur de boues 1 - - - 10 Municipalité 4 : 200 000 hab.  Décanteur primaire 4 0,9 et 1,1 - - 10  Étang non aéré 4 0,8 5 - -  Étang aéré (petit) 2 2 - 4500 -  Étang aéré (grand) 4 1,3 et 1,5 - 12500 -  Décanteur secondaire 4 - - - 70  Sécheur de boues 1 - - - 10 * m3 d’aire injectés en conditions normales : 20ºC et 101,325 kPa 53 Pour atteindre les valeurs d’aération présentées un changement au niveau des aspects du modèle d’aération fut nécessaire. Le paramètre modifié étant le pourcentage surfacique de l’étang aéré occupé par les diffuseurs : passant ainsi du 10% proposé par le modèle de base au 20%. 3.1.3 Rendements épuratoires Les rendements épuratoires permettent de connaître l’efficacité du système modélisé. Ces rendements sont calculés en fonction de la qualité des eaux sortantes du système une fois épurées et comparées aux propriétés à l’entrée. Les paramètres qualitatifs des eaux considérés sont : DCO, DBO5, TKN, P total et MES. Le tableau 3.3 présente les rendements obtenus en fonction des débits traités. Les simulations des différents scénarios, suite aux modifications pertinentes des dimensions et des données opérationnelles des unités, montrent alors leurs hautes performances épuratoires. La comparaison entre les colonnes « rendement » et « objectif » permet de valider la modélisation. Ainsi tous les rendements sont inclus dans les ordres de grandeurs hypothétiques déterminées préalablement. Ce fait égalise les performances des quatre stations modélisées, les comparaisons de ses capacités productives se rendent alors plus pertinentes. Lors des différentes simulations, la variation du taux de minimalisation des boues activées en excès ne provoque pas de changement significatif (< 0,01%) sur les rendements obtenus. 54 Tableau 3.3 Rendement épuratoires. Propriétés Quantités Unités Rendement Objectif Municipalité 1 : 10 000 hab.  DCO 35,8 mg/L 94 % 95% (±1)  DBO5 3,17 mg/L 99 % 99% (±1)  TKN 3,57 mgN/L 93 % 90% (±1)  P total 2,44 mgP/L 69 % 65% (±1)  MES 3,3 mgMES/L - < 5 (±1) Municipalité 2 : 50 000 hab.  DCO 38,5 mg/L 94 % 95% (±1)  DBO5 4,5 mg/L 98 % 99% (±1)  TKN 3,69 mgN/L 93 % 90% (±1)  P total 2,48 mgP/L 69 % 65% (±1)  MES 5,3 mgMES/L - < 5 (±1) Municipalité 3 : 100 000 hab.  DCO 36,6 mg/L 94 % 95% (±1)  DBO5 3,5 mg/L 99 % 99% (±1)  TKN 3,29 mgN/L 93 % 90% (±1)  P total 2,5 mgP/L 69 % 65% (±1)  MES 3,9 mgMES/L - < 5 (±1) Municipalité 4 : 200 000 hab.  DCO 36,9 mg/L 94 % 95% (±1)  DBO5 3,71 mg/L 99 % 99% (±1)  TKN 3,48 mgN/L 93 % 90% (±1)  P total 2,45 mgP/L 69 % 65% (±1)  MES 4,1 mgMES/L - < 5 (±1) 55 3.1.4 Production de boues Suite à la confirmation de la validité des rendements des simulations, les données de production de boues sont analysées. Cette production provient soit de la première décantation, les boues primaires, soit de la deuxième, les boues activées. Une analyse quantitative et qualitative des boues sera réalisée. Pour ce qui est les aspects quantitatifs : La production volumétrique des boues primaires étang fixé au 10% du volume traité, l’analyse exclusive de ce paramètre n’est alors pas nécessaire. Par contre, l’analyse de la production des boues activées, étant celle-ci contrôlée indirectement par le TRB et le taux de minimalisation des boues en excès, se présente pertinente. De même pour l’analyse de la nature des boues par rapport à la production globale pour chaque débit traité et taux de minimalisation. Le tableau 3.4 présente les valeurs de production de boues pour les différents débits et taux de minimalisation et la figure 3.1 en représente les données de façon graphique mais cette fois-ci par le calcul du taux de diminution face au cas initial de minimalisation nulle. Tableau 3.4 Données des débits de boues vers digestion Taux de minimalisation des boues activées Débit vers digestion (m3/j) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 0 % 36,22 149,26 348,50 716,12 20 % 32,97 139,41 328,80 672,90 40 % 29,73 129,56 309,10 629,67 60 % 26,49 119,71 289,40 586,45 80 % 23,24 109,85 269,70 543,23 100 % 20,00 100,00 250,00 500,00 62 3.2.3 Production de biogaz Pour l’analyse des résultats de production les données du flux gazeux