EVALUATION DE LA BIOFILTRATION POUR LE TRAITEMENT DES EMISSIONS ATMOSPHERIQUES DE TUNNEL ROUTIER
Projet BIOTAIR du programme CORTEA
Juillet 2014
Étude réalisée pour le compte de l'ADEME par : CNRS-Délégation Rhône Auvergne et PHYTORESTORE N° de contrat : 1162c0010
Coordination technique ADEME : GALSOMIES Laurence – Direction\Service : VANVES DVTD SEQA
RAPPORT D'ETUDE
En partenariat avec :
Juillet 2014
REMERCIEMENTS
Le projet BIOTAIR soutenu par l’ADEME a été sélectionné dans le cadre du programme CORTEA (Appel à projets de recherche, édition 2011). Les membres du comité de pilotage de cette étude et les personnes qui ont participé à la relecture du rapport d’étude sont remerciés : Pauline BARBE (CEREMA Dter IDF) Cyrille BERNAGAUD (CETU) Olivier BOROT (Phytorestore) Manuel BOUQUET (CEREMA Dter IDF) Philippe BRANCHU (CEREMA Dter IDF) Jean-François BURKHART (CETU) Fréderic FAUGIER (Axima Seitha) Alexandra FRESNEAU (Phytorestore) Laurence GALSOMIES (ADEME) en charge du pilotage de l’étude dans le cadre du programme CORTEA Blandine GOUSSEBAYLE (Phytorestore) Jean-Philippe GRAND (CETU) Tiphaine LE PRIOL (CEREMA Dter IDF) Daniel MULLER (Ecologie Microbienne de Lyon) Christelle NEAUD (CEREMA Dter IDF) Jean-François PETIT (CEREMA Dter IDF) en charge de la coordination de l’étude Bruno VIDAL (CETU)
CITATION DE CE RAPPORT
ADEME. J-F. PETIT, T. LE PRIOL, M. BOUQUET, P. BARBE, C. BERNAGAUD, B. VIDAL, O. BOROT, D. MULLER, F. FAUGIER. 2014. Évaluation de la BIOfiltration pour le TrAItement des émissions atmosphériques de tunnel Routier – Projet BIOTAIR du programme CORTEA. Rapport d’étude, convention ADEME n°1162c0010, 151 pages.
Cet ouvrage est disponible en ligne www.ademe.fr, rubrique Médiathèque (URL)
En français :
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TABLE DES MATIERES
Résumé ...... 4 Abstract ...... 6 1. Contexte du projet ...... 8 2. État de l'art des connaissances relatives à la biofiltration ...... 8 3. Site pilote ...... 14 4. Méthodologie pour l’évaluation du traitement de l’air ...... 19 5. Conditions rencontrées lors des campagnes de mesure ...... 25 6. Résultats des mesures et calculs des abattements par polluant ...... 32 7. Suivi de l’eau ...... 57 8. Suivi de la qualité chimique des sols ...... 69 9. Suivi microbiologique des biofiltres ...... 79 10. Analyse du cycle de vie ...... 85 11. Conclusion générale ...... 99 12. Références bibliographiques ...... 101 13. Index des tableaux et figures ...... 104 14. Lexique ...... 110 15. Sigles et acronymes ...... 111 16. Annexes ...... 113
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Résumé Le projet BIOTAIR consiste à évaluer l’efficacité et la pérennité de la biofiltration pour le traitement d’effluents atmosphériques routiers. A cet effet, trois dispositifs pilotes de traitement par biofiltration, d'échelle réduite, ont été installés à Thiais. Deux sont alimentés par un flux d’air extrait du tunnel routier Guy Môquet situé sur l'A86. Ces deux biofiltres ont pour épaisseur de substrat respectives 50 et 100 cm. Le troisième biofiltre, non alimenté en air vicié, fait office de témoin du développement « normal » d'un biofiltre. L'expérimentation, dans sa phase mesures in situ, s'est déroulée durant 18 mois, de novembre 2012 à avril 2014, ceci dans le but de juger de l’efficacité du procédé sur plus d’un cycle météorologique et de disposer d’une durée suffisante permettant d’émettre quelques premières hypothèses quant à la tenue et au maintien dans le temps des performances épuratoires. Durant cette période, quatre campagnes ont été réalisées pour mesurer entre l’amont et l’aval des biofiltres l’abattement de différents polluants atmosphériques (oxydes d'azote, particules, benzène, toluène, éthylbenzène, xylène (BTEX) et ammoniac) et observer l'évolution de la composition chimique de l’eau et des sols. Enfin, un suivi du développement de l’activité microbiologique a été mené grâce à l’analyse de l’ADN du sol par séquençage massif des ADN 16S. Ces résultats techniques sont complétés par une analyse du cycle de vie (ACV) dont l’objectif est de déterminer l’impact de la mise en place et de l’utilisation d’un tel procédé de traitement. Cette expérimentation, unique en son genre, a tout d’abord permis de faire des avancées importantes sur la mise en œuvre du procédé en lui-même. Il est apparu, en effet, au cours de celle-ci qu’une optimisation du procédé demeure envisageable. Ainsi, les nombreuses contraintes rencontrées lors de cette expérimentation sur la maîtrise des pertes de charges associées aux biofiltres permettent, désormais, d’affiner la formulation du substrat en la basant majoritairement sur de la pouzzolane au détriment du compost. Nous avons aussi pu constater que le choix de plantes, initialement très large, pourrait être réduit afin de ne conserver que les plantes présentant un bon compromis entre croissance, colonisation du milieu et survie. Ces données sont d’ores et déjà des informations capitales qui permettront dans le futur de mieux appréhender le dimensionnent de ce type d’ouvrage. En ce qui concerne les performances purement épuratoires du système, il convient de distinguer les deux biofiltres et les différentes familles de polluants observés. Pour les oxydes d’azote les résultats enregistrés sont très satisfaisants sur le NO2 pour le BF100 (environ 80 % d’abattement moyen) et satisfaisants pour le BF50 (58 % d’abattement). Pour cette famille de polluants il semble que la taille du biofiltre doit être maximisée afin de permettre une dissolution dans l’eau la plus importante possible du NO2. Ces résultats doivent être rapprochés du suivi en nitrates opéré sur les eaux d’alimentation et de lessivage des biofiltres. Si la nitrification est une autre source de de NO2/NO3, les teneurs sont insignifiantes en NO2 et acceptables en NO3 compte-tenu qu’il y a peu de rejet d’eau dans le milieu naturel. Pour les particules, enjeux majeurs de la qualité de l’air en Ile de France et dont le trafic routier reste un très fort contributeur, les résultats sont tout à fait encourageants. Si les deux biofiltres ont présenté des résultats inquiétants au milieu de l’expérimentation, il faut remarquer que, lors de la dernière campagne, effectuée en plein pic de pollution aux particules en Ile de France, les résultats sont satisfaisants avec des rendements épuratoires, notamment les PM1 (qui représentent plus de 85 % de la fraction massique en amont) supérieurs à 80 %. Sans pouvoir anticiper sur une « espérance de vie » théorique du biofiltre on peut penser, qu’après 18 mois de fonctionnement, l’ouvrage joue toujours son rôle de filtre mécanique, et que l’encrassement et le colmatage des filtres qui entraîneraient d’importantes pertes de charge n’ont pas été observés. Les faibles quantités de particules, transférées de la phase gazeuse aux phases liquides ou solides (quelques µg/m3 d’air) semblent permettre d’envisager une durée de vie du biofiltre étendue. Pour l’Ammoniac, les rendements obtenus lors de cette expérimentation sont aussi très probants. Pour ce polluant les rendements globaux sur l’expérimentation sont de plus de 65 % pour le BF100 et de plus de 83 % pour le BF50. Il faut remarquer que, pour ce polluant, les résultats ont été assez dépendants du point de mesure. Enfin, pour les BTEX les rendements globaux moyennés sur les 4 campagnes sont tout à fait corrects. Ils varient de 41 % pour la moyenne des BTEX sur le BF50 à 64 % pour le BF100. Le suivi du compartiment solide, effectué par des carottages successifs des sols puis des analyses de laboratoire, n’a pas dégagé de tendances fortes tendant à démontrer un enrichissement des biofiltres en polluants. Ainsi, pour les hydrocarbures totaux les biofiltres exposés à l’air vicié du tunnel ont suivi un profil d’évolution comparable à celui du biofiltre témoin. Les conditions extérieures (météorologie et dépôts atmosphériques) semblent avoir un impact nettement plus marquant sur le sol que l’apport d’air vicié du tunnel. La concentration en métaux, est restée, elle, quasiment stable tout au long de l’expérimentation. Il semble que pour les HAP un léger enrichissement des sols soit constaté. Cependant, celui-ci demeure marginal et ne peut pas être considéré comme une dégradation importante de la qualité du substrat. Le suivi de la composition des communautés microbiennes des biofiltres effectué lors de l’expérimentation permet de dégager quelques informations importantes. Tous facteurs confondus (périodes d’échantillonnage, biofiltre, profondeur) le temps de prélèvement (saison) est le facteur principal influençant la structuration des communautés bactériennes.
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Par contre, lorsqu’on se focalise à une campagne donnée, les communautés microbiennes se structurent en fonction du type de biofiltre et de la profondeur d’échantillonnage. Parmi les espèces ou genres microbiens impactant le plus les différences entre communautés des biofiltres alimentés en air vicié et du biofiltre témoin, l’on retrouve majoritairement des espèces connues pour avoir des activités de bio-remédiation. Enfin, l’analyse du cycle de vie (ACV), réalisée pendant cette expérimentation, a permis d’identifier que la consommation d’électricité du ventilateur était particulièrement impactante pour les deux systèmes. L’impact de la consommation de ressources minérales (cuivre, acier) pour la fabrication des équipements annexes (ventilateur, gaines) est également notable. Le BF100 semble présenter un impact environnemental supérieur au BF50, essentiellement en raison d’une consommation électrique du ventilateur accrue par l'épaisseur du substrat à traverser. Notons que le BF100 est apparu comme plus efficace en terme d'abattement de pollution mais ceci ne compense pas la consommation électrique supplémentaire nécessaire au fonctionnement du ventilateur. Il est à signaler que cette ACV repose, pour certaines données, sur des hypothèses et estimations, et que ces conclusions doivent être interprétées avec précaution. De plus, celle-ci doit être remise dans un contexte plus général de comparaison avec d’autres techniques de traitement d'air dont on ne peut préjuger de leurs impacts. Toutes ces données expérimentales autorisent à conclure que la biofiltration, sujet de la présente étude, présente une réelle capacité épuratoire des polluants atmosphériques issus du trafic routier qu’il convient d’améliorer par une optimisation de la mise en œuvre.
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Abstract The BIOTAIR project is to assess the effectiveness and sustainability of biofiltration for the treatment of road airborne effluents. For that purpose, three units pilot treatment of biofiltration, all of them in reduced scale, have been installed in Thiais. Both of them are supplied by a air flow extracted from the tunnel Guy Môquet (highway A86). These two biofilters have two different substrate thickness (50 and 100 cm). The third biofilter, not supplied with stale air, is a witness in order to follow " the normal" development of a biofilter. The experimentation, for the part with the field tests, took place during 18 months, from November 2012 to April 2014, in order to judge the effectiveness of the process over a weather cycle and to dispose of sufficient duration for transmitting first few assumptions about durability and the keeping of the purification performances over the time. During this period, four campaigns have been conducted in order to measure between the upstream and the downstream of biofilters the abatement of various air pollutants (nitrogen oxides, particulates, Benzene, Toluene Ethylbenzene Xylene (BTEX) and ammonia) and also to observe changes in the chemical composition of the water and soil. Moreover a monitoring of microbiological activity development was conducted through analysis of DNA from the soil by massive sequencing of 16S DNA. These technical results are complemented by a Life Cycle Analysis (LCA), which aims to determine impact of the development and use of such treatment process. First of all, this unique experiment has allowed to make significant progress on the implementation of process itself. In fact it appeared during this study that some optimizations remains possible. Thus, the many constraints during this experiment on the control of pressure losses associated with biofilters allow henceforth to refine the formulation of the substrate mainly based on pozzolan at the expense of the compost. We also found that the very wide large choice of plants initially made, could be reduced to only keep the plants with a good balance between growth, colonization of environment and survival. These data are already vital information that will allow in the future to better understand the dimensions of this type of structure Regarding exclusively the purification performance of the system it is necessary to distinguish the two biofilters and the different families of observed pollutants. For nitrogen oxides we recorded very satisfactory results on NO2 for BF100 (about 80 % average reduction) and satisfactory for the BF50 (58 % abatement). For this family of pollutants it appears that the size of the biofilter must be maximized to allow the largest possible dissolution of NO2 in water. These results must be compares with the follow up on nitrates done on the water used to supply and leach the biofilters. If nitrification is another source of NO2 / NO3, levels are insignificant for NO2 and acceptable for the NO3 if we consider that there are few water discharge into the natural environment. For particles, major challenge of air quality in the Ile de France and whose traffic remains a strong contributor, the results are quite encouraging. If both biofilters presented disturbing findings in the middle of the experiment, it should be noted that during the last campaign carried out in full peak of pollution of particles Ile de France, the results are satisfactory with purifying efficiency, including on PM1 representing over 85 % of the mass fraction upstream, above 80 %. Without being able to anticipate a theoretical "life expectancy" of the biofilter one might think that after 18 months of operation, the structure still plays a role of mechanical filter, and fouling and clogging of filters that lead to significant load losses were not observed. The small quantities of particles, transferred from the gas phase to the liquid or solid phase (a few mg / m3 of air) appears to allow to consider a lifetime extended biofilter. For ammonia, the performance obtained in this experiment are also very convincing. For this pollutant the overall return on experimentation is over 65% for the BF100 and over 83 % for the BF50. Note that, for this pollutant, the results were enough dependent on the measurement point. Finally, for the BTEX the overall performances averages during for the four campaigns are quite correct. They vary from 41 % for BTEX on the BF50 to 64 % for the BF100. The monitoring of the solid compartment performed by successive drill and laboratory analysis, did not generate any strong trends showing an enrichment of biofilters in pollutants. Thus, if we consider the total hydrocarbons the biofilters exposed to contaminated air coming from the tunnel showed a development comparable to the control biofilter. The external conditions (meteorology and atmospheric deposition) seem to have a much more prominent impact on the soil that the air quality coming from the tunnel. The concentration of metals, was almost stable throughout the experiment. It seems that for PAHs a slight soil enrichment was found. However, it remains negligible and can not be considered like a significant deterioration of the substrate quality. The Monitoring of the composition of microbial communities biofilters performed during the experiment reveals some important information. If we consider all factors (sampling periods, biofilter, depth) it appears that the sampling time (season) is main factor influencing the structure of bacterial communities. However, when we focus on a particular campaign, microbial communities are structured according to the type of biofilter, sampling and depth. Among the species or microbial genera with the more important impact on communities between the biofilters supplied with air
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coming from the tunnel and the "witness" biofilter we mostly find of the species known to have bio-remediation activities. Finally, the Life Cycle Analysis (LCA) conducted during this experiment has identified that the power consumption of fan has a major impact for both biofilters. The impact of consumption of mineral resources (copper, steel) for the manufacture of auxiliary equipment (fans, ducts) is also notable. The BF100 appears to have a more important environmental impact than the BF50, mainly due to increased power consumption of fan by the thickness of the substrate to cross. We note that the BF100 has emerged in terms of reduction of pollution as more effective but this fact does not compensate the additional power consumption for fan operation. It should be noted that this LCA is based, for some data, on assumptions and estimates, and that its findings should be interpreted with caution. In addition, it must be delivered in a more general context of comparison with other air treatment techniques of which we can not prejudge their impacts. All these experimental data allow to conclude that the biofiltration, topic of this present study, presents a real capacity for treatment of air pollutants from road traffic and should be improved by optimizing implementation.
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1. Contexte du projet Le présent document constitue le rapport final du projet BIOTAIR (BIOfiltration végétalisée pour le Traitement de l'AIR). Ce projet retenu par l'ADEME dans le cadre des appels à projet CORTEA (Connaissances, Réduction à la source et Traitement des Émissions dans l'Air) a fait l’objet de la convention ADEME n°1162c0010. Le projet BIOTAIR a pour objectif d'évaluer l'efficacité de la biofiltration, un principe de traitement appliqué dans cette étude aux effluents atmosphériques ayant pour origine le transport routier. Cette évaluation est basée sur des installations pilotes à échelle réduite pour traiter l'air extrait d'un tunnel routier en région Île-de-France. La mise en œuvre pratique des dispositifs pilotes, en plus d'estimer la capacité d'épuration, a aussi permis de tester la faisabilité à plus grande échelle en identifiant les contraintes réelles d'exploitation. Le travail d'évaluation a été complété par une analyse de cycle de vie afin d'appréhender l'ensemble des problématiques environnementales.
Ce travail de recherche a été réalisé grâce aux organismes suivants : - la Direction Territoriale Île-de-France du Centre d’Études et d'Expertise sur les Risques l'Aménagement, la Mobilité et l'Environnement (CEREMA Dter Ile-de-France), - le laboratoire d’Écologie Microbienne, Université Claude Bernard Lyon 1, - le Centre d'études des tunnels (CETU), - la société Phytorestore, - La société Axima Seitha.
Ce document fait le point sur : - un état de l'art des connaissances relatives à la biofiltration, - le site pilote servant de support à l'expérimentation du biofiltre, - la méthodologie mise en œuvre pour l'évaluation du dispositif et notamment l'ensemble du protocole de mesure retenu, - les conditions rencontrées lors des campagnes de mesures, - les résultats concernant les concentrations atmosphériques en aval et en amont du biofiltre, - les résultats concernant l'eau et les sols, - les résultats concernant le suivi microbiologique, - les résultats de l'analyse du cycle de vie du dispositif, - une conclusion précisant les avantages et inconvénients du dispositif.
2. État de l'art des connaissances relatives à la biofiltration
2.1. Historique
La biofiltration est utilisée depuis plus d'un siècle dans le traitement des composés toxiques, plus particulièrement pour ceux dont la concentration est élevée [1]. En 1941, les Allemands ont été parmi les premiers à obtenir un brevet pour cette technologie [2]. Ce procédé a connu entre 1960 et 1990 un développement important. La première voie explorée fut celle du traitement des eaux usées. En 1963, les biofiltres se sont avérés efficaces en Californie pour le traitement par les plantes d’odeurs issues d’eau usées [3]. En 1977, le premier biofiltre sol a ensuite été établi en Allemagne pour le traitement de déchets gazeux organiques [4]. Puis en 1987, il a été découvert que l’élimination des odeurs grâce à la biofiltration était due à la biodégradation. L’application de la biofiltration dans le traitement de l’air pour réduire les mauvaises odeurs issues de stations d’épuration ([5], [6], [7]) s’est alors amplifiée, ce qui a conduit à la multiplication des recherches pour différents supports filtrants [8].
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2.2. Principe de la biofiltration L’air traverse un substrat organique ou minéral qui estconstitué par un lit poreux. Ce mélange de cultures est favorable au développementdes plantes et aussi pour la fixation de nombreux micro-organismes ce qui conduit à la formation d'un biofilm qui participe à la dégradation des polluants. Le traitement débute par le passage des effluents gazeux dans la phase aqueuse de la rhizosphère ce qui augmente la solubilité des gaz et donc leur dégradation. Les polluants sont alors absorbés par le biofilm à la surface des racines des plantes, puis dégradés en dioxyde de carbone, eau et divers sous-produits variés. Le biofilm créé dans un biofiltre végétalisé est la composante déterminante du système car il amène à la biodégradation des polluants [9]. Il correspond à la masse d’organismes qui croît à la surface du support solide. C’est le lieu où se déroule l’activité catabolique et la transformation des polluants en produits dégradés. Son épaisseur est influencée par plusieurs facteurs incluant le polluant (type, taux et flux), les matériaux utilisés pour le lit poreux et la configuration du système de traitement utilisé. L’activité de biodégradation est liée à l’épaisseur du biofilm. Cette épaisseur varie communément de 10 µm à 1 cm. Mais une moyenne de 1 mm d’épaisseur est communément observée [10]. Si le biofilm est trop épais, la diffusion des nutriments devient alors un facteur limitant [9]. Dans la littérature, différents modèles mathématiques ont décrit les profils pour le substrat, l’oxygène ainsi que les nutriments pénétrant dans le biofilm. Ceci facilite l’évaluation du facteur de performance pour ce dernier ([10], [11]). Les biofiltres végétalisés fonctionnent donc principalement grâce à des réactions biologiques dans la rhizosphère issues du métabolisme microbien, et aux polluants devenant source d’énergie et parfois source de carbone pour le métabolisme et la croissance. Avec des conditions optimales de fonctionnement, les micro-organismes biodégradent majoritairement les contaminants absorbés en dioxyde de carbone, et aussi en sel et en eau [12]. Le processus de dégradation biologique peut être écrit de la manière suivante [13] :
micro-organisme Polluants Organiques + O2 > CO2 + sel + H2O + chaleur + biomasse
Les contaminants sont captés lorsque l'air vicié passe à travers un lit poreux, un sol ou un compost. Les produits d’oxydation des contaminants tels que des oxydes, des gaz organiques (H2S, SO2, NH3, NOX) ou autres, sont du dioxyde de carbone (CO2), de l’eau (H2O), des sulfates et des nitrates. Les micro-organismes aérobies sont responsables de la biodégradation en présence d’oxygène. Il s’agit notamment de Pseudomonas , Alcaligenes, Sphingomonas, Rhodococcus, et de Mycobaterium. Ces micro-organismes sont connus pour leur capacité à dégrader les pesticides et les hydrocarbures, ainsi que les alcanes et les composés polyaromatiques. Des bactéries anaérobies peuvent également conduire à une dégradation en absence d’oxygène. Elles présentent un grand intérêt pour la recherche dans le cadre de la bioremédiation des polychlorobiphényles (PCB) présents dans les sédiments des rivières, la déchlorination des solvants comme le trichloroethylène (TCE) et le chloroforme. Des champignons ligninolytiques comme Phanaerochaete chrisosporim ont la possibilité de dégrader divers polluants extrêmement persistants et toxiques dans l’environnement. Citons encore les méthylotrophes, des bactéries aérobies qui croissent en utilisant du méthane comme source de carbone et d’énergie. Dans des conditions environnementales favorables, les techniques de biofiltration dépendent donc de la présence du « bon » micro-organisme qui a la capacité de dégrader le(s) contaminant(s) visé(s) (Tableau 1, [15] et [16]). Sachant que plus de 80 % des micro-organismes ne sont pas encore connus à ce jour, il reste donc beaucoup de recherche à entreprendre sur les interactions avec les micro-organismes dans les systèmes de traitement biologique [17]. Les biofiltres sont donc peu spécifiques à un contaminant particulier. Ils sont adaptés pour traiter une grande variété de polluants organiques et inorganiques. Ils sont fréquemment utilisés pour le traitement des odeurs et des composés organiques volatiles (COVs). C’est une technique efficace et économique pour l’épuration des COVs dans le cas de flux d’air importants (supérieurs à 1 000 m3/h) et de faibles concentrations (inférieures à 1 000 ppm de polluants) [11]. Les biofiltres ont par conséquent une variété d’applications assez étendue. Il y a notamment le traitement de composés parmi lesquels l’ammonium, les sulphides d’hydrogène, les mercaptans, les disulphides ou encore le propane, le butane, le styrène, les phénols, les chlorides éthylène, le méthanol, etc. Plusieurs expérimentations par des pilotes en biofiltration ont montré qu'au moins 60 parmi 189 hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) identifiés pouvaient être traités avec succès ([9], [10]). En Europe, plus de 600 industries chimiques utilisent des biofiltres pour désodoriser et traiter les COVs. Cette technique est appropriée pour traiter les effluents gazeux provenant de diverses origines (agroalimentaire, usines de déchets, industries de la papeterie et de la chimie), et même les émissions du trafic routier. Les biofiltres peuvent également être utilisés comme dernière étape des techniques conventionnelles (physico- chimiques) de traitement de l’air pour des polluants relâchés à faibles concentrations [18].
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Polluants Micro-organismes
Pseudomonas sp., Alcaligenes xylosoxidans, Cladosporium Benzène sphaeraspermum, Exophiala lecanii-comi, Phanerochaete chrysosporium
C C. sphaeraspermum, E. lecanii-comi, Tsukamurella, Pseudomonas, Styrène Sphingomonas, Xanthomonas, Exophiala jeanselmei
Acetinobacter sp., Pseudomonas putida, Pseudomonas pseudoalcaligenes, E. lecanii-comi, Scedosporium apiospermum, Corynebacterium jeikeium, C. Toluène nitrilophilus, Turicella oritidis, Pseudomonas mendocina, Sphingobacterium thalphophilum, Micrococcus lutens, Cladophalophoria sp.
Trichloroéthane Pseudomonas putida
Xylène Pseudomonas pseudoalcaligenes
Tableau 1 : Micro-organismes adaptés à la dégradation des COVs selon Delhomenie et Heitz [14].
2.3. Paramètres influents Les connaissances acquise sen microbiologie et par les expériences de biofiltration donnent un éclairage sur les paramètres les plus influents. Bien que le procédé de biofiltration soit en apparence simple, il met en jeu des processus qui dépendent de paramètres clefs comme la température, le pH, les pertes de charge, la teneur en humidité, la porosité du lit, les matériaux, le débit d’air, la disponibilité des nutriments, l’oxygène, la concentration de polluants entrant, la maintenance, le temps de résidence, les micro-organismes et le temps d’acclimatation [13].
2.3.1. Température Le flux d’air et la respiration des micro-organismes (mais dans une moindre mesure) chauffent le sol ce qui permet un fonctionnement satisfaisant du biofiltre même durant les saisons froides. Pour les gaz organiques, la température du sol ne doit pas excéder 50°C, qui est aussi la température proche de la limite maximum des bactéries thermophiles. Il est en effet recommandé dans la littérature une température de 35°C qui est proche de la température biologique de la majorité des micro-organismes. Une température plus élevée du sol limite l’adsorption physique des gaz organiques et inorganiques. Des températures trop élevées peuvent être contrôlées en pré-refroidissant l'air qui est à traiter par une injection d’eau ou en rafraîchissant le sol. Durant les périodes sèches, les sols avec trop de texture sont généralement peu efficaces et ont tendance à favoriser la formation de fissures [18].
2.3.2. pH Au-dessus ou en-dessous d’une certaine valeur du pH, l’activité des micro-organismes peut être sévèrement affectée. Les COVs contenant des hétéroatomes (S, O, N, P, Cl,…) sont convertis en produits acides qui tendent à réduire le pH dans le milieu [19], ce qui affecte les micro-organismes et cela cause des problèmes de corrosion des conduits [20]. Des observations similaires sur la dégradation des COVs ont été rapportées par divers auteurs ([10], [21]). En revanche, les biofiltres qui utilisent des bactéries acidophiles, pour dégrader par exemple les H2S, peuvent tolérer une baisse du pH [27]. A contrario, une étude menée sur le pH lors de la dégradation des BTEX a montré que la dégradation maximum était observée pour un pH entre 7,5 et 8,0. Enfin, pour la dégradation des alkylbenzènes le pH est entre 3,5 et 7,0 [28]. Pour optimiser le rendement du biofiltre, le pH doit donc généralement rester neutre. Pour y parvenir, certains auteurs de la littérature suggèrent l’insertion de matériel tampon dans le lit filtrant, par exemple du carbonate de calcium [22] ou de la dolomite [23]. Le pH peut aussi être contrôlé par une irrigation avec des solutions nutritives qui contiennent un tampon comme le Ca(OH)2, le NaOH [24], le NaHCO3 [25] ou l’urée [26].
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2.3.3. Teneur en humidité La teneur en humidité dans le lit filtrant est un facteur critique pour la performance du biofiltre car les micro-organismes ont besoin d’eau pour leur activité métabolique. Un niveau sub-optimal d’humidité entraîne un assèchement du lit et le développement de fissures ce qui créent des canaux et des court-circuits [10]. La privation d’eau pour les micro- organismes entraîne une réduction significative du taux de biodégradation. A l’inverse, un excès d’eau dans le filtre ne permet pas le transfert de l’oxygène et des composés hydrophobes dans le biofilm de surface limitant ainsi le transit des gaz à traiter.
2.3.4. Lit filtrant
Le lit du biofiltre constitue le cœur du processus de biofiltration car il apporte un support pour la croissance des micro- organismes. La littérature indique qu’un ajout de charbon actif conduirait à une amélioration de la capacité de dégradation [32], à l’élimination des composés hydrophobes et à un meilleur contrôle du changement de variations dans le filtre [33].
2.3.5. Débit d’air Selon la littérature, l’un des avantages majeurs des biofiltres est d’avoir un débit élevé d’air, entre 100 et 100 000 m3/h. Mais avec un débit trop important, le temps de résidence devient plus court ce qui conduit à une biodégradation incomplète. De plus, si le débit augmente trop le biofiltre peut se dessécher.
2.3.6. Pertes de charge Les pertes de charge dans un biofiltre peuvent amener à la canalisation de l’air dans le lit qui prend alors un chemin préférentiel, limitant les échanges de l'air avec l'ensemble du filtre. Les pertes de charge augmentent par ailleurs la puissance d’insufflation d’air nécessaire. Elles peuvent être aggravées par l'augmentation de l’humidité, la diminution de la taille des pores du lit filtrant et l’accumulation de la biomasse [29]. Le dimensionnement du biofiltre est évidemment déterminant. Plusieurs méthodes ont été développées pour le contrôler, adapter l'apport nutritif et éventuellement introduire de la biomasse prédateur ([30], [31]).
2.3.7. Concentration des polluants entrant La performance des biofiltres serait plus élevée pour des concentrations de polluants en dessous de 1 000 ppm. Une concentration plus élevée de polluants peut conduire à l’inhibition des micro-organismes présents dans le substrat ce qui ralentit alors leur activité. Des concentrations élevées peuvent également conduire à une insuffisance en oxygène disponible [34]. Avec un flux d'air à 30 ppm de toluène l'efficacité de traitement est de 99 %, mais seulement de 82 % si cette concentration est doublée [35].
2.3.8. Nutriments Les polluants introduits dans le biofiltre sont, en majeure partie, la source de carbone et d’énergie pour l’activité des micro-organismes. L’hydrogène et l’oxygène sont retrouvés dans l’air, dans le média de croissance et parfois dans les COVs. Les autres macronutriments (N, P, K et S) et les micronutriments (vitamines et métaux) sont partiellement apportés par les matériaux de filtration du biofiltre. Ces matériaux sont par exemple le compost qui est connu pour sa richesse en nutriments. Un déséquilibre des apports nutritifs (carences, intoxication…) peut perturber la composition du milieu et diminuer à long terme les performances du traitement.
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2.3.9. Oxygène L’oxygène joue un rôle vital dans la performance du biofiltre. Les recherches menées sur ses effets comme facteur limitant concernent souvent des cas très spécifiques dont la généralisation est limitée. Les expériences effectuées par Shareefdeen et al. (1997) sur l’utilisation d’un air enrichi en oxygène ont en effet montré qu’il s’agit bien d’un facteur limitant [36]. Dans une autre expérience, Deshusses et al. (1996) ont trouvé qu’il n’y avait aucune amélioration significative dans le traitement d’un mélange de méthyl isobutyl cétone et de méthyl isobutyl carbinol lorsque la concentration d’oxygène dans l’air est augmentée [37]. Il semble que l’oxygène affecterait particulièrement les biofiltres les plus peformants ou les biofiltres dont le biofilm est peu épais. En général dans la plupart des applications, les opérations en anaérobie sont à éviter à cause de la formation de composés odorants même dans des conditions de micro-anaérobie. Il est souvent inévitable d’opérer en milieu oxygéné dans les conditions environnementales [6]. Certaines études ont toutefois suggéré qu’en anaérobie fortuite dans des conditions de micro-environnement qui existent dans les biofiltres, il y aurait dégradation de polluants organiques. Un milieu anaérobie semble également permettre une meilleure dégradation des oxydes d’azote, tout en laissant possible la dégradation des composés organiques volatiles [36].
2.3.10. Temps de résidence Le temps de résidence a un impact significatif sur la performance de biodégradation du biofiltre [38]. Son augmentation peut permettre d’améliorer l’efficacité d’élimination. Dans la perspective d’améliorer la performance, le temps de résidence devrait être supérieur au temps nécessaire au processus de diffusion. La plupart des recherches suggèrent en particulier qu’un temps de résidence plus long apporterait un meilleur abattement des COVs ([19],[26],[39] et [40]). Cependant, un volume plus grand du lit filtrant est nécessaire pour y parvenir. La valeur du temps de résidence dépend par ailleurs de plusieurs autres paramètres dont la concentration en polluant, le niveau de biodégradabilité et l’espace disponible dans le lit [14].
2.3.11. Micro-organismes Les micro-organismes sont les catalyseurs de la biodégradation (Cf. chapitre 1.2). Les micro-organismes hétérotrophes (c'est-à-dire le plus souvent les bactéries et les fungi) ont été reconnus pour leur capacité de dégradation des COVs. Même si l’ajout de souches bactérienens spécifiques est possible plusieurs études se basent sur l’écosystème en place et les micro-organismes déjà présents ([26], [41]). Après une période d’acclimatation, les populations les plus résistantes aux gaz toxiques sont naturellement sélectionnées et une hiérarchie ainsi q’un équilibre des micro- organismes s’établissent naturellement.
2.3.12. Maintenance Le système de biofiltration requiert une maintenance périodique, spécialement durant le processus d’initiation. Un suivi du pourcentage d’humidité est particulièrement recommandé [2]. Les conditions climatiques extrêmes peuvent aussi affecter la performance du biofiltre. Durant les saisons de pluie et de neige, il est conseillé de surveiller l’excès d’eau ou de neige plus de deux fois par jour. L'ajout d’une couche de copeaux de bois à la surface du biofiltre peut prévenir la compaction lors de pluies importantes [13].
