Soutenance mémoire
Evaporation/Evapotranspiration
Description On appelle évapotranspiration le phénomène combiné de perte d’eau par transpiration et par évaporation directe de l’eau du sol et des surfaces d’eau libre. Il correspond au phénomène physique du passage de l’eau de l’état liquide à l’état gazeux dans les conditions naturelles. Il dépend donc de la disponibilité de l’eau au niveau d’une culture et il nécessite une importante quantité d’énergie puisqu’il faut fournir 2,46·103 Joules pour faire passer 1 kg d’eau de l’état liquide à l’état vapeur à la pression atmosphérique. Dans le cadre des CSD non recouverts par une couverture végétale, la contribution de la transpiration des plantes à l’évapotranspiration est négligeable. L’évapotranspiration comme les précipitations s’évalue en hauteur d’eau équivalente (rappelons que 1 mm d’eau correspond à 1 l par m² soit 10 m3 par ha) sur une période donnée. On distingue plusieurs termes :
-L’évapotranspiration potentielle (ETP) dont la notion a été introduite par Thornthwaite et Holzman (1942). Selon eux, l’évapotranspiration potentielle correspond à la perte en eau par évaporation directe de l’eau par transpiration du couvert végétal dense bien développé, en pleine croissance et surtout bien alimenté en eau. On sait maintenant que seul le terme d’évapotranspiration potentielle a un sens physique et que la définition donnée pour l’ETP correspond en fait à l’évapotranspiration maximale de référence pour un couvert végétal donné. Elle ne dépend que des apports énergétiques : l’énergie solaire reçue, le déséquilibre hydrique entre l’atmosphère et la surface du sol, l’intensité des échanges entre l’air et la surface (fonction de la vitesse du vent).
-L’évapotranspiration réelle (ETR) correspond à la quantité d’eau réellement évapotranspirée dans les conditions naturelles. Elle dépend des conditions climatiques, de la disponibilité de l’eau à la surface et du type de végétation. Il n’est pas rare qu’elle atteigne plus de 70 % de la pluviométrie annuelle. C’est un terme difficile à mesurer et le bilan hydrique y est très sensible.
Ordres de grandeur Un certain nombre d’études scientifiques apportent des informations concernant les ordres de grandeurs de l’ETR sur des couvertures de CSD
Méthode appliquée au CSD
Pour les casiers de CSD il existe deux cas extrêmes : soit le casier est couvert, alors l’évapotranspiration se fait au niveau de la couverture, soit il est en exploitation et l’évapotranspiration a lieu au niveau des déchets (il y a évidemment des situations intermédiaires limitées dans le temps). Dans le premier cas, il convient d’utiliser une méthode de type Thornthwaite et Matter, où l’ETP est corrigée par un coefficient cultural dépendant de la végétation (soit la couverture est nue, soit elle est engazonnée). Le second cas est plus complexe, même si la transpiration est nulle (il n’y a pas de végétation). En effet, l’évaporation des déchets est un paramètre mal connu. On considère toujours que l’évapotranspiration réelle est une fraction de l’évapotranspiration potentielle. Le problème est qu’il existe peu de données relatives au facteur correctif à appliquer. Dans l’étude CEE (1985), Baptiste et Carré (1991) concluent que l’évapotranspiration potentielle de Penman surestime l’évapotranspiration réelle du milieu, mais ils retiennent la valeur d’ETP pour le bilan hydrique lorsque le stock d’eau des déchets est supérieur à la réserve utile, celleci étant de l’ordre de 50 mm. L’étude ANRED (1986) fournit une estimation du facteur correctif en utilisant la formule de Penman et des mesures in situ de l’ETR sur des sites de classe 1 en France (sites acceptants les déchets industriels spéciaux et les déchets hospitaliers). Les résultats révèlent une relative constance du rapport entre l’ETP et l’ETR pendant toute la période d’octobre à juin, celui-ci est de 0,406 avec un écart type de 0,005. Comme la température des déchets de surface est supérieure à celle d’un sol (en raison de la fermentation aérobie Cf. chapitre 3.3), Bendz et Bengtsson (1999) estiment que ce flux de chaleur peut entraîner une augmentation de 10 % de l’ETR. Pour résumer, l’évapotranspiration de déchets non couverts est inférieure à l’ETP. Des valeurs comprises d’ETRmax entre 0,4 et 0,7 fois l’ETP pourront être retenues en première approximation. Ce coefficient dépend des propriétés des couches de déchets de surface (types de déchets, teneur en eau et conductivité hydraulique des premiers décimètres de déchets, propriétés de réflexion de la lumière). Retenons que plus cette couche de surface sera aérée ou desséchée, plus la réduction de l’ETP sera forte. Plus l’épaisseur des déchets sera importante, plus l’effet de l’évapotranspiration sur la production de lixiviats sera limité.