sortant du digesteur sont les premières à être présentées, par la suite les pertes en méthane face au taux de minimalisation sont calculées et exposées, finalement la production de biogaz face au débit des boues entrant au système est étudiée. Les procès propres à la méthanisation des boues sont modélisés pour chaque scénario et les données du biogaz produit obtenues sont : le flux gazeux et son contenue en méthane. Ces propriétés sont représentées en fonction du taux de minimalisation et pour chacune des municipalités au niveau de la figure 3.5. Par rapport au flux de biogaz ; une perte linéaire (R2=1) du volume journalier produit est observée dans les quatre cas. Le calcul du pourcentage perdu entre le cas de minimalisation nulle et celui de minimalisation maximale révèle des pertes de : 4,8%, 7,7%, 8,8% et 8,8% du flux de biogaz pour les municipalités de 1 à 4 respectivement. Une tendance est alors aperçue : plus le débit traité est grand, plus la perte du biogaz obtenue face à une augmentation du taux de minimalisation est importante. Par rapport au contenu en méthane ; une très faible diminution est observée pour les quatre municipalités au fur et à mesure que le taux de minimalisation augmente. Ce qui en résulte alors en des contenus en méthane emboîté entre un 64,09% et 62,65%. 63 50% 55% 60% 65% 70% 75% 316 318 320 322 324 326 328 330 332 334 336 0% 50% 100% Compositon en Méthane Flux biogaz (m3/j) Taux de minimalisation des boues activées (%) 50% 55% 60% 65% 70% 75% 1520 1540 1560 1580 1600 1620 1640 1660 1680 0% 50% 100% Compositon en Méthane Flux biogaz (m3/j) Taux de minimalisation des boues activées (%) 50% 55% 60% 65% 70% 75% 3800 3850 3900 3950 4000 4050 4100 4150 4200 4250 4300 0% 50% 100% Compositon en Méthane Flux biogaz (m3/j) Taux de minimalisation des boues activées (%) 50% 55% 60% 65% 70% 75% 7600 7700 7800 7900 8000 8100 8200 8300 8400 8500 8600 0% 50% 100% Compositon en Méthane Flux biogaz (m3/j) Taux de minimalisation des boues activées (%) Figure 3.5 Flux du biogaz et composition en Méthane. La municipalité étant indiquée au coin de chaque graphique. 1) 2) 3) 4) 64 Le calcul des pertes volumétriques journalières en méthane produit par rapport aux données initiales et face au taux de minimalisation est effectué et les résultats représentés au niveau de la figure 3.6. Une perte plus prononcée est alors observée plus la taille de la municipalité est importante. Finalement, les rapports volumétriques biogaz sortant/boues entrantes et méthane sortant/boues entrantes sont calculés et les résultats obtenus représenté dans les figures 3.7 et 3.8 respectivement. Le but étant donc d’observer combien de biogaz et de méthane sont produit en fonction des boues entrantes au système digestif. 0% 2% 4% 6% 8% 10% 12% 0% 20% 40% 60% 80% 100% Taux de diminution du flux méthanique (%) Taux de minimalisation des boues activées (%) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 Figure 3.6 Taux de diminution du flux méthanique en fonction du TMB 65 5,5 6 6,5 7 7,5 8 8,5 9 9,5 10 10,5 0% 20% 40% 60% 80% 100% Rapport volumétrique Méthane/Boues Taux de minimalisation des boues activées (%) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 Figure 3.8 Rapports volumétriques Méthane/Boues. 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 0% 20% 40% 60% 80% 100% Rapport volumétrique Biogaz/Boues Taux de minimalisation des boues activées (%) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 Figure 3.7 Rapports volumétriques Biogaz/Boues. 66 Les résultats montrent des augmentations par rapports au biogaz et méthane produit par volume de boues entrantes. L’ordre des courbes montre que plus la municipalité est importante plus les rapports sont élevés. Cette évolution est d’autant plus remarquable pour la première municipalité : passant de 9,2 à près de 15,9 m3 de biogaz produit par m3 de boues. Ce qui équivaut à une augmentation du 42%. La presque indépendance du taux de méthane au long des modélisations explique le parallélisme entre les rapports biogaz/boues et méthane/boues. Ces phénomènes s’expliquent par la quantité de boue renvoyée en tête. Ce retour imposé et contrôlé afin de conserver un TRB de 19,8 jours. Donc plus le débit diminue, plus de boues déjà partiellement digérées sont renvoyées en tête du digesteur. 