2.4. Résultats observés
2.4.1. Biofiltres conventionnels Les études ont montré de bons résultats jusqu’à présent aussi bien pour les polluants azotés que pour les composés organiques. En effet dans la littérature les performances mesurées sur l’ammoniac ([42], [43], [44], [45]) et les oxydes d’azotes ([46], [47]) sont supérieures à 90 %. L’ammoniac est un gaz malodorant notable. Ses émissions sont surtout liées aux procédés de compostage, aux industries de fertilisant, à la raffinerie de produits pétrochimiques, à l'industrie métallurgique, au secteur alimentaire, à l'industrie du papier et du textile, à l’élevage intensif de porcs ou encore à la
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production de volaille et de bétail ([49] et [50]). Plusieurs recherches indiquent que la biofiltration est particulièrement efficace pour le traitement de l’ammoniac même avec une faible concentration [48]. Pour les composés organiques volatils, le taux d’abattement qui avoisine les 80 % semble également satisfaisant mais diffère selon les COVs considérés [45]. En effet, l’efficacité de dégradation des polluants par biofiltration dépend à la fois de la solubilité du composé, de sa masse moléculaire, de sa structure, de ses capacités cataboliques et des conditions de fonctionnement de la communauté microbienne. Or, selon plusieurs de ces critères, les composés constituants la famille des COVs sont très différents. Ainsi, les rendements sont meilleurs pour les aromatiques que pour les aldéhydes. De même, les cétones sont plus faciles à dégrader que les hydrocarbures chlorés [51]. Ce dernier point vient toutefois d’être contredit dans le cadre d’un projet de recherche mené en collaboration par Rhodia et Phytorestore pour étudier la biodégradation des organochlorés en milieu aqueux [52]. Ce projet a effectivement permis de mettre en évidence les conditions permettant de favoriser les processus de biodégradation naturelle de ces substances et d’atteindre des rendements allant jusqu’à 95 % pour des substances pourtant jusqu’alors considérées comme peu biodégradables. Il a été observé qu’une flore bactérienne spécifique aux organochlorés s’est développée naturellement dans la rhizosphère. Cette expérience a prouvé que l’écosystème s’adapte au milieu auquel il est soumis et qu’une sélection naturelle des micro-organismes s’établit. Étant donnée la cinétique assez lente de ce processus, il est nécessaire que les expérimentations se fassent pendant une durée suffisante pour permettre une évolution du système. Des micro-organismes spécifiques tels que les champignons Paecilomyces variotii et Scedosporium apiospermum ont suscité des travaux de recherche vis-à-vis de leur efficacité pour le traitement des COVs. Pour le traitement du toluène dans un système de biofiltration faisant appel à ces deux champignons une capacité d’élimination a été récemment notée à 245 g/m3/h [53]. La biofiltration pourrait également s’avérer intéressante dans les cas des émissions particulaires. En effet, dans un premier temps, par simple effet mécanique, la biofiltration permet l’abattement des particules. Mais l’introduction dans le média de particules avec des niveaux élevées augmente le risque de colmatage du média filtrant [6]. Les particules peuvent aussi avoir un impact néfaste sur les micro-organismes. Une accumulation dans les mousses (premier niveau de la chaîne alimentaire dans le milieu) d’éléments traces métalliques peut effectivement modifier à long terme la distribution en masse et en nombre des populations microbiennes et affecter ainsi le rendement épuratoire du milieu [54]. Les résultats sont également satisfaisants pour le monoxyde de carbone, avec une dégradation à 85 % [55]. Sa présence dans l'atmosphère a néanmoins diminué considérablement ces dernières années avec les progrès technologiques réalisés sur les véhicules. Enfin, la biofiltration n’engendre pas de composées secondaires. Les risques sanitaires sont très faibles voire inexistants et les risques de prolifération microbienne sont limités. Les produits issus de la biodégradation ont plusieurs devenirs. Ils se diffusent en dehors du système quand la pression est assez importante. Leur molécule peut être dissoute dans l’eau après avoir été simplifiée au maximum, absorbée à la surface du support par les micro-organismes contribuant à la production de biomasse, ou simplement accumulée à la surface du support ou enfin absorbée dans le biofilm au même titre que toutes matières organiques. Les propriétés dépolluantes de la biofiltration présentées dans la littérature semblent ainsi idéales pour le traitement des émissions du trafic routier. Néanmoins, l’utilisation d’un milieu naturel à des fins techniques présente encore nombre d’incertitudes. La sensibilité et la réactivité du milieu filtrant face aux variations des conditions environnementales rendent effectivement complexes la prévision de l’évolution du système.
2.4.2. Evolution de la recherche sur les biofiltres
Oh et al. (2009) ont mené des recherches sur un mélange de matériaux absorbants contenant du compost [56]. Ce type de biofiltre a montré un avantage significatif dans l’efficacité d’élimination du toluène. Un système de biofiltre modifié a été proposé et évalué pour une meilleure performance que celle obtenue par un biofiltre conventionnel, sous des conditions expérimentales variées. Basé sur les résultats de Oh, un biofiltre modifié avec une colonne tampon remplie de MCM-41 (Mobile Crystalline Material-41) a été développé pour éliminer l’ammoniac [57]. Les résultats ont montré que le MCM-41 joue un rôle important dans l’atténuation de la fluctuation pour normaliser la concentration importante d’ammoniac. Alors que le charbon actif était jusqu'à présent le plus populaire et le plus absorbant des composés utilisé pour le traitement des odeurs, de goûts ou de colorations causés par la présence de polluants gazeux et liquides, le MCM-41 présente des avantages bien au-delà des attentes en matière d’absorption en comparaison au charbon actif. La performance du système de biofiltration modifié avec du MCM-41 a été plus stable que celle d'un système conventionnel. L’efficacité dépasse 98 % alors que pour un système de biofiltration conventionnel, le taux d’élimination relevé est de l'ordre de 60
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à 80 %. La colonne tampon contenant du MCM-41 a un potentiel élevé pour réduire le choc de chargement et apporte de manière stable un substrat pour les micro-organismes de la biofiltration. Enfin, de nouvelles souches microbiennes pourront être développées grâce à l’avancement de la technologie sur l’ADN recombinant. Elles pourront être utilisées pour la dégradation de polluants particuliers ou de mélanges de polluants dans un système de biofiltration pure, ce qui augmentera probablement dans un futur proche le rendement épuratoire des biofiltres.
3. Site pilote
3.1. Critères de sélection du site Pour disposer d’une source de trafic routier la plus représentative possible, le choix s’est porté sur une expérimentation par biofiltration effectuéeen captant de l'air en provenance d'un tunnel routier. En effet, un tunnel présente l'avantage d’isoler au mieux la source trafic des autres sources. Si une soixantaine de tunnels dans le monde font déjà l'objet d’installations de systèmes de traitement de l'air [58], aucun de ceux-ci ne repose sur un système de traitement par biofiltration. Les systèmes en place visent généralement le traitement des particules par des installations imposantes basées sur le principe de la filtration électrostatique. Le courant d'air à traiter est dévié dans un champ électrique qui permet d'attribuer une charge électrique aux particules puis de collecter ces dernières sur des plateaux portant une charge électrique opposée. Parmi la soixantaine de tunnels équipés de systèmes de filtration des particules, moins d'une dizaine sont en complément pourvus de systèmes permettant le traitement des gaz. Le traitement des gaz est le plus souvent réalisé à l'aide de charbon actif qui vise essentiellement à éliminer le dioxyde d'azote. Dans ce contexte, la biofiltration est une piste pour le traitement simultané des particules et des gaz. Le site d’implantation des pilotes de biofiltration a été choisi à partir des caractéristiques des principaux tunnels routiers d’Île-de-France ainsi que des contraintes liées à la mise en place et à l'exploitation normale du pilote. Pour cela, huit critères ont été fixés : - la disponibilité du tunnel durant la durée du projet (fonction du programme de rénovation des tunnels d’Île-de- France), - le volume de trafic et la pollution liée, - la géométrie (longueur, pente et nombre de voie) - l’espace disponible pour l’implantation du pilote, - les possibilités d’extraction de l’air vicié du tunnel, - l’accessibilité du site durant les phases d'installation et d’exploitation du pilote, - la desserte en eau, - la desserte en électricité, - la sécurité.
Au regard de ces critères, le tunnel Guy Môquet, situé à Thiais, a été retenu dans le cadre du projet BIOTAIR.
3.2. Le tunnel Guy Môquet Les pilotes de traitement de l’air sont installés au-dessus de la tranchée couverte Guy Môquet, sur la partie dite du « Trou au Renard », ouvrage situé sur l’A86. L’air vicié est extrait dans le tube nord, sens intérieur de l’A86 (sens Créteil-Versailles). L'ouvrage est long de 540 m avec une déclivité ascendante. Une conduite d’air existante mais inutilisée remonte jusqu’en surface permettant ainsi l’extraction d’air vicié en vue de l'alimentation des pilotes. En surface, à côté de la sortie d’air, un emplacement de 250 m² est disponible pour l’installation des biofiltres. Il est traversé en son milieu par un caniveau, de part et d’autre duquel une pente de 3 % facilite l’évacuation d’eau dans les biofiltres. Il est surplombé par un grand espace qui est idéal à l’implantation de réservoirs d’eau pour l'arrosage des biofiltres. Ce site est situé dans l’enceinte d’un complexe sportif, à coté d’un stade. Il est donc protégé par la clôture du stade. Par ailleurs, proche du site il y a une voie privée, qui est une impasse essentiellement emprunté par des riverains. Deux accès au site sont possibles :
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- par l’entrée principale du stade située à l’opposé du site, une voie piétonne fermée la nuit et protégée en journée par un gardien, - par l’accès routier prévu pour les pompiers, situé à côté du site et protégé par deux portails cadenassés.
D’après les données de comptage de la Direction des routes Île-de-France (DiRIF), le trafic dans le tunnel Guy Môquet en sens intérieur est en moyenne de 60 000 véh/jour, dont 5 % de poids lourds (entre septembre et décembre 2012).
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Figure 1 : Sur la carte : en rouge (1) la localisation du tunnel ; deux photos du site : en rouge (2) sur la photo aérienne la plate-forme destinée à accueillir l'expérimentation ; une vue (3) de la plate-forme
3.3. Présentation des biofiltres Trois pilotes de biofiltration sont mis en place. Deux pilotes (16 m2 chacun) sont alimentés à leur base par de l’air vicié extrait du tunnel et servent à évaluer l’efficacité du traitement par les plantes (Cf. Chapitre 3.4). L'un des deux présente une épaisseur de substrat de 50 cm désigné dans cette étude par BF50. Le second pilote a une épaisseur de substrat 2 de 100 cm et il est nommé BF100. Le troisième pilote (12 m ) est un biofiltre témoin car il n’est pas alimenté en air, mais il permet de rendre compte du développement naturel du biofiltre pour les analyses du sol, de l’eau et de la microbiologie. Un biofiltre se compose, du bas vers le haut, c'est-à-dire dans le sens de circulation de l’air (Figure 2) : - de plots de maintien de caillebotis d’une hauteur de 20 à 30 cm, - d’un caillebotis en béton qui offre une bonne résistance à la charge et aux agressions chimiques, - de 20 cm de gravier de granulométrie 20-40 mm qui empêche le substrat de partir avec les eaux d’arrosage et qui permet également de mieux répartir l’air, - de 30 à 80 cm (selon les filtres) de substrat de plantation et de traitement, composé de pouzzolane et de compost, dont le rôle est à la fois de favoriser le développement des végétaux et de permettre le développement des bactéries associées aux racines.
La composition en végétaux des biofiltres est détaillée en annexe 16.1.
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Figure 2 : Coupe d'un biofiltre
Enfin, le système d’irrigation des biofiltres se compose de deux réseaux indépendants : - l’un pour le biofiltre témoin, - l’autre pour les deux biofiltres de traitement. Ces deux circuits sont des circuits fermés. L’eau ruisselant des biofiltres est réinjectée par pompage dans les réservoirs d’eau et un filtre à sable en amont des cuves permet le traitement des eaux recyclées. L’arrosage des biofiltres se fait en surface.
3.4. Alimentation en air vicié
3.4.1. Les équipements Une ouverture est réalisée dans la paroi du tunnel afin d'établir une communication entre l'intérieur du tunnel et l’issue de secours n°275, sens intérieur, dernière issue avant la sortie de l'ouvrage. Cette ouverture est équipée d'un clapet coupe-feu de sécurité. A partir de ce clapet, l’air est acheminé dans l’issue de secours par une gaine de section carrée de 70 cm de côté, suspendue au plafond. Le circuit d’air se prolonge par une gaine verticale de section circulaire de 70 cm de diamètre qui sort en surface et est reliée à un moto-ventilateur qui assure l'extraction de l'air. En aval du moto-ventilateur, une gaine circulaire mène l'air en direction des biofiltres. Cette gaine présente une section linéaire sur environ 7 à 8 m, suivi de coudes à 90° permettant de descendre un surplomb. Le circuit se sépare ensuite en deux gaines filles alimentant les deux biofiltres, l’un de 50 cm d'épaisseur (BF50) et l’autre de 100 cm d'épaisseur (BF100). Un registre est installé sur la gaine fille alimentant le BF50 afin de réguler la répartition des débits entre les deux biofiltres. Les biofiltres sont alimentés en air à leur base sur toute leur largeur grâce à une ouverture rectangulaire de 0,1 x 4 m, située à 10 cm du sol.
En annexe 16.2, le schéma permet de visualiser plus précisément la disposition des équipements en surface tandis que des vue de matériels et de l'ensemble des pilotes sont présentés aux Figures 3 et 5.
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a) clapet coupe-feu b) gaine dans l’issue c) ventilateur en surface, abrité dans un cabanon en bois
d ) gaine d’extraction en surface, au- f) registre dans la gaine du BF50 dessus de l'issue de secours n°275 e) alimentation en air des biofiltres Figure 3 : Photos de l'installation
3.4.2. Les débits Les installations sont dimensionnées au départ pour viser un débit d’air extrait de 4 m3/s. Le débit réel se mesure au niveau de la gaine principale et au niveau d’une des deux gaines filles. La mesure de débit dans les gaines filles, après le Y, est complexe à mettre en place du fait de la présence de turbulences. D’octobre 2012 à janvier 2013, la mesure installée dans la gaine fille du BF100 s’effectue par une sonde McCaffrey qui mesure la pression différentielle en un point au centre de la gaine. Mais, des mesures de débit réalisées en différents points du circuit d'air avec un anémomètre (AXIMA, décembre - janvier 2013) ont montré que l’écoulement en ce point était plus turbulent que dans la gaine du BF50 où la présence d'un registre tend à homogénéiser le débit. La mesure de débit en gaine fille a donc été déplacée dans la gaine du BF50. Le flux n’étant pas non plus complètement laminaire, la mesure en un point par la sonde Mc Caffrey a été remplacée, le 17 janvier 2013, par une ailette de mesure (KIMO) reliée à des capteurs de pression (CP200) plus adaptés (Figure 4).
Figure 4 : schémas de fonctionnement des ailettes de mesure des débits (avec Pt et Ps : les pressions totales et statiques (en Pa) ; Pd :le différentiel de pression (en Pa), grandeurs enregistrées par la centrale d’acquisition ; S (en m²) : la surface) Vitesse (en m/ s)= 1,05× √Pt − Ps= 1,05× √Pd 3 Débit (en m /s)= 1,05× √Pt− Ps× S× 3600= 1,05× √Pd× S× 3600
Dans la gaine principale, la mesure du débit se fait dès le départ à l'aide d'une ailette de mesure (KIMO). Cette gaine bénéficie par ailleurs d'une configuration qui permet d'avoir un écoulement laminaire et une mesure stable du débit.
Compte tenu de la conservation des débits, on obtient la relation suivante où Q désigne un débit : Qgaine principale = QBF50 + QBF100.
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3.5. Vue générale du site
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Figure 5 : Vue d'ensemble du site d'expérimentation : Le cabanon (1) abritant la ventilation, les deux biofiltres (2) alimentés en air vicié au fond et au premier plan le biofiltre témoin (3). Deux shelters blancs (4) accueillent les appareils pour la mesure des paramètres environnementaux et une cloche (5) est placée sur le biofiltre (BF50) pour la mesure des concentrations dans l'environnement immédiat du biofiltre
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4. Méthodologie pour l’évaluation du traitement de l’air
4.1. Principe général Le projet BIOTAIR a pour objectif de rendre compte de l’efficacité et de la pérennité du traitement par biofiltration des émissions atmosphériques routières. Des campagnes de mesure ponctuelles sur l’air entrant et sortant des biofiltres permettent de calculer un taux d’abattement par biofiltration pour différents polluants et l’évolution de cet abattement Ai dans le temps. Pour chaque polluant i, l'abattement est déterminé par la formule suivante : Ci, amont− Ci, aval Ai (en )= × 100 Ci, amont oùCi, amont est la concentration en amont du polluant i Ci, aval est la concentration en aval du polluant i
En complément, des mesures de polluants sont réalisées dans les compartiments eau et sol, ainsi que sur l’activité microbiologique afin d’expliquer les abattements observés.
Quatre campagnes de mesures sont réalisées :
- du 08/11/12 au 06/12/12 : campagne n°1, dite T0,
- du 27/05/13 au 04/07/13 : campagne n°2, dite T1,
- du 01/10/13 au 28/10/13 : campagne n°3, dite T2,
- du 03/03/14 au 14/04/14 : campagne n°4, dite T3.
4.2. Protocole de mesures des polluants atmosphériques
4.2.1. Polluants analysés L'évaluation concerne les principaux polluants émis par le trafic routier, notamment les oxydes d’azote et les particules. Les particules sont mesurées en masse, conformément à la réglementation, mais également en nombre lors de la troisième campagne (T2). Le diamètre géométrique moyen des particules émises en sortie de pot d’échappement étant de quelques dizaines de nanomètres, la mesure en nombre permet de nuancer les résultats de mesure en masse qui peuvent donner trop d'importance aux particules les plus grosses. Pour compléter les analyses de particules, la teneur en hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAPs) est déterminée pour 15 d'entre eux, figurant dans la liste dressée par l’USEPA (United States Environmental Protection Agency) comme étant les plus représentatifs de la pollution. Concernant les polluants gazeux, sont également mesurés les BTEX (Benzène, Toluène, Ethylbenzène et omp xylènes) et l’ammoniac (NH3). En plus de leurs effets néfastes sur la santé, ces polluants gazeux sont reconnues pour être des polluants précurseurs de la formation de l'ozone. Le deuxième plan national santé-environnement encourage à quantifier les émissions d'ammoniac issues du trafic routier.
4.2.2. Prélèvements en amont
En amont des deux biofiltres, BF50 et BF100, le prélèvement d’air se situe dans la gaine d’extraction d’air (Figure 6). Une canne de prélèvement de 10 cm de longueur est installée au centre de la gaine. Elle est reliée à une ligne de prélèvement BEV-A-LINE anti-dépôt statique de 5 à 10 m. Cette ligne de prélèvement se sépare en quatre pour alimenter chacun des instruments de mesure placé dans un shelter sécurisé. La représentativité du point de prélèvement a été vérifiée par la mesure des oxydes d’azote et des particules en 3 points de la gaine. Les concentrations étant identiques, le positionnement du prélèvement n’a donc pas d’influence sur les résultats.
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a) point de prélèvement d’air amont b) tête de prélèvement dans c) instruments de mesures la gaine dans le shelter Figure 6 : Photos des mesures en amont.
4.2.3. Prélèvements en aval sous cloche En aval, les prélèvements d’air sont réalisés à l'aide de deux cloches isolant le flux d'air sortant des biofiltres de l'environnement extérieur (Figure 7). Ces cloches réalisées spécifiquement pour l'expérimentation sont en polycarbonate antistatique de dimension 70 x 70 x 100 cm. Elles sont suffisamment grandes afin de limiter l’effet de serre tout en restant robustes et transportables. Un évent est ajouté pour ne pas perturber la circulation de l’air sortant des biofiltres. L’air est prélevé au milieu des cloches au moyen d’une tête de prélèvement TSP (Particules totales en suspension – ECOMESURE), reliée aux instruments par une ligne BEV-A-LINE anti-dépôt statique d’environ 5 mètres. Comme en amont, dans le shelter, la ligne se sépare pour l’alimentation de chacun des instruments. Les cloches sont installées sur les biofiltres uniquement lors des campagnes de mesure des polluants atmosphériques. Ce dispositif de mesure atypique a nécessité un certain nombre de vérifications (Annexe 16.3).
a) Vue global des biofiltres b) Cloche de mesures c) Instruments de mesure aval dans le shelter Figure 7 : Photos des mesures aval
4.2.4. Homogénéité des concentrations en sortie des biofiltres L’homogénéité des concentrations mesurées en sortie de biofiltres est vérifiée suite à l’installation des deux cloches pendant plusieurs jours sur un même biofiltre, l’une au milieu et l’autre dans un coin du pilote. Les concentrations trouvées dans les deux cloches sont quasi-identiques pour le monoxyde d'azote (NO) et les particules, ceci aussi bienpour le BF50 que pour le BF100. Elles diffèrent davantage pour le dioxyde d'azote (NO2) mais restent très distinctes des concentrations amont. Finalement, si l'on raisonne en terme d’abattement, celui-ci tend à être homogène quel que soit le positionnement de la cloche. Les résultats de ces intercomparaisons figurent en annexe 16.4. Durant les campagnes de mesure, les cloches sont régulièrement déplacées, tous les 3 à 4 jours,entre le point de prélèvement du milieu et celui du coin. Le déplacement de la cloche permet de ne pas rester trop longtemps sur un
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même point de prélèvement. La cloche modifie quelque peu l’écoulement à l’endroit de son positionnnement puisque l’irrigation du biofiltre se fait en surface, ce qui pourrait peut-être avoir un impact sur les mesures.
4.2.5. Représentativité des concentrations mesurées en aval (sous cloche) En théorie, le débit d’air entrant dans les cloches (section 0,5 m²) est entre 1 000 à 5 000 l/min environ en considérant que le débit dans les biofiltres (surface respective de 16 m²) est homogène et que les débits d’air dans les gaines filles varient entre 0,7 et 3 m3/s (selon le biofiltre et le régime du ventilateur considéré). Or, le débit total nécessaire pour le fonctionnement des instruments est uniquement de 35 l/min. Un évent a été installé sur chaque cloche de mesure, pour permettre l’évacuation de l’air en cas de surpression dans les cloches. Pour s'assurer néanmoins de la représentativité des concentrations mesurées sous les cloches, une analyse est menée par le biais de la vitesse du renouvellement d’air sous ces dernières (Figure 8). Une trappe est installée sur la gaine en amont du ventilateur. En fermant le clapet coupe-feu (qui assure l'interface avec le tunnel) et en ouvrant cette trappe, la concentration des polluants de l’air alimentant les biofiltres est celle de l'environnement extérieur et non plus celle de l'air extrait du tunnel. Le changement de source entre air extrait du tunnel et air extérieur permet d'observer le temps de réponse sous les cloches.
Figure 8 : Schéma du montage provisoire utilisé uniquement pour mesurer le temps de renouvellement de l’air sous les cloches
Cette étude est menée pour des concentrations en dioxyde d'azote (NO2), qui est le seul polluant compte tenu de la disponibilité des appareils pouvant être mesuré en temps réel en trois points distincts.
En aval du BF50, le changement de source d'air est observé très rapidement. La concentration en NO2 dans la cloche diminue rapidement et atteint le niveau de fond (10 à 20 ppb) en moins de cinq minutes (Figure 9). A 10h36, l'amont est connecté à l'air ambiant. A 10h40, on mesure déjà des concentrations d'air ambiant tant en amont qu'en aval du BF50. Le temps de réponse du BF50 au changement de source est donc très rapide.
Dans le BF100, le temps de réponse est plus long, de l'ordre de 15 minutes. Après la fermeture totale de l'alimentation en air par le tunnel, remplacée par l'alimentation en air ambiant, la concentration en amont diminue plus vite qu'en aval. Le débit est à ce moment environ 5 fois plus faible dans ce biofiltre (Chapitre 5.3) et le volume deux fois plus grand. Donc le temps de rétention de l'air est plus grand car la vitesse de transit de l'air est plus faible que pour le BF50. De ce fait, le renouvellement d'air dans la cloche est plus lent (Figure 10). A 14h47, l'amont est connecté à l'air ambiant. A 15h00, on mesure déjà des concentrations d'air ambiant tant en amont qu'en aval du BF100.
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Figure 9 : Concentration en NO2 en amont et en aval du BF50 lors d'un test sur le renouvellement d'air
Figure 10 : Concentration en NO2 en amont et en aval du BF100 lors d'un test sur le renouvellement d'air
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4.2.6. Méthodes de mesure, d’analyse et traitement des résultats Les mesures en amont et en aval d’un biofiltre sont menées en parallèle sur la même période de temps. Lorsque trois mêmes instruments sont disponibles, comme c’est le cas pour les analyseurs de NOx, les impacteurs et les tubes passifs, les paramètres sont alors évalués en même temps sur les deux biofiltres. Par ailleurs, certaines mesures sont réalisées en continu tandis que d'autres sont obtenues par prélèvement après échantillonnage d'une durée de 3 à 4 jours, correspondant aux périodes entre les changements de position des cloches (Tableau 2). Pour calculer l’abattement, les concentrations de tous les polluants sont ramenées à la valeur moyenne entre deux changements de position des cloches (2 fois par semaine). A noter que, pour la dernière campagne, les tubes passifs (NH3, BTEX) étaient posés pendant une semaine complète.
Nbre Amont / Pas de Paramètres Unités Méthode de prélèvement Méthode d'analyse appareil aval temps
3 Amont / PM µg/m 1 5 min Mesure en masse continu par microbalance oscillante (TEOM) 10 aval
3 Amont / Particules nb/cm 1 1 min Mesure en nombre par un ELPI (uniquement lors de T ) (D=0,03-10 µm) aval 2
PM , PM et 3 Amont / 3 à 4 Pesée des filtres par microbalance 1 2,5 µg/m 3 PM10 aval jours XP6/Z (METLER TOLEDO) Prélèvement par impaction (impacteur DEKATI 3 étages) Extraction au dichlorométhane et HAP 3 Amont / 3 à 4 µg/m 3 analyse par HPLC (chromatographie particulaire aval jours en phase liquide à haute performance)
3 Amont / Mesure en continu par chimiluminescence simple chambre (APNA - NO µg/m 3 5 min x aval HORIBA)
3 Mesure continu par absorption UV non dispersive (APOA-370 Ozone µg/m 1 aval 5 min HORIBA) Prélèvement par diffusion sur Extraction à l'eau ultra pure et 3 Amont / 3 à 4 cartouche adsorbante de NH µg/m - analyse par chromatographie 3 aval jours quartz imprégné d'acide ionique sulfurique (INERIS) Prélèvement par diffusion sur Désorption par sulfure de carbone 3 Amont / 3 à 4 µg/m - cartouche adsorbante de et analyse par chromatographie en aval jours BTEX charbon actif (PASSAM) phase gazeuse
3 Amont / Mesure par chromatographie gazeuse et détection par photo- µg/m 1 1 h aval ionisation (GC-PID à partir de T1)
Tableau 2 : Méthodes de mesure, d'analyse et de traitement par polluant suivi
4.2.7. Validation des appareils et des méthodes de mesure Une pré-campagne1 de mesure réalisée dans le cadre du projet PREQUALIF financé par l'ADEME a permis de réaliser des comparaisons pour le fonctionnement des appareils de mesure. Ces comparaisons ont été effectuées entre les appareils de mesure mis en œuvre pour le projet BIOTAIR et les appareils utilisés par les partenaires du projet PREQUALIF. Des comparaisons ont également été réalisées entre appareil de même technologie mis en œuvre au sein du projet afin de vérifier la répétabilité des mesures entre instruments.
1Projet PREQUALIF en collaboration entre le Laboratoire des Sciences du Climat et de l’Environnement (LSCE) et l’Institut National de l’Environnement industriel et des RISques (INERIS).
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Pour les oxydes d’azote, les APNAs (HORIBA) utilisés pour le projet BIOTAIR montrent une très bonne répétabilité 2 (R²=0,9 pour le NO et R²=0,98 pour le NO2) ainsi qu'une bonne corrélation avec l’analyseur T200UP (TELEDYNE API ) utilisé par le LSCE pour PREQUALIF (R²= 0,87 pour le NO et R²=0,74 pour le NO2). Pour le comptage des particules, les travaux d'intercomparaison ont conduit à écarter les mesures par les GRIMMs et les modules Nanocheck initialement prévus pour le projet. L’intercomparaison menée sur la mesure amont avec le SMPS3 (DMA 3080+CPC3775) de l’INERIS est en effet très mitigée (R²=0,33 pour les particules entre 30 et 300 nm et R²=0,22 pour les particules entre 300 et 615 nm). Seules les mesures réalisées à l'aide d'un ELPI lors de la 3ème campagne sont conservées pour les mesures de particules en nombre. L’intercomparaison des mesures des PM10 en masse (impacteurs versus TEOM) donne pour sa part de bons résultats. On observe en effet moins de 10 % d’écart entre ces deux types de mesure, qui par ailleurs sont chacune des méthodes de référence pour la mesure des PM10. L’analyse des tubes passifs est réalisée par l’INERIS pour la mesure de l'ammoniac (NH3) et pour celle des BTEX (Benzène, Toluène, Ethylbenzène et Xylènes) par PASSAM, certifié COFRAC. L’analyse des HAPs sur filtre est réalisée par la Dter Idf du CEREMA, qui a récemment validé son protocole en participant à des essais interlaboratoires organisés par le LNE (Laboratoire National de métrologie et d’Essais). Les résultats des différentes intercomparaisons sont détaillés en annexe 16.4.
4.3. Protocoles de mesure dans l’eau et dans le sol
4.3.1. Suivi en continu de l’humidité au sein des filtres Sept sondes TDR (time domain reflectometry) pour la mesure in situ de l’humidité au sein du massif filtrant (IMKO modèle Trime-IT) ont été mises en place : quatre dans le BF100 (deux emplacements et deux profondeurs, 0,2 et 0,5 m), deux dans le BF50 (deux emplacements, une profondeur, 0,2 m) et une dans le filtre témoin (profondeur 0,2m). Ces sondes ont fait l’objet d’un étalonnage préalable en laboratoire (avec substrat fourni par Phytorestore). Il s’avère cependant que les matériaux pour essai et ceux mis en place dans les filtres diffèrent. Ces sondes se sont avérées inopérantes pendant la durée complète de l’étude.
4.3.2. Suivi en continu des eaux de percolation Une sonde multi-paramètre (marque YSI modèle 600 XLM) a été installée le 19 novembre 2012 dans la conduite permettant la remontée des eaux percolées. Cette sonde mesure selon un pas de temps d’une heure les paramètres suivants : pH, conductivité électrique, température et potentiel d’oxydo-réduction.
4.3.3. Analyse physico-chimique de prélèvement de sol et d’eau Afin de comprendre le fonctionnement du traitement de l’air par biofiltration, les compartiments eau et sol sont également étudiés (mesures des hydrocarbures aromatiques polycycliques, des métaux, de l’ammoniac, des nitrites, des nitrates et de la matière en suspension). Les méthodes d’analyses sont précisées en annexes 16.5 et 16.6. Le réseau d’eau étant un circuit fermé, les échantillons d’eau utilisés pour les analyses ont été prélevés dans une cuve alimentant les deux biofiltres de traitement et dans celle alimentant le témoin. Pour l’analyse du sol, au moins 5 échantillons par biofiltre, d'un volume respectif de 500 mL ont été prélevés entre 15 et 25 cm de profondeur au moyen d’une tarière. Pour le BF100, des échantillons supplémentaires ont été prélevés à 70 cm de profondeur. Ces prélèvements sont effectués les derniers jours de chaque campagne. La moitié de ces prélèvements de sol, a servi pour les analyses physico-chimiques, l’autre moitié étant réservée aux analyses de l’ADN du sol par séquençage MiSeq. Pour permettre les analyses chimiques, les échantillons de sols ont au préalable été filtrés (tamis à 2 mm) et déshumidifiés.
2L’analyseur T200UP (TELEDYNE API) est constitué d’un générateur d’ozone pour la mesure du NO et d’un convertisseur photolytique (générateur d’UV) pour la mesure en simultané du NO2 (http://www.teledyne-api.com/manuals/07450C_T200UP_Manual_Addendum.pdf). 3Le SMPS neutralise les particules et utilise le principe de mobilité électrique pour les classer selon leur taille. La détection est réalisée au moyen d’un compteur à condensation de particules. Ce système mesure les ultrafines particules (entre 15 et 650 nm).
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5. Conditions rencontrées lors des campagnes de mesure Quatre campagnes de mesure sont réalisées :
- du 08/11/12 au 06/12/12 : campagne n°1, dite T0,
- du 27/05/13 au 04/07/13 : campagne n°2, dite T1,
- du 01/10/13 au 28/10/13 : campagne n°3, dite T2,
- du 03/03/14 au 14/04/14 : campagne n°4, dite T3. Seule la troisième campagne inclut une période significative de congés scolaires avec les vacances de la Toussaint du 19 octobre au 4 novembre 2013. Les campagnes se situent donc globalement hors des périodes de congés scolaires ce qui assure un trafic routier conséquent dans l'ouvrage.
5.1. Conditions de trafic Une boucle dite SIREDO située dans le tunnel permet d'établir des comptages du trafic. Cette boucle indique un trafic dans le tunnel Guy Môquet en sens intérieur (Créteil-Versailles) d'un peu moins de 60 000 véhicules/jour en moyenne sur les 18 mois d'expérimentation (Figure 11). Le trafic est plus faible le week-end (jours non ouvrés), en particulier le dimanche, que pour les autres jours de la semaine (jours ouvrés).
62 000
60 000
58 000
56 000
54 000
52 000
50 000 Trafic moyen journalier en nombre de véhicules 48 000 lundi mardi mercredi jeudi vendredi samedi dimanche
Figure 11 : Répartition hebdomadaire du trafic en 2013 dans le tunnel Guy Mocquet (Source boucle SIREDO)
On observe une assez bonne répétabilité de l'établissement de la congestion dans ce tunnel. Les épisodes de congestion apparaissent quasi systématiquement vers 7h00 avec une chute des vitesses qui s'établissent alors entre 10 et 30 km/h. La fin de la congestion intervient pour sa part le plus souvent vers 9h00 (Figure 12). Lorsque le trafic est fluide, le courant d'air dans l'ouvrage est fort car la circulation créé un effet de pistonnement. Les émissions de polluants sont alors a priori modérées. Lorsque le trafic se congestionne et que la ventilation n'est pas en fonctionnement, le courant d'air dans l'ouvrage est faible et les émissions de polluants importantes car les vitesses des véhicules sont faibles et le nombre de véhicules important. En effet, les véhicules tendent à émettre plus de polluants pour des vitesses faibles que pour des vitesses modérées (de l'ordre de 60 à 80 km/h). La chute des vitesses observée le matin traduit des phénomènes de congestion récurrents en semaine en heure de pointe le matin (Source : boucle SIREDO). Le trafic rencontré durant les campagnes de mesure est globalement représentatif du trafic normal décrit précédemment y compris lors de la troisième campagne et les vacances de la Toussaint : congestion le matin en semaine et débit journalier plus faible le week-end. Les débits les plus élevés sont observés le vendredi, jour de départ en week-end. Des congestions peuvent se produire épisodiquement le soir en heure de pointe.
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70
60
50 Congestion
40 Vitesse en jour ouvré
30 Vitesse en jour non ouvré Vitesse en km/h en Vitesse
20
10
0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 Heures
Figure 12 : Vitesses moyennes observées dans l’ouvrage en 2013 selon l’heure de la journée et selon les jours (ouvrés ou non ouvrés)
5.2. Conditions météorologiques
Le projet a fait face à deux hivers contrastés : un hiver 2013 froid, notamment en février et mars avec des températures globalement inférieures aux normales, tandis que l'hiver 2014 s'est révélé très doux. En condition de gel, il a été nécessaire de vidanger le système d'alimentation en eau du biofiltre pour éviter l'éclatement des différentes canalisations. L'été 2013 a pour sa part donné lieu à des températures au-dessus des normales en particulier durant le mois de juillet (Figure 13). En termes de pluviométrie, les normales mensuelles dans cette zone géographique se situent toutes entre 40 et 60 mm. La normale des cumuls de pluie sur 18 mois, de novembre à avril s'élève à 920 mm à Orly. Le site a donc, a priori, connu une pluviométrie légèrement excédentaire à la normale dans la mesure où les observations à Orly entre novembre 2012 et avril 2014 indiquent un cumul de 965 mm.Les mesures réalisées sur le site même à Thiais ne sont pas parfaitement corrélées aux observations faites par MétéoFrance à Orly en dépit de la proximité des deux sites. On peut néanmoins affirmer que le site expérimental a bénéficié de conditions satisfaisantes en termes de pluviométrie. Le mois de juin 2013 a été particulièrement pluvieux avec 82 mm de pluie mesurée à Thiais. Le mois le plus sec a été le mois de mars 2014 (Figure 14).