Structuration des déchets
Le domaine constitué par les déchets d’un casier est hétérogène et anisotrope dans les plans horizontaux et verticaux. En raison des méthodes de dépôt et de compactage par couches, une forte stratification horizontale peut être observée. On peut considérer pour simplifier que l’anisotropie horizontale est négligeable devant l’anisotropie verticale. Ainsi, la variabilité spatiale d’une décharge peut être décrite en 1 dimension selon une échelle verticale (z). En plus de la variabilité spatiale, la géométrie interne d’un casier a aussi une variabilité temporelle, due aux processus de dégradation. La structure des déchets jeunes est grossière, mais au cours de la dégradation il y a tassement, la porosité diminue et la densité augmente. On observe une diminution de la perméabilité en fond de décharge (Bleiker et al., 1995).
La production de chaleur dans les déchets
Les réactions de dégradation biochimique dans les déchets produisent de la chaleur. On distingue deux types de réaction, les réactions aérobies qui produisent une grande quantité d’énergie thermique (460 kJ par mole d’oxygène consommé) et les réactions anaérobies qui en produisent beaucoup moins (40 kJ à 250 kJ par mole de méthane formé). 80 % de la chaleur disponible est produite par fermentation aérobie (Lanini et al., 1998). La phase aérobie est courte et a lieu lorsque le déchet est encore à l’air libre, et une fois recouvert jusqu’à ce que l’oxygène présent ait été consommé. Ensuite la biodégradation est anaérobie. Ainsi, on observe, après le dépôt des déchets, une montée brutale des températures due à la fermentation aérobie. En quelques semaines, un pic est atteint (jusqu’à 80 °C). Ensuite les températures baissent et se stabilisent (vers 50 °C en moyenne). La température est maintenue par fermentation anaérobie et sa valeur maximale à l’équilibre dépend essentiellement de l’épaisseur des déchets et de l’intensité de la phase aérobie. La répartition verticale des températures est contrôlée par les conditions aux limites en surface et en fond du casier. Les températures peuvent constituer un indice pour évaluer la distribution de l’activité biologique dans une décharge. Bien que la température idéale pour les bactéries méthanogènes mésophiles dans les déchets soit de 35 à 40 °C, la dégradation aérobie est possible à toute température comprise entre 0 et 97 °C. Pour les bactéries thermophiles, celle-ci est de 50 à 60 °C. On considère qu’au-delà de 70 °C, l’activité des micro-organismes est fortement réduite (Lanini, 1998). Au-delà, l’augmentation de température peut provoquer une baisse de production de biogaz ou la génération d’une combustion. Voici quelques ordres de grandeurs de températures observées dans des déchets :
– 40 à 60 °C (Lanini, 1998) ;
– 24 à 64 °C (Burrows et al., 1997) ;
– 22 à 62 °C (Zornberg et al., 1999) ;
– 70 °C en moins d’un an, puis 45-50°C plusieurs années ensuite (Yoshida et al., 1997) ;
– 60 à 70 °C au maximum dans des conditions anaérobies, jusqu’à 85 °C dans des conditions aérobies (Dach and Jager, 1995) ;
– 15 à 75 °C (Houi et al., 1997) ;
– 80 °C pour des déchets de faible densité (Rees, 1980). Houi et al. (1997) ont établi les gradients suivants :
– gradient horizontal : 1-3 °C·m-1;
– gradient vertical : sommet (0- 5 m) : 33 +/- 4 °C, entre (5-15 m) : 55 +/- 5 °C, fond (15-20 m) : 44 +/- 6 °C.
La température des gaz atteint très vite 70 °C durant le remplissage. Après plusieurs mois elle tend vers 40-50 °C puis, au bout de 5 à 6 ans, elle se stabilise autour de 25 à 35 °C (Yoshida et al., 1997). Dans le site de Tokyo (35 m d’épaisseur de déchets) les températures maximales sont obtenues vers 20 m de profondeur (70 °C), les températures du fond sont supérieures à celle de la surface. Il est supposé que 70-80 °C sont les températures maximales observables, car au-delà il y destruction des micro-organismes (Lanini, 1998).