67 3.3 Analyse financière Dans cette dernière section les résultats associés à l’analyse financière sont présentés. Tout d’abord les coûts d’épuration sont calculés. Par la suite l’introduction de ces coûts et des autres hypothèses énumérées préalablement ont permis d’obtenir les quantités de boues à épandre, le bilan énergétique et le bilan financier. Ainsi ces données sont présentées en suivant ce même ordre. 3.3.1 Coût d’épuration lié au coût d’obtention des boues Le coût d’épuration par tonne de boues à traiter est calculé à partir du coût par m3 d’eau usée, du débit entrant dans la station d’épuration et de la densité des boues. Ces coûts sont exposés dans le tableau 3.8 pour toutes les municipalités et tous les taux de minimalisation. Dû à cette minimalisation et au faite que le débit traité est toujours constant, les calculs montrent une augmentation du coût d’épuration par tonne de boues et par taille de municipalité. Mais cette augmentation, comme le montre la figure 3.9, est une augmentation convergente vers une valeur de environ 25 $/t. Cela est dû au fait que si la minimalisation est totale, de 100%, les boues produites sont alors directement proportionnelles au débit entrant au système. Tableau 3.8 Coûts d'épuration par tonnes de boues entrantes au digesteur. Taux de minimalisation Coût ($/t de boues) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 0 % 13,80 16,75 17,90 17,45 20 % 15,17 17,93 18,98 18,58 40 % 16,82 19,30 20,18 19,86 60 % 18,88 20,88 21,56 21,30 80 % 21,52 22,75 23,11 23,00 100 % 25,01 25,01 25,01 25,01 68 Figure 3.9 Variation du coût d'obtention des boues en fonction du taux de minimalisation. 3.3.2 Coûts d’épuration liés aux unités pour DA Comme vue lors du deuxième chapitre, les coûts d’investissement et d’O&E liés aux unités sont calculés grâce aux équations de mise en échelle. Par la suite, et une fois obtenues les capacités requises pour chaque scénarios et unité grâce au logiciel MATTEUS+, des courbes de coût d’investissement et des coûts d’O&E en fonction du taux de minimalisation et de la taille de la municipalité sont réalisées. Les figures XX en exposent les résultats pour les coûts d’O&E face au taux de minimalisation. 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 0% 20% 40% 60% 80% 100% Coût ($/t de boues) Taux de minimalisation des boues activées (%) Municipalité 4 Municpalité 3 Municipalité 2 Municipalité 1 69 Figure 3.10 Coût d'O&E en fonction du TMBA L’étude de cette figure 3.10 montre que : (i) plus le taux de minimalisation des boues augmente, plus les coûts par tonne liés à l’O&E augmentent. (ii) plus la taille de la municipalité diminue, plus accentuée est cette augmentation des coûts d’O&E à chaque augmentation du taux de minimalisation. 3.3.3 Boues vers épandage et coûts associés Suite à l’introduction des spécifications des boues à être digérées, les quantités à être épandues sont alors calculées. Les résultats sont exposés au niveau du tableau 3.9. Il est observable ainsi l’effet de la minimalisation sur ces débits de boues envoyés ver sa disposition finale ; Le taux de réduction des matières à épandre coïncide avec le taux de réduction des boues à la sortie du système épuratoire (figure 3.1). Cela fait preuve de la bonne transposition des données du premier logiciel au deuxième ainsi que de la bonne reproductivité des modélisations effectuée avec le deuxième logiciel. 8 9 10 11 12 13 14 15 0% 20% 40% 60% 80% 100% Coût d'O&E ($/t de boues) Taux de minimalisation des boues Municipalité 1 municipalité 2 municipalité 3 municipalité 4 70 Tableau 3.9 Débit de boues vers épandage en fonction du taux de minimalisation. Taux de minimalisation Débits de boues à épandre (t/hr) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 0 % 0,058 0,237 0,555 1,139 20 % 0,052 0,222 0,523 1,069 40 % 0,047 0,206 0,492 1,000 60 % 0,042 0,19 0,461 0,933 80 % 0,037 0,175 0,430 0,864 100 % 0,032 0,159 0,397 0,794 Avec un coût d’épandage fixé au 3$/m3 plus le coût du loyer étant fixé en 250$/ha/an, et une densité fixée par la deuxième centrifugeuse, le coût annuel pour l’épandage suit alors les mêmes tendances que pour la réduction des boues (figure 3.1). Ainsi de forts taux de diminutions si comparés à une minimalisation nulle existent pour les coûts d’O&E liés à l’épandage de boues : 44,8%, 33%, 28,3% et 30.2% pour les municipalités 1, 2, 3 et 4 respectivement. 