Figure 13 : Évolution des températures à Orly (situé à moins de 5 km du site expérimental) lors de l'expérimentation (Source : Infoclimat)
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Figure 14 : Évolution de la pluviométrie (source : infoclimat et mesures en continu sur site grâce à un pluviomètre ) à Orly et à Thiais lors de l’expérimentation.
5.3. Evolution des débits d'alimentation en air vicié
Lors de la première campagne (T0), il est rapidement apparu que les pertes de charge des biofiltres étaient plus importantes que prévues. Le débit extrait a donc globalement été inférieur au débit visé. Entre octobre 2012 et janvier 2013, le débit moyen dans la gaine principale était d’environ 2,3 m3/s et a augmenté dès lors que le système a été vidangé en eau. Les biofiltres saturés en eau conduisent naturellement à de plus fortes pertes de charges que lorsqu'ils ne sont pas arrosés.La répartition du débit entre chacun des biofiltres a également été très difficile à réaliser. Le registre multi-ailettes, installé dans la gaine d’alimentation du BF50 pour équilibrer la répartition des débits ne suffit pas à résorber la différence de charge naturelle qui s'établit entre les biofiltres du fait de leur différence d'épaisseur. Fermer davantage ce registre met le ventilateur en peine et fait diminuer le débit total. Les maxima de débit dans la gaine principale sont obtenus lorsque le registre est ouvert à 100 %. Les résultats des tests spécifiques réalisés sur l'impact de l'ouverture du registre sont représentés à la figure 15. Ces tests ont été réalisés avec un circuit d'eau coupé. Le débit principal varie alors entre 3 m3/s pour une fréquence du ventilateur de 35 Hz et 4 m3/s pour une fréquence du 3 3 ventilateur de 45Hz (Figure 15). Le débit dans la gaine d’alimentation du BF50 varie entre 2,2 m /s et 3,1 m /s et, par 3 différence, entre 0,8 et 0,9 m /s dans la gaine d'alimentation du BF100. Lors de la deuxième campagne (T1), des problèmes sont survenus sur les boîtiers d’acquisition des capteurs de pression placés dans les gaines, rendant inexploitables les données de débits dans la gaine fille à compter du 19/04/13, et celles dans la gaine mère à partir du 17/06/13. Les deux capteurs ont été réinitialisés le 01/07/13, rendant les données à nouveau cohérentes. Pour pallier ce manque, des mesures ponctuelles ont été effectuées en début et fin de campagne et indiquent que le débit principal (gaine mère) était de 1,8 m3/s en début de campagne et de 1,2 m3/s à 3 3 l’issue de la campagne. Dans la gaine du BF50, le débit était de 1,7 m /s le 28/05 et de 1,0 m /s le 03/07. Par ailleurs, depuis la première campagne, la répartition du débit ne s’est pas améliorée. Une grande partie du débit transite dans le BF50, ce qui empêche le développement des plantes dans ce biofiltre. Le débit dans le BF100, difficile à mesurer tant il est faible, est souvent inférieur à 0,3 m3/s. Tout au long de l’expérimentation et pendant de nombreuses périodes les sondes permettant la mesure des débits se sont avérées défectueuses (Figure 17). En effet nous pouvons constater que les mesures de débits sont associées à des écart-types très importants. Ces chiffres doivent donc être pris avec précaution mais des tendances fortes peuvent tout de même être dégagées lors de cette expérimentation. Le début de l’expérimentation a donc été marqué par des débits très faibles parfois inférieurs à 1 m3/s. La fin de l’expérimentation a, quant à elle, été marquée par des débits plus importants avec 3 notamment des débits dans le BF100 supérieurs à 1,5 m /s. L’hypothèse avancée pour ce constat est que les fines du BF100 ont, au fur et à mesure de l’expérimentation, quitté le biofiltre en étant notamment transportées par les eaux d’arrosage diminuant, ainsi, les pertes de charges. Une meilleure répartition de l’eau en surface des biofiltres a aussi très probablement permis de diminuer les pertes de charge et d’augmenter, ainsi, les débits.
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Figure 15 : Effet de l’ouverture du registre et de la fréquence du ventilateur sur les débits d’air extraits
23/10/12 : interruption du ventilateur (remplacement de la sonde de mesure de la gaine principale) et remise en route à 60Hz 25/10/12 : diminution du régime du ventilateur (de 60Hz à 40hz) 30/12/12 : Vidage des cuves d'eau (problème de la pompe) 30/10/12 : Ouverture complète de l'alimentation en air du BF50 07/01/13 : Remise en eau des biofiltres de traitement 4,5 débit principal 4
3,5
3 débit BF100
2,5
2 Débit en m3/s en Débit 1,5
1
0,5
0 20/10 27/10 3/11 10/11 17/11 24/11 1/12 8/12 15/12 22/12 29/12 5/1 12/1 19/1
Figure 16 : Variations des débits enregistrées pendant la première campagne (T0)
Figure 17 : Variations des débits enregistrées lors de l’expérimentation totale (du 08/11/12 au 10/04/14)
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Le Tableau 3 présente les débits moyens calculés sur les biofiltres BF50 et BF100 pour chaque campagne de mesures. Pour la campagne T2, les débits sont estimés (et non pas calculés à partir de mesures réelles) car les appareils de mesure n’étaient pas opérationnels. Ces débits (T2) sont estimés en considérant les derniers débits observés avant cette campagne et les premiers débits observés à l’issu de la réinitialisation des capteurs. Elles sont donc indicatives mais cohérentes et plausibles, si on les compare aux données vraiment mesurées lors des autres campagnes.
BF50 BF100
T0 1,19 0,93
T1 0,74 0,48
T2 0,58 0,62
T3 0,94 1,95 Tableau 3 : Débits moyens en m3/s enregistrés ou estimés lors de chaque campagne de mesure
Les débits moyens calculés lors de l’ensemble de l’expérimentation et, pondérés suivant la durée de chaque 3 3 campagne, sont de 0,93 m /s pour le BF100 et 0,89 m /s pour le BF50. Ils sont donc largement en deçà des débits attendus et espérés.
5.4. Evolution des végétaux au cours de l’expérimentation En début d’expérimentation, jusqu’à 9 types de végétaux sont introduits dans les trois biofiltres (Tableau 4). Un premier bilan intermédiaire de l'état des végétaux a été réalisé en juin 2013. 100 % de survie des végétaux est alors observé dans le filtre témoin.
Dans le BF100, 76 % des végétaux ont survécu mais le comportement est très variable d'une espèce à l'autre : - les miscanthus issus de la bioferme de phytorestore (pieds suffisamment forts) ont bien résisté tandis que les autres miscanthus ont connu des pertes, - les Carex comans, les Carex pendula, les Leymus aenarius et les achillés ont très bien tenu, - les Thymus, les Diantus et les Carex testacea n’ont pas résisté.
Dans le BF50, le taux de survie est plus faible que dans le BF100 s’élevant seulement à 49 % : - les Carex comans, les Carex pendula et les Leymus aenarius ont très bien tenu, - les Miscanthus et les achilées ont connu des pertes, - les Thymus, les Diantus et les Carex testacea n’ont pas résisté.
Végétaux BF50 BF100 Témoin
Achillea millefolium 11 11 5
Carex comans 12 12 7
Carex pendula 22 22 13
Carex testacea 3 3 2
Diantus deltoides 7 7 4
Leymus arenarius 11 11 6
Thymus pulegoides 11 11 7
Miscantus sacchariflorus 5 5 2 Miscantus sacchariflorus(en 22 22 12 provenance de la bioferme de Phytorestore) Tableau 4 : Nature et quantité des végétaux dans les biofiltres à l'origine de l'expérimentation
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Suite au bilan intermédiaire de juin 2013, une replantation d’espèces végétales a du être réalisée ; seulement en choisissant des espèces ayant résisté dès le début de l’expérimentation (Tableau 5).
Végétaux BF50 BF100
Achillea millefolium 5 11
Carex comans 25 17
Carex pendula 30 30
Leymus arenarius 25 19
Miscantus sacchariflorus 2 2 Miscantus sacchariflorus (issu de la bioferme de 19 25 Phytorestore) Tableau 5 : Nature et quantité des végétaux dans les biofiltres en septembre 2013 après replantation. Finalement, il ressort de ce deuxième bilan, établi en mai 2014, que les végétaux ont survécu à (Tableau 6) : - 88 % au niveau du biofiltre témoin,
- 62 % au niveau du BF100,
- 21 % au niveau du BF50. Toutes les espèces ont globalement bien tenu au niveau du biofiltre témoin, même si les Diantus ont souffert lors du second hiver qui était pourtant plus clément. Les Diantus ont probablement été étouffés par les autres espèces.
Pour le BF100, la survie de trois quarts des végétaux plantés en première année puis deux tiers l’hiver suivant est globalement satisfaisante. Le désherbage n’a pas été effectué au printemps 2014 ce qui a eu pour effet d’étouffer certaines espèces plus basses ou à démarrage plus tardifs (Achillées, Carex comans et Leymus en particulier).
Pour le BF50, le faible taux de survie s'explique par la faible épaisseur du substrat, entraînant une mauvaise pénétration de l’eau dans le sol et une mauvaise répartition de celle-ci. Les végétaux se sont à la fois trouvés noyés en surface et sans eau au niveau des racines. Au final, les espèces qui survivent le mieux sont toujours : - les Miscanthus issus de la bioferme de phytorestore, - les Carex comans, - les Carex pendula, - et les Leymus aenarius. Les autres espèces de végétaux souffrent. Il ressort aussi qu'il serait intéressant d'étudier une épaisseur de substrat intermédiaire, entre 50 et 100 cm, en implantant les 4 espèces qui se sont le mieux adaptées (les Miscanthus issus de la bioferme de phytorestore, les Carex comans, les Carex pendula et les Leymus aenarius). Dans le détail, on peut formuler pour chaque espèce les observations suivantes : - Achillea millefolium : espèce qui présente une bonne survie si elle n’est pas trop étouffée par les autres espèces. Son développement est en revanche limité. - Carex comans : espèce qui tient très bien sans toutefois s'étaler de façon importante. - Carex pendula : espèce qui tient très bien, avec une formation de grosses touffes. - Carex testacea : dès les premiers mois.cette espèce n’a pas supporté les conditions des filtres de traitement - Diantus deltoides : cette espèce, y compris dans le témoin, ne supporte pas les conditions, d’implantation. La présence d’espèces hautes à ses cotés en est probablement la cause.
- Leymus arenarius : cette espèce fait partie de celles qui s’adaptent le mieux. Les conditions très rudes du BF50 ont entraîné une forte perte mais sa bonne survie dans le BF100 et son bon développement montre que c’est une espèce très adaptée aux filtres de traitement de l’air.
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- Miscantus sacchariflorus : deux sources de végétaux ont été étudiées pour cette espèce. Une partie des végétaux était issue du commerce, en godets de 9 cm, et, une autre partie des végétaux avait été cultivée pendant deux années dans une bioferme de la société Phytorestore. Le bilan est sans appel. Les végétaux en godets de 9 cm sont trop faibles et ont beaucoup de mal à passer l’hiver. Les végétaux de deux ans ont bien survécu sauf la seconde année dans le BF50 mais cela est dû aux conditions du filtre. Cette espèce a de plus la particularité, grâce à ses rhizomes, de bien s’étaler ce qui est intéressant dans le cadre du traitement par filtres plantés. - Thymus pulegioides : dès les premiers mois cette espèce n’a pas supporté les conditions des filtres de traitement.
Témoin BF50 BF100 Espèces Taux de survie 2013 2014 2013 2014 2013 2014 exprimé en % juin mai juin mai juin mai Achillea 100 60 36 20 100 27 millefolium
Carex comans 100 100 100 28 100 59
Carex pendula 100 100 64 30 100 70
Carex testacea 100 100 0 0 0 0 Diantus 100 25 0 0 0 0 deltoides Leymus 100 100 82 16 100 53 arenarius Miscanthus 100 100 50 6 100 76 (Phytorestore) Miscanthus 100 50 20 0 20 50 (commerce) Thymus 100 86 0 0 0 0 pulegioides Résultats 100 88 49 21 76 62 globaux (%)
Tableau 6 : Analyse de la survie des espèces végétales (biofiltre témoin, biofiltre BF50, biofiltre BF100)
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6. Résultats des mesures et calculs des abattements par polluant
6.1. Oxydes d’azote La synthèse des résultats concernant les abattements obtenus sur les oxydes d'azote est disponible dans le Tableau 8 à la fin du chapitre 6.1.
6.1.1. Campagne T0
5 6
Figure 18 : Variations des concentrations en NO2 (au pas de 5 minutes) lors de la première campagne durant l'automne 2012 (campagne T0).
Le dioxyde d’azote est mesuré en continu sur les mêmes périodes en amont et en aval du BF50 et du BF100. Mais l’analyseur s’est interrompu du 15 au 22 novembre en aval du BF10 0en raison d’un problème technique au niveau de la pompe .Les mesures se sont déroulées du 8 novembre (16h00) au 6 décembre 2012 (13h00). Cette plage a été décomposée en 8 périodes, chacune des périodescorrespondant à des déplacements de la position des cloches sur les biofiltres (Figure 18). Si l'on s'intéresse au dioxyde d'azote, dont la toxicité est plus importante que celle du monoxyde d'azote, on observe facilement les variations de concentrations plus faibles en aval des biofiltres (traits orange et vert) qu’en amont (trait rouge) ainsi qu’un effet plus marqué du biofiltre d'épaisseur 1 mètre (en vert). Les variations journalières montrent également que le pic de concentration lié au trafic de pointe du matin est toujours visible en aval sur les niveaux, tout en étant moins marqué. Il ne semble donc pas y avoir de corrélation forte entre l’abattement du dioxyde d'azote et les concentrations en amont. Autrement dit, des concentrations élevées en amont ne se traduisent pas par un abattement plus significatif qu'avec des concentrations faibles. On peut vérifier plus précisément cela en mettant en relation le taux d'abattement horaire avec les variations des concentrations horaires en amont des biofiltres. Pour cette analyse, des moyennes horaires sont spécifiquement retenues compte tenu du temps de réponse des biofiltres qui sont estimés au maximum à un quart d'heure pour le BF100 (Cf. Chapitre 4.2.5).
Des résultats particuliers sont observés pour le BF100 sur les périodes du 22 au 29 novembre 2012 montrant une corrélation entre les concentrations amont et l’efficacité du biofiltre (Figure 18, notés par 5 et 6). L'efficacité étant plus importante pour les concentrations élevées (Figure 19). Hormis ce résultat très particulier et discordant avec le reste des observations (y compris les observations faites lors des campagnes ultérieures), il ne semble pas qu'il y ait de corrélation entre concentration amont et efficacité, du moins pour les plages de concentrations rencontrées dans le cadre de cette expérimentation. L'abattement est sensiblement homogène (en orange pour le BF50 et vert pour le BF100) quelle que soit la concentration amont sauf sur la période du 22 au 29 novembre (période atypique pour laquelle on n'identifie pas de situation équivalente lors des campagnes futures).
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Figure 19 : Relation entre abattement en NO2 et concentration amont (campagne T0)
Plus globalement, en s'intéressant cette fois à l'ensemble des oxydes d'azotes, les mesures à ce stade de l’expérimentation montrent que le traitement fonctionne relativement bien pour le NO2 (53 % d'abattement pour le BF50 et 71 % pour le BF100 en moyenne sur la première campagne) mais peu pour le NO (Figure 20). Les concentrations de NO sont très proches entre l'amont et l'aval du dispositif (15 % d’abattement pour le BF100 et 4 % pour le BF50). Cette différence est potentiellement liée à la plus grande solubilité du NO2 par rapport à celle du NO. En effet on n’observe pas d’abattement net entre les concentration de monoxyde d’azote amont (en rouge) et celles en aval du BF50 (en orange) ou du BF100 (en vert). La solubilité est en effet un facteur déterminant du traitement par biofiltration, car la dégradation des polluants par les micro-organismes se déroule en phase aqueuse. Pour le NO2, comme pour le NO, on constate, également, que le biofiltre d’un mètre d’épaisseur est plus efficace. Le temps de résidence des polluants y est en effet plus élevé, et le transfert des polluants dans l’eau est plus important. A ce stade (T0), on note également un comportement homogène en tout point du biofiltre que l'on s'intéresse au rejet en leur centre ou plus proche des parois (Figure 20).
Figure 20 : Variations des concentrations en NO (pas de 5 minutes) lors de la première campagne durant l'automne 2012 (campagne T0).
6.1.2. Campagne T1
La campagne T1 s’est déroulée du 27/05/2013 au 04/07/2013, soit 8 mois après la mise en service du système de biofiltration. Durant ces 8 mois, le ventilateur a été arrêté, en raison du gel des canalisations du biofiltre, du 08/02/2013 au 29/03/2013. Par ailleurs, la végétation du biofiltre BF100 et du biofiltre témoin s’est considérablement développée alors qu'a contrario, celle du biofiltre BF50 peine à croître. Une pré-campagne de mesure faite du 27/05 au 01/06 a permis de vérifier les instruments et l’installation. Durant ces mesures, l’influence de la position des cloches de mesure s'est révélée plus importante qu’à l’automne. Ceci probablement à cause du développement de la végétation. Il a donc été décidé de mettre les deux cloches sur le même
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biofiltre pendant les mesures afin d’intégrer l’hétérogénéité des émissions des biofiltres. Pour chaque biofiltre, les cloches ont été mises en place environ deux semaines, l’une au milieu et l’autre à un emplacement variable sur les côtés. Mais suite à un acte de vandalisme, une des deux cloches a été cassée d'où l'utilisation d'une seule cloche à partir du 24/06/13. En remplacement, la deuxième ligne de prélèvement a été placée au-dessus des biofiltres (à 30 et 50 cm) et au-dessus du témoin afin de renseigner sur les niveaux observés sans cloche. En amont, la concentration moyenne en NO est de 985 ppb et en NO2 de 183 ppb. Ces concentrations sont cohérentes avec celles relevées lors de la première campagne et plus largement avec celles mesurées depuis le début du projet, y compris en dehors des campagnes. L'observation des variations des concentrations en amont et en aval confirme l'efficacité des biofiltres pour le NO2 et en particulier celle du BF100 (Figure 21). A la différence de la première campagne T0, on semble également observer une influence du positionnement des cloches. Le dioxyde d’azote a été mesuré sur les mêmes périodes en continu en amont et en aval du BF50 et du BF100.
Figure 21 : Variations des concentrations en NO2 (au pas de 5 minutes) lors de la deuxième campagne durant la fin du printemps 2013 (campagne T1)
Comme sur la première campagne T0, on peut s'intéresser plus spécifiquement aux concentrations horaires en amont et à l'abattement correspondant. Il apparaît tout d'abord au cours de la campagne T1 que le rendement supérieur du BF100 par rapport au BF50 est confirmé (Figure 22). Le taux d’abattement (en orange pour le BF50 et vert pour le BF100) ère est plus hétérogène,en particulier pour le BF50, dans la campagne T1 (Figure 22) que lors de la 1 campagne T0 (Figure 19). Il n'y a pas de lien apparent entre la concentration amont et l’abattement si ce n'est un rendement bien supérieur avec le BF100 qu'avec le BF50. Pour le BF100, l'abattement est meilleur au centre que sur les côtés (Figure 23). Ce résultat est moins marqué pour le BF50 (Figure 24). L’abattement moyen calculé à l’issue de cette campagne T1 pour le NO est de 7,5 % par le BF50 et 12 % par le BF100. Pour le NO2, il est de 57 % par le BF50 et 82 % par le BF100. Ces résultats sont très proches de ceux calculés à l’issue ère de la 1 campagne T0.
Enfin, des mesures sont réalisées à l'air libre au-dessus du biofiltre BF50 (à 30 et 50 cm) et du biofiltre témoin (30 cm). Pour le NO, il y a une dispersion rapide du polluant dans l’air ambiant en sortie de biofiltre (Tableau 7).
à 30 cm au-dessus à 50 cm au-dessus 50 cm au-dessus Concentrations (ppb) du BF50 du BF50 du témoin Abattements (%) du 24/06 au 27/06 du 27/06 au 01/07 Du 01/07 au 04/07 C. Amont 1452 862 NO C. Aval 606 198 29 Abattement 58,23 % 77,04 % C. Amont 229 183
NO2 C. Aval 141 51 12 Abattement 38,70 % 72,42 % C. Amont 1681 1045
NOx C. Aval 747 248 40 Abattement 55,57 % 76,23 %
Tableau 7 : Résultats des mesures de NOx sans cloche au-dessus du BF50 et du Témoin
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Figure 22 : Relation entre abattement en NO2 et concentration amont pour les mesures réalisées au centre des biofiltres
Figure 23 : Taux d’abattement des concentrations en NO2 pour le BF100 selon la concentration amont et selon la position de la mesure aval
Figure 24 : Taux d’abattement des concentrations en NO2 pour le BF50 selon la concentration amont et selon la position de la mesure aval
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En effet, l’abattement du NO mesuré sans cloche est de 58 % à 30 cm et de 76 % à 50 cm alors qu’il est de 7,5 % sous cloche. L’effet de dilution des polluants dans l’atmosphère, dont le volume est bien supérieur à celui des biofiltres, augmente donc artificiellement l’abattement. A 50 cm, les concentrations restent malgré tout, d'après les prélèvements effectués au-dessus du témoin, supérieures à la valeur ambiante. Le comportement du NO2 est quelque peu différent (Tableau 7). Les concentrations à 30 cm du BF50 sont plus élevées sans cloche (abattement de 38,7 %) qu’avec la cloche (abattement de 56,6 %). Il se pourrait qu’à l’air libre, l’apport en masse de NO par les effluents du biofiltre modifie localement l’équilibre des oxydes d'azotes, en faveur de la production de NO2.
6.1.3. Campagne T2 er La troisième campagne T2 s’est déroulée du 1 au 28 octobre 2013. Le protocole mis en place est le même que celui de la première campagne T0, à savoir deux cloches de mesure disposées chacune sur un biofiltre, et déplacées une fois par semaine afin de rendre compte de l’homogénéité. Les végétaux ont, au préalable, été taillés à environ 50 cm de hauteur du substrat afin de permettre la pose de la cloche, notamment sur le BF100. Comme dans les campagnes précédentes, l’abattement du monoxyde d’azote (NO) est bien plus faible que celui du dioxyde d’azote (NO2) du fait leur solubilité respective. Cependant, la différence d’efficacité entre les deux biofiltres BF50 et BF100 pour le dioxyde d'azote n’est pas aussi grande. En effet, pour le NO2 l’abattement par le BF50 est de 77 % et de 86 % par BF100 (Figure 25). Pour le NO l’abattement est de 10% par le BF50 contre 6 % par le BF100. Les performances des biofiltres sont assez voisines notamment par comparaison aux campagnes antérieures. Pour la campagne T2, l'homogénité des biofiltres n'a pas été investiguée avec des mesures simultanées sur un même filtre au centre et sur un côté. Les comparaisons entre l'abattement sur un côté et le milieu ne sont donc pas complètement pertinentes, car non simultanées. Il apparaît, néanmoins, que par rapport à la campagne précédente, les résultats sont plus homogènes, en particulier pour le BF100. Les résultats sont plus hétérogènes pour le BF50 que pour le BF100, en particulier sur les côtés du biofiltre (Figure 26). ème Les taux d’abattement sont hétérogènes au cours de la 3 campagne (T2) mais la distinction entre « côté » et « milieu » est beaucoup moins marquée comparée à la campagne précédente (T1).
Figure 25 : Relation entre abattement en NO2 et concentration amont pour les deux biofiltres BF50(en orange)et BF100 (en vert) – campagne T2
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Figure 26 : Taux d’abattement des concentrations en NO2 pour le BF50 selon la concentration amont et selon la position de la mesure aval - campagne T2
6.1.4. Campagne T3
La dernière campagne T3 s’est déroulée du 07 mars au 13 avril 2014. Le protocole adopté lors de cette campagne demeure identique à celui adopté précédemment. Il faut noter que cette campagne a été marquée par des rendements épuratoires très importants sur le BF100. Ces rendements importants sur le dioxyde d’azote, s’approchant des 100 %, ont d’abord été considérés comme pouvant être imputés, en partie, à des problèmes métrologiques. Ainsi les données du 07 au 16 mars 2014 ont été, par précaution, invalidées sur le BF100. Les différents appareils utilisés sur les trois points de mesure (amont, BF50 et BF100) ont tous été revérifés en laboratoire par des nouvelles calibrations lors de la période du 20 au 21 mars 2014. Ces nouvelles calibrations ont permis de consolider la fiabilité des appareils, aucune dérive n’ayant été observée sur les appareils. A l’issue de ces vérifications les données enregistrées sur les différents appareils ont donc, de nouveau, été validées. Il n’y a pas de lien direct entre les performances épuratoires des biofiltres et les concentrations amont du dioxyde d’azote qui est à épurer (Figure 27). La singularité des deux biofiltres (BF50 avec des rendements épuratoires de l’ordre de 40 %, et BF100 beaucoup plus efficace avec des rendements autour de 100 %) apparaît assez nettement au cours de ème cette 4 campagne (T3). Les rendements, qui seraient théoriquement impossibles et supérieures à 100 %, sont provoqués par des mesures négatives enregistrées sur l’appareil de mesure avec des valeurs situées dans la zone proche de 0 ppb, et donc en limite de sensibilité de l’appareil. Un écart de performance entre les deux biofiltres (BF50 et BF100) est nettement visible lors de cette campagne T3. D’après les rendements épuratoires du BF50, suivant la position de la cloche de mesure, il semble que la performance épuratoire reste constante pour une position centrale du point de mesure (Figure 28). Les mesures effectuées sur les cotés, à différents endroits du biofiltre, indiquent que le biofiltre n’est pas parfaitement homogène, c'est-à-dire avec des zones moins efficaces et des rendements plus dispersés. Les taux d’abattement sont hétérogènes au cours de la 4ème campagne (T3) et la distinction entre « côté » et « milieu » est plus marquée comparé à la campagne précédente (T2).
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Figure 27 : Relation entre abattement en NO2 et concentration amont pour les biofiltres BF50(en orange)et BF100 (en vert) – campagne T3
Figure 28 : Taux d’abattement des concentrations en NO2 pour le BF50 selon la concentration amont et selon la position de la mesure aval - campagne T3
6.1.5. Bilan global pour les oxydes d’azote
Les résultats observés sont plus concluants pour le dioxyde d'azote (NO2) que pour le monoxyde d'azote (NO), a priori, en raison de la plus grande solubilité du NO2. Le traitement du NO2 par biofiltration est très efficace au niveau du biofiltre d'épaisseur 1 mètre. L'efficacité, limitée à 50 % sur certaines périodes de la première campagne (peut-être en raison de la végétation encore limitée à ce stade), tend ensuite à augmenter et à se stabiliser au-delà de 80 %. Au niveau du biofiltre d'épaisseur 50 cm, après des résultats moyens lors des deux premières campagnes (efficacité de 50 à 60 %, une végétation altérée : Cf. chapitre 5.4) de meilleurs résultats sont observés à partir de la troisième campagne T2. L’amélioration significative des résultats, de l'ordre de 80 % d'efficacité, peut être liée à la replantation de végétaux réalisée en juin 2013. Dans le Tableau 8 sont présentés, par période de mesure et par typologie de postionnement des cloches, tous les résultats observés sur cette famille de polluant lors de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3).
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BF50 BF100 Dates des mesures Zone CAMPAGNES NOx NO NO2 NOx NO NO2 Début Fin 11% 2% 53% 26% 14% 84% Milieu 08/11/12 14 :50 12/11/12 11 :25 8% 2% 48% 20% 11% 81% Coin 12/11/12 11 :55 15/11/12 12 :00 11% 3% 53% NC NC NC Milieu 15/11/12 15 :00 19/11/12 12 :30 10% 4% 50% NC NC NC Coin 19/11/12 15 :00 22/11/12 11 :20 T 0 12% 3% 54% 27% 22% 47% Milieu 22/11/12 16 :15 26/11/12 10 :50 11% 3% 53% 23% 18% 50% Coin 26/11/12 13 :05 29/11/12 09 :35 13% 6% 56% 27% 15% 83% Milieu 29/11/12 10 :55 03/12/12 12 :35 18% 11% 59% 28% 19% 80% Coin 03/12/12 14 :00 06/12/12 13 :35 NC NC NC 18% 6% 88% Milieu 03/06/13 15 :05 06/06/13 10 :45 NC NC NC 33% 27% 67% Coin NC NC NC 23% 7% 91% Milieu 06/06/13 13 :30 10/06/13 11 :05 NC NC NC 30% 20% 72% Coin 14% 3% 66% NC NC NC Milieu 10/06/13 15 :00 13/06/13 10 :30 23% 18% 56% NC NC NC Coin 15% 3% 66% NC NC NC Milieu T 13/06/13 13 :00 17/06/13 10 :50 1 21% 16% 43% NC NC NC Coin NC NC NC NC NC NC NC 17/06/13 15 :30 20/06/13 11 :50 9% 0% 54% NC NC NC Milieu 20/06/13 15 :00 24/06/13 10 :15 21% 12% 64% NC NC NC Coin NC NC NC 17% 7% 84% Milieu 24/06/13 11 :35 27/06/13 11 :20 NC NC NC 20% 5% 89% Milieu 27/06/13 11 :45 01/07/13 10 :30 7% 1% 47% NC NC NC Milieu 01/07/13 16 :00 04/07/13 10 :00 24% 14% 83% 21% 10% 90% Coin 01/10/13 14 :00 10/10/13 13 :00 25% 15% 84% 23% 13% 88% Milieu 14/10/13 15 :30 21/10/13 10 :45 T 2 NC NC NC 24% 12% 89% Milieu 21/10/13 14 :00 28/10/13 12 :35 25% 16% 78% NC NC NC Coin 2% -16% 74% NC NC NC Coin 07/03/14 00 :00 10/03/14 23 :55 -13% -26% 50% NC NC NC Coin 11/03/14 00 :00 13/03/14 23 :55 -7% -23% 44% NC NC NC Coin 14/03/14 00 :00 16/03/14 23 :55 -13% -24% 39% NC NC NC Coin 17/03/14 00 :00 19/03/14 23 :55 NC NC NC 1% -18% 97% Milieu -4% -19% 47% NC NC NC Coin 22/03/14 00 :00 24/03/14 23 :55 NC NC NC -8% -17% 94% Milieu -12% -23% 40% NC NC NC Coin 25/03/14 00 :00 27/03/14 23 :55 NC NC NC -1% -21% 93% Milieu T 3 -14% -33% 48% NC NC NC Coin 28/03/14 00 :00 31/03/14 14 :00 NC NC NC 3% -25% 97% Milieu -22% -36% 39% -3% -28% 99% Coin 31/03/14 14 :05 03/04/14 13 :55 -18% -33% 37% NC NC NC Milieu 03/04/14 14 :00 05/04/14 23 :55 NC NC NC 53% 40% 99% Coin -12% -24% 38% NC NC NC Milieu 06/04/14 00 :00 09/04/14 23 :55 NC NC NC 39% 25% 100% Coin -11% -28% 49% NC NC NC Milieu 10/04/14 00 :00 13/04/14 23 :55 NC NC NC 6% -18% 88% Coin
Tableau 8 : Synthèse des résultats pour les oxydes d’azote (campagnes T0, T1, T2, T3) -tauxd’abattementssur le BF100 et BF50
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Les moyennes générales, obtenues au cours des expérimentations (selon des pondérations relatives pour chaque durée des phases de mesures), indiquent pour le BF50 des résultats non dépendants de la position de la mesure (Tableau 9). Le rendement épuratoire pour les oxydes d’azotes (NO2 et NO) est faible, de l’ordre de moins de 10 %. Celui-ci est principalement influencé par les rendements très faibles, voire négatifs, obtenus pour le monoxyde d’azote (NO) qui représente la majorité des NOx. Les rendements en dioxyde d’azote (NO2 )sont acceptables ce qui permet de considérer que le biofiltre BF50 agit efficacement pour ce polluant. Pour le biofiltre de 100 cm (BF100), la différence entre les résultats obtenus aux différentes positions de la cloche (points de mesure sur le biofiltre) ne semble pas être majeure. Par contre pour les NOx, le rendement épuratoire est bien supérieur (d’environ 20 %), soit plus du double par rapport au biofiltre de 50 cm (BF50). Les rendements en NO2 sont très satisfaisants (proches de 80 %). Pour ces polluants qui sont fortement émis par le trafic routier, l’utilisation d’un biofiltre d’une épaisseur suffisante pourrait donc être utile pour réduire les niveaux de dioxyde d’azote.
Abattements NO NO2 NOx
BF50 milieu -2,5 % 57,7 % 8,1 %
BF50 coin -3,1 % 58,3 % 7,7 %
BF100 milieu 3,7 % 86,2 % 18,2 %
BF100 coin 8,5 % 77,0 % 20,4 %
Tableau 9 : Moyennes des taux d’abattement de NOx (NO, NO2)sur les biofiltres (BF100 et BF50)pendant l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3)
6.2. Ammoniac et BTEX (Benzène, Toluène, Ethylbenzène et Xylènes)
6.2.1. Campagne T0
3 Les concentrations en ammoniac (NH3) varient en amont, entre 10 et 15 μg/m et elles sont en aval à peine plus élevées, entre 0,2 et 0,7 μg/m3, que la limite de détection de la méthode analytique (0,2 μg/m3) ce qui traduit une excellente efficacité des biofiltres BF100 et BF50 (Tableau 10). Dès le début de l’expérimentation, le traitement épuratoire est donc très efficace pour l’ammoniac, aussi bien avec le BF50 qu'avec le BF100. La très grande solubilité de l'ammoniac permet probablement d’expliquer ce bon résultat.
Périodes 08-12/11/12 12-15/11/12 15-19/11/12 19-22/11/12 de prélèvement Moyenne Écart-type Positions Milieu Côté Milieu Côté de la cloche Concentrations 3 13,36 13,90 13,50 14,38 13,78 0,46 amont (µg/m ) Abattement 98,48 % 98,35 % 97,90 % 98,49 % 98,31 % 0,28 % BF50 Abattement 98,17 % 98,07 % 98,61 % 98,66 % 98,38 % 0,30 % BF100
Tableau 10 : Concentrations en ammoniac (NH3) à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T0
Les résultats obtenus sur les BTEX sont très hétérogènes. Pour chaque série temporelle, trois tubes passifs sont mis en place pour chacun des trois points de mesure (amont, BF50 et BF100). Or, mis à part pour le benzène, les écarts sont trop élevés entre les réplicats placés sur un même filtre pour que ces résultats soient réalistes. Certaines mesures sont en particulier trop proches des limites de détection. Compte tenu de ces incertitudes, le taux d’abattement n'a été calculé que pour le benzène (Tableau 11). On trouve alors des résultats semblables à ceux obtenus pour le NO2 lors de la campagne T0, à savoir 55 % de taux d’abattement par le biofiltre BF50 et de l’ordre de 70 % par le biofiltre BF100.