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Table des matières
Introduction générale
CHAPITRE A : Etude bibliographique
1. Introduction
2. Les différents termes du bilan hydrique de centres de stockage de déchets
2.1. Pluviométrie
2.2. Ruissellement
2.2.1. Descriptif
2.2.2. Ordres de grandeur
2.2.3. Facteurs de variation
2.2.4. Méthodes de calcul
2.2.5. Conclusion sur le ruissellement
2.3. Evaporation/Evapotranspiration
2.3.1. Description
2.3.2. Ordres de grandeur
2.3.3. Méthodes de calcul de l’ETP
2.3.4. Le passage de l’ETP à l’ETR
2.4. Volumes de lixiviats
2.5. Biogaz
2.5.1. Description
2.5.2. Ordres de grandeur
2.5.3. Pertes en eau liées au biogaz
2.6. Production et consommation biochimique
3. Les propriétés des déchets
3.1. Caractéristiques physiques
3.1.1. Structuration des déchets
3.1.2. Densité
3.1.3. Porosité
3.1.4. Tassement
3.2. Caractéristiques hydrauliques
3.2.1. Capacité d’absorption et de relargage
3.2.2. Teneur en eau initiale
3.2.3. Teneur en eau maximale
3.2.4. Capacité au champ
3.2.5. Teneur en eau minimale
3.2.6. Perméabilité
3.2.7. Macroporosité et écoulements préférentiels
3.3. Caractéristiques thermiques des déchets
3.3.1. La production de chaleur dans les déchets
3.3.2. Les différents modes de transport de l’énergie thermique
3.3.3. Equation de la chaleur
3.4. Relations Biogaz/Lixiviat
4. Etude de modèles existants
4.1. Les modèles globaux
4.1.1. HELP (Hydrological Evaluation of Landfill Performance)
4.1.2. MOBYDEC (Modèle global de Bilan Hydrique de Décharge)
4.1.3. FILL (Flow Investigation for Landfill Leachate)
4.1.4. BHS (Bilan hydrique simplifié) à deux réservoirs
4.2. Autres modèles
4.3. Modèles d’infiltration à travers la couverture
4.4. Conclusion
5. Conclusion : démarche adoptée pour l’étude expérimentale sur site
CHAPITRE B : Etude expérimentale du site
1 Présentation du site expérimental
1.1 Cadre réglementaire et structure d’un casier type
1.1.1 Cadre réglementaire
1.1.2 Structure d’un casier type
1.2 Situation géographique et climat
1.3 Contexte géologique et hydrogéologique
1.4 Disposition des aménagements
2 Instrumentation
2.1 Mesures à l’intérieur de la décharge et de la couverture
2.1.1 Mesure de la teneur en eau dans les déchets
2.1.2 Mesure de la teneur en eau dans la couverture
2.1.3 Mesure de température
2.1.4 Pompage des lixiviats
2.1.5 Mesure de niveau
2.2 Mesures sur le site
2.2.1 Station météo
2.2.2 Mesure du ruissellement
2.2.3 Les lysimètres
2.3 Disposition de l’instrumentation
3 Synthèse
3.1 Réflexion sur les pas de temps utilisé
3.2 Conclusions de l’étude expérimentale sur site
CHAPITRE C : Résultats expérimentaux
1 Les paramètres atmosphériques
1.1 Pluviométrie et évapotranspiration
1.2 Evaporation : le cas des déchets en surface
2 Le comportement de la couverture
2.1 La teneur en eau de la couverture : variation de stock
2.2 Le ruissellement
3 Le comportement des déchets
3.1 Disposition des thermocouples et des sondes d’humidité
3.2 Evolution de la température des déchets
3.2.1 Profil vertical de température
3.2.2 Conditions limites
3.2.3 Synthèse des données de températures
3.3 Evolution de l’humidité des déchets
3.3.1 Présentation générale
3.3.2 Relation avec les variations de niveau de lixiviat
3.4 Le pompage des lixiviats
4 Conclusion
CHAPITRE D : Modélisation
1 Comparaison de HELP et Mobydec
1.1 Introduction
1.2 Formules rapides
1.3 Protocole de test
1.3.1 Données sources et caractéristiques des sites
1.3.2 Paramètres
1.4 Résultats et analyses
1.4.1 Données de site : St-Fraimbault
1.4.2 Données réelles à long terme : HELP/ Orgeval
1.4.3 Etude de sensibilité
1.4.4 Comparaison des méthodes de calcul du ruissellement
1.5 Conclusions
2 Modélisation des transferts de chaleur et d’humidité
2.1 Hypothèses et définition du modèle
2.2 Transfert de chaleur en milieu poreux
2.2.1 Définition du système modélisé et des conditions limites et initiales
2.2.2 Mise en équation
2.2.3 Critère de stabilité de la résolution
2.2.4 Module de production de chaleur
2.2.5 Organigramme du modèle
2.2.6 Étude du modèle : comparaison avec les données de site
2.3 Modélisation des transferts couplés de chaleur et d’humidité
2.3.1 Hypothèses de la modélisation
2.3.2 Définition du système modélisé et des conditions aux limites et initiales
2.3.3 Mise en équation et résolution numérique de l’équation de transfert de l’eau
2.3.4 Description des différents modules
2.3.5 Résultats de la simulation de la teneur en eau en fond de casier
2.3.6 Réflexion sur les conditions de stabilité
2.3.7 Analyse de sensibilité
2.4 Comparaison avec HELP et Mobydec
2.4.1 Paramètres utilisés par les modèles
2.4.2 Comparaison de Mobydec et du modèle couplé
2.4.3 Comparaison de HELP et du modèle couplé
2.5 Conclusions
Conclusion générale
Références bibliographiques
Annexes
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