3.3.4 Bilan énergétique Le Bilan énergétique est composé par; la chaleur et l’électricité requises et par la production énergétique liée à la méthanisation des boues. Le tableau 3.10 résume les données obtenues pour ces trois types d’énergie pour toutes les municipalités et tous les taux de minimalisation des boues en excès. Une diminution est ainsi observable à chaque fois que le taux de minimalisation augmente. Cela dû à la diminution du débit à être traité. Une augmentation est aussi observable à chaque fois que la taille de la municipalité augmente, cela dû aussi à l’augmentation du débit à être traité. 71 Tableau 3.10 Bilan énergétique Taux de minimalisation Chaleur requise (kWth) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 0 % 16 57 127 251 20 % 14 54 120 236 40 % 13 50 113 222 60 % 12 47 107 208 80 % 11 43 100 193 100 % 9 40 93 178 Taux de minimalisation Électricité requise (kWth) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 0 % 13 55 128 262 20 % 12 51 120 246 40 % 11 47 113 230 60 % 10 44 106 215 80 % 9 40 99 199 100 % 7 37 91 183 Taux de minimalisation Production issue de Biogaz (kWth) Municipalité 1 Municipalité 2 Municipalité 3 Municipalité 4 0 % 40 166 389 798 20 % 37 155 367 750 40 % 33 144 345 701 60 % 30 133 323 654 80 % 26 122 301 606 100 % 22 111 278 557 78 cas de la première municipalité et pour des taux de minimalisation inférieurs au 60% des boues en excès. Ainsi, la viabilité financière étant fortement liée aux PRI propre à chaque scénario : (i) Les viabilités financières des municipalités 2, 3 et 4 et avec une TMBA nul sont assurées avec des PRI de 8, 5 et 4 années respectivement. (ii) La viabilité financière pour la première municipalité dépend du TMBA, et une valeur de 60% est nécessaire pour obtenir un PRI inférieur à la durée de vie du projet (15 ans) et en assurer ainsi la viabilité. CONCLUSION L’évolution démographique ainsi que le développement des sociétés créent de nos jours d’un côté l’augmentation du besoin en énergies renouvelables mais simultanément de l’autre côté l’augmentation du besoin de réduction des sources polluantes. Dans le cas des boues d’épuration, sa minimalisation est fortement épandue même si ces boues sont aussi une potentielle source d’énergie renouvelable : le biogaz. Les boues d’épuration, une source de problèmes ou une source de solutions ? L’objectif principal de ce travail consistait en étudier les effets de la minimalisation des boues sur le procès de production de biogaz, la digestion anaérobique. La minimalisation étant fortement justifiée par deux caractéristiques : par sa capacité de réduire les boues envoyées vers sa disposition finale mais aussi par sa capacité de réduire fortement les coûts associés à cette élimination. Pour atteindre cet objectif principal une série d’étapes ont été nécessaires. La modélisation de plusieurs stations d’épuration, chacune avec un débit de conception différent, a permis d’évaluer les effets de la minimalisation sur la quantité et la qualité des boues produites dans chacune d’elles. Ces mêmes boues, en conservant ses propriétés qualitatives et quantitatives ont alors été introduites lors des simulations du procès digestif par DA. Cette deuxième modélisation a permis d’évaluer les effets des taux de minimalisation des boues activées sur la quantité et la qualité du biogaz produit. De plus cette première modélisation et simulation de la DA a aussi permis d’évaluer un facteur très important : un seule dimensionnement pour tous les TMBA différents. La deuxième modélisation et simulation de la DA a permis une analyse plus en profondeur des coûts associés ainsi que l’effet d’un dimensionnement différent pour chaque débit. Finalement, l’analyse financière a permis d’obtenir