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Périodes 08-12/11/12 12-15/11/12 15-19/11/12 19-22/11/12 de prélèvements Moyenne Écart-type
Position cloche Milieu Côté Milieu Côté
Abattement 49,2 % 54,0 % 63,5 % 60,1 % 56,7 % 6,4 % BF50 Abattement 72,3 % 64,8 % 80,2 % 67,0 % 71,1 % 6,9 % BF100
Tableau 11 : Taux d’abattement du benzène par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T0
6.2.2. Campagne T1 3 Les concentrations d’ammoniac (NH3) en amont varient entre 15 et 20 μg/m . En aval, par contre elles restent faibles ère 3 mais plus élevées qu’à la 1 campagne(T0). Elles ne dépassent pas 5 μg/m traduisant toujours une excellente efficacité des biofiltres BF100 et BF50 (Tableau 12). La mesure par tubes passifs des BTEX (benzène, toluène, ethylbenzène, xylènes) a été plus concluante que durant la ère 1 campagne T0 (Tableau 13). En effet, pour un même point, les réplicats sont cohérents entre eux et les valeurs sont plus homogènes. De plus, les résultats obtenus en amont sont en moyenne similaires à ceux des 10 échantillons prélevés le 04/06/2013 en amont sur tube par pompage (50 mL/min, 1 h) et analysés au GC-MS (résultats non présentés car la méthode n’a pas été validée d’un point de vue statistique).La concentration moyenne en amont pour chaque BTEX est d'environ 5 µg/m3, hormis pour le toluène, dont la concentration s’élève à 15 µg/m3. Les taux d’abattement pour cette famille de polluants sont lors cette deuxième campagne (T1) satisfaisants, même si le taux d’abattement des TEX est plus élevé que celui du benzène. En effet, on note au moins 75 % d’abattement des TEX par le BF50 et au moins 85 % par le BF100, mais pour le benzène il est seulement de 55 % pour le BF50 et de 66 % pour le BF100. Ces résultats corroborent par ailleurs les résultats de la première campagne (T0).
Périodes 04-06/06/13 06-10/06/13 10-13/06/13 13-17/06/13 Moyenne Écart-Type de prélèvements
Concentrations 3 16,26 16,38 17,92 15,56 16,53 1,00 amont (µg/m )
Abattement milieu Sans objet Sans objet 88,58 % 12,25 % BF 50 coté 79,91 % 97,24 %
milieu Abattement 86,67 % 82,50 % 95,34 % 94,78 % 90,57 % 6,02 % BF100 coté 97,33 % 86,79 % Sans objet
Tableau 12 : Concentrations en ammoniac (NH3) à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T1
Ethylbenz BTEX Benzène Toluène p-Xylène m-Xylène o-Xylène ène totaux
Concentrations Moyenne 5,68 14,59 3,78 3,48 5,75 5,75 39,05 3 amont (ug/m ) Ecart-type 0,63 1,65 1,14 0,95 0,99 0,99 5,59
Abattement Moyenne 54,91 % 76,22 % 79,13 % 77,22 % 80,18 % 80,18 % 77,53 % BF50 Ecart-type 23,63 % 26,79 % 20,61 % 22,56 % 25,82 % 25,82 % 26,96 %
Abattement Moyenne 66,39 % 88,56 % 87,09 % 86,94 % 92,81 % 95,22 % 93,16 % BF100 Ecart-type 7,66 % 2,57 % 4,97 % 5,07 % 1,68 % 4,47 % 2,29 %
Tableau 13 : Concentrations en BTEX à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T1
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6.2.3. Campagne T2 Les concentrations en ammoniac à l’intérieur du tunnel sont cohérentes avec les campagnes précédentes (entre 10 et 15 µg/m3) et présentent de faibles écart-types ce qui traduit une bonne répétabilité de la mesure dans le tunnel (Tableau 14). En aval des biofiltres BF100 et BF50, les résultats sont par contre très hétérogènes. Pour le biofiltre BF50, la concentration moyenne dans la première semaine (avec une position de cloche au coin du biofiltre) est 10 fois plus élevée que pour les semaines suivantes (7,67 µg/m3, la 1ère semaine mais seulement 0,50 µg/m3 et 0,83 µg/m3 , les 2ème et 3ème semaines). Le taux d’abattement par le biofiltre BF50 baisse dans la première semaine, avec un taux à moins de 30 %, alors qu’il est depuis le début du projet à plus de 80 %, voire plus de 90 % (des valeurs trouvées au cours des semaines 2 et 3). Cette différence peut s’expliquer par le positionnement de la cloche. Le coin où elle était installée présentait cette semaine-là une population végétale plus fournie, qui était plus proche de l’alimentation en air vicié et peut être pas suffisamment irriguée. Pour le BF100, les résultats de la campagne T2 sont encore plus étonnants, voire même incohérents. En effet, lors des 2ème et 3ème semaines, la cloche de prélèvements a gardé la même position « au milieu » sur le biofiltre et on observe seulement un abattement de 15 % lors de la 2 ème semaine et une même une concentration moyenne15 % plus ère élevée en aval qu’en amont lors de la 3 ème semaine. Contrairement au BF50, seuls les résultats de la 1 semaine semblent donc cohérents (environ 75 % d’abattement). Les différences peuvent s’expliquer en partie selon l’alimentation en eau du biofiltre. En effet, le BF100 a été moins irrigué que le BF50 car sa surface n’était pas totalement recouverte d’eau. L’emplacement de la première semaine était clairement plus irrigué avec moins de plantes. Mais la tendance n’est pas similaire pour les oxydes d'azote, notamment pour le NO2 qui est un composé également très soluble. Il convient donc de comparer ces résultats à ceux des BTEX qui sont prélevés avec le même protocole (tubes disposés directement dans la cloche). Les résultats pour les BTEX sont cohérents (Tableau 15). Les écart-types sont faibles à chaque point de mesure, ce qui témoigne d’une bonne répétabilité des prélèvements. D’une semaine à l’autre, les concentrations sont relativement stables. Le toluène affiche en particulier de bons résultats d’abattements, autour de 70 % en moyenne, contre 50 % pour les autres espèces (Benzène, Ethylbenzène, p-xylène, m-xylène, o-xylène). Par contre similairement à la tendance observée pour les oxydes d'azote, il n’ y a semble t-il pas de différences notables de traitement entre les deux biofiltres lors de lacampagne T2, ceci à l’exception du toluène et de l’o-xylène .Pour ces deux espèces, contrairement aux résultats des campagnes précédentes, l’abattementpar le BF100 est légèrement plus faible que celui effectué par le BF50. Les observations sur l’ammoniac (NH3) ne sont pas, non plus, confirmées dans le cas des BTEX, ce qui suggère des erreurs dans l'analyse des échantillons d'ammoniac.
1ère semaine 2ème semaine 3ème semaine Périodes 07-14/10 14-21/10 21-28/10 de prélèvements Moyenne Ecart-type Moyenne Ecart-type Moyenne Ecart-type
Concentrations 3 10,63 1,25 15,28 0,86 14,72 0,10 Amont(µg/m )
Concentrations * 3 7,67 0,86 0,50 0,17 0,83 0,47 BF50 (µg/m ) Concentrations 3 2,45 0,82 12,90 1,27 17,14 3,42 BF100 (µg/m ) Abattement *27,83 % 96,70 % 94,39 % BF50
Abattement * * 76,92 % 15,59 % -16,48 % BF100
Tableau 14 : Concentrations en ammoniac (NH3) à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100– campagne T2 *désigne des valeurs incohérentes qui laissent supposer des erreurs dans l'analyse des tubes passifs
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BTEX Benzène Toluène Ethylbenzène p-Xylène m-Xylène o-Xylène Totaux Concentrations Moyenne 5,25 16,31 2,62 2,73 5,32 1,75 33,98 Amont [ug/m3] Ecart-type 0,20 0,64 0,44 0,23 0,06 0,20 1,19
Abattement Moyenne 59,50 % 73,27 % 51,85 % 51,24 % 55,53 % 56,50 % 64,16 % BF50 Ecart-type 1,45 % 1,63 % 9,59 % 6,79 % 1,24 % 8,10 % 2,40 %
Abattement Moyenne 57,82 % 68,69 % 49,50 % 51,50 % 52,86 % 45,28 % 60,58 % BF100 Ecart-type 8,56 % 2,42 % 3,85 % 4,55 % 4,54 % 10,36 % 1,86 %
Tableau 15 : Concentrations en BTEX à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T2
6.2.4. Campagne T3
A l'issue de la dernière campagne T3, les résultats sont à nouveau cohérents mais à l'exception de la mesure effectuée au milieu du biofiltre BF100 du 31/03/2014 au 07/04/2014 qui est anormalement faible (Tableau 16). Les autres résultats faibles sont pour la plupart observés pour des mesures sur les côtés des biofiltres. Pour ces cas particuliers, il pourrait s'agir d'une dégradation accentuée des biofiltres en proximité des parois. Les résultats des BTEX de la campagne T3 sont caractérisés par une plus grande hétérogénéité (Tableau 17). Les écart-types entre les mesures augmentent significativement. Comme les prélèvements ont été réalisés en des points distincts des biofiltres, cela peut traduire l'apparition d'hétérogénéité dans les filtres selon que l'on se situe au milieu ou sur les côtés. On observe également une meilleure efficacité pour le BF100. Les abattements se situent entre 40 et 55 % pour le BF50 contre 65 à 80 % pour le BF100.
ème ère ème ème 4 1 2 3 semaine Écart- Périodes de prélèvement semaine semaine semaine Moyenne 31/03 au Type 10-17/03/14 17-24/03/14 24-31/03/14 07/04/14 Concentrations amont 3 21,10 16,91 18,26 18,57 18,71 1,75 NH3(µg/m )
milieu Sans objet Abattement BF50 79,02 % 13,20 % coté Sans objet 69,69 % 88,86 %
milieu 92,06 % 94,38 % 96,90 % 56,84 % Abattement BF100 69,18 % 28,65 % coté 35,01 % 39,89 % Sans objet
Tableau 16 : Concentrations en ammoniac (NH3) à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagneT3
BTEX Benzène Toluène Ethylbenzène p-Xylène m-Xylène o-Xylène Totaux Concentrations Moyenne 5,09 14,20 2,76 3,17 5,08 2,00 32,30 Amont [ug/m3] Ecart-type 1,44 3,29 0,96 0,85 1,14 0,22 7,82
Abattement Moyenne 40,41 % 45,42 % 43,14 % 41,83 % 53,32 % 40,80 % 45,18 % BF50 Ecart-type 14,48 % 21,09 % 20,17 % 21,30 % 30,04 % 39,08 % 14,09 %
Abattement Moyenne 74,12 % 79,75 % 74,86 % 74,10 % 76,87 % 67,46 % 76,76 % BF100 Ecart-type 12,56 % 8,94 % 12,11 % 18,95 % 24,41 % 19,27 % 16,74 %
Tableau 17 : Concentrations en BTEX à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T3
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6.2.5. Bilan global pour l’ammoniac et les BTEX
Ammoniac (NH3) Les deux premières campagnes (T0 et T1) montrent que le traitementpar les deux boifiltres (BF50 et BF100) de l'ammoniac est très efficace, avec une baisse des concentrations en moyenne supérieure à 85 % (Figure 29). A la ème ème 3 campagne (T2), plusieurs résultats apparaissent erronés,et à la 4 campagne (T3) les mesures effectuées en bordure de biofiltres (des mesures « en position coin ») indiquent un essoufflement des systèmes de traitement. Mais les résultats sont encore très satisfaisants avec une efficacité, au terme de l'expérimentation (à la fin de la campagne T3),. Dépassant 85 % pour le BF50 et 90 % pour certains points de mesure du BF100.
Figure 29 : Taux d’abattement de l’ammoniac (NH3) par les deux biofiltres (BF50 et BF100) au cours de l'expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3)
La moyenne globale d’abattement pour l’ammoniac (NH3) ,obtenue sur l’ensemble de l’expérimentation dans les deux biofiltres BF50 et BF100, montre un rendement très satisfaisant (Tableau 18). Les variations importantes des résultats de la campagne T2 viennent néanmoins fortement majorer les écart-types obtenus. On peut donc estimer que, compte- tenu de ces forts écart-types, les deux biofiltres présentent des caractéristiques semblables et qu’une performance moyenne de l’ordre de 75 % semble bien traduire l’efficacité d’un biofiltre.
NH3 Abattements Écarts-type moyen
BF50 83 % 22 %
BF100 66 % 33 %
Tableau 18 : Taux d’abattements moyen de l’ammoniac (NH3) par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3).avec une pondération des temps de mesures
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Benzène Pour le benzène, les taux d'abattement sont toujours supérieurs à 45 %, hormis deux périodes de prélèvements (du 10 au 13 juin 2013 et du 10 au 17 mars 2014) (Figure 30). Ces taux sont même meilleurs pour le BF100 dépassant ponctuellement 75 %.
Figure 30 : Taux d’abattement du benzène par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3)
TEX Pour le toluène (Figure 31), l'éthylbenzène (Figure 32) et les xylènes (Figure 33), les taux d’abattementse sont révélés ère à la 1 campagne (bilan de la campagne T0) peu intéressants. Mais dans la suite de l'expérimentation les taux d’abattements ont été globalement plus élevés que ceux du benzène. Les meilleurs résultats ont été obtenus sur une période estivale avec plus de 75 % de taux d’abattement de manière répétée. Le taux moyen d’abattement pour les BTEX (Tableau 19), sur l’ensemble de l’expérimentation dans les deux biofiltres (BF50 et BF100),doit être considéré en tenant compte tenu des fortes dispersions observées sur les résultats de la campagne T0. Ces variations importantes viennent majorer les écart-types obtenus. Toutefois pour cette famille de polluants, on peut affirmer que la biofiltration testée dans cette expérimentation permet d’abattre des niveaux de pollution de manière significative. Le BF100 présente de meilleurs taux d’abattement sur l’ensemble de l’expérimentation. Les écart-types associés à ces mesures nuancent tout de même la différence d’efficacité entre les deux biofiltres.
Benzène Toluène Ethylbenzène Xylènes Moyenne Ecart-type Moyenne Ecart-type Moyenne Ecart-type Moyenne Ecart-type Abattement 52 % 15 % 16 % 56 % 49 % 18 % 49 % 32 % BF50 Abattement 65 % 10 % 55 % 33 % 68 % 15 % 68 % 15 % BF100
Tableau 19 : Taux moyens d’abattement pour les BTEX par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3), avec une pondération des temps de mesure
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Figure 31 : Taux d’abattement du toluène par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) (les valeurs de 2012 sont à considérer avec circonspection étant donnés les écarts observés entre réplicats)
*
Figure 32 : Taux d’abattement de l'éthylbenzène par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) (les valeurs de 2012 sont à considérer avec circonspection étant donnés les écarts observés entre réplicats)
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Figure 33 : Taux d’abattement des xylènes par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) (les valeurs de 2012 sont à considérer avec circonspection étant donnés les écarts observés entre réplicats)
6.3. Particules et hydrocarbures aromatiques polycycliques
6.3.1. Campagne T0
Particules En amont, les concentrations massiques moyennes de PM10 sont relativement constantes, calculées sur des périodes de 3 à 4 jours et mesurées par impaction. Elles varient entre 55,7 et 66,3 μg/m3. Ces valeurs sont confirmées par les mesures par TEOM, qui est une méthode normalisée de mesure des particules en masse. L’écart entre les deux techniques de mesures reste inférieur à 10 % (Tableau 20). D’autre part, la masse des PM10 en amont est composée à 86,7 % de PM1 et pour plus de 96 % de PM2.5 (Figure 34). Le traitement des particules par biofiltration semble efficace, en particulier pour le BF100 (Tableau 21). En masse pour les PM10, le taux moyen d’abattement par le BF50 est de 46 % et de 81 % par le BF100. Le traitement des particules est à ce stade mécanique car la solubilité des particules est a priori relativement faible compte tenu de leur composition. La porosité du biofiltre permet de retenir les particules. D’ailleurs, le traitement parait d’autant plus efficace que le diamètre des particules est élevé. Le traitement pour les particules de diamètre entre 2,5 et 10 μm est meilleur avec un rendement d’abattement par le BF50 supérieur à 85 % et même supérieur à 95 % par le BF100. Pour les particules plus fines, entre 1 et 2,5 μm de diamètre, le rendement d’abattement par le BF50 est seulement de 77 % et de 93% par le BF100. Pour les PM1 il est encore moindre, avec 41% par le BF50 et 79 % par le BF100. La répartition granulométrique des particules est donc modifiée entre l'amont et l'aval avec une proportion de particules très fines plus importante en sortie de traitement (Figure 34). La plus grande efficacité du traitement sur les plus grosses particules tend à faire diminuer la proportion massique des particules les plus grossières.
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TEOM Impacteur Ecart Teom Paramètres µg/m3 µg/m3 vs impacteur Du 08 au 12 novembre 2012 64,65 58,67 9,3 % Du 12 au 15 novembre 2012 65,83 66,35 - 0,8 % Du 15 au 19 novembre 2012 70,55 65,48 7,2 % Du 22 au 26 novembre 2012 57,30 55,71 2,8 % Du 26 au 29 novembre 2012 60,50 60,22 0,5 %
Tableau 20 : Comparaison des concentrations particulaires mesurées en amont du biofiltre selon deux méthodes : par impaction ou par mesure optique - campagne T0
Figure 34 : Répartition granulométrique de la masse des PM10 entre amont et aval des biofiltres lorsde la campagne T0
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Périodes de Ecart- 8-15/11/2012 15-22/11/2012 22-29/11/2012 Moyenne prélèvement type
Amont 3 55,5 56,9 48,9 53,8 4,2 (µg/m )
Abattement [0-1µm[ 49,29% 42,34% 31,12% 40,92% 9,17% BF50
Abattement 80,59% 80,87% 76,57% 79,34% 2,41% BF100
Amont 5,4 6,7 6,6 6,2 0,7 (µg/m3)
Abattement [1-2,5µm[ 76,11% 80,12% 74,74 % 76,99 % 2,80 % BF50
Abattement 93,08 % 93,54 % 92,94 % 93,19 % 0,31% BF100
Amont 3 1,6 2,0 2,5 2,0 0,4 (µg/m )
Abattement [2,5-10µm[ 81,26 % 87,64 % 86,85 % 85,25 % 3,48 % BF50
Abattement 96,06 % 94,49 % 95,27 % 95,28 % 0,78% BF100
Ecart Périodes de prélèvement 8-15/11/2012 15-22/11/2012 22-29/11/2012 Moyenne type
Amont 3 62,5 65,5 58,0 62,0 3,8 (µg/m )
Abattement PM10 52,4 % 47,5 % 38,4 % 46,1 % 7,1% BF50
Abattement 82,1% 82,6 % 79,2 % 81,3 % 1,8 % BF100
Tableau 21 : Concentrations en particules à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 (selon différentes gammes de diamètres de particules) - campagne T0
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HAPs En complément des mesures de particules, 15 hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAPs) sont mesurés : le naphtalène, l’acénaphtalène, le fluorène, le phénantrène, l’anthracène, le fluoranthène, le pyrène, le benzo(a)anthracène, le chrysène, le benzo(b)fluoranthène, le benzo(k)fluoranthène, le benzo(a)pyrène, le dibenzo(ah)anthracène, le benzo(ghi)pérylène et l’indéno (1,2,3,c,d) pyrène. Une analyse des filtres de prélèvement pour les particules est réalisée par chromotographie. Pour comparer les données amont et aval et calculer le taux d’abattement, la masse est normalisée par volume d’air pompé. En effet, les périodes de mesure sont approximativement deux fois plus longues en aval qu’en amont afin de pouvoir obtenir des masses suffisantes. Ces concentrations ne sont pas à interpréter comme la concentration des HAPs gazeux atmosphériques mais comme la masse de HAPs contenus dans les particules par volume d’air pompé. Le naphtalène, l'acénaphtalène et le fluorène ont un comportement différent des 12 autres HAPs, car leur taux d’abattement est peu visible et l’écart-type élevé (Figure 35). En effet, la volatilité de ces composés rend leur analyse difficile. Pour les 12 autres HAPs, on observe un taux d’abattement plus important après filtration avec le BF100 qu'avec le BF50. Le taux moyen d’abattement de la masse totale des 12 HAPs est de 50 % par le BF50 et de 84 % par le BF100. Ces taux sont cohérents avec ceux trouvés sur les concentrations massiques des PM10 (Tableau 21). En amont comme en aval, plus de 80 % de la masse des HAPs est représenté par les PM1. Il existe deux raisons à cela. Les particules d’un diamètre inférieur à 1 μm (PM1) représentent plus de 85 % de la masse des PM10, en amont comme en aval. La surface spécifique totale des particules est plus grande pour les PM1 que pour les plus grosses particules, et donc la surface disponible pour l’adsorption des HAPs est plus importante. D’après la granulométrie, trois HAPs se distinguent en particulier. Il s’agit du benzo(a)pyrène, du benzo(ghi)pyrène et de l’indéno(123cd)pyrène. Ces trois HAPs, très peu volatils du fait de leur poids moléculaire, sont produits à l’issue de combustion de fuel fossile et sont pour cela souvent utilisés comme indicateurs de sources trafic. Leur part dans les PM1 est en effet plus faible en aval du BF100 (respectivement 83 %, 86 % et 63 %) qu’en aval du BF50 (respectivement 95 %, 90 % et 94 %) ou encore qu’en amont (respectivement 93 %, 92 % et 87 %). Autrement dit, pour le BF100 la composition chimique des particules n’est pas la même, à ce stade,en amont et en aval. Par contre cette observation n’est pas réalisée pour le biofiltre BF50 qui a par ailleurs des qualités épuratoires plus faibles.
Figure 35 : Variation de la masse de différents HAPs particulaires prélevés entre l’amont et l’aval des biofiltres (BF50, BF100) - campagne T0
8-12/ 12-15/ 15-19/ 19-22/ 22-26/ 26-29/ Ecart- Périodes de prélèvement Moyenne 11/2012 11/2012 11/2012 11/2012 11/2012 11/2012 type
Amont 175 126 167 149 111 146 27
HAPs*(ng)/PM1(mg) BF50 115 128 131 125 9
BF100 99 45 86 77 28
Tableau 22 : Teneurs HAPs* dans les PM1 - campagne T0 * exclus : le naphtalène, l’acénaphtalène, le fluorène
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6.3.2. Campagne T1
Particules Comme pour la première campagne (T0), le temps de prélèvement des particules est deux fois plus court en amont qu’en aval, les concentrations étant plus élevées. La répartition granulométrique des particules en amont (T1) est du même ordre de grandeur que celle de la première campagne (T0). Le taux d’abattement global des PM10 est plus faible et beaucoup plus dispersé selon les prélèvements effectués (Figure 36). Quel que soit le positionnement des cloches de mesure, l'efficacité du biofiltre BF100 reste importante et supérieure à celle du BF50. Les résultats pour le BF50 sont plus limités et assez sensibles au positionnement de la mesure en aval (Figure 36).
Figure 36 : Concentrations en PM10 en amont et en aval des biofiltres (BF50, BF100) - campagne T1
L'analyse des particules par leur taille n'apporte pas d'enseignements majeurs nouveaux par rapport aux résultats de la ère 1 campagne (T0). Le traitement en masse demeure plus efficace sur les particules les plus grossières. Au final pour cette deuxième campagne (T1), le taux d’abattement global des PM10 est estimé pour le BF50 à 17 % en moyenne contre 46 % à l’automne 2012 (T0), et pour le BF100 il est de l'ordre de 64 % contre 81 % à l’automne (T0). On observe donc une perte d'efficacité du dispositif dans le temps. Comme pour les oxydes d’azote, des mesures sans cloche au-dessus du BF50 et au-dessus du témoin ont été faites du er 24 juin au 1 juillet 2013. Lors des mesures à l’air libre (sans cloche), le taux d’abattement au niveau du BF50 est plus élevé comparé aux mesures avec cloche en raison de la dispersion et du mélange avec l’air extérieur plus sain que celui prélevé dans le tunnel. Mais, les concentrations à 30 et 50 cm restent plus élevées qu’au-dessus du biofiltre 3 3 témoin. Au-dessus de ce dernier, les PM10 sont de l’ordre de 10 µg/m , contre 53 µg/m au-dessus du BF50 (Tableau 23). Les concentrations sont plus élevées en aval du biofiltre BF50 qu'en aval du témoin, traduisant ainsi une activité du biofiltre qui ne parvient pas à épurer totalement l'air.
BF 50 Témoin (moyenne des mesures à 30 cm et 50cm) Concentration Concentration Amont 3 aval Abattement aval (µg/m ) 3 3 (µg/m ) (µg/m )
PM10 53,16 31,35 41,03 % 12,00
[0-1µm[ 46,31 29,44 36,42 % 11,09
[1-2,5µm[ 5,25 1,47 71,96 % 0,53
[2,5-10µm[ 1,60 0,43 72,86 % 0,38
Tableau 23 : Concentrations en aval du BF50 et du filtre témoin en l'absence de cloche - campagne T1
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HAPs Les résultats sont meilleurs en aval du BF100 qu’en aval du BF50. Par rapport à la première campagne (T0), le taux d’abattement des HAPs en phase particulaire est plus faible pour le BF100 (63 % pour la campagne T1 contre 85 % lors de la campagne T0) mais quasi-identique pour le BF50 (45 % pour la campagne T1 contre 50 % lors de la campagne T0). ère Les résultats individuels par HAP pour la campagne T1 diffèrent quelque peu de la 1 campagne T0 (Figure 37). La concentration en pyrène est en effet plus importante. La concentration des HAPs plus lourds est en revanche plus faible. En amont comme en aval, la quasi-totalité des HAPs se retrouve dans la fraction fine des particules, à savoir les ère PM1. Cette observation était déjà faîtes à la 1 campagne T0, mais les fractions [1-2,5µm[ et [2,5-10µm[ étaient malgré tout plus riches en HAPs, ce qui contredit l’hypothèse avancée d’une possible émission par le biofiltre de particules plus grossières.
Figure 37 : Masse des différents HAPs prélevés en amont et en aval des biofiltres (BF50, BF100)
6.3.3. Campagne T2 ème Le BF100 est toujours efficace pour les PM10 mais le taux d’abattement diminue au cours de la 3 campagne T2. L’efficacité du BF50 devient difficile à percevoir pour un réel effet significatif (Figure 38).
Figure 38 : Concentrations en PM10 en amont et en aval des biofiltres (BF50, BF100)
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Les résultats par taille de particules sont les suivants (Tableau 24) :
- BF50 : apparemment il n’y a pas d'effet sur les PM10 (du fait d'une mauvaise filtration des PM0-1, les plus représentées) mais 70 % de la masse des particules d’un diamètre entre 1 et 2,5 µm est éliminée. Pour les particules d’un diamètre compris entre 2,5 et 10 µm, le résultat obtenu du 03 au 07/10/13 est aberrant mais les résultats se situent entre 60 et 70 % de particules éliminées.
- BF100 : une baisse de 27 % des PM10, de 17 % pour les PM0-1 et plus de 50 % pour les PM1-10.
Au cours de la campagne T2, les très fines particules de diamètre inférieur à 1 µm ont été mesurées de manière spécifique sur la réduction du nombre de particules (Figure 39). Pour ces très fines particules l'efficacité est limitée confirmant les observations faites sur la masse des PM1. Au sein des PM1, les particules d’un diamètre proche de 1µm sont effectivement les plus lourdes, et leur nombre guide les résultats obtenus en masse. En revanche, à la lecture des résultats obtenus avec l'Elpi, le traitement par biofiltration semblerait être efficace pour épurer les très fines particules (mais sans que cela soit visible sur les mesures en masse, compte tenu de la très faible masse des très fines particules) puisque le nombre de particules dont le diamètre est inférieur à 0,1 µm diminue significativement après un passage dans les biofiltres. En dépit de résultats peu probants sur la mesure en masse des PM1, on observe tout de même un taux d’abattement significatif des particules très fines de diamètre inférieur à 0,1 µm.
Moyenne Ecart- Périodes de prélèvement 03-07/10/13 07-14/10/13 14-21/10/13 21-28/10/13 µg/m3 type Amont µg/m3 47,15 47,46 48,68 47,42 47,68 0,68
Abattement milieu 7,29 % -0,89 % 17,09 % BF50 PM10 côté 10,58 % - -20,53 %
Abattement milieu 29,67 % - 27,24 % 14,29 % BF 100 côté 40,17 % 11,90%
Amont µg/m3 42,37 38,19 43,08 41,90 41,39 2,18
Abattement milieu -1,02 % -10,86 % 19,03 % BF [0-1µm[ 50 côté 1,24 % - -32,80 %
Abattement milieu 23,63 % - 17,79 % 20,38 % BF 100 côté 34,62 % -4,87%
Amont µg/m3 3,88 6,66 4,29 4,39 4,80 1,26
Abattement milieu 72,76 % 70,10 % 6,95 % BF [1-2,5µm[ 50 côté 62,22 % - 75,33 %
Abattement milieu 76,08 % - 88,76 % 15,23 % BF 100 côté 105,66 % 84,56 %
Amont µg/m3 0,91 2,61 1,31 1,12 1,49 0,77
Abattement milieu 66,28 % 118,24 93,70 % BF % [2,5-10µm[ 50 côté 226,41% - 62,04 %
Abattement milieu 76,17 % - 55,85 % 31,57 % BF 100 côté 19,48 % 71,89 %
Tableau 24 : Résultats des abattements pour les particules selon différentes gammes de diamètres - campagne T2
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Figure 39 : Résultats sur le nombre de particules de très petites tailles-campagne T2
31/03- Moyenne Ecart- Périodes de prélèvement 10-17/03/14 17-24/03/14 24-31/03/14 07-14/04/14 07/04/14 µg/m3 type Amont µg/m3 187,55 150,61 104,26 92,93 76,79 122,43 45,60
milieu BF50 PM10 côté 78,74 % 82,86 % 69,27 % 63,53 % 57,22 % 70,32 % 10,57 %
milieu 83,64 % 87,39 % 79,95 % BF100 79,91% 6,12 % côté 77,21 % 71,37 %
Amont µg/m3 167,41 137,90 89,55 79,22 61,74 107,16 2,18
milieu BF50 [0-1µm[ côté 77,39 82,12% 65,70 60,71 51,11 67,41 12,54
milieu 82,27 86,70 77,31 - BF100 77,21 % 8,05 % côté 71,12 65,64
Amont µg/m3 15,52 9,10 10,11 9,46 8,40 10,52 2.86
milieu % BF50 [1-2,5µm[ côté 89,51 90,80 % 90,29 75,19 74,10 83,98 % 8,54
milieu 94,94 94,49 95,91 - BF100 94,63 % 1,09 % côté 94,90 92,91
Amont µg/m3 4,62 3,60 4,60 4,25 6,64 4,74 1,14
milieu BF50 [2,5-10µm[ côté 91,63 91,07 92,58 90.05 92,65 91,60 % 1,09 %
milieu 95,37 95,75 96,27 BF100 96,05 % 0,86 % côté 95,41 97,45
Tableau 25 : Résultats des abattements pour les particules selon différentes gammes de diamètres -campagne T3
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6.3.4. Campagne T3 Cette dernière campagne est marquée par des niveaux de concentration en particules en amont plus importants que ceux rencontrés lors des campagnes précédentes. En effet, les concentrations à la campagne T3 sont en moyenne supérieures à 150 µg/m3 sur la période du 10 au 24 mars 2014 (lors des autres campagnes, les niveaux moyens sont 3 de l'ordre de 50 µg/m ). Sur cette période, la filtration a d’ailleurs été très efficace ainsi que durant toute la campagne T3 (Tableau 25). Alors que les campagnes T1 et T2 semblaient indiquer un essoufflement du biofiltre, les abattements mesurés pour cette campagne sont de nouveau très satisfaisants pour le BF100, avec une efficacité très voisine de celle observée lors de la campagne T0. Pour le BF50, les résultats sont également très bons, il s'agit de la campagne donnant les meilleurs résultats.
6.3.5. Bilan global des particules et HAPs
Le bilan sur les PM10 (Figure 40) est largement dicté par les observations faites sur les PM0-1 (Figure 41) tant celles-ci sont représentées (plus de 85 % de la fraction massique en amont). Pour le biofiltre BF100, le rendement d’abattement initial est très satisfaisant avec plus de 80 % (T0), mais il est à 64 % puis 27 % (été et automne 2013) lors des deux campagnes suivantes (T1, T2), puis il retrouve finalement de la vigueur au printemps 2014 (T3). On observe pour le BF50, moins efficace pendant toute la durée de l’expérimentation, ce même essoufflement sur les 2ème et 3ème campagne. L’essoufflement se traduit même par une quasi absence d'efficacité. L'efficacité du BF50 est en revanche très élevée lors de la dernière campagne (T3), au printemps 2014, et même finalement voisine de celle du BF100 pour cette même période. Les résultats sur les fractions [1-2.5µm[et [2,5-10µm[ sont globalement plus élevés (Figures 41 et 42). Le biofiltre est plus efficace sur les particules plus grossières alors que ces dernières ne constituent pas l'essentiel de la pollution particulaire. Les rendements épuratoires moyens observés par classe granulométrique au cours des 4 campagnes sont corrects pour les plus petites particules (moins de 1 µm) et très satisfaisants pour les particules de taille supérieure à 1 µm (Tableau 26). Le biofiltre BF100 semble plus efficace que le biofiltre BF50 mais cette conclusion est à nuancer par la grande dispersion des résultats. Cette technique est tout de même efficace pour diminuer les quantités de particules émises en amont du système. Pour ces moyennes, un abattement à 100 % a été considéré lorsque l’abattement était de plus de 100 % du fait des très faibles masses mesurées.
Figure 40 :Abattement des PM10 pour les deux biofiltres (BF50, BF100) sur l'ensemble de l'expérimentation (T0, T1, T2, T3)
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Figure 41 : Abattement des PM0-1 pour les deux biofiltres (BF50, BF100) sur l'ensemble de l'expérimentation (T0, T1, T2, T3)
Figure 42 : Abattement des PM1-2.5 pour les deux biofiltres (BF50, BF100) sur l'ensemble de l'expérimentation (T0, T1, T2, T3)
[0-1µm[ [1-2,5µm[ [2,5-10µm[ PM10 Moyenne Ecart- Moyenne Ecart- Moyenne Ecart- Moyenne Ecart- type type type type Abattement 29 % 39 % 77 % 12 % 84 % 12 % 36 % 33 % BF50 Abattement 61 % 27 % 93 % 7 % 91 % 21 % 66 % 23 % BF100
Tableau 26 : Moyennes et écart-types associés des abattements du BF50 et BF100 pour les particules selon différentes gammes de diamètre et la pondération de chaque durée des campagnes de mesure
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7. Suivi de l’eau
7.1. Déroulement des campagnes
7.1.1. Phase n°1 En ce qui concerne les mesures effectuées sur l’eau, la première phase s’est tenue de mi-novembre 2012 à la fin août 2013. Les campagnes T0 et T1 sont donc comprises dans cette période. En l’absence d’aménagement spécifiquement dédié, il a été difficilede qualifier des points de prélèvement d’eau satisfaisants. Au début de l’étude, les prélèvements étaient effectués sur les tubes BF50 et BF100 (avant mélange des effluents recirculés), ainsi que dans l’issue BF50/100 (après mélange), et dans l’issue Témoin. Sont appelés « points issues » les points de prélèvement mis en place dans l’issue de secours, en bas des tubes ou étaient placés les deux pompes de refoulement permettant la remise en circulation de l’eau dans les deux circuits. Ces prélèvements, au-delà d’être d’un accès difficile au niveau de l’issue, se sont révélés peu représentatifs de l’eau réellement recirculée pour l’irrigation des biofiltres.
7.1.2. Phase n°2 A partir de septembre 2013, il a été décidé d’effectuer les prélèvements directement dans la dernière cuve alimentant chaque biofiltre, afin de nous affranchir des effets dus au circuit d’alimentation et de recirculation de l’eau.
7.2. Paramètres analytiques
7.2.1. pH Le pH définit le caractère acide (pH<7,00) basique (pH>7,00) ou neutre (pH=7,00) d’un effluent.
7.2.2. Matières en suspension Les matières en suspension ou MES sont des particules présentes dans un effluent, généralement exprimées par une concentration (mg/L). Un volume donné est filtré à l’aide d’un filtre préalablement taré et pesé sur une balance de précision. Les MES ainsi obtenues sont une indication globale de la pollution non dissoute (minérale et organique).
7.2.3. Paramètres azotés L’azote est présent sous différentes formes dans un effluent. Les paramètres azotés sont exprimés par un équivalent en azote (N) en fonction de la masse molaire, afin de manipuler dans une même expression des teneurs pour différents composés (Tableau 27).
+ + Ammonium N-NH4 (14g/mol) NH4 (18g/mol) + N-NH4 1 1,286 - - Nitrites N-NO2 (14g/mol) NO2 (46g/mol) - N-NO2 1 3,286 - - Nitrates N-NO3 (14g/mol) NO3 (62g/mol) - N-NO3 1 4,429 Tableau 27 : Modalités de calcul de l’azote N
A titre d’exemple: 50 mg de NO3/L équivalent à 11,3 mg de N-NO3/L.
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L’azote Kjeldahl (NK) est l’azote présent sousforme réduite. Lors d’une attaque acide, c’est la somme des sels + ammoniacaux (NH4 ) et de l’azote organique minéralisé. + NK (mgN/L)= NH4 (mgN/L) + N organique minéralisé (mgN/L). + Une règle de cohérence induite veut que pour un même échantillon, [N- NH4 ] < [NK]
L’azote global (NGL) est la somme de l’azote présent sous forme réduite et de l’azote sous forme oxydée (N-NO2 et N- NO3, respectivement nitrites et nitrates) (Tableau 28). NGL (mgN/L) = NK (mgN/L) + N-NO2 (mgN/L)+N-NO3(mgN/L)
N global (NGL)
N réduit (Kjeldahl) N oxydé
N organique N-NH4+ N-NO2 N-NO3
Tableau 28 : Décomposition de l’azote global
7.3. Résultats
7.3.1. pH
Au cours de l’étude, les pH mesurés sont stables aussi bien en phase n°1 (Figure 43) qu’en phase n°2 (Figure 44). Le pH moyen est à 8,4 ce qui représente une augmentation de 0,9 points par rapport au pH de l’eau de remplissage des cuves (eau du réseau public), qui est régulièrement apportée en cours d’étude. Le suivi en continu de la sonde multi-paramètres YSI installée sur le tube BF50 confirme la valeur de pH mesurée et la stabilité constatée. Néanmoins, sur le point de prélèvement issue témoin, une baisse de pH à 7,5 de moyenne est constatée de juillet à août 2013.
Figure 43 : Suivi du pH lors de la phase n°1 en différents endroits des circuits d’eau
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Figure 44 : Suivi du pH lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau
7.3.2. Matières en suspension Plusieurs facteurs peuvent expliquer les fluctuations observées sur les matières en suspension (MES) en fonction des points considérés, de la période ou d’influences ponctuelles mises en évidence. De novembre 2012 à fin juin 2013, les valeurs relevées sont relativement stables sur tous les points (Figure 45). Les fluctuations observées concernent essentiellement les points de surface (tubes BF50 et BF100 avant mélange des effluents). L’hypothèse la plus probable est que les circuits ont très rapidement commencé à se charger en matières issues des biofiltres. Le cycle de fonctionnement des pompes de recirculation des deux circuits a pu perturber les prélèvements, en remettent partiellement en suspension, lors de leur mise en route régulière, une partie des MES décantées, influençant ainsi de manière importante la teneur en MES. Le remplissage à l’eau claire des cuves contribue logiquement à diluer les effluents, même si le phénomène n’est pas toujours facile à mettre en évidence compte tenu d’une périodicité variable, d’une date de mise en œuvre non synchronisées aux prélèvements d’eau, ainsi que des volumes de remplissage fluctuant en raison des conditions météorologiques in situ.
Figure 45 : Suivi des MES lors de la phase n°1 en différant endroits des circuits d’eau
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Sur la période entre juillet et août 2013, il y a un effet d’accumulation des MES dans les circuits (Figure 46). C’est très important sur le circuit témoin, notable sur les points de mesure de tubes BF50 et BF100, et moindre sur l’issue BF50/100.
Figure 46 : Suivi des MES lors de la phase n°1 et des mois de juillet et août 2013 en différents endroits des circuits d’eau
A partir de septembre 2013, la stratégie de prélèvement a été adaptée. Les prélèvements sont alors effectués directement dans la dernière cuve alimentant chaque biofiltre, afin de nous affranchir des biais cités ci-dessus. Cela a eu pour conséquence une diminution massive des MES avec des concentrations proches de 0 mg/L (Figures 47 et 48). Les fluctuations visibles lors de cette expérimentation sont essentiellement et physiquement liées à la variation de niveau d’eau dans les cuves d’alimentation, par effet de concentration-dilution d’un même ordre de grandeur de matières présentes en fond de cuve (Tableau 29).
Tableau 29 : Bilan de l’évolution des moyennes en MES enregistrées pendant l’expérimentation
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Figure 47 : Suivi des MES lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau
Figure 48 : Suivi des MES lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau avec adaptation de l’unité d’échelle
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7.3.3. Paramètres azotés (NK, NH4)
Lors de la phase n°1 (mars à août 2013), l’azote Kjeldahl (NK ) est stable avec de faibles teneurs jusqu’à début juillet quel que soit le point de prélèvement considéré (Figure 49). À partir de début juillet 2013 une élévation irrégulière de ces teneurs est noté, excepté dans l’issue BF50/100, et bien plus forte dans l’issue témoin que dans les tubes 50 et 100 (voir 1* et chapitre précédent).
1*
Figure 49 : Suivi des NK lors de la phase n°1 en différents endroits des circuits d’eau
L’observation des moyennes en NK permet de constater la stabilité de ce paramètre (Tableau 30).
Points de prélèvement Concentrations unités NK tube BF50 12,9 mg/L tube BF100 12,3 mg/L issue BF50/100 11,6 mg/L issue témoin 17,8 mg/L Tableau 30 : Moyennes des NK en fonction du lieu de prélèvement lors de la phase n°1 de l’expérimentation
Le rapport N-NH4/NK permet de déterminer l’origine des NK (Figure 50). Pour les deux biofiltres,la rapide stabilisation autour de 10% de ce rapport montre que le NK est essentiellement d’origine organique. Le point de prélèvement dans l’issue témoin montre un pic de mai à fin juillet 2013, période au cours de laquelle les N-NH4 représentent une part importante voire majoritaire des NK mesurés. Le NK est alors essentiellement d’origine minérale.
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Figure 50 : Suivi du rapport N-NH4/NK lors de la phase n°1
Lors de la phase n°2 de prélèvements (septembre 2013 - avril 2014), les valeurs de NK mesurées sur les prélèvements effectués dans les cuves du circuit témoin et dans celles des BF50/100 sont faibles et bien stables (Figure 51). Les points manquants sont volontairement occultés car ils sont considérés aberrants, suite à de probables soucis sur le rendu des résultats, échanges ou contaminations d’échantillons lors de la phase de prélèvement ou d’analyse.
Figure 51 : Suivi des NK lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau
Les concentrations moyennes en NK mesurées dans les cuves lors de la phase n°2 (septembre 2013 à avril 2014) sont plus basses que leur équivalent dans le reste du circuit (Tableau 31).
Concentrations Points de prélèvement Unités NK cuve témoin 2,7 mg/L cuve BF 50/100 7,6 mg/L Tableau 31 :Moyennes des NK en fonction du lieu de prélèvement lors de la phase n°2 de l’expérimentation
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Le rapport N-NH4/NK lors de la phase n°2 de l’expérimentation est supérieur d’une dizaine de points dans la cuve témoin comparé à la cuve BF50/100, marquant un caractère plus minéralisé des NK au niveau du témoin (Figure 52).
Figure 52 : Suivi du rapport N-NH4/NK lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau
7.3.4. Paramètres azotés : azote oxydé
Nitrites Les teneurs en nitrites sont globalement faibles à l’intérieur du circuit lors de la phase n°1 de prélèvement, essentiellement sur le tube BF50 et l’issue BF50/100. Les nitrites sont quasi absents des prélèvements sur l’issue témoin et le tube BF100 (Figure 53).
Figure 53 : Suivi des nitrites lors de la phase n°1 en différents endroits des circuits d’eau
Lors de la phase n°2, les prélèvements en cuve ont abouti à des teneurs proches des limites de quantification, c’est-à- dire négligeables si l’on considère les teneurs des autres paramètres azotés mesurés (Figure 54).
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Figure 54 : Suivi des nitrites lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau
Nitrates Lors de la phase n°1, les analyses de nitrates montrent des niveaux stables et cohérents en tous points des circuits biofiltres (Figure 55). La moyenne des nitrates est autour de 30mg/L (N-NO3). Le niveau de concentration N-NO3 augmente globalement en fin de période de la phase n°1 (à partir de la fin juillet). Les niveaux mesurés dans le circuit témoin sont par contre significativement et systématiquement inférieurs, de l’ordre de la limite de quantification soit environ 3mg/L.
Figure 55 : Suivi des nitrates lors de la phase n°1 de l’expérimentation en différents endroits des circuits d’eau
Lors de la phase n°2, il y a une différence entre les teneurs observées dans les biofiltres et le témoin (comme c’était aussi le cas à la phase n°1) avec des valeurs nettement supérieures sur les cuves BF50/100 par rapport aux cuves témoin pour lesquelles la présence de nitrates est insignifiante (Figure 56). On note l’apparition de pics en fin de période, qui sont probablement liés au facteur concentration/dilution induit par le niveau d’eau présent dans les cuves au moment du prélèvement.
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Figure 56 : Suivi des nitrates lors de la phase n°2 de l’expérimentation en différents endroits des circuits d’eau
7.3.5. Rapport NK/NGL
Le rapport NK/NGL qui évolue dans le temps permet de distinguer pour l’azote global la part des composés azotés sous forme réduite et la part des nitrates (les nitrites étant considérés comme négligeables). Lors de la phase n°1, 40 % de l’azote global, présent dans les effluents qui sont liés aux biofiltres, est sous une forme réduite (N organique essentiellement). 60 % se trouve sous forme de nitrates (Figure 57). Le témoin a un mode de fonctionnement totalement différent, car le rapport NK/NGL tend vers 100 % ce qui témoigne d’une quasi-absence de nitrates.
Figure 57 : Suivi du rapport NK/NGL lors de la phase n° 1 de l’expérimentation en différents endroits des circuits d’eau
Lors de la phase n°2, comme pour la phase n°1, la différence est nette entre les deux prélèvements (cuve témoin comparé à la cuve BF50/100) (Figure 58). Les nitrates représentent une grande partie de l’azote global au niveau des cuves biofiltres (80 à 90 % avec tendance à la hausse au cours de la période considérée), mais ils sont quasiment absents dans le circuit témoin.
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Figure 58 : Suivi du rapport NK/NGL lors de la phase n° 2 de l’expérimentation en différents endroits des circuits d’eau
7.4. Interprétations
La méthodologie employée permet une interprétation selon deux critères discriminants distincts. Les prélèvements réalisés sur le circuit, liés aux biofiltres (tube BF50, tube BF100, issue BF50/100 ou cuve BF50/100), sont différenciés de ceux réalisés sur le circuit témoin (issue témoin, cuve témoin). Les deux phases de prélèvements sont aussi différenciées, la phase n°1 se tenant de novembre 2012 à août 2013 avec des prélèvements ciblés sur l’amont du circuit d’irrigation (issue, tubes), et la phase n°2 de septembre 2013 à avril 2014 avec des prélèvements effectués sur l’aval du circuit d’alimentation en eau (cuves).
7.4.1. Matières en suspension Lors de la phase n°1 la charge en matières en suspension (MES) semble augmenter peu à peu. Elle augmente même considérablement à partir de juillet 2013, sauf sur le point issue BF50/100. L’hypothèse privilégiée quant à l’origine principale de ces MES reste la décomposition du substrat (composé pour partie de compost), ainsi que des déchets végétaux produits par le cycle biologique des plantations, et des divers organismes ayant colonisé les biofiltres. Les particules fines résultant de ce processus seraient entraînées dans le circuit par l’irrigation des biofiltres. Pendant la phase n°2 la diminution importante des MES est due au protocole de prélèvement qui n’est plus au cœur du circuit de recirculation mais en fin de circuit au niveau des cuves de stockage. L’ensemble de l’installation hydraulique joue ainsi un rôle de décanteur. Il y a une accumulation de MES au niveau de l’issue de secours (fond de circuit), mais également au sein même de l’enchaînement des cuves de stockage (filtre à graviers en tête, puis décantation simple dans les cuves de stockage suivantes). La diminution de charge s’observe au niveau des paramètres azotés, sauf pour les NO3 (paramètre dissout logiquement peu affecté par l’effet de décantation des particules).
7.4.2. Paramètres azotés Les teneurs en NK qui sont relativement faibles et stables tout au long de l’étude (sauf de mai à août 2013 sur le point issue témoin - observation corroborée par les teneurs NH4) indiquent une décomposition de matières organiques dans le circuit témoin, accompagnée d’une fermentation en fond de circuit (absence d’apport en O2, stagnation de l’effluent). Lors des prélèvements, les odeurs caractéristiques senties sur la même période sur le site confirment un état dégradé des matières organiques.
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Cette augmentation n’a pas été observée dans les cuves d’irrigation lors de la phase n°2 indiquant ainsi que le phénomène observé serait plutôt lié à la configuration du circuit lui-même. Ces phénomènes n’ont pas non plus été observés sur le circuit principal (BF50/100), ou alors de manière discontinue et très atténuée, ce qui montre l’influence positive de l’oxygénation des filtres induite par l’alimentation en air vicié du tunnel, et qui pourrait limiter le phénomène de fermentation dans les zones mortes du circuit d’irrigation. L’analyse de l’azote oxydé (des nitrates en très grande majorité) montre que les teneurs sont systématiquement plus élevées dans le circuit BF50/100 comparé au témoin. Cela confirme l’absence de dynamique de nitrification dans le circuit témoin ce qui tendrait à mettre en évidence la mise en place d’une telle dynamique dans les biofiltres BF50 et BF100. Un autre indice sur une possible fermentation dans le circuit témoin est que les niveaux NK et NH4 connaissent plusieurs pics importants (entre mai à août 2013), liés à l’élévation des températures qui est un facteur favorisant la décomposition des matières organiques.
7.4.3. pH
Le pH, mesuré tout au long de l’étude, reste très stable. Seule la mesure de pH effectuée dans l’issue témoin montre une valeur moindre, qui est accentuée à partir de juillet 2013. À la faveur de l’élévation des températures de l’effluent, c’est un indice supplémentaire d’une possible fermentation des matières organiques en fond de circuit témoin.
7.5. Conclusion La nature du circuit a une probable influence sur l’élimination des MES qui sont entraînées dans le circuit de recirculation de l’eau d’irrigation. Un faisceau d’indices concordants montre le rôle de captation des particules par le circuit, probablement par décantation en fond de circuit et filtration en tête de cuves. Le devenir de ces polluants semble différer entre les circuits biofiltres et témoin. Pour le témoin, une accumulation de matières organiques se fait en fond de circuit. L’absence d’apport extérieur en oxygène serait à l’origine du phénomène de fermentation. A l’inverse, les circuits des biofiltres BF50 et BF100 qui sont alimentés par l’air vicié du tunnel montrent des signes de processus de nitrification. En milieu aérobie, le processus de nitritation contrôlé par certains micro-organismes spécifiques conduit à la transformation des ions ammonium en nitrites (bactéries nitreuses type nitrosomonas). Ensuite, la transformation des nitrites en nitrates en présence d’oxygène se fait à la faveur de bactéries nitriques (type nitrobacter). Il pourrait ainsi être envisagé, au vu de cet effet imprévu du circuit d’irrigation fonctionnant comme un piège à particules décantables, qu’un ouvrage spécifiquement dédié et dimensionné (décanteur lamellaire, filtre…) permette un meilleur rendement d’élimination des particules. - Enfin les quantités en nitrates (NO3 ), mesurées sur les effluents recirculés au niveau des biofiltres, sont parfaitement - compatibles avec un rejet en réseau public ou milieu naturel. Les teneurs NO3 sont en moyenne de 130 à 180 mg/L. Compte tenu des faibles volumes d’eau mis en jeu, cela ne constitue pas a priori un obstacle réglementaire à la mise en - œuvre d’un ouvrage de ce type. Pour rappel, la norme de potabilité est de 50mg/Lpour les NO3 .
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8. Suivi de la qualité chimique des sols
8.1. Prélèvements pour bilan à T0
Pour suivre la qualité des sols et évaluer un enrichissement éventuel en polluants au sein des biofiltres, deux échantillons de substrat sont prélevés le jour de la mise en place des biofiltres (juillet 2012) et sont analysés pour connaître l’état initial des biofiltres. À l’issue de chaque campagne (T0 à T3) de mesures de la qualité de l’air des échantillons de sol sont également prélevés dans les biofiltres : à une vingtaine de centimètres de profondeur dans le BF50 et dans le biofiltre témoin, et à deux profondeurs dans le BF100 (20-25 cm et 70 cm). Les schémas d’échantillonnage se trouvent en annexe 16.7.
8.2. « Refus » et matière sèche Les résultats sont exprimés en masse d’élément analysé par masse de matière sèche, c’est-à-dire par masse de substrat tamisé à 2 mm et lyophilisé. Le tamisage permet de séparer la part grossière du substrat, appelée « refus », de l’entrant. La lyophilisation permet d’éliminer l’eau de l’échantillon. Le pourcentage de matière sèche du biofiltre témoin et du biofiltre BF50 augmente légèrement au cours du temps (Figure 59). En revanche, celui du BF100 évolue de façon aléatoire tout en variant encore plus faiblement. Le « refus » ne variant pas au cours du temps de façon significative, il est donc considéré comme constant (Figure 60). La stabilité de ces deux paramètres, malgré un apport exceptionnel de compost et un retrait de substrat lors des prélèvements, est confirmée par les moyennes et écart-types mesurés pendant l’ensemble de l’expérimentation (Tableau 32). En effet, l’écart-type de la moyenne des moyennes de chaque biofiltre à chaque campagne, est inférieur à 8% de la moyenne. Ces paramètres, utiles pour exprimer les résultats des analyses dans une unité universelle, permettent d’estimer la masse volumique du substrat sur la base de la masse des échantillons prélevés (Annexe 13.8). Or, cette stabilité observée au cours du temps conduit à conserver la première estimation puisque la masse de substrat retirée lors des prélèvements est négligeable :
-pour le BF100, 11 000 kg (min 8 000 kg – max.14 500 kg),
-et pour le BF 50, deux fois moins.
Figure 59 : Évolution temporelle de la matière sèche de chaque substrat au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) NB : Les numéros notés à côté du nom des biofiltres indiquent le numéro de la campagne
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Figure 60 : Évolution temporelle du pourcentage de « refus » de chaque substrat au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3). NB : Les numéros notés à côté du nom des biofiltres indiquent le numéro de la campagne
Compost Témoin BF BF « Refus »(matière >2mm) initial 50 100 (%) P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=70 cm cm cm cm cm Etat 0 Moyenne 86 86 82 79 82 (déc. 2012) Ecart-type 1 3 3 3 4 Etat 1 Moyenne 89 87 84 86 (juil. 2013) Ecart-type 3 4 6 4 Etat 2 Moyenne 88 81 80 79
(nov. 2013) Ecart-type 2 4 4 7 Etat 3 Moyenne 86 84 81 81 (avr. 2014) Ecart-type 2 3 4 3
Témoin BF50 BF100 Matières sèches (%) P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=70 cm cm cm cm Etat 0 Moyenne 63 56 62 66 (déc. 2012) Ecart-type 3 2 6 6 Etat 1 Moyenne 71 70 69 72 (juil. 2013) Ecart-type 3 4 10 6 Etat 2 Moyenne 74 73 62 65 (nov. 2013) Ecart-type 8 5 8 6 Etat 3 Moyenne 74 74 70 69 (avr. 2014) Ecart-type 3 4 5 6
Matières « Refus » sèches MOYENNEde l’ensemble des résultats 68 83 (%) ECART-TYPE des 5 3 moyennes (%)
Tableau 32 : Synthèse des résultats de matières sèches et de « refus » des biofiltres (témoin, BF50, BF100)en fin de campagnes(T0, T1, T2, T3). Moyenne globale et écart-type des paramètres
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8.3. Hydrocarbures aromatiques polycycliques L’ensemble des résultats concernant les HAPs, mis sous forme de tableaux et correspondants aux figures pour ce chapitre ainsi que les données brutes, sont en annexe 13.9. Hormis les valeurs observées pour le compost initial, les teneurs en HAPs sont tout au long de l’expérimentation inférieures à 0,3 ng/mg de matières sèche, ce qui ne permet pas de distinguer une tendance d’évolution nette au cours du temps (Figure 61). Pour chaque biofiltre (BF50, BF100 et y compris le témoin), il y a par rapport au compost initial une diminution durable des quatre HAPs les plus légers et volatils, et pour la plupart des autres HAPs il y a de légères variations suivant les campagnes. La teneur totale en HAPs est également stable au cours du temps, spécialement dans la couche superficielle du BF100 (profondeur de 20 à 30 cm) et dans le BF50, malgré un apport continu de polluants dans les biofiltres de traitement (Figure 62 et Figure 63). Précisément, la masse de HAPs mesurée dans le BF50 varie assez peu alors que la masse de HAPs théoriquement piégée augmente régulièrement au cours du temps (Figure 64). Cette masse devient ainsi lors de la dernière campagne (T3) équivalente à environ 40 % de la masse de HAPs contenue dans le substrat humide. Une efficacité dépolluante du BF50 est mise en évidence. Mais pour une telle comparaison une précaution importante doit être prise, étant donné que les HAPs sont analysés pour le substrat du biofiltre dans la fraction des particules d’un diamètre inférieur à 2 mm et pour les particules aériennes dans les PM10 (d’un diamètre inférieure à 10 µm). De plus, des indices permettent d’envisager une activité des micro-organismes sur les HAPs. Les résultats du BF100 sont plus complexes à analyser car la masse de HAPs dans le substrat évolue de manière plus marquée. La masse de HAPs dans le biofiltre augmente de 40 % à la dernière campagne T3 par rapport à la campagne T2, mais la masse de HAPs apportée par les PM10 du tunnel est seulement de 24 % dans le substrat pour les campagnes T2 et T3. Chaque biofiltre est différent de part l’épaisseur du substrat, le débit d’alimentation, et probablement d’autres paramètres tels que l’arrosage et l’homogéniété de surface. En conclusion, chaque biofiltre de traitement BF50 et BF100 reçoit certainement une quantité différente de polluants et adopte un comportement épuratoire particulier sans pour autant être stable dans le temps (Tableau 33).
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Figure 61 : Teneurs en HAPs dans les biofiltres au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3)
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Figure 62 : Évolution temporelle des HAPsde chaque substrat, en ng/mg de matière sèche, au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) NB : Les numéros notés à côté du nom des biofiltres indiquent le numéro de la campagne
Figure 63 : Évolution temporelle des HAPs de chaque substrat, en ng/mg de matière totale (refus+eau), au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) NB : Les numéros notés à côté du nom des biofiltres indiquent le numéro de la campagne
Figure 64 : Masse de HAPs dans le substrat total et masse de HAPs particulaire piégée dans chaque biofiltre (Témoin, BF50, BF100)
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Compost Témoin BF50 BF100 Teneurs de HAPs totales initial (ng/mg de matières sèches) P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=70 cm cm cm cm cm Etat 0 Moyenne 1,98 1,73 1,02 1,14 1,79 (déc. 2012) Ecart-type 1,08 1,01 0,21 0,36 1,31 Etat 1 Moyenne 0,99 1,18 1,16 1,32 (juil. 2013) Ecart-type 0,18 0,62 0,18 0,53 Etat 2 Moyenne 0,79 1,09 0,95 0,80
(nov. 2013) Ecart-type 0,15 0,95 0,43 0,24 Etat 3 Moyenne 1,16 1,13 1,37 1,63 (avr. 2014) Ecart-type 0,54 0,16 0,52 0,60
Compost Témoin BF BF Teneurs de HAPstotales initial 50 100 (ng/mg de matières totales) P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=70 cm cm cm cm cm Etat 0 Moyenne 0,17 0,11 0,14 0,20 (déc. 2012) Ecart-type 0,13 0,03 0,04 0,11 Etat 1 Moyenne 0,08 0,11 0,13 0,14 (juil. 2013) Ecart-type 0,01 0,06 0,02 0,05
Etat 2 Moyenne 0,07 0,15 0,12 0,11 (nov. 2013) Ecart-type 0,01 0,13 0,05 0,03 Etat 3 Moyenne 0,12 0,14 0,18 0,21 (avr. 2014) Ecart-type 0,05 0,02 0,07 0,08
Masse de HAPs HAPs HAPs particulaires particulaires particulaires Masse de HAPsdans les piégés par le Abattement piégés par le piégés dans le biofiltres issus des biofiltrepar des HAPs biofiltrepar biofiltredepuis particules du tunnel volume d'air particulaires seconde le début du Calcul approximatif induit projet ng/m3 ng/s mg Etat 0 0,50 4,46 5,35 21,73 (déc. 2012) Etat 1 0,45 3,06 2,27 61,34 (juil. 2013) BF Etat 2 50 0,52 4,44 2,57 92,26 (nov. 2013) Etat 3 0,43 3,06 2,88 115,25 (avr. 2014) Etat 0 84,00 7,59 6,83 27,74 (déc. 2012) Etat 1 0,63 4,34 2,08 64,16 (juil. 2013) BF Etat 2 100 0,60 5,20 3,22 102,88 (nov. 2013) Etat 3 0,72 5,05 9,85 181,62 (avr. 2014)
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Masse des Masse des Teneurs Masse de HAPsprésents biofiltresestim HAPsdans les moyenne dans le sol ée** biofiltres Calcul approximatif ng/mg sol kg mg Etat 0 0,17 333,84 (déc. 2012) Etat 1 0,08 150,66 (juil. 2013) Témoin 2000 Etat 2 0,07 141,07 (nov. 2013) Etat 3 0,12 235,09 (avr. 2014) Etat 0 0,11 211,33 (déc. 2012) Etat 1 0,11 216,25 (juil. 2013) BF 2000 Etat 2 50 0,15 307,53 (nov. 2013) Etat 3 0,14 271,00 (avr. 2014) Etat 0 0,17 680,00 (déc. 2012) Etat 1 0,13 533,37 (juil. 2013) BF 4000 Etat 2 100 0,11 456,41 (nov. 2013) Etat 3 0,20 784,00 (avr. 2014)
Tableau 33 : Bilan des HAPs présents dans le sol les biofiltres pendant les 4 campagnes (T0, T1, T2, T3)
8.4. Hydrocarbures (C10-C40)
La teneur en hydrocarbures totaux dans les sols varie sensiblement d’une campagne à l’autre (Figure 65, Tableau 34). Elle est multipliée par deux entre lescampagnes T0 et T1, puis divisée par deux entre les campagnes T1et T2 pour enfin doubler à nouveau entre les campagnes T2 et T3. Ces variations sont plus amplifiées dans le cas du BF100 avec des facteurs 3 et 4.
Figure 65 : Évolution temporelle de la teneur en hydrocarbures C10-C40 dans le substrat des biofiltres au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3)
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Compost Témoin BF BF Teneurs en C10-C40 initial 50 100 (mg/kg de matières sèches) P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=70 cm cm cm cm cm
T0 Moyenne 101 172 166 112 103 (déc. 2012) Ecart-type 4 23 47 9 6 Moyenne 260 240 419 341 T1 (juil. 2013) Ecart-type 51 64 86 47
T Moyenne 102 97 112 99 2 (nov. 2013) Ecart-type 11 13 13 16 Moyenne 234 231 242 258 T3 (avr. 2014) Ecart-type 83 46 81 89
Tableau 34 : Synthèse des teneurs en hydrocarbures C10-C40 etdes écarts-type dans les biofiltressuivantles 4 campagnes (T0, T1, T2, T3)
L’augmentation de la teneur en hydrocarbures dans le biofiltre BF100 pourrait être liée à l’augmentation de la matière sèche car les profils d’évolution sont similaires (Figure 59). Mais ce n’est pas le cas pour biofiltre témoin et le biofiltre BF50. En conséquence, aucune conclusion ne peut être tirée quant à une relation entre la teneur en hydrocarbures et le pourcentage de matière sèche dans le sol. En revanche, les teneurs en hydrocarbures C10-C40 des biofiltres BF50 et BF100 suivent la même évolution de profils que le biofiltre témoin. Il est donc probable que l’influence du tunnel sur l’enrichissement en hydrocarbures dans le sol soit infime. L’apport d’hydrocarbures peut donc être imputé au dépôt atmosphérique ainsi qu’aux conditions météorologiques, tandis que leur retrait peut résulter du lessivage par les eaux d’arrosage ou du métabolisme des micro-organismes.
8.5. Métaux Les métaux lourds, potentiels produits de la circulation routière, ont eux aussi été suivis dans les sols. La méthodologie employée est la même que celle décrite plus haut, à savoir la caractérisation à T0 des biofiltres et un suivi régulier de l’évolution des concentrations à l’issue de chaque campagne. L’analyse des métaux dans le substrat n’a toutefois pas ère été réalisée à cause de problèmes analytiques lors de la campagne T1 (juillet 2013). Dès la 1 campagne la quantité de mercure (Hg) était inférieure à la limite de quantification de la méthode utilisée pour le dosage, ce paramètre n’a donc plus été recherché par la suite. Certains métaux évoluent légèrement au cours du temps, comme une augmentation de la teneur en chrome et en plomb et une diminution de la teneur en nickel et en zinc, mais les valeurs mesurées sont tellement faibles que ces variations sont considérées comme négligeables (Figure 66 et Tableau 35). Les teneurs en métaux lourds sont donc restées quasiment stables au cours du projet et proches des teneurs présentes dans le compost initial, aussi bien dans le biofiltre témoin que dans les biofiltres BF50 et BF100. Un enrichissement provoqué par l’air induit du tunnel n’est nullement observé.
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Figure 66 :Teneur en métaux dans les biofiltres (témoin BF50, BF100) pendant les campagnes T0, T2 et T3
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Compost initial Témoin BF50 BF 100 Teneur en P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=20 à 30 P=70 métaux cm cm cm cm cm dans le sol Ecart Ecart Ecart- Ecart- Ecart- (ng/mg MS) Moyenne Moyenne Moyenne Moyenne Moyenne -type -type type type type
T0 Hg 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
T0 9 0 9 1 8 1 4 1 6 3
T2 Cr 13 2 13 0 14 3 13 2
T3 14 2 13 1 13 1 12 1
T0 27 2 41 4 33 5 28 5 29 3
T2 Ni 21 2 17 2 15 2 19 3
T3 20 1 20 1 14 1 18 2
T0 34 0 35 3 38 3 39 12 43 10
T2 Cu 37 3 34 2 44 6 41 4
T3 34 4 37 2 40 7 36 5
T0 138 6 124 10 141 36 136 30 148 16
T2 Zn 123 12 116 7 156 14 139 10
T3 115 12 113 10 133 20 118 11
T0 3 0 3 0 4 0 3 1 4 1 Campagnes T2 As 4 0 4 0 4 1 4 1
T3 4 0 3 0 4 0 4 0
T0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
T2 Se 1 0 1 0 1 0 1 0
T3 1 0 1 0 1 0 1 0
T0 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0
T2 Cd 0 0 0 0 0 0 0 0
T3 0 0 0 0 0 0 0 0
T0 31 6 27 10 25 7 26 4 27 5
T2 Pb 23 2 21 2 30 5 27 3
T3 33 4 32 2 39 11 35 6
Tableau 35 : Synthèse des teneurs moyennes en métaux de chaque biofiltre au cours du projet, accompagnées des écarts-type
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9. Suivi microbiologique des biofiltres
9.1. Contexte Le sol est un lieu de vie. Il héberge une très forte diversité d’espèces, qui participent à son fonctionnement et à la fourniture de services écosystèmiques nécessaires à notre survie (production végétale, épuration des polluants etc.). Parmi ces espèces, les microorganismes sont, sans conteste, les plus nombreux et les plus divers. Composés de bactéries, d’archées et de champignons, ils assurent des fonctions essentielles comme la biodégradation de la matière organique, la production de nutriments pour les plantes, la fixation d’azote, la dégradation des polluants… Les cycles biogéochimiques comme le cycle du carbone de l’azote ou du phosphore sont sous la dépendance (à plus de 90 %) des microorganismes. Pourtant, malgré cette importance écologique, le monde microbien du sol reste mal étudié. En effet, seul 1 % des bactéries du sol sont cultivables, or, jusqu’à récemment, la culture sur un milieu spécifique constituait la seule méthode de caractérisation des espèces microbiennes. L’essor des outils de biologie moléculaires a levé ce verrou permettant de caractériser et de dénombrer les microorganismes dans leur milieu naturel sans passer par l’étape de la culture. Grâce à ces techniques, on a pu montrer qu’un seul gramme de sol peut héberger jusqu’à 10 000 espèces bactériennes différentes et près d’un milliard de bactéries.
9.2. Objectif
Le suivi microbiologique opéré dans le cadre du projet BIOTAIR a pour objectif de déterminer si les différences entre les deux biofiltres BF50 et BF100 sur les performances observés ou sur l’évolution, le développement et la survie des plantes, pouvaient s’expliquer par une évolution différente de la composition microbiologique des sols. L’autre objectif est de déterminer si des communautés d’espèces répertoriées comme ayant une activité dépolluante sont identifiables au sein des biofiltres. Les échantillons sont identiques à ceux analysés dans le chapitre précédent avec deux profondeurs étudiées pour le BF100. La profondeur 1 est faîte à 20-30 cm et la profondeur 2 à 70 cm.