des tendances par rapport à la viabilité des projets face aux variations des taux de minimalisation des boues activées. Les tendances obtenues au niveau des PRI coïncident avec la théorie de centralisation : la centralisation prédit une diminution des coûts d’O&E et donc une diminution des PRI. Les tendances obtenus au niveau des deux simulations des DA coïncident pleinement 80 avec la théorie des DA en série : l’installation de DA en série prédit une optimisation de la production de biogaz. En reprenant la problématique, la démarche suivie a permis l’acquisition des informations nécessaires, l’analyse de cette information et son exploitation pour pouvoir travailler en l’obtention d’une conclusion raisonnée. Ainsi, la minimalisation des boues pour assurer une viabilité financière n’est que justifié pour les systèmes décentralisé. Dans le cas des systèmes centralisés, la minimalisation n’est plus nécessaire pour assurer la viabilité financière mais aide faiblement à augmenter les revenus en réduisant les coûts d’épandage. Par rapport à la production d’une énergie renouvelable les résultats obtenus montrent que celle-ci dépend fortement de la minimalisation mais aussi du dimensionnement des unités. Ainsi dans le cas d’un dimensionnement unique et répondant aux besoins du cas de minimalisation nulle, le contrôle du TRB par la recirculation en tête au DA permet de : réduire fortement les boues à épandre grâce à la minimalisation tout en assurant une réduction minime de la production de biogaz. Par contre, dans le cas d’un dimensionnement conceptualisé pour chaque valeur du TMBA l’effet sur la production de biogaz n’est plus négligeable et de fortes réductions en sont engendrées à chaque augmentation du TMBA. Finalement, la minimalisation se présente comme une bonne solution pour la réduction des boues envoyées vers sa disposition finale mais aussi possède un grand effet sur la production énergétique par DA si le dimensionnement est mal choisi. Par manque de données réelles, les coûts associés à la minimalisation n’ont pu être tenu en compte. Il aurait pu s’avérer intéressant l’étude de l’installation de systèmes d’optimisation de la production de biogaz. La conclusion ainsi que les tendances obtenues restent valables que dans le cadre hypothétique maintenu tout au long des simulations. Il s’avèrerait intéressant, et afin de valider l’étude théorique, la réalisation d’une prochaine approche plus pratique. Dans ce cas les aspects économique et règlementaire seraient plus spécifiques à chaque station. ANNEXE I SPÉCIFICATIONS DU MODÈLE ÉCONOMIQUE DES UNITÉS Tableau A-I Spécifications pour le modèle économique des unités du système digestif Constantes du modèle économique Valeurs Unités Centrifugeuse  IR 225 000 $  CR 0,6 t/h  ME 0,75 -  OER 2,5 $/t Biofiltre  IR 160 000 $  CR 765 Nm3/h  ME 0,4 -  OER 0,001 $/Nm3 Torchère type bougie  IR 60 000 $  CR 250 Nm3/h  ME 0,8 -  OER 0,001 $/Nm3 Digesteur Anaérobique  IR 1 400 000 $  CR 1 500 m3  ME 0,7 -  OER 0,015 $/m3h Épandage  IR 35 000 $  CR 100 m3  ME 0,6 -  OER 0 $/m3h ANNEXE II SPÉCIFICATIONS FINANCIÈRES Tableau A-II Paramètres financiers et du financement. Paramètre financier Valeur Unité Année de départ du projet 2014 année Durée de vie du projet 15 ans Terrain 0,00 $ Bâtiment technique 0,00 $ Amortissement des immobilisations 75,00 % Taux d'imposition 30,00 % Début effectif du projet 6 mois Taux d'inflation annuel 3,00 % Taux de contingence 5,00 % Taux d'indexation des combustibles 5,00 % Taux d'actualisation 8,00 % Valeur du CO2 sur le marché 0,00 $/t Prix d'achat de chaleur 0,06 $/kWhth Prix d'achat d'électricité 0,06 $/kWhth Prix de vente de biogaz 0,16 $/kWhth Financement Valeur Unité Subventions publics 25,00 % Capitaux investis initialement 200.000 $ Durée de l’emprunt 15 ans Taux d’intérêt sur l’emprunt 7,50 % LISTE DE RÉFÉRENCES BIBLIOGRAPHIQUES Adu-Gyamfi, Nicholas, Sreenivas Rao Ravella et Phil J. Hobbs. 2012. « Optimizing anaerobic digestion by selection of the immobilizing surface for enhanced methane production ». Bioresource Technology, vol. 120, p. 248-255. 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