9.3. Méthodologie
La diversité microbienne est mesurée en prenant en compte les propriétés génomiques des bactéries, qui sont déterminées principalement dans la séquence d’ADN par le rapport entre les bases guanine, cytosine et adénine, thymine. Woese a proposé en 1977 l'utilisation du gène de l’ARN ribosomique (le 16S chez les bactéries et 18S chez les eucaryotes) comme marqueur de phylogénie [59]. Ce gène de 1 500 paires de bases répond à plusieurs critères essentiels pour la taxonomie : (1) il est ubiquiste c'est-à-dire présent chez tous les procaryotes, où il remplit la même fonction, (2) il évolue lentement, (3) il peut être facilement séquencé car il possède des domaines hautement conservés avec peu de mutations fixées au cours de l'évolution et enfin, (4) il présente des régions de séquences plus variables qui sont d'autant plus différentes entre deux espèces que celles-ci sont phylogénétiquement éloignées. Ainsi, pour positionner dans un groupe phylogénétique une nouvelle espèce, on procède à l'amplification et au séquençage de ce gène puis à sa comparaison avec les séquences déjà̀ connues disponibles dans les banques de données.
9.3.1. Extraction des ADN et séquençage
Les acides nucléiques totaux sont extraits à partir de 0,5 g de sol lyophilisé. Suivant le protocole décrit par Burgmann et al. (2003 [60]), brièvement soit, 0,5 g de sol additionné de 0,5 g de bille de zirconium (VWR, Fontenay-Sous-Bois) et 0,5 ml de tampon d’extraction (5% de hexadécyl-triméthyl-ammonium-bromide, 1 mMde1,4-dithio-DL-threitol, dans 0.12 M de tampon phosphate [pH 8]) sont agités dans le vibrobroyeur (TissueLyser II Retsch; Qiagen, Courtaboeuf, France) pendant 90 s à 30 m s-1. Après une centrifugation de 10 min à 16 000 g, les surnageants contenant les restes des
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cellules broyés sont traités avec une solution de phénol-chloroforme- alcool isoamylique (24:24:1 v/v/v), puis lavés avec du chloroforme-alcool isoamylique (24:1 v/v). Les acides nucléiques ainsi obtenus sont précipités une nuit avec de l’acétate de potassium (3 M, pH 4.8) et de l’éthanol à -20°C. Après une centrifugation de 30 min à 16 000 g, les culots d’ADN sont lavés à l’éthanol 70 % et suspendus dans100 µl d’eau pur (donnant entre 40-100 ng d’ADN par µl). Les amorces PCR 515/806 ciblant la région variable V4 du gène codant l’ARNr 16S gène avec des codes-barres sur l'amorce sens sont utilisés dans une PCR de 30 cycles à l'aide du kit de HotStarTaq plus Master Mix (Qiagen, USA) dans les conditions suivantes : 94 °C pendant 3 minutes, suivie par 28 cycles de 94 °C pendant 30 secondes, 53 °C pendant 40 secondes et 72 °C pendant 1 minute, après quoi une étape d'élongation finale à 72 ° C est effectuéependant 5 minutes. Après amplification, les produits PCR sont vérifiés sur gel d'agarose à 2% pour déterminer l'intensité relative des bandes. Des échantillons multiples sont mis en commun (par exemple, 100 échantillons) dans des proportions égales en fonction de leur poids moléculaire et leurs concentrations d'ADN. Les échantillons groupés sont purifiés en utilisant des billes calibrées Ampure XP. Ensuite, le produit PCR purifié est mis en commun et utilisé pour préparer une banque d'ADN en suivant le protocole de préparation de bibliothèques d'ADN TruSeq Illumina. Un séquençage est effectué par la société MrDNA (www.mrdnalab.com, Shallowater, TX, USA) sur un séquenceur MiSeq suivant les directives du fabricant. Les données de séquences ont été traitées à l'aide d'un pipeline d'analyse (Mr DNA, Shallowater, TX, USA). En résumé, les séquences sont nettoyés de leurs codes-barres, les séquences <150 pb sont enlevés, les séquences avec des appels de base ambiguës sont supprimés. Les séquences sont débruitées, les OTU (unités taxonomiques opérationnelles générés) et les chimères supprimés. Les OTU finales qui, par définition, sont un regroupement d’individus d’une même espèce dont les séquences d’ARNr 16S présentent une similitude, sont définies par le regroupement à 3 % de divergence (97 % de similarité). Elles ont ensuite été classées à l'aide de BLASTn contre la base de données Greengenes (DeSantis et al 2006).
9.3.2. Analyse des données Les données de séquence sont traitées par analyse en composante principale (ACP) basée sur les matrices de dénombrement et de corrélation, en utilisant la librairie ADE4 du logiciel de statistique R (Thioulouse et al. 1997 [61]). Le niveau de similitude entre les communautés bactériennes a été estimé, en utilisant (i) la distance de Bray-Curtis (Bray & Curtis 1957 [62]) à partir des données de la distance euclidienne à partir de positions de traitement le long de chacun des deux premiers axes de l’ACP.
9.4. Résultats
Les ADNs du temps d’échantillonnage T3 n’ont pas permis de donner un séquençage exploitable, et ne seront donc pas discutés dans ce manuscrit. Néanmoins un second envoi d’ADN extrait a été effectué (tests en cours)
9.4.1. Relation entre communautés bactériennes et temps d’échantillonnage Dans cette étude, l’analyse en composante principale (ACP) des données de séquences 16S montre que la composition de la communauté bactérienne diffère en fonction du sol nu (J0), des temps d’échantillonnage T1 et T2, et selon que l’on se place à un niveau élevé de la classification (famille d’espèce) ou au niveau des OTUs [~espèce] (Figure 67 et Figure 68). Cette variabilité pourrait être liée aux plantes qui ne sont plus dans le même stade de croissance. En analysant les traitements à T1, les communautés des échantillons BF50 et témoin se différencient des autres sur l’axe 1 de l’ACP (61,13 % d’inertie représentée) (Figure 69). Les communautés du BF100, aux profondeurs 1 et 2, ne se différencient pas entre elles, mais se distinguent des communautés du BF50 et du témoin. Au temps d’échantillonnage T2, l’ACP permet de distinguer sur l’axe 2 une différence entre les communautés bactérienne du biofiltre BF50 et celles du biofiltre BF100 profondeur 1, du biofiltre BF100 profondeur 2 ainsi que celles du biofiltre témoin (Figure 70). Sur l’axe 1 de l’ACP, on distingue une tendance différente de structure de communautés entre les deux profondeurs du BF100. Une tendance de structuration en fonction de la profondeur est visible sur l’axe 2, c’est-à-dire que les communautés des biofiltres BF50 et BF100 profondeur 1 sont plus proches entres elles. Les analyses de distance entre communautés (Bray-Curtis) donnent des résultats similaires (données non représentées dans le présent rapport). Les unités taxonomiques opérationnelles (OTU) qui participent le plus à l’inertie des axes de l’ACP au temps T2 sont phylogénétiquement proche d’espèces décrites. Sont donnés, ci après, par type de prélèvement (BF100
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profondeur 1, BF100 profondeur 2, BF50 et témoin),le nom des espèces ou des genres bactériens proches en fonction de leurs poids dans les ACP.
Le BF100 profondeur 1 Halochromatium spp. (bactéries photosynthétiques), Chara corallina (micro-algue eucaryote), Spizellomycetales sp (ordre de champignon ubiquiste Wakefield et al 2010) Geobacter et Pelobacter (deux genres bactériens aux rôles importants dans le cycles biogéochimiques des métaux et connu pour dégrader les BTEX [Benzène, Toluène, Éthylbenzène et Xylènes]).
Le BF100 profondeur 2 Exiguobacteriumundae (écologie non décrite) Enterobacterhormaechei (écologie non décrite) ; Pseudomonas putida (grand groupe de Pseudomonas ayant de nombreuses fonctions métaboliques permettant la bio-remédiation de nombreux composés), Buttiauxella gaviniae (groupe de bactéries ubiquistes), Actinomadura spp. (espèce membre des actinobactéries qui possèdent de grandes capacités de dégradation). Le BF50 Naegleria minor (micro-eucaryote protiste dégradeur de carbohydrate complexe) ; Pedobacter spp. (Bactérie ubiquiste à métabolisme varié) ; Arthrobacter sp. (Espèce qui dégrade les hydrocarbures aromatiques polycycliques) ; Cellulosimicrobium (genre connu pour dégrader des composés soufrés). Le biofiltre témoin Thioploca spp. (Bactérie filamenteuse aquatique rôle important dans le cycle de l’azote) ; Rhodoblastus acidophilus (bactérie photosynthétique) Elusimicrobium spp. (Genre bactérien de fonctions mal connues) Labrenzia marina (bactéries de fonctions mal connues) ; Peptococcus spp (genre bactérien ubiquiste).
Figure 67 : Analyse en composantes principales des données de séquences 16S groupés au niveau OTU sur les axes 1 et 2 (11,44 % et 8,22 % d’inertie représentée pour chaque axe) NB : La structure des communautés se fait en fonction du temps déchantillonnage et du compartiment prélevé J0 sol nu, BF50, BF100 profondeur 1, BF100 profondeur 2, biofiltre Témoin
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Figure 68 : Composition taxonomique des communautés microbiologique en fonction du temps de prélèvement et du compartiment
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Figure 69 : Analyse discriminante des données de séquences 16S au temps d’échantillonnage T1 NB : Représentation des échantillons sur les Axe 1 et 2 (61,13 % et 28,07 % de l'inertie pour chacun des axes)
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Figure 70 : Analyse discriminante des données de séquences 16S au temps d’échantillonnage T2 NB : Représentation des échantillons sur les Axes 1 et 2 (42,51 % et 33,92 % de l'inertie pour chacun des axes)
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9.5. Discussion Il est à noter que lors de l’expérimentation les plantes et la saison ont évolué. Tous facteurs confondus (biofiltres, échantillonnage, profondeur) et comme on pouvait s’y attendre, le temps (ou la saison) de prélèvement est le principal facteur qui influe sur la structuration des communautés bactériennes. Il est également possible de distinguer à T 2 des différences entre les communautés des différents biofiltres. Le biofiltre témoin garde une communauté proche de celle qui se trouve en surface du BF100 ce qui peut expliquer qu’à une même profondeur entre deux biofiltres, le couvert végétal similaire serait le principal facteur structurant des communautés. Les communautés du BF50 se distinguent nettement de celle du témoin et du BF100 à la première profondeur car le couvert végétal est devenu très différent. Parmi les groupes d’OTU qui pèsent le plus dans l’inertie des axes des ACP on retrouve certaines bactéries photosynthétiques (qui utilisent l’énergie lumineuse) ce qui sous-entend que ces bactéries sont proches de la surface du biofiltre. Néanmoins, de manière intéressante pour les biofiltres les OTU retrouvées appartiennent à des espèces qui sont connues pour avoir des activités de bio-remédiation.
En conclusion, il y a des modifications de communautés et un développement de populations susceptibles dans les biofiltres de participer au mécanisme de dépollution.
Dans le futur il sera intéressant de vérifier que les communautés évoluent lors du temps T3. Il serait aussi pertinent de regarder les autres taxons qui semblent moins évoluer au cours du temps et identifier les communautés communes à tous les biofiltres. Il serait aussi intéressant pour ce type d’expérimentation de mesurer l’activité des microorganismes par des approches de métatranscriptomique (analyse de l’expression de gènes codants enzymes clefs des voies de biodégradation).
10. Analyse du cycle de vie
10.1. Principe L’analyse de cycle de vie est une méthode normalisée (NF EN ISO 14-040 : 2006 et 14-044 :2006) pour quantifier les impacts environnementaux d’un « produit » tout au long de son cycle de vie. Les applications peuvent être nombreuses : réduire les impacts d’un « produit » sur l’environnement, arbitrer certaines décisions, communiquer sur les performances environnementales…
Elle se décompose en 4 étapes successives (Figure 71) : 1- Définition des objectifs et du champ de l’étude (frontières du système et unité fonctionnelle). 2- Réalisation du bilan des flux entrants (consommation des matières premières et énergie) et sortants (rejets dans l’eau, l’air, les sols, production de déchets) à chacune des étapes du cycle de vie. 3- Détermination des impacts environnementaux. 4- Interprétation des résultats.
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Figure 71 : Schéma des différentes phases d’une ACV – NF EN ISO 14040 : 2006-10
10.2. Objectifs et champ de l’étude
10.2.1. Phase 1 : objectifs et champs de l’étude Cette première étape de l’ACV est essentielle car elle permet de déterminer les fondations même de l’étude. Dès cette première phase les objectifs doivent être précisés sans ambiguïté ainsi que l’application prévue de l’étude, les raisons pour lesquelles elle est menée et à qui sont destinées les résultats. Elle permet ainsi de justifier les choix et les parti- pris au cours de l’ACV.
Application au projet BIOTAIR L’efficacité d’une station de traitement d'air se mesure classiquement par le taux d'abattement de polluants rejetés dans le milieu. Mais ce traitement est obtenu au prix d’autres impacts environnementaux qui se produisent lors de la construction, de l’exploitation, du fonctionnement et du démantèlement du système de traitement dans sa globalité. L’analyse du Cycle de Vie (ACV) environnementale va permettre de quantifier ces impacts sur l’ensemble du cycle de vie du système. La présente étude a donc pour but d'améliorer les connaissances de l'impact environnemental d'un système expérimental de traitement d'air issu d'un tunnel routier basé sur la phyto-remédiation.
En particulier, les objectifs de l'étude sont : -d'identifier et caractériser les impacts environnementaux potentiels des 2 biofiltres expérimentés dans ce projet ; -de comparer ces impacts environnementaux potentiels ; -de définir les pistes d'amélioration afférentes ; -à terme, de comparer les performances environnementales d'un biofiltre à d'autres systèmes de filtration d'air.
Les systèmes étudiés correspondent au :
- biofiltre BF100 et aux équipements annexes nécessaires à son bon fonctionnement (cuves, arrosage, gaines de ventilation, ventilateur d'extraction, câbles...).
- biofiltre BF50 et aux équipements annexes nécessaires à son bon fonctionnement (cuves, arrosage, gaines de ventilation, ventilateur d'extraction, câbles...).
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La partie relative au suivi et à l'évaluation des systèmes comprenant les appareils de mesures, les visites sur le terrain et les analyses en laboratoire n'est pas prise en compte dans l'Analyse de Cycle de Vie car indépendante de la performance du système.
10.2.2. Phase 2 : fonction du produit et unité fonctionnelle
Cette phase consiste à définir le service rendu par le produit ainsi que l’unité fonctionnelle, performance quantifiée du produit, destinées à être utilisée comme unité de référence (Tableau 36).
Fonction potentielle considérée Unité fonctionelle potentielle UF0 Collecter l’air d’un tunnel routier m3 d’air collecté UF1 Assurer le traitement de l’air vicié d’un tunnel routier m3 d’air traité Assurer le traitement d’une charge polluante admise en UF2 Kg de polluant entrant entrée Assurer le traitement d’une charge polluante différentielle UF3 Kg de polluant abattu (entrée-sortie) UF4 Autres Tableau 36 : Fonctions potentielles du système et unité fonctionnelle associée
Un système de traitement d'air est en général multifonctionnel et les services que le système rend peuvent être associés à une ou plusieurs unités fonctionnelles. Dans le projet, on considère que le principal service rendu par les 2 systèmes de biofiltration est le traitement d’un air vicié issu d’un tunnel routier. Afin de permettre une comparaison ultérieure des systèmes avec un autre système de traitement d’air, le traitement d’1 m3 d’air vicié de tunnel routier apparaît comme l'unité fonctionnelle la plus pertinente. L’efficience des systèmes sera prise en compte à travers les émissions et rejets des polluants analysés dans l’expérimentation en prenant l'hypothèse que les caractéristiques de l'air en entrée du système seront identiques.
10.2.3. Phase 3 : frontières du système Cette phase consiste à déterminer les limites du système. Par définition, l’ACV est une analyse des impacts environnementaux « du berceau à la tombe ». Toutes les étapes du cycle de vie du système étudié peuvent donc être considérées : de l’extraction des matières premières en passant par la fabrication, la distribution, l’utilisation, jusqu’à la fin de vie. On peut également n’en choisir que certaines selon l’objectif de l’étude et le champ de celle-ci. Dans le cas présent l’analyse de cycle de vie portera sur les biofiltres BF50 et BF100 et les équipements annexes nécessaires à leur bon fonctionnement : dispositif de ventilation, dispositif de biofiltration, alimentation électrique, alimentation en eau et alimentation électrique. Chaque système doit être associé à des frontières définies (Figure 72). Chaque système est divisé selon les étapes suivantes : 1- Construction du système : composants du biofiltre, du dispositif de ventilation, d'alimentation électrique et d’alimentation en eau et leur transport ; 2- Exploitation du système : consommation électrique du ventilateur et des pompes, consommation en eau, consommation de l'espace ; 3- Émissions et rejets de polluants ; 4- Fin de vie du système de biofiltration : fin de vie des composants et du biofiltre en général.
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Figure 72 : Présentation des différentes étapes du cycle de vie du biofiltre
10.3. Bilan des flux entrants et sortants Les systèmes à étudier sont décomposés en procédés élémentaires afin de faire apparaître les flux élémentaires consommés et rejetés par ces procédés : - en entrée : eau matières premières, consommables, énergie - en sortie : déchets solides, liquides, émissions dans l’air, eau et sol.
10.3.1. Collecte de la donnée Pour ce projet plusieurs sources de données ont été utilisées pour réaliser ce bilan des flux entrants et sortants : les données des fournisseurs : la plupart des données des différents dispositifs ont été fournies par les titulaires des marchés de mise en place de la ventilation, des biofiltres, de l'alimentation en eau et de l’alimentation électrique. PHYTORESTORE a fourni les données relatives à la construction des biofiltres et à leur alimentation en eau (types de matériaux et quantités associées). Les composants suivants ont été considérés : dalle, géotextile, murs, produits d’étanchéité, substrat, caillebotis, plots, rehausses, végétaux, pompes, cuves et canalisations en PVC (Annexe 16.12). AXIMA SEITHA a fourni les données relatives à la construction du dispositif de ventilation (types de matériaux et quantités associées). Les composants suivants ont été pris en compte : ventilateur, gaines de ventilation, clapet et bungalow (Annexe 16.12). ETDE a fourni les données relatives à la construction du dispositif d’alimentation électrique (types de matériaux et quantités associées) : les composants suivants ont été considérés : socles, poteaux et câbles électriques (Annexe 16.12). les bases de données ACV, qui permettent de déterminer les flux associés aux processus élémentaires pour lesquels il n’est pas nécessaire d’avoir de données spécifiques (ex. production d'électricité, production d'acier, production de plastique, production de cuivre,…). Pour cette étude, la base de données Suisse Eco-invent v2 a été retenue car elle est à ce jour la plus exhaustive avec plus de 4 000 jeux de données dans les domaines suivants : énergie, transports, élimination des déchets, construction, produits chimiques, agriculture (Figure 73). Elle fait de plus en plus consensus comme base de données de référence au sein de la communauté scientifique européenne de l’ACV.
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Lesjugements d'experts et la bibliographie existante en ACV[Quantis, 2012] et [Rapports d'ACV IRSTEA, 2011] ont également été utilisés dans le cas où aucune source n’était disponible.
Figure 73 : Contenu de la base de données Ecoivent v2
10.3.2. Principale données et hypothèses Les principales données et hypothèses sont détaillées ci-dessous par étape du cycle de vie et appliquées de façon similaire aux deux systèmes. L'ensemble des données pour le BF100 et le BF50 sont disponibles en annexe 13.12 du présent rapport.
10.3.3. Construction de chaque système Les différents dispositifs nécessaire à la mise en place des biofiltres (gaines, ventilateur, gros œuvre) ont été répartis avec une durée de vie spécifique en fonction de leurs composants principaux. Ces durées de vie sont basées « à dire d'expert » et sur la bibliographie existante en ACV [Quantis, ACV d'un système de traitement des eaux : le phragmifiltre®, Octobre 2012]. o dispositif de ventilation (ventilateur, gaines…) : 10 ans o dispositif de biofiltration (gros œuvre principalement...) : 15 ans o dispositif d’alimentation électrique : 30 ans o dispositif d’alimentation en eau (cuves et canalisations en plastique) : 5 ans
Les données sur la culture des plantes ont été fournies par Phytorestore : o aucun engrais utilisé et aucune énergie pour le fonctionnement du matériel de culture o estimation de la quantité d’eau pour la mise en culture des plantes en amont du projet par Phytorestore : 26 L par plante (0,5 L / semaine / plante) soit pour chaque biofiltre environ 2 600 L (100 plantes).
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Le transport a été modélisé sur la base des données fournies par Phytorestore, AXIMA SEITHA et ETDE. Les camions utilisés ont été répartis en 2 groupes :. o pour les longues distances : camion de 32t (Transport lorry > 32t EURO 4) o pour les courtes distances : camion de 3,5 – 7,5t (Transport lorry > 3,5 – 7,5t EURO 4)
La phase chantier, qui a duré environ 2 semaines, n'a pas nécessité l'utilisation d'engins lourds de chantier (pelle mécanique par exemple). Cette phase n'a donc été pas prise en compte.
10.3.4. Opération et maintenance (O&M)
L'exploitation de chaque système est caractérisée par les consommations électriques nécessaires au fonctionnement du ventilateur et des pompes de relevage pendant la période d’expérimentation soit une période d'environ 18 mois. Ces consommations ont été estimées à partir de la puissance de chaque appareil, aucune donnée mesurée sur le terrain n'étant disponible.
Une consommation estimée : - de 108 000 kWh pour le ventilateur nécessaire à l'extraction d'air vicié du tunnel sur 18 mois afin d’alimenter les deux biofiltres BF50 et BF100. Cette estimation est basée sur une utilisation continue, à 80 % de sa charge maximale (fréquence constatée de 40 Hz en moyenne). On prend l'hypothèse que pour alimenter uniquement le BF100, 3/4 de la consommation électrique du ventilateur est nécessaire (80 cm de substrat) et 1/4 de la consommation pour le BF50 (30 cm de substrat). Une consommation électrique de 81 000 kWh pour le BF100 et de 27 000 kWh pour le BF50 sera donc appliquée à nos systèmes ; - de 1 640 kWh par pompe de relevage nécessaire à l'alimentation en eau du système sur 18 mois (estimation réalisée par Phytorestore pour une pompe de 250 W) ; La consommation d’eau de chaque biofiltre est estimée à environ 80 m3 sur la période d'expérimentation (estimation réalisée par la DTerIDF sur la base du suivi de remplissage des cuves). L’occupation des sols est également un élément à considérer : le BF100 et le BF50 occupent une superficie d'environ 16 m² chacun, l’espace pour les autres dispositifs nous amène à estimer la surface occupée par chaque biofiltre à environ 50 m² chacun ; Une surveillance hebdomadaire voire journalière à certaines périodes de l'année a été nécessaire pendant cette phase d’expérimentation du biofiltre pour veiller à son bon fonctionnement et réaliser les différentes mesures et analyses prévues pour l'évaluation du système. Toutefois cette surveillance ne sera pas prise en compte dans l'ACV, les déplacements pour l'entretien du système et ceux pour les analyses et mesures n’ayant pas été distingués.
10.3.5. Émissions et rejets
La performance du système est intégrée dans l'ACV en prenant en compte les rejets et émissions des systèmes dans les différents compartiments suivants : air, eau et sol. Les données pour les deux biofiltres ont été collectées lors des quatre campagnes suivantes, sur une période d'environ 18 mois (Tableaux 37 et 38):
– T0 du 08/11/2012 au 06/12/2012
– T1 du 27/05/2013 au 04/07/2013
– T2 du 01/10/2013 au 28/10/2013
– T3 du 15/03/2014 au 05/04/2014
A noter que les débits d’air mesurés dans les deux biofiltres ont été moyennés sur la durée de l'expérimentation : 3 3 -pour le BF100 : 0,893 m /s, soit un débit total de 42 203 785 m sur 18 mois 3 3 -pour le BF50 : 0,929 m /s, soit un débit total de 43 905 502 m sur 18 mois
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Tableau 37 : Bilan des émissions pour le biofiltre BF50 pendant l’ensemble des expérimentations
Tableau 38 : Bilan des émissions pour le biofiltre BF100 pendant l’ensemble des expérimentations
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Il est difficile de modéliser la fin de vie de cet ouvrage de part son côté expérimental, sans réel retour d'expérience sur son devenir. Nous prendrons ainsi comme hypothèse (Tableau 39) une déconstruction totale de l'installation afin de ne pas minimiser cette étape et les scénarios de fin de vie suivants pour les différents types de matériaux [Quantis, ACV d'un système de traitement des eaux : le phragmifiltre®, Octobre 2012 et dires d'expert] :
Recyclage Incinération Mise en décharge Source Métaux 80 % 20 % Hypothèse -Quantis Poplypropylène 100 % Hypothèse -Quantis PVC 100 % Hypothèse PET 100 % Hypothèse -Quantis Béton 100 % Hypothèse -Quantis Graviers, sable, … 100 % Hypothèse -Quantis Déchets restants 100 % Hypothèse -Quantis Tableau 39 : Hypothèses de fin de vie d’un biofiltre
10.4. Détermination des impacts environnementaux L'inventaire précédent répertorie souvent plusieurs dizaines de flux de matières et d’énergie consommés et rejetés. Cette abondance rend les résultats difficilement lisibles et exploitables. Ainsi, pour interpréter et exploiter les résultats de l’inventaire il convient de traduire ces flux entrants et sortants en impacts environnementaux grâce à des modèles mathématiques.Selon les méthodes de calcul, différentes catégories d'impacts sont utilisées pour répondre aux objectifs de l’étude. Sont distinguées 2 grandes catégories de méthodes d'évaluation : -les méthodes dites « orientées problèmes » (mid-point) modélisent l'impact proche du flux environnemental et ne concernent donc qu'une partie du mécanisme environnemental, -les méthodes dites « orientées dommages » (end-point) modélisent l'impact relativement loin dans le mécanisme environnemental décrivant les dommages sur la santé humaine, les ressources et les écosystèmes(Figure 74). Ces indicateurs présentent plus de pertinence en matière de communication que les mid-point mais leur modélisation est plus incertaine du fait de la complexité du mécanisme et des difficultés à les modéliser.
Figure 74 : Exemple de méthode end-point
Pour le projet BIOTAIR, le logiciel SIMAPRO version 7.3.2 (développé par Pré Consultants, Pays bas) a été utilisé pour modéliser le système, recenser les flux, établir les inventaires et calculer les impacts à partir d'une méthode de calcul d'impact. La caractérisation des impacts environnementaux requiert de convertir, grâce à des facteurs de caractérisation, des données d'inventaire en unité commune et d'agréger les résultats en une catégorie d'impact. ReCiPe2008, la méthode choisie dans le cadre de cette étude, combine les approches d'impact intermédiaire et de dommages basés sur 2 méthodes d'analyse : la méthode CML [Guinée et al., 2002] (Figure 75) comme approche d’impact intermédiaire et la méthode Ecoindicator 99 [GOEDKOOP & SPRIENSMA, 1999] comme approche dommages. Seize catégories d’impact intermédiaires (ensemble des impacts caractérisés par la méthode exceptés ceux liés aux impacts marins) et trois catégories de dommages (santé humaine, diversité des écosystèmes et disponibilité des ressources) sont considérées dans le cadre de cette méthode.
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Figure 75 : Liens entre les données d’inventaire, catégories d'impact intermédiaires et de dommages (Handbook ReCiPe 2008, 1st ed. Report I)
Phase de caractérisation : au sein de chacune des catégories, le facteur de caractérisation permet de transformer chaque quantité de substance émise en une quantité équivalente d'une substance de référence propre à sa catégorie. La phase de caractérisation des dommages permet d’agréger les impacts en catégories distinctes. Toutefois, les émissions inventoriées sont attribuées à la catégorie d’impact auxquelles elles contribuent sans déterminer l’importance de ces émissions par rapport aux émissions globales.
Phase de normalisation : elle permet par rapport à la phase précédente de quantifier l’importance relative des différents impacts entre eux. Les facteurs de normalisation utilisés représentent les émissions / consommations globales pendant un an (année de référence) sur une zone géographique donnée (périmètre géographique de référence : Europe). Les résultats, une fois caractérisés, sont divisés par ce facteur, ce qui permet d’avoir une quantification de l’importance de l’émission, considérée dans le cycle de vie, par rapport aux émissions totales.
10.4.1. Résultats pour le biofiltre BF50
La caractérisation des impacts du système BF50 effectuée pour les 16 grandes catégories d'impact mid-point analysées grâce à la méthode ReCiPe v.1.06, exceptées celles liées aux impacts marins, permet de constater que les phases d’exploitation et de construction du système dominent les impacts du système BF50(Figure 76). Concernant la phase de construction, celle-ci impacte majoritairement les catégories d'impact « Épuisement des ressources minérales » (86 %), « Toxicité humaine » (70 %), « Destruction de l'ozone » (68 %), « Eutrophisation des eaux douces » (63 %), « Ecotoxicité des eaux douces » (57 %) et « Occupation des sols » (entre 50 % et 57 %). La consommation principalement de cuivre et d'acier pour la fabrication du ventilateur et des gaines de ventilation ainsi que la fabrication de PVC pour les tuyaux d'alimentation en eau du système sont les processus les plus impactants sur les catégories d'impact précédentes.
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Concernant la phase d'exploitation du système, celle-ci impacte majoritairement les catégories d'impact « Radiations ionisantes » (99 %), « Épuisement de l'eau » (95 %), « Changement Climatique » (68 %), « Épuisement des ressources fossiles » (67 %), « Ecotoxicité terrestre » (63 %), « Formation de photo-oxydants » (61 %) et « Acidification terrestre » (61 %). Elle est principalement due à la consommation électrique du ventilateur nécessaire à l'extraction de l'air vicié, ainsi qu'à la consommation d'eau tout au long de la durée de vie du système.
Figure 76 : Caractérisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 16 catégories d'impact pour le BF50
La représentation sous formes normées des précédents résultats nous informe sur l'importance des émissions entre elles(Figure 77). La catégorie d'impact « Toxicité humaine » puis dans une moindre mesure « Radiations ionisantes », « Écotoxicité des eaux douces » et « Eutrophisation des eaux douces » sont les catégories principalement impactées par le système.
Figure 77 : Normalisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 16 catégories d'impact pour le biofiltre BF50
Enfin, si l’on s’intéresse à la contribution de chaque phase sur les catégories end-point (santé humaine, écosystèmes et ressources)on constate que les dommages sur la diversité des écosystèmes et sur la disponibilité des ressources sont majoritairementdus à la phase d'exploitation du système et en particulier à la consommation électrique du ventilateur (Figure 78). Les dommages sur la santé humaine sont partagés entre la phase d'exploitation et la consommation électrique associée et la phase de construction, caractérisée par l'utilisation et la production de cuivre et d'acier pour les différents équipements.
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Figure 78 : Caractérisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 3 catégories de dommages pour le biofiltre BF50
10.4.2. Résultats pour le BF100
La caractérisation des impacts du système BF100 pour 16 grandes catégories d'impact mid-point analysées grâce à la méthode ReCiPe v.1.06, exceptées celles liées aux impacts marins, met en avant que la phase d’exploitation semble dominer l'impact de l'ensemble des catégories, excepté celle liée à l'épuisement des ressources minérales, une catégorie dominée par l'impact de la phase construction (Figure 79). Concernant la phase d'exploitation du système, la consommation électrique du ventilateur nécessaire à l'extraction de l'air vicié est particulièrement prégnante sur le système du BF100. La phase de construction, elle, impacte majoritairement la catégorie d'impact « Épuisement des ressources minérales » (à plus de 70 %). La consommation de matières telles que le cuivre, l'acier et le PVC impacte le système BF100 dans cette phase de construction.
Figure 79 : Caractérisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 16 catégories d'impact pour le biofiltre BF100
La représentation sous formes normées des précédents résultats indique l'importance des émissions entre elles (Figure 80). Les catégories d'impact « Toxicité humaine » puis « Radiations ionisantes », « Écotoxicité des eaux douces » et « Eutrophisation des eaux douces » sont les catégories principalement impactées par le système BF100. Ces observations sont identiques à celles faites pour le biofiltre BF50.
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Figure 80 : Normalisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 16 catégories d'impact pour le biofiltre BF100
Si l’on regarde la contribution de chaque phase sur les catégories end-point (santé humaine, écosystèmes et ressources) on peut noter que les dommages sur la santé humaine, la diversité des écosystèmes et sur la disponibilité des ressources sont majoritairement dus (environ 80 %) à la phase d’exploitation du système et en particulier à la consommation électrique du ventilateur (Figure 81).
Figure 81 : Caractérisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 3 catégories de dommages pour le biofiltre BF100
10.4.3. Comparaison des deux biofiltres BF50 et BF100
Sur l’ensemble des catégories d'impact (Figures 82, 83, 84), le biofiltre BF100 apparaît plus impactant comparé au biofiltre BF50. Ceci est principalement dû à une consommation électrique du ventilateur plus importante afin de permettre le passage de l'air vicié à travers le biofiltre du BF100 et son substrat de 80cm d'épaisseur comparé à 30cm pour le BF50. Malgré un taux d'abattement des polluants meilleur pour le BF100, celui-ci ne compense pas la consommation électrique supplémentaire nécessaire au bon fonctionnement du système. En effet l’impact du biofiltre BF100 semble sur trois catégories de dommages deux fois plus important que le biofiltre BF50 (Figure 84). Ceci n’est pas relié à des taux d’abattement deux fois plus importants pour ce biofiltre.
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Figure 82 : Caractérisation de l'impact des biofiltresBF50 et BF100par phase du cycle de vie sur 18 catégories d'impact
Figure 83 : Normalisation de l’impact des biofiltresBF50 et BF100par phase de cycle de vie sur 18 catégories d’impact
Figure 84 : Caractérisation de l’impact des deux systèmes par phase du cycle de vie sur trois catégories de dommages
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10.5. Interprétation des résultats et limites C’est la dernière partie d’une ACV au sens de la norme ISO14040. Elle a pour objectifs : - de contrôler la validité des trois précédentes parties, notamment la validité des hypothèses (analyse de sensibilité), l’incertitude introduite dans l’inventaire, la cohérence des méthodes et des données par rapport aux objectifs de l’étude, - d’interpréter les résultats obtenus par rapport aux objectifs de l’étude en apportant des recommandations voire des pistes d'amélioration.
10.5.1. Qualité des données La fiabilité des résultats et des conclusions de l'ACV dépendent fortement de la qualité des données (Tableau 40). Cette qualité a été évaluée au regard de deux critères, ayant une influence sur la qualité des données.
Il s'agit : de la fiabilité de la donnée (source, méthodes d'acquisition). Une donnée est jugée fiable si elle a été vérifiée et mesurée sur le terrain (se rapporte plutôt à la quantification des flux).
de la représentativité : une donnée est jugée représentative quand la technologie est en relation directe avec le champ de l’étude (se rapporte plutôt au choix des processus).
Haute qualité Valeur spécifique ou calculée Satisfait à un standard élevé Qualité acceptable Valeur validée ou calculée Satisfait à un standard moyen provenant d’une autre source Qualité pauvre Estimation qualifiée Satisfait à un standard minimum Qualité très pauvre Estimation pauvre Requiert a amélioration Tableau 40 :Évaluation de la qualité des données
10.5.2. Limites de l’étude L'exercice précédent d'évaluation de la qualité des données nous amène à être très prudent sur certaines données et en particulier sur celles liées à la consommation électrique du ventilateur, basée sur une estimation en lien avec la puissance du ventilateur et sur la répartition de la consommation électrique entre les 2 systèmes. Il faut être d'autant plus prudent sur les conclusions de l'étude que ces estimations de consommation électrique et de répartition dominent l'impact global de ces deux systèmes. De plus, la phase de fin de vie a été modélisée très simplement et serait certainement à affiner en fonction des premiers retours d'expérience sur ce type de système expérimental.
10.6. Conclusion Pour rappel, les objectifs de l'étude sont : o identifier et caractériser les impacts environnementaux potentiels des 2 biofiltres expérimentés dans ce projet ; o comparer ces impacts environnementaux potentiels ; o définir les pistes d'amélioration afférentes ; o et à terme, comparer les performances environnementales d'un biofiltre à d'autres systèmes de filtration d'air.
L’étude montre, pour le système BF50, que les phases de construction et d'exploitation du système dominent les impacts, en particulier à cause de la consommation électrique du ventilateur et de la consommation de ressources minérales telles que le cuivre et l'acier pour la construction du dispositif de ventilation (ventilateur et gaines). L'impact du BF100 est quant à lui dominé par la phase d'exploitation et en particulier par la consommation électrique du ventilateur.
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Lorsqu’on compare les 2 systèmes, le biofiltre BF100 est plus impactant que le biofiltre BF50 sur l'ensemble des catégories d'impact mid-point et end-point. Ceci est principalement dû à la différence de consommation électrique du ventilateur entre les deux systèmes, le BF100 nécessitant une puissance du ventilateur bien supérieure afin de permettre à l’air extrait du tunnel de traverser le biofiltre et en particulier les 80 cm de substrat. Le BF100 présente des taux d'abattement de polluants meilleurs comparés au BF50 mais cela ne compense pas la consommation supplémentaire d'électricité nécessaire à la traversée de l'air dans le substrat si l’on prend un raisonnement unitaire de 1 pour 1. Les pistes d’amélioration seraient donc pour réduire l'impact environnemental de ces systèmes de : o diminuer la puissance du ventilateur afin de réduire sa consommation électrique ; o minimiser les éléments du dispositif de ventilation (taille du ventilateur et longueur des canalisations) afin de réduire l'utilisation des ressources minérales, en particulier cuivre et acier.
11. Conclusion générale Le projet BIOTAIR qui a comme principal objectif d’évaluer, pour de nombreux critères, la possibilité d’utiliser la biofiltration comme technique épuratoire d’effluent gazeux fortement chargés en polluants émis par le trafic routier permet de dégager des conclusions fortes. L’exhaustivité de l’évaluation par une approche multicritère, basée sur de nombreux domaines (air, eaux, sols, microbiologie, ACV) et de nombreux paramètres (oxydes d’azotes, particules, HAP, etc.), permet de disposer d’une vision très complète.
La première phase de l’expérimentation, qui a consisté à la mise en place de deux biofiltres d’épaisseurs différentes installés au dessus d’un tunnel circulé pour disposer d’un effluent qui soit suffisamment chargé en nombreux polluants, a permis d’identifier, si la technique de biofiltration devait à se généraliser, que l’implantation de tels ouvrages conviendrait mieux en les intégrant dès la phase de conception du tunnel. En effet, l’installation des biofiltres dans le cadre du projet BIOTAIR a d’abord été confrontée à des problèmes techniques importants de génie civil (adaptation aux installations pré-existantes). Cette première constatation mérite d’être intégrée aux conclusions de cette expérimentation, car le site retenu pour cette évaluation était le plus favorable parmi plus d’une vingtaine d’ouvrages en Île-de-France mais cette difficulté de génie civil, bien que minimisée, n’a pu être totalement occultée. Le suivi technique du site réalisé tout au long de l’expérimentation et la maintenance nécessaire à de tels ouvrages ont aussi permis de dégager des informations qui seront utiles lors de prochaines expérimentations. La consommation d’eau, qui pouvait apparaître comme un frein au développement et à la généralisation de la technique étudiée (la biofiltration), est apparue plutôt raisonnable et conforme aux prévisions (80 m3 d’eau par biofiltre). Le suivi de la qualité des eaux a aussi apporté des informations utiles. La nitrification des eaux du biofiltre a bien été observée, mais l’ordre de grandeur est raisonnable au regard des volumes induits potentiellement rejetés dans le milieu naturel. Par conséquent, le développement de la biofiltration à grande échelle ne serait pas un obstacle si l’on considère les volumes mis en jeu pendant la totalité du projet. L’apport d’oxygène a d’ailleurs permis aux deux biofiltres testés d’éviter toute forme de fermentation. Le suivi de la qualité des sols à l’issue de l’expérimentation apporte aussi une conclusion positive. En effet, cette étude menée sur plus de 18 mois d’expérimentation a montré que le maintien d’une bonne qualité des sols pour de nombreux paramètres chimiques (métaux, hydrocarbures totaux, HAPs) peut laisser augurer que les biofiltres sont des types de matériaux avec une durée de vie importante avant leurs éventuelles excavations. En revanche, les biofiltres testés ont été fortement influencés par des pertes de charge (un phénomène imprévu) ce qui a eu un impact tout au long de l’expérimentation. Ces pertes de charge avaient été largement sous-évaluées lors des études pré-expérimentales. Néanmoins, plusieurs résultats positifs permettent de considérer que ce phénomène pourrait être minoré à l’avenir. Dans cette optique, plusieurs pistes seraient donc à explorer. La première,consisterait à améliorer la formulation du substrat (basée uniquement ou en plus grandes proportions sur de la pouzolanne). Cette solution suppose de mettre en œuvre une phase supplémentaire d’acclimatation des végétaux avant leur implantation au sein de l’ouvrage. La seconde, serait la mise en place d’un système d’arrosage amélioré (basé sur l’optimisation de la pénétration et de la répartition de l’eau pour une meilleure régulation). Enfin, grâce au suivi réalisé lors de l’expérimentation sur les taux de survie des espèces, il est préconisé de dimensionner un biofiltre avec une épaisseur de substrat comprise entre 70 et 100 cm ce qui serait bénéfique à la survie des espèces, en privilégiant les 4 espèces les plus résistantes que sont les miscanthus, les Carex comans, les Carex pendula et les Leymus aenarius. Ces diverses améliorations seraient ainsi de nature à optimiser l’efficacité d’un biofiltre. Du point de vue de l’évaluation des performances par la biofiltration, les biofiltres étudiés dans le projet BIOTAIR ont montré des propriétés épuratoires certaines tout au long de l’expérimentation, considérées satisfaisantes à très
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satisfaisantes suivant les différentes familles de polluants mesurées (Tableau 41). La biofiltration, telle que mise en œuvre lors de cette étude, peut donc être considérée comme efficace pour traiter les effluents atmosphériques routiers. Dans les conditions de l’étude, ce type d’ouvrage a montré son efficacité dans le traitement de la pollution de l’air (pour les familles de polluants étudiées au cours de cette étude). L’épuration peut se faire mécaniquement notamment pour la pollution particulaire. Le dioxyde d’azote (NO2), un gaz, est éliminé après sa dissolution dans l’eau (processus chimique) grâce aux microorganismes présents dans le substrat et l’eau (processus biologique). La probabilité est grande que l’activité microbiologique contribue également au taux d’abattement observés pour les autres polluants comme les BTEX. En effet l’approche microbiologique a permis d’identifier des différences de populations entres les biofiltres mais également entres les différentes couches du biofiltre le plus épais. Cela montre une sélection de catégories de populations adaptées aux conditions fournies, que nous avions envisagées favorables au développement des plus aptes à dégrader la pollution ciblée.
C’est donc une synergie entre les effets mécaniques, chimiques et microbiologiques (renforcées par la présence du système racinaire des végétaux) qui s’est mise en place et permet de conclure à une grande polyvalence du système.
Enfin, l’ACV nous a permis d’identifier que le biofiltre le plus épais présentait l’impact le plus important par rapport à son homologue d’épaisseur réduite. La consommation d’électricité venant fortement impacter cette étude. En s’attachant aux trois gatéogories de dommages (sur la santé, sur la diversité des écosystèmes et sur la disponibilité des ressources) on note que l’impact du BF100 est environ deux fois plus important que celui du BF50. L’optimisation de la formulation d’un biofiltre permettrait de réduire la puissance de ventilation associée. Il conviendra dans le futur de comparer, par une ACV, la biofiltration avec les autres techniques potentielles que peuvent être la photocatalyse, l’électrofiltration ou le plasma froid et pour lesquelles nous pensons que des expérimentations, adoptant la même approche, méritent d’être mises en place et soutenues.
BF50 BF100
NO -2.8 % 6.1 %
NO2 58.0 % 81.6 %
NH3 83.0 % 66.0 % Benzène 52 % 65 % Toluène 16 % 55 % Ethylbenzène 49 % 68 % Xylènes 49 % 68 % PM [0-1µm[ 29 % 61 % PM [1-2,5µm[ 77 % 93 % PM [2,5-10µm[ 84 % 91 %
PM10 36 % 66 %
Tableau 41 : Taux moyensd’abattements de polluants par les deux biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (T0, T1, T2, T3) NB : Les rendements moyens sont meilleurs pour le biofiltre BF100, mais les écart-types sont importants tout au long de l’expérimentation
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13. Index des tableaux et figures
Tableaux
Tableau 1 : Micro-organismes adaptés à la dégradation des COVs selon Delhomenie et Heitz [14]...... 10 Tableau 2 : Méthodes de mesure, d'analyse et de traitement par polluant suivi ...... 23 Tableau 3 : Débits moyens en m3/s enregistrés ou estimés lors de chaque campagne de mesure ...... 29 Tableau 4 : Nature et quantité des végétaux dans les biofiltres à l'origine de l'expérimentation ...... 29 Tableau 5 : Nature et quantité des végétaux dans les biofiltres en septembre 2013 après replantation...... 30
Tableau 6 : Analyse de la survie des espèces végétales (biofiltre témoin, biofiltre BF50, biofiltre BF100) ...... 31
Tableau 7 : Résultats des mesures de NOx sans cloche au-dessus du BF50 et du Témoin ...... 34
Tableau 8 : Synthèse des résultats pour les oxydes d’azote (campagnes T0, T1, T2, T3) -tauxd’abattementssur le BF100 et BF50 ...... 39
Tableau 9 : Moyennes des taux d’abattement de NOx (NO, NO2)sur les biofiltres (BF100 et BF50)pendant l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) ...... 40
Tableau 10 : Concentrations en ammoniac (NH3) à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T0 ...... 40
Tableau 11 : Taux d’abattement du benzène par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T0 ...... 41
Tableau 12 : Concentrations en ammoniac (NH3) à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T1 ...... 41
Tableau 13 : Concentrations en BTEX à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T1... 41
Tableau 14 : Concentrations en ammoniac (NH3) à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100– campagne T2 ...... 42
Tableau 15 : Concentrations en BTEX à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T2... 43
Tableau 16 : Concentrations en ammoniac (NH3) à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagneT3 ...... 43
Tableau 17 : Concentrations en BTEX à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 - campagne T3... 43
Tableau 18 : Taux d’abattements moyen de l’ammoniac (NH3) par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3).avec une pondération des temps de mesures ...... 44
Tableau 19 : Taux moyens d’abattement pour les BTEX par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3), avec une pondération des temps de mesure ...... 45 Tableau 20 : Comparaison des concentrations particulaires mesurées en amont du biofiltre selon deux méthodes : par impaction ou par mesure optique - campagne T0 ...... 48
Tableau 21 : Concentrations en particules à l'amont et taux d’abattement par les biofiltres BF50 et BF100 (selon différentes gammes de diamètres de particules) - campagne T0 ...... 49
Tableau 22 : Teneurs HAPs* dans les PM1 - campagne T0 ...... 50
Tableau 23 : Concentrations en aval du BF50 et du filtre témoin en l'absence de cloche - campagne T1 ...... 51
Tableau 24 : Résultats des abattements pour les particules selon différentes gammes de diamètres - campagne T2 .. 53
Tableau 25 : Résultats des abattements pour les particules selon différentes gammes de diamètres -campagne T3 ... 54
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Tableau 26 : Moyennes et écart-types associés des abattements du BF50 et BF100 pour les particules selon différentes gammes de diamètre et la pondération de chaque durée des campagnes de mesure ...... 56 Tableau 27 : Modalités de calcul de l’azote N ...... 57 Tableau 28 : Décomposition de l’azote global ...... 58 Tableau 29 : Bilan de l’évolution des moyennes en MES enregistrées pendant l’expérimentation ...... 60 Tableau 30 : Moyennes des NK en fonction du lieu de prélèvement lors de la phase n°1 de l’expérimentation ...... 62 Tableau 31 :Moyennes des NK en fonction du lieu de prélèvement lors de la phase n°2 de l’expérimentation ...... 63
Tableau 32 : Synthèse des résultats de matières sèches et de « refus » des biofiltres (témoin, BF50, BF100)en fin de campagnes(T0, T1, T2, T3). Moyenne globale et écart-type des paramètres ...... 70
Tableau 33 : Bilan des HAPs présents dans le sol les biofiltres pendant les 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) ...... 75 Tableau 34 : Synthèse des teneurs en hydrocarbures C10-C40 etdes écarts-type dans les biofiltressuivantles 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) ...... 76 Tableau 35 : Synthèse des teneurs moyennes en métaux de chaque biofiltre au cours du projet, accompagnées des écarts-type ...... 78 Tableau 36 : Fonctions potentielles du système et unité fonctionnelle associée ...... 87
Tableau 37 : Bilan des émissions pour le biofiltre BF50 pendant l’ensemble des expérimentations ...... 91
Tableau 38 : Bilan des émissions pour le biofiltre BF100 pendant l’ensemble des expérimentations ...... 91 Tableau 39 : Hypothèses de fin de vie d’un biofiltre ...... 92 Tableau 40 :Évaluation de la qualité des données ...... 98
Tableau 41 : Taux moyensd’abattements de polluants par les deux biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (T0, T1, T2, T3) ...... 100
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Figures
Figure 1 : Sur la carte : en rouge (1) la localisation du tunnel ; deux photos du site : en rouge (2) sur la photo aérienne la plate-forme destinée à accueillir l'expérimentation ; une vue (3) de la plate-forme ...... 15 Figure 2 : Coupe d'un biofiltre ...... 16 Figure 3 : Photos de l'installation ...... 17 Figure 4 : schémas de fonctionnement des ailettes de mesure des débits (avec Pt et Ps : les pressions totales et statiques (en Pa) ; Pd :le différentiel de pression (en Pa), grandeurs enregistrées par la centrale d’acquisition ; S (en m²) : la surface) ...... 17 Figure 5 : Vue d'ensemble du site d'expérimentation : Le cabanon (1) abritant la ventilation, les deux biofiltres (2) alimentés en air vicié au fond et au premier plan le biofiltre témoin (3). Deux shelters blancs (4) accueillent les appareils pour la mesure des paramètres environnementaux et une cloche (5) est placée sur le biofiltre (BF50) pour la mesure des concentrations dans l'environnement immédiat du biofiltre ...... 18 Figure 6 : Photos des mesures en amont...... 20 Figure 7 : Photos des mesures aval ...... 20 Figure 8 : Schéma du montage provisoire utilisé uniquement pour mesurer le temps de renouvellement de l’air sous les cloches ...... 21
Figure 9 : Concentration en NO2 en amont et en aval du BF50 lors d'un test sur le renouvellement d'air ...... 22
Figure 10 : Concentration en NO2 en amont et en aval du BF100 lors d'un test sur le renouvellement d'air ...... 22 Figure 11 : Répartition hebdomadaire du trafic en 2013 dans le tunnel Guy Mocquet (Source boucle SIREDO) ...... 25 Figure 12 : Vitesses moyennes observées dans l’ouvrage en 2013 selon l’heure de la journée et selon les jours (ouvrés ou non ouvrés) ...... 26 Figure 13 : Évolution des températures à Orly (situé à moins de 5 km du site expérimental) lors de l'expérimentation (Source : Infoclimat) ...... 26 Figure 14 : Évolution de la pluviométrie (source : infoclimat et mesures en continu sur site grâce à un pluviomètre ) à Orly et à Thiais lors de l’expérimentation...... 27 Figure 15 : Effet de l’ouverture du registre et de la fréquence du ventilateur sur les débits d’air extraits ...... 28
Figure 16 : Variations des débits enregistrées pendant la première campagne (T0) ...... 28 Figure 17 : Variations des débits enregistrées lors de l’expérimentation totale (du 08/11/12 au 10/04/14) ...... 28
Figure 18 : Variations des concentrations en NO2 (au pas de 5 minutes) lors de la première campagne durant l'automne 2012 (campagne T0)...... 32
Figure 19 : Relation entre abattement en NO2 et concentration amont (campagne T0) ...... 33 Figure 20 : Variations des concentrations en NO (pas de 5 minutes) lors de la première campagne durant l'automne 2012 (campagne T0)...... 33
Figure 21 : Variations des concentrations en NO2 (au pas de 5 minutes) lors de la deuxième campagne durant la fin du printemps 2013 (campagne T1) ...... 34
Figure 22 : Relation entre abattement en NO2 et concentration amont pour les mesures réalisées au centre des biofiltres ...... 35
Figure 23 : Taux d’abattement des concentrations en NO2 pour le BF100 selon la concentration amont et selon la position de la mesure aval ...... 35
Figure 24 : Taux d’abattement des concentrations en NO2 pour le BF50 selon la concentration amont et selon la position de la mesure aval ...... 35
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Figure 25 : Relation entre abattement en NO2 et concentration amont pour les deux biofiltres BF50(en orange)et BF100 (en vert) – campagne T2 ...... 36
Figure 26 : Taux d’abattement des concentrations en NO2 pour le BF50 selon la concentration amont et selon la position de la mesure aval - campagne T2 ...... 37
Figure 27 : Relation entre abattement en NO2 et concentration amont pour les biofiltres BF50(en orange)et BF100 (en vert) – campagne T3 ...... 38
Figure 28 : Taux d’abattement des concentrations en NO2 pour le BF50 selon la concentration amont et selon la position de la mesure aval - campagne T3 ...... 38
Figure 29 : Taux d’abattement de l’ammoniac (NH3) par les deux biofiltres (BF50 et BF100) au cours de l'expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) ...... 44
Figure 30 : Taux d’abattement du benzène par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) ...... 45
Figure 31 : Taux d’abattement du toluène par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) ...... 46
Figure 32 : Taux d’abattement de l'éthylbenzène par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) ...... 46
Figure 33 : Taux d’abattement des xylènes par les biofiltres BF50 et BF100 sur l’ensemble de l’expérimentation (campagnes T0, T1, T2, T3) ...... 47
Figure 34 : Répartition granulométrique de la masse des PM10 entre amont et aval des biofiltres lorsde la campagne T0 ...... 48
Figure 35 : Variation de la masse de différents HAPs particulaires prélevés entre l’amont et l’aval des biofiltres (BF50, BF100) - campagne T0 ...... 50
Figure 36 : Concentrations en PM10 en amont et en aval des biofiltres (BF50, BF100) - campagne T1 ...... 51
Figure 37 : Masse des différents HAPs prélevés en amont et en aval des biofiltres (BF50, BF100) ...... 52
Figure 38 : Concentrations en PM10 en amont et en aval des biofiltres (BF50, BF100) ...... 52
Figure 39 : Résultats sur le nombre de particules de très petites tailles-campagne T2 ...... 54
Figure 40 :Abattement des PM10 pour les deux biofiltres (BF50, BF100) sur l'ensemble de l'expérimentation (T0, T1, T2, T3) ...... 55 Figure 41 : Abattement des PM0-1 pour les deux biofiltres (BF50, BF100) sur l'ensemble de l'expérimentation (T0, T1, T2, T3) ...... 56
Figure 42 : Abattement des PM1-2.5 pour les deux biofiltres (BF50, BF100) sur l'ensemble de l'expérimentation (T0, T1, T2, T3) ...... 56 Figure 43 : Suivi du pH lors de la phase n°1 en différents endroits des circuits d’eau ...... 58 Figure 44 : Suivi du pH lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau ...... 59 Figure 45 : Suivi des MES lors de la phase n°1 en différant endroits des circuits d’eau ...... 59 Figure 46 : Suivi des MES lors de la phase n°1 et des mois de juillet et août 2013 en différents endroits des circuits d’eau ...... 60 Figure 47 : Suivi des MES lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau ...... 61 Figure 48 : Suivi des MES lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau avec adaptation de l’unité d’échelle ...... 61 Figure 49 : Suivi des NK lors de la phase n°1 en différents endroits des circuits d’eau ...... 62 Figure 50 : Suivi du rapport N-NH4/NK lors de la phase n°1 ...... 63 Figure 51 : Suivi des NK lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau ...... 63
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Figure 52 : Suivi du rapport N-NH4/NK lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau ...... 64 Figure 53 : Suivi des nitrites lors de la phase n°1 en différents endroits des circuits d’eau ...... 64 Figure 54 : Suivi des nitrites lors de la phase n°2 en différents endroits des circuits d’eau ...... 65 Figure 55 : Suivi des nitrates lors de la phase n°1 de l’expérimentation en différents endroits des circuits d’eau ...... 65 Figure 56 : Suivi des nitrates lors de la phase n°2 de l’expérimentation en différents endroits des circuits d’eau ...... 66 Figure 57 : Suivi du rapport NK/NGL lors de la phase n° 1 de l’expérimentation en différents endroits des circuits d’eau ...... 66 Figure 58 : Suivi du rapport NK/NGL lors de la phase n° 2 de l’expérimentation en différents endroits des circuits d’eau ...... 67
Figure 59 : Évolution temporelle de la matière sèche de chaque substrat au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) .. 69
Figure 60 : Évolution temporelle du pourcentage de « refus » de chaque substrat au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3)...... 70
Figure 61 : Teneurs en HAPs dans les biofiltres au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) ...... 72 Figure 62 : Évolution temporelle des HAPsde chaque substrat, en ng/mg de matière sèche, au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) ...... 73 Figure 63 : Évolution temporelle des HAPs de chaque substrat, en ng/mg de matière totale (refus+eau), au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) ...... 73 Figure 64 : Masse de HAPs dans le substrat total et masse de HAPs particulaire piégée dans chaque biofiltre (Témoin, BF50, BF100) ...... 73 Figure 65 : Évolution temporelle de la teneur en hydrocarbures C10-C40 dans le substrat des biofiltres au cours des 4 campagnes (T0, T1, T2, T3) ...... 75
Figure 66 :Teneur en métaux dans les biofiltres (témoin BF50, BF100) pendant les campagnes T0, T2 et T3 ...... 77 Figure 67 : Analyse en composantes principales des données de séquences 16S groupés au niveau OTU sur les axes 1 et 2 (11,44 % et 8,22 % d’inertie représentée pour chaque axe) ...... 81 Figure 68 : Composition taxonomique des communautés microbiologique en fonction du temps de prélèvement et du compartiment ...... 82
Figure 69 : Analyse discriminante des données de séquences 16S au temps d’échantillonnage T1 ...... 83
Figure 70 : Analyse discriminante des données de séquences 16S au temps d’échantillonnage T2 ...... 84 Figure 71 : Schéma des différentes phases d’une ACV – NF EN ISO 14040 : 2006-10 ...... 86 Figure 72 : Présentation des différentes étapes du cycle de vie du biofiltre ...... 88 Figure 73 : Contenu de la base de données Ecoivent v2 ...... 89 Figure 74 : Exemple de méthode end-point ...... 92 Figure 75 : Liens entre les données d’inventaire, catégories d'impact intermédiaires et de dommages (Handbook ReCiPe 2008, 1st ed. Report I) ...... 93
Figure 76 : Caractérisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 16 catégories d'impact pour le BF50 94 Figure 77 : Normalisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 16 catégories d'impact pour le biofiltre BF50 ...... 94 Figure 78 : Caractérisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 3 catégories de dommages pour le biofiltre BF50 ...... 95 Figure 79 : Caractérisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 16 catégories d'impact pour le biofiltre BF100 ...... 95
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Figure 80 : Normalisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 16 catégories d'impact pour le biofiltre BF100 ...... 96 Figure 81 : Caractérisation de l'impact du système par phase du cycle de vie sur 3 catégories de dommages pour le biofiltre BF100 ...... 96
Figure 82 : Caractérisation de l'impact des biofiltresBF50 et BF100par phase du cycle de vie sur 18 catégories d'impact ...... 97
Figure 83 : Normalisation de l’impact des biofiltresBF50 et BF100par phase de cycle de vie sur 18 catégories d’impact 97 Figure 84 : Caractérisation de l’impact des deux systèmes par phase du cycle de vie sur trois catégories de dommages ...... 97
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14. Lexique
Archées : Micro-organismes unicelluraires procaryotes (cellule sans noyau) avec une taille allant de 0.1 à 15 µm pouvant vivre dans de multiples millieux (anaérobique, salinité élevée, etc). Biofilm : Communauté multicellulaire plus ou moins complexe, souvent symbiotique, de micro-organismes (bactéries, champignons, algues ou protozoaires), adhérant entre eux et à une surface, et marquée par la sécrétion d'une matrice adhésive et protectrice. Catabolisme : Ensemble de réactions de dégradations moléculaires pour un organisme considéré. Le contraire est l'anabolisme, un ensemble de réactions de synthèse. Le catabolisme et l'anabolisme sont les deux composantes du métabolisme. Hétérotrophe : Un organisme qui assure sa subsistance en assimilant des substances organiques et est incapable de produire ces substances organiques à partir de matières minérales. Sa source de carbone est la matière organique. Rhizosphère : Zone du sol directement formée et influencée par les racines des végétaux et les micro-organismes associés.
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15. Sigles et acronymes
A86 Autoroute n°86 ACP Analyse en Composantes Principales ACV Analyse du Cycle de Vie ADN Acide DésoxyriboNucléique ARN Acide RiboNucléique As Arsenic BF50 BioFiltre de 50 cm BF100 Biofiltre de 100 cm BTEX Benzène, Toluène, Ethylbenzène, Xylènes C10-C40 Hydrocarbes aliphatique élués entre le décane (C10) et le tétracontane (C40) Cd Cadnium Cl Chlore Ca(OH)2 Hydroxyde de Calcium CO2 Dioxyde de Carbone COFRAC Comité Français d’Accréditation COV Composés Organiques Volatils Cr Chrome Cu Cuivre DIRIF Direction des Routes d’Île-de-France H2O eau H2S Sulfure d’hydrogène HAP Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques Hg Mercure INERIS Institut National de l’Environnement Industriel et des RISques K Potassium LNE Laboratoire National D’Essais LSCE Laboratoire des Sciences du Climat et de l’Environnement MCM-41 Crystalline Material-41 Mobile MES Matières En Suspension MrDNA MRNALAB N Azote NaHCO3 Bicarbonate de Sodium NaOH Hydroxyde de Sodium NGL Azote Global NH3 Ammoniac + NH4 Ammonium Ni Nickel NK Azote Kjeldahl NO2 Dioxyde d’azote NO Monoxyde d’azote NO3 Nitrates Nox Oxydes d’azote N-NO2- Nitrites N-NO3- Nitrates O Oxygène O2 Dioxygène OTU Unités Taxomiques Opérationelles P Phosphore Pb Plomb
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PCB PolyChloroBiphényles PCR Polymerase Chain Reaction PH Potentiel hydrogène PM1 Particules en suspension atmosphérique de taille inférieure à 1 µm PM2.5 Particules en suspension atmosphérique de taille inférieure à 2,5 µm PM10 Particules en suspension atmosphérique de taille inférieure à 10 µm PVC PolyChlorure de Vinyle S Soufre Se Sélénium SO2 Dioxyde de Souffre TCE Trichloroethylène TDR Time Domain Reflectometry TSP Total Suspension Particles TX Texas UF Unité Fonctionnelle USA United States of America USEPA United States Environnemental Protection Agency Zn Zinc
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16. Annexes
16.1. Présentation des végétaux
Achillea millefolium Achillée millefeuilles Classe : Magnoliopsida Ordre : Asterale Famille : Astéraceae Son nom vient du fait que son feuillage est particulièrement découpé donnant l'impression d'un nuage composé de milliers de minuscules feuilles. Il y a de multiples noms vernaculaires : herbe de la Saint-Jean, herbe de Saint-Joseph, herbe à dinde, herbe au charpentier, aux cochers, aux militaires, herbe aux coupures, saigne-nez, sourcil de Vénus. Selon Pline, naturaliste romain du premier siècle après J.-C., son nom lui vient d'Achille, héros de la mythologie grecque, qui s'en servit pour guérir des blessures.
Hauteur : 0,6 m. Port : dressé, étalé Feuillage : Les feuilles sont allongées, vert foncé, finement bipennatilobées (doublement pennées), découpées en fines lanières courtes. Elles sont plus longues et pétiolées à la base, plus courtes et sessiles au sommet. Elles mesurent de 2 à 15 cm de longueur pour une largeur de 0,6 à 3 cm Floraison : De juillet à septembre. Corymbes de capitules plates et compactes, mellifère Sol : prospère en sol neutre, pas trop frais à sec Exposition : soleil Rusticité : au moins jusqu’à -20°
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Carex comans Laîche Classe : Liliopsida Ordre : Poales Famille : Cyperaceae Description Carex originaire de Nouvelle-Zélande au fin feuillage lâche. À installer en bordure de massif ou en haut d'un dénivelé pour permettre au feuillage de retomber. Éviter les terrains détrempés l'hiver.
Hauteur : 0,4 m. Port : retombant, touffu, en coussin Feuillage : Trés fin de couleur argenté, persistant Floraison : Fleurs brunes insignifiantes s'épanouissent de juin à juillet. Sol : prospère en sol neutre à acide, riche en humus, frais Exposition : soleil, mi-ombre Rusticité : au moins jusqu’à -15°
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Carex pendula Laîche pendante Classe : Liliopsida Ordre : Poales Famille : Cyperaceae Le nom Carex vient du grec 'keiro' qui signifie "coupant". Celui ci affectionne les lieux humides. Attention, il est très vigoureux et se ressème très bien. Il s'installe facilement là où vous ne le souhaitez pas. Il est remarquable par son architecture sculpturale.
Hauteur : 1m. Port : touffu Feuillage : persistant, feuilles larges vertes foncées. Ses chaumes seront bruns de juin à juillet Floraison : Epis verdâtres pendants de juin à juillet Sol : prospère en sol neutre à acide, riche en humus, frais Exposition : soleil, mi-ombre Rusticité : au moins jusqu’à -15°
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Carex testacea Laîche orange Classe : Liliopsida Ordre : Poales Famille : Cyperaceae Le nom Carex vient du grec 'keiro' qui signifie "coupant". Un grand Carex aux teintes de feuillage inédites chez les autres Carex, vert olive se teintant d'orange sur les parties exposées au soleil.
Hauteur : 0,3 m. Port : touffu, retombant, buissonant Feuillage : Feuilles persistantes arquées, de 50 à 60 cm de long, vert olive pâle, se teintant de brun orangé sur les parties exposées au soleil. Floraison : En juillet, de fins épis de 1 à 3 cm de long, cylindriques, brun clair, sont portés sur des tiges de 50 à 60 cm, qui s'allongent ensuite jusqu'à 1,50 m au moment de la maturité des fruits. Sol : prospère en sol neutre à acide, riche en humus, frais Exposition : soleil, mi-ombre Rusticité : au moins jusqu’à -15°
Dianthus deltoides ‘Brilliant’ Oeillet à delta Classe : Magnoliopsida Ordre : Caryophyllales Famille : Caryophyllaceae Une fleur parfaite pour la décoration des murets et dallages, en bordure, ocailles et dans les auges. Il est utile de tailler les tiges après floraison.
Hauteur : 0,2 m. Port : touffu, tapissant Feuillage : Persistant, trés petites feuilles de couleur bronze Floraison : Odorante, rouge, de juillet à septembre Sol : prospère en sol neutre à calcaire, plutôt sec, bien draîné Exposition : soleil Rusticité : au moins jusqu’à –35°
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Leymus arenarius Blé d’azur Classe : Liliopsida Ordre : Poales Famille : Poaceae Le Leymus arenarius se démarque des autres graminées par son large feuillage bleu très marqué qui lui donne un intérêt décoratif indéniable. Le Leymus arenarius possède une souche vigoureuse et colonisatrice, se développant en couvre-sol grâce à ses rhizomes traçants. Idéal en bord de mer.
Hauteur : 0,3 à 1,50 m. Port : touffu Feuillage : Caduc, linéaires, longues et arquées, bleuté Floraison : En épi érigé de couleur bleu argenté puis doré, de juin à juillet Sol : prospère en sol neutre à acide, sec, bien draîné Exposition : soleil Rusticité : au moins jusqu’à -15°
Miscanthus sacchariflorus Eulalie sacchariflorus Classe : Liliopsida Ordre : Poales Famille : Poaceae Certaines variétés de Miscanthus géants offrent des perspectives intéressantes pour la création de biomasse et de panneaux de fibres. Elles n'épuisent pas le sol, peuvent pousser sur sols pollués, peuvent être brûlées sans valorisation ou transformées en agrocarburant.
Hauteur : 1,30 m. Port : touffu Feuillage:Feuilles de 50-90 cm de long, rigides, aplaties, linéaires, bleu-vert, à nervure centrale vert argenté pâle. Floraison : Épis pyramidaux ou en éventail, de 20-40 cm, blanc-rougeâtre, soyeux, argentés, de août à septembre. Sol : prospère en tout type de sol, mais tout de même une préférence pour les sols sableux Exposition : soleil, mi-ombre Rusticité : au moins jusqu’à -10°
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Thymus pulegioides Thym de carniole Classe : Magnoliopsida Ordre : Lamiales Famille : Lamiaceae Cette espèce a de très nombreux noms vernaculaires. Toutes les espèces constituent d'excellentes plantes pour rocailles et dallages. Elles contiennent toutes plus ou moins des essences et possèdent des propriétés semblables au thym commun. Les espèces herbacées sont communément désignées sous le nom de serpolet. Cette espèce est connue pour ses vertues médicinales et potagères.
Hauteur : 0,20 m. Port : touffu, plus ou moins érigé Feuillage : Persistant, petites feuilles duveteuses, vert clair Floraison : de juillet à août, corolle irrégulière rouge/rose sur tige quadrangulaire poilue sur les arrêtes, mellifère Sol : prospère en sol sec à moyen, bien draîné, acide ou calcaire. Exposition : soleil Rusticité : au moins jusqu’à -20°
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16.2. Plan de localisation des différents équipements sur le site d'expérimentation
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16.3. Influence du positionnement de la cloche
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Juillet 2014
16.4. Résultats des intercomparaisons instrumentales
Intercomparaison des mesures d'oxydes d'azote du 27/09/12 au 08/10/12 NO NO2 1400 250 y = x y = x 1200 200 Répétabilité de 1000 l’instrument 800 150 y = 0,8957x (APNA – y = 1,0115x 600 R2 = 0,9016 APNA 2 APNA 2
HORIBA), 2 APNA 100 R = 0,9805 valeurs des 400 concentrations 200 50 3 NO NO2 (µg/m ) 0 0 0 500 1000 1500 0 100 200 APNA 1 APNA 1
3500 400 y = x y = 0,8982x y = x R2 = 0,7471 3000 350
Comparaison y = 1,0996x 2500 300 avec le LSCE R2 = 0,8691 250 (T200UP 2000 TELEDYNE 200
CETEIF 1500 API), valeurs CETEIF 150 des 1000 NO concentrations 100 3 500 NO2 (µg/m ) 50 0 0 0 1000 2000 3000 0 100 200 300 400 LSCE LSCE
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Intercomparaison des mesures de comptage de particules du 27/09/12 au 02/10/12 Particules de diamètre > 0.3µm Particules entre 30 – 300 nm de (0.3 à 10 µm pour le graphique supérieur et 0.3 diamètre à 0.615 pour le graphique inférieur) Comptage optique (GRIMM v1.108) Comptage par electromètre (Nanocheck v.1365)
Répétabilité de la mesure, concentration en nombre/cm3
Comparaison avec les mesures par SMPS (DMA 3080 + CPC 3775) par l’INERIS, concentration en nombre/cm3 (moyenne 5 minutes)
Valeurs calculées sur les moyennes 5 [30-300nm[ [300-615nm[ minutes de mesures (en nbre/cm3) Appareillage Nanocheck SMPS Nanocheck SMPS Percentile 2 8069.38 9463.04 9.68 51.36 Percentile 5 15459.17 15480.01 13.85 138.97 Percentile 25 63460.08 64755.92 23.30 355.16 Percentile 50 94331.35 89008.56 29.71 528.85 Percentile 75 130560.90 123961.79 39.17 747.29 Percentile 95 187164.96 195820.07 72.09 1631.59 Percentile 98 187164.96 195820.07 72.09 1631.59 Moyenne 98666.46 97648.05 33.99 635.65 Ecart-type 48904.96 53407.15 19.03 459.00 Minimum 2247.14 1210.18 2.28 3.37 Maximum 245056.44 425122.54 224.98 4075.84
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Intercomparaison des mesures de PM10 massique Périodes de TEOM Impacteur Ecart entre prélèvement (en µg/m3) (en µg/m3) les mesures*
8 au 12 nov 64,65 58,67 9,3 %
12 au 15 nov 65,83 66,35 -0,8 %
15 au 19nov 70,55 65,48 7,2 %
22 au 26 nov 57,30 55,71 2,8 %
26 au 29 nov 60,50 60,22 0,5 %
* Les écarts sont calculés en fonction de la valeur du TEOM.
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16.5. Méthodes d’analyse des échantillons d’eau
Paramètres Norme Méthode d'extraction Méthode d'analyse
Zinc* FD T 90-112 Spectrométrie d'absorption atomique en flamme Matière en suspension* NF EN 872 (MES) Filtration Azote Kjedhal * (NK) NF EN 25 663 Ammonium*(N-NH4) NF T 90-015-2 Bleu d'indophénol
Nitrite* (N-NO2) NF EN ISO 13 395 Flux continu colorimétrie Nitrate* (N-NO3) NF EN ISO 13 395 Arsenic* NF EN ISO 11969 Cadmium* NF EN ISO 5961 Minéralisation Chrome NF EN 1233 (NF EN ISO 15587-1) et Spectrométrie absorption Cuivre* NF EN ISO 15 586 lixiviation pendant 24h atomique four (en µg/L) (NF EN 12457-2) Nickel* NF EN ISO 15 586 Plomb* NF EN ISO 15 586 *certification COFRAC
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16.6. Méthodes d’analyse des échantillons de sol Les échantillons de sol sont dans un premier temps tamisés à 2 mm puis séchés au four pour n'obtenir que la matière sèche. Les analyses (HAP, NK, N-NO2,N-NO3) sont réalisées à partir des échantillons de matières sèches. Les hydrocarbures et les métaux ne sont pas mentionnés (préparation, méthode d’analyse).
Paramètres Norme Méthode d’extraction Méthode d’analyse Matières en suspension* NF EN 872 filtration (MES) Azote kjedhal* (NK) NF ISO 11261 juin 1995 H2SO4 + catalyseur Sélénium Dosage par distillation et pour la minéralisation titration
Ammonium* (N-NH4) ISO 14265-1 mars 2003 – Colorimétrie au spectromètre Nitrite (N-NO ) KCl + centrifugation 2 méthode manuelle UV Nitrate (N-NO3) HAP NF EN ISO 11969 Extraction au DCM HPLC
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16.7. Emplacements des prélèvements de sol
Schéma des prélèvements de terre pour les analyses chimiques et microbiologiques (7/12/12) – Campagne T0
BF Témoin 4 8 12
3 7 11
2 6 10
1 5 9
BF 50 Shelter BF 100 4 8 12 4 8 12
3 7 11 3 7 11
Shelter 2 6 10 2 6 10
1 5 9 1 5 9
Profondeur 1 (sur BF témoin et BF 50) = entre 15 et 25cm Profondeur 2 (sur BF100) = 70 cm Pour le BF100, les échantillons sont numérotés de 1.1 à 1.12 pour la première profondeur et de 2.1 à 2.12 pour la deuxième profondeur.
Tarière et flaconnage en verre, enrobé dans du papier d’aluminium pour les analyses chimiques. Transport dans une glacière pour la microbiologie.
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Schéma des prélèvements de terre pour les analyses chimiques et microbiologiques (10/07/13) –Campagne T1
Témoin 3
1
2
5
4
BF 50 2 BF 100 Shelter 7 4 6
5
Shelter
1 3
3 2 1
5 4 Profondeur 1 (sur les 3 biofiltres) ≈ 30 cm
Profondeur 2 (sur BF100) ≈ 70 cm Pour le BF100, les échantillons sont numérotés de 1.1 à 7.1 pour la première profondeur et de 1.2 à 7.2 pour la deuxième profondeur.
Tarière et flaconnage en verre, enrobé dans du papier d’aluminium pour les analyses chimiques. Transport dans une glacière pour la microbiologie et la chimie.
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Schéma des prélèvements de terre pour les analyses chimiques et microbiologiques (28/11/13) – Campagne T2
Témoin
11 10 1
6 7 4
2 8
5
3 9
BF 50 BF 100
Shelter
4
3 6 9 12 2
Shelter 6
2 5 8 11 3
1 4 7 10 5
1
Profondeur 1 (sur les 3 biofiltres) ≈ 30 cm Profondeur 2 (sur BF100) ≈ 70 cm Pour le BF100, les échantillons sont numérotés de 1.1 à 6.1 pour la première profondeur et de 1.2 à 6. 2 pour la deuxième profondeur.
Tarière et flaconnage en verre, enrobé dans du papier d’aluminium pour les analyses chimiques. Transport dans une glacière pour la microbiologie et la chimie.
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Schéma des prélèvements de terre pour les analyses chimiques (18/04/14) – Campagne T3
Témoin
6 4 2
3 5 1
BF 50 BF 100 Shelter
Shelter 4 3 8 6 8 6 4 2
Shelter 9 9 2
7 5 7 5 3 1 1
Profondeur 1 de prélèvement sur les 3 biofiltres ≈ 30cm Profondeur 2 pour le BF 100 ≈ 70 cm Pour le BF100, les échantillons sont numérotés de 1.1 à 9.1 pour la première profondeur et de 1.2 à 9. 2 pour la deuxième profondeur.
Tarière et flaconnage en verre, enrobé dans du papier d’aluminium, et transporté dans une glacière pour les analyses chimiques. Pas d’analyse microbio. Echantillons 13013 à 13045.
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16.8. Pourcentages de matière sèche et de refus dans le sol
Masse des Matière sèche Refus (matière >2mm) échantillons prélevés Valeur Ecart-type Moyenne Valeur Ecart-type Moyenne g % % Compost initial 11886 342,9 - - - 87,02 1,17 86,19 11887 342,8 - - - 85,36
Témoin P=20cm 11858 381,4 65,37 80,39
11859 326,6 60,74 85,76
11860 345,9 61,4 86,73 3,01 63,06 3,03 85,81 11861 354,7 59,07 86,89
11862 337,5 65,77 89,6
11865 291,3 65,98 85,51
BF50 P=20cm 11866 317,9 58,09 78,17
11867 346,9 52,84 85,3
11868 251,7 56,88 77,27 1,77 55,72 3,17 81,60 Prélèvement 11869 279,7 55,31 83,34
11870 296,8 55,33 83,02 Décembre 11871 329 55,88 82,52 2012 BF100 P=20cm 11872 309,6 63,24 79,39 – 11873 440,3 69,1 79,59 Campagne T0 11874 369,3 62,25 82,16 5,75 61,96 2,58 79,25 11875 381,1 64,72 78,04
11876 415,3 51,8 74,93
11877 433,5 60,66 81,38
P=70cm 11878 422,1 76,91 87,89
11879 368,5 70,04 78,64
11880 454,6 62,08 83,28 6,05 66,26 4,22 81,87 11881 392 61,54 80,94
11882 393,9 63,71 84,36
11883 407,6 63,26 76,08
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Masse des Matière sèche Refus (matière >2mm) échantillons Valeu Ecart- Moyenn Ecart- prélevés Valeur Moyenne r type e type g % %
11886 342,9 - - - 87,02 Compost initial 1,17 86,19 11887 342,8 - - - 85,36
418,8 12399 70,89 94,70 356,3 12400 72,56 88,52 Témoin P=20cm 435,9 2,87 71,39 3,08 89,34 12401 68,76 88,02 475,2 12402 69,02 86,87 438,2 12403 75,74 88,57 383,8 12404 69,97 81,76 349,2 12405 73,83 83,48 BF50 P=20cm 404,9 4,36 70,04 4,01 86,95 Prélèvement 12406 72,90 89,45 409,1 juillet 12407 62,76 90,25 411,9 2013 12408 70,72 89,83
249,1 - 12409 57,87 76,68
237,8 Campagne 12411 57,51 80,11 T1 P=20cm 337,3 10,17 68,63 6,09 83,52 12413 76,79 82,39 400,3 12415 78,09 85,76 435,3 12417 72,91 92,67 BF100 264,6 12410 64,95 79,14 385,4 12412 68,82 85,50
P=70cm 395,8 5,52 71,97 3,96 85,76 12414 74,25 88,40 411,7 12416 72,29 86,71
387,2 12418 79,55 89,05
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Masse des Matière sèche Refus (matière >2mm) échantillons Ecart- Moyen Ecart- Moyen prélevés Valeur Valeur type ne type ne g % %
11886 342,9 - - - 87,02 Compost initial 1,17 86,19 11887 342,8 - - - 85,36
479 12757 67,12 88,94 382 12758 83,29 88,22 339 12759 61,59 86,14 Témoin P=30cm 8,32 74,38 1,67 87,94 351 12760 76,82 85,75 402 12761 76,97 90,05
428 12762 80,51 88,55
424 12739 78,15 83,02
403 12740 66,27 74,69
411 12741 69,33 82,48 BF50 P=30cm 4,52 73,32 4,05 80,73 443 12742 75,12 85,33
342 12743 75,39 76,90
405 12744 75,66 81,98
349 12745 66,79 82,81
482 12747 71,08 77,39
Prélèvement 424 12749 62,82 77,83 P=30cm 7,89 62,45 3,64 80,41 novembre 331 12751 68,28 86,10
2013 283 12753 53,23 77,03
- 278 12755 52,52 81,29 BF100 Campagne 495 12746 74,20 77,37 T2 454 12748 66,60 80,40 465 12750 68,69 82,37 P=70cm 6,14 65,29 7,01 78,62 404 12752 65,44 83,42 361 12754 57,56 83,10 601 12756 59,27 65,06
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Masse des Matière sèche Refus (matière >2mm) échantillons Ecart- Ecart- Valeur Moyenne Valeur Moyenne prélevés type type g % % 11886 342,9 - - - 87,02 Compost initial 1,17 86,19 11887 342,8 - - - 85,36
13040 310 72,44 85,16 13041 368 68,97 85,05 13042 398 72,01 88,19 Témoin P=30cm 3,33 73,58 1,54 86,25 13043 395 77,33 86,33 13044 368 77,59 88,04 13045 380 73,12 84,74 13031 378 65,67 81,22 13032 371 75,19 84,91 13033 480 74,88 84,38 13034 438 74,24 81,51 BF50 P=30cm 13035 452 73,08 3,99 73,89 81,86 3,00 83,75 13036 313 81,19 90,42 13037 364 73,10 85,16 Prélèvement 13038 430 75,01 83,49
novembre 13039 411 72,63 80,78 13013 418 64,45 75,84 2013 363 13015 77,56 76,58 - 13017 412 69,70 88,83
13019 408 66,65 84,80 Campagne T3 P=30cm 13021 384 77,37 5,18 70,06 82,81 4,39 81,40 13023 286 73,32 81,12 13025 281 63,02 77,22 13027 332 68,83 84,94 13029 383 69,65 80,42 BF100 13014 397 68,23 79,60 13016 421 80,50 86,22 13018 466 63,82 84,98 13020 389 66,46 78,92 P=70cm 13022 357 75,33 6,22 69,17 78,71 2,84 81,10 13024 360 74,38 80,00 13026 337 61,48 81,31 13028 434 65,28 82,03 13030 536 67,08 78,17
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16.9. Teneurs en HAPs dans le sol
réf 11886 11887 Compost initial n° Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,080 0,006 0,010 0,000 Acénaphthène 0,088 0,004 0,010 0,000 Fluorène 0,266 0,015 0,010 0,000 Phénanthrène 1,471 0,080 0,376 0,034 Anthracène 0,030 0,001 0,010 0,000 Fluoranthène 0,194 0,025 0,139 0,022 Pyrène m 0,094 0,014 0,140 0,011 g/ Benzo(a)anthracène 0,045 0,007 0,046 0,005 kg Chrysène M 0,128 0,023 0,125 0,017 Benzo(b)fluoranthène S 0,070 0,003 0,074 0,004 Benzo(k)fluoranthène 0,033 0,004 0,037 0,003 Benzo(a)pyrène 0,052 0,006 0,055 0,005 Dibenzo(ah)anthracène 0,010 0,000 0,010 0,000 Benzo(ghi)pérylène 0,116 0,021 0,111 0,003 Indéno(123cd)pyrène 0,067 0,005 0,066 0,004 Total 15 HAP 2,743 0,207 1,218 0,109
Témoin - déc 2012 réf 11858 11859 11860 11861 11862 11865 Profondeur ≈ 30cm n° Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,141 0,039 0,051 0,025 0,011 0,001 0,010 0,000 0,010 0,000 0,019 0,010 Acénaphthène 0,087 0,022 0,081 0,025 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 Fluorène 0,376 0,100 0,407 0,105 0,021 0,003 0,026 0,002 0,010 0,000 0,010 0,000 Phénanthrène 1,591 0,471 1,618 0,440 0,285 0,051 0,355 0,085 0,399 0,030 0,269 0,275 Anthracène 0,055 0,001 0,037 0,003 0,010 0,000 0,013 0,000 0,007 0,001 0,010 0,000 Fluoranthène 0,123 0,160 0,199 0,035 0,132 0,008 0,156 0,002 0,137 0,011 0,136 0,040 Pyrène m 0,100 0,015 0,106 0,001 0,047 0,002 0,119 0,012 0,142 0,006 0,115 0,061 Benzo(a)anthracène g/ 0,047 0,009 0,036 0,003 0,022 0,001 0,034 0,005 0,026 0,008 0,052 0,004 kg Chrysène M 0,138 0,015 0,097 0,024 0,107 0,009 0,109 0,045 0,090 0,048 0,116 0,099 Benzo(b)fluoranthène S 0,101 0,006 0,085 0,003 0,071 0,002 0,089 0,011 0,069 0,008 0,101 0,016 Benzo(k)fluoranthène 0,044 0,005 0,036 0,001 0,026 0,002 0,036 0,006 0,026 0,001 0,048 0,002 Benzo(a)pyrène 0,070 0,009 0,050 0,004 0,044 0,004 0,062 0,006 0,045 0,004 0,069 0,004 Dibenzo(ah)anthracène 0,017 0,010 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 Benzo(ghi)pérylène 0,127 0,029 0,092 0,037 0,088 0,007 0,117 0,018 0,078 0,005 0,102 0,067 Indéno(123cd)pyrène 0,079 0,006 0,063 0,004 0,038 0,003 0,068 0,007 0,053 0,001 0,077 0,004 Total 15 HAP 3,096 0,486 2,968 0,609 0,922 0,051 1,213 0,198 1,071 0,110 1,104 0,561
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Juillet 2014
BF 50 - déc 2012 réf 11866 11867 11868 11869 11870 11871 Profondeur ≈ 30cm n° Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,012 0,002 0,010 0,000 0,010 0,000 0,012 0,001 Acénaphthène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,012 0,001 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 Fluorène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,036 0,001 0,012 0,002 0,010 0,000 0,010 0,000 Phénanthrène 0,039 0,000 0,116 0,070 0,103 0,015 0,043 0,001 0,039 0,003 0,275 0,295 Anthracène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,018 0,006 Fluoranthène 0,188 0,031 0,130 0,019 0,193 0,049 0,093 0,066 0,132 0,033 0,208 0,101 Pyrène m 0,114 0,008 0,131 0,038 0,143 0,050 0,118 0,030 0,130 0,010 0,137 0,078 g/ Benzo(a)anthracène 0,045 0,007 0,058 0,003 0,066 0,030 0,044 0,002 0,044 0,003 0,068 0,008 kg Chrysène M 0,158 0,004 0,137 0,088 0,084 0,034 0,060 0,002 0,062 0,000 0,150 0,144 Benzo(b)fluoranthène S 0,093 0,011 0,103 0,011 0,120 0,028 0,105 0,007 0,103 0,001 0,116 0,025 Benzo(k)fluoranthène 0,041 0,004 0,046 0,003 0,065 0,009 0,057 0,000 0,050 0,001 0,054 0,005 Benzo(a)pyrène 0,059 0,013 0,078 0,010 0,120 0,018 0,098 0,001 0,092 0,003 0,084 0,009 Dibenzo(ah)anthracène 0,012 0,003 0,010 0,000 0,016 0,004 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 Benzo(ghi)pérylène 0,136 0,023 0,098 0,042 0,109 0,003 0,099 0,001 0,079 0,004 0,126 0,102 Indéno(123cd)pyrène 0,073 0,011 0,081 0,010 0,116 0,011 0,095 0,001 0,087 0,003 0,090 0,014 Total 15 HAP 0,952 0,041 0,978 0,200 1,187 0,245 0,825 0,111 0,819 0,052 1,339 0,786
BF 100 - déc 2012 réf 11872 11873 11874 11875 11876 11877 Profondeur ≈ 30cm n° Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 Acénaphthène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 Fluorène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,011 0,001 0,019 0,001 Phénanthrène 0,036 0,001 0,011 0,002 0,077 0,029 0,061 0,005 0,099 0,095 0,064 0,005 Anthracène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,025 0,021 0,010 0,000 Fluoranthène 0,209 0,024 0,097 0,067 0,388 0,023 0,389 0,096 0,315 0,134 0,152 0,018 Pyrène m 0,164 0,012 0,071 0,023 0,317 0,028 0,307 0,039 0,209 0,058 0,134 0,018 Benzo(a)anthracène g/ 0,041 0,007 0,035 0,000 0,078 0,001 0,072 0,002 0,045 0,007 0,043 0,009 kg Chrysène M 0,062 0,018 0,059 0,001 0,097 0,001 0,092 0,006 0,085 0,010 0,062 0,008 Benzo(b)fluoranthène S 0,091 0,014 0,096 0,018 0,140 0,010 0,120 0,003 0,093 0,005 0,116 0,015 Benzo(k)fluoranthène 0,047 0,006 0,049 0,001 0,069 0,007 0,065 0,002 0,041 0,001 0,056 0,007 Benzo(a)pyrène 0,086 0,008 0,080 0,001 0,118 0,008 0,118 0,011 0,073 0,004 0,110 0,017 Dibenzo(ah)anthracène 0,010 0,000 0,010 0,000 0,011 0,002 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 Benzo(ghi)pérylène 0,084 0,009 0,085 0,006 0,096 0,007 0,107 0,008 0,078 0,001 0,108 0,010 Indéno(123cd)pyrène 0,073 0,005 0,087 0,016 0,092 0,003 0,096 0,004 0,074 0,005 0,094 0,006 Total 15 HAP 0,942 0,056 0,720 0,121 1,523 0,054 1,476 0,114 1,177 0,340 0,998 0,078
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Juillet 2014
BF 100 - déc 2012 réf 11878 11879 11880 11881 11882 11883 Profondeur ≈ 70cm n° Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,331 0,051 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,034 0,003 Acénaphthène 0,332 0,061 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,013 0,004 Fluorène 0,846 0,157 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,019 0,003 0,040 0,026 Phénanthrène 1,213 0,178 0,079 0,005 0,040 0,002 0,391 0,020 0,350 0,023 0,180 0,130 Anthracène 0,189 0,027 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,010 0,000 0,012 0,001 Fluoranthène 0,611 0,120 0,178 0,005 0,249 0,055 0,277 0,050 0,172 0,017 0,171 0,089 Pyrène m 0,293 0,038 0,208 0,001 0,180 0,042 0,254 0,026 0,118 0,026 0,134 0,085 g/ Benzo(a)anthracène 0,045 0,012 0,031 0,000 0,047 0,017 0,070 0,026 0,059 0,006 0,059 0,004 kg Chrysène M 0,065 0,014 0,050 0,002 0,059 0,021 0,193 0,081 0,175 0,008 0,113 0,086 Benzo(b)fluoranthène S 0,122 0,003 0,115 0,004 0,101 0,022 0,086 0,034 0,097 0,004 0,111 0,002 Benzo(k)fluoranthène 0,059 0,005 0,055 0,003 0,048 0,011 0,042 0,013 0,043 0,005 0,054 0,006 Benzo(a)pyrène 0,115 0,009 0,111 0,013 0,088 0,024 0,054 0,012 0,070 0,007 0,095 0,006 Dibenzo(ah)anthracène 0,014 0,005 0,010 0,000 0,010 0,000 0,011 0,001 0,010 0,001 0,010 0,000 Benzo(ghi)pérylène 0,097 0,013 0,108 0,008 0,089 0,021 0,104 0,021 0,130 0,031 0,134 0,109 Indéno(123cd)pyrène 0,111 0,010 0,108 0,011 0,085 0,015 0,063 0,023 0,080 0,004 0,094 0,004 Total 15 HAP 4,443 0,691 1,092 0,038 1,036 0,229 1,584 0,307 1,353 0,095 1,254 0,535
Témoin - juil 2013 réf 12399 12400 12401 12402 12403 Profondeur ≈ 30cm n° Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,01 0,02 0,01 0,01 0,00 Acénaphthène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Fluorène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,02 0,00 0,05 0,00 0,01 0,00 Phénanthrène 0,10 0,00 0,09 0,02 0,07 0,00 0,14 0,01 0,18 0,00 Anthracène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Fluoranthène 0,18 0,01 0,11 0,01 0,13 0,00 0,16 0,02 0,09 0,02 Pyrène m 0,13 0,02 0,10 0,03 0,08 0,01 0,08 0,01 0,09 0,00 Benzo(a)anthracène g/ 0,11 0,00 0,04 0,00 0,04 0,01 0,05 0,00 0,06 0,00 kg Chrysène M 0,15 0,01 0,05 0,01 0,08 0,02 0,08 0,03 0,13 0,03 Benzo(b)fluoranthène S 0,13 0,00 0,09 0,01 0,11 0,01 0,11 0,01 0,10 0,00 Benzo(k)fluoranthène 0,07 0,00 0,04 0,01 0,04 0,00 0,05 0,00 0,05 0,00 Benzo(a)pyrène 0,13 0,00 0,07 0,01 0,08 0,01 0,08 0,01 0,07 0,00 Dibenzo(ah)anthracène 0,03 0,01 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Benzo(ghi)pérylène 0,09 0,01 0,08 0,01 0,09 0,00 0,07 0,02 0,19 0,00 Indéno(123cd)pyrène 0,10 0,00 0,07 0,01 0,08 0,01 0,08 0,01 0,06 0,00 Total 15HAP 1,254 0,042 0,776 0,089 0,864 0,060 0,994 0,133 1,059 0,038
Évaluation de la BIOfiltration pour le TrAItement des émissions atmosphériques de tunnel Routier Page 136 sur 152
Juillet 2014
BF 50 - juil 2013 réf 12404 12405 12406 12407 12408 Profondeur ≈ 30cm n° Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Acénaphthène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Fluorène 0,02 0,01 0,01 0,00 0,01 0,00 0,03 0,00 0,01 0,01 Phénanthrène 0,14 0,01 0,09 0,08 0,15 0,02 0,37 0,01 0,12 0,00 Anthracène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Fluoranthène 0,08 0,00 0,05 0,03 0,04 0,04 0,01 0,00 0,01 0,00 Pyrène m 0,10 0,01 0,05 0,04 0,11 0,02 0,35 0,05 0,12 0,01 g/ Benzo(a)anthracène 0,06 0,00 0,03 0,02 0,07 0,00 0,26 0,03 0,07 0,01 kg Chrysène M 0,11 0,00 0,07 0,05 0,17 0,03 0,46 0,00 0,12 0,01 Benzo(b)fluoranthène S 0,09 0,00 0,05 0,05 0,10 0,00 0,16 0,02 0,11 0,00 Benzo(k)fluoranthène 0,05 0,00 0,03 0,02 0,05 0,00 0,10 0,01 0,05 0,00 Benzo(a)pyrène 0,07 0,00 0,03 0,03 0,07 0,00 0,14 0,01 0,08 0,01 Dibenzo(ah)anthracène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,02 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Benzo(ghi)pérylène 0,17 0,03 0,10 0,10 0,18 0,00 0,25 0,03 0,19 0,02 Indéno(123cd)pyrène 0,07 0,01 0,03 0,03 0,04 0,04 0,05 0,06 0,04 0,04 Total 15HAP 0,989 0,024 0,576 0,460 1,036 0,014 2,221 0,099 0,960 0,007
BF 100 - juil 2013 réf 12409 12411 12413 12415 12417 Profondeur ≈ 30cm n° Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Acénaphthène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Fluorène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,02 0,00 Phénanthrène 0,27 0,01 0,26 0,01 0,19 0,01 0,25 0,01 0,21 0,00 Anthracène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Fluoranthène 0,01 0,00 0,28 0,20 0,01 0,00 0,01 0,00 0,10 0,13 Pyrène m 0,22 0,03 0,23 0,01 0,21 0,02 0,16 0,01 0,08 0,01 Benzo(a)anthracène g/ 0,08 0,01 0,08 0,00 0,08 0,01 0,06 0,00 0,05 0,01 kg Chrysène M 0,20 0,02 0,17 0,01 0,16 0,02 0,14 0,00 0,10 0,05 Benzo(b)fluoranthène S 0,09 0,01 0,09 0,01 0,10 0,01 0,09 0,00 0,08 0,01 Benzo(k)fluoranthène 0,05 0,00 0,04 0,00 0,05 0,00 0,04 0,00 0,04 0,01 Benzo(a)pyrène 0,06 0,01 0,06 0,00 0,07 0,01 0,06 0,00 0,05 0,01 Dibenzo(ah)anthracène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Benzo(ghi)pérylène 0,13 0,05 0,12 0,02 0,16 0,01 0,14 0,01 0,11 0,02 Indéno(123cd)pyrène 0,05 0,01 0,05 0,00 0,07 0,00 0,06 0,00 0,06 0,00 Total 15HAP 1,214 0,143 1,437 0,207 1,166 0,090 1,071 0,021 0,947 0,019
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Juillet 2014
BF 100 - juil 2013 réf 12410 12412 12414 12416 12418 Profondeur ≈ 70cm n° Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Moy. EC Naphtalène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Acénaphthène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Fluorène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Phénanthrène 0,32 0,03 0,17 0,00 0,31 0,01 0,21 0,01 0,28 0,01 Anthracène 0,02 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Fluoranthène 0,01 0,00 0,08 0,01 0,01 0,00 0,01 0,00 0,01 0,00 Pyrène m 0,45 0,02 0,12 0,01 0,18 0,01 0,16 0,01 0,15 0,00 g/ Benzo(a)anthracène 0,18 0,00 0,06 0,01 0,07 0,01 0,05 0,00 0,05 0,00 kg Chrysène M 0,43 0,04 0,11 0,01 0,15 0,02 0,13 0,01 0,12 0,00 Benzo(b)fluoranthène S 0,15 0,01 0,09 0,01 0,08 0,01 0,06 0,00 0,08 0,00 Benzo(k)fluoranthène 0,09 0,00 0,04 0,01 0,04 0,00 0,03 0,00 0,04 0,00 Benzo(a)pyrène 0,14 0,01 0,05 0,01 0,07 0,00 0,04 0,00 0,05 0,00 Dibenzo(ah)anthracène 0,01 0,00 0,01 0,00 0,05 0,06 0,01 0,00 0,01 0,00 Benzo(ghi)pérylène 0,27 0,01 0,13 0,01 0,12 0,00 0,10 0,01 0,12 0,00 Indéno(123cd)pyrène 0,05 0,06 0,05 0,01 0,06 0,00 0,04 0,00 0,06 0,00 Total 15HAP 2,157 0,063 0,947 0,091 1,179 0,124 0,893 0,050 1,002 0,002
Témoin - nov 213 12757 12758 12759 12760 12761 12762 n° Profondeur ≈ 30cm Moy. Naphtalène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,011 0,010 Acénaphthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluorène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Phénanthrène 0,079 0,117 0,132 0,120 0,139 0,149 Anthracène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluoranthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Pyrène m 0,062 0,067 0,082 0,081 0,110 0,058 g/ Benzo(a)anthracène 0,059 0,030 0,052 0,045 0,084 0,033 kg Chrysène M 0,091 0,042 0,070 0,060 0,111 0,051 Benzo(b)fluoranthène S 0,118 0,075 0,114 0,102 0,133 0,097 Benzo(k)fluoranthène 0,044 0,026 0,036 0,040 0,037 0,032 Benzo(a)pyrène 0,091 0,044 0,068 0,070 0,116 0,052 Dibenzo(ah)anthracène 0,025 0,020 0,023 0,020 0,027 0,022 Benzo(ghi)pérylène 0,127 0,075 0,103 0,103 0,140 0,093 Indéno(123cd)pyrène 0,083 0,052 0,069 0,068 0,085 0,061 Total 15 HAP 0,830 0,599 0,798 0,758 1,033 0,698
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Juillet 2014
BF 50 - nov 2013 12739 12740 12741 12742 12743 12744 n° Profondeur ≈ 30cm Moy. Naphtalène 0,010 0,010 0,020 0,010 0,010 0,010 Acénaphthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluorène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Phénanthrène 0,035 0,028 0,153 0,058 0,039 0,044 Anthracène 0,010 0,010 0,030 0,010 0,010 0,010 Fluoranthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Pyrène m 0,083 0,063 0,503 0,100 0,090 0,074 Benzo(a)anthracène g/ 0,042 0,041 0,461 0,069 0,055 0,047 kg Chrysène M 0,079 0,071 0,609 0,096 0,097 0,091 Benzo(b)fluoranthène S 0,105 0,098 0,379 0,137 0,135 0,102 Benzo(k)fluoranthène 0,034 0,029 0,010 0,037 0,038 0,038 Benzo(a)pyrène 0,047 0,050 0,351 0,040 0,065 0,051 Dibenzo(ah)anthracène 0,020 0,020 0,091 0,015 0,026 0,016 Benzo(ghi)pérylène 0,087 0,092 0,091 0,129 0,113 0,097 Indéno(123cd)pyrène 0,060 0,060 0,295 0,081 0,073 0,062 Total 15 HAP 0,643 0,601 3,022 0,812 0,781 0,672
BF 100 - nov 2013 12745 12747 12749 12751 12753 12755 n° Profondeur ≈ 30cm Moy. Naphtalène 0,010 0,010 0,010 0,011 0,018 0,010 Acénaphthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluorène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,048 0,010 Phénanthrène 0,069 0,016 0,028 0,103 0,183 0,097 Anthracène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,026 0,010 Fluoranthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Pyrène m 0,164 0,042 0,126 0,158 0,169 0,145 Benzo(a)anthracène g/ 0,098 0,024 0,048 0,177 0,081 0,054 kg Chrysène M 0,138 0,047 0,101 0,233 0,134 0,078 Benzo(b)fluoranthène S 0,149 0,079 0,108 0,285 0,111 0,091 Benzo(k)fluoranthène 0,048 0,019 0,031 0,080 0,026 0,023 Benzo(a)pyrène 0,104 0,031 0,055 0,193 0,088 0,062 Dibenzo(ah)anthracène 0,031 0,010 0,010 0,034 0,027 0,017 Benzo(ghi)pérylène 0,135 0,061 0,087 0,204 0,125 0,097 Indéno(123cd)pyrène 0,082 0,038 0,055 0,138 0,065 0,051 Total 15 HAP 1,067 0,418 0,699 1,656 1,122 0,763
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Juillet 2014
BF 100 - nov 2013 12746 12748 12750 12752 12754 12756 n° Profondeur ≈ 70cm Moy. Naphtalène 0,010 0,010 0,010 0,011 0,010 0,010 Acénaphthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluorène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Phénanthrène 0,031 0,020 0,016 0,066 0,087 0,073 Anthracène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluoranthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Pyrène m 0,095 0,076 0,064 0,110 0,139 0,115 Benzo(a)anthracène g/ 0,056 0,068 0,020 0,084 0,071 0,067 kg Chrysène M 0,104 0,113 0,040 0,120 0,113 0,093 Benzo(b)fluoranthène S 0,123 0,173 0,047 0,138 0,106 0,130 Benzo(k)fluoranthène 0,041 0,041 0,013 0,037 0,030 0,047 Benzo(a)pyrène 0,062 0,105 0,023 0,104 0,087 0,089 Dibenzo(ah)anthracène 0,020 0,034 0,010 0,025 0,018 0,025 Benzo(ghi)pérylène 0,091 0,169 0,041 0,150 0,122 0,115 Indéno(123cd)pyrène 0,063 0,112 0,025 0,091 0,062 0,077 Total 15 HAP 0,735 0,961 0,349 0,975 0,887 0,883
Témoin - avr 2014 13040 13041 13042 13043 13044 13045 n° Profondeur ≈ 30cm Moy. Naphtalène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Acénaphthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluorène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Phénanthrène 0,132 0,061 0,070 0,101 0,066 0,063 Anthracène 0,020 0,010 0,010 0,013 0,010 0,011 Fluoranthène 0,399 0,085 0,173 0,236 0,117 0,190 Pyrène m 0,258 0,045 0,097 0,149 0,067 0,109 g/ Benzo(a)anthracène 0,171 0,033 0,076 0,116 0,040 0,125 kg Chrysène M 0,190 0,048 0,088 0,126 0,061 0,133 Benzo(b)fluoranthène S 0,216 0,081 0,122 0,173 0,087 0,152 Benzo(k)fluoranthène 0,106 0,031 0,055 0,081 0,037 0,072 Benzo(a)pyrène 0,199 0,048 0,094 0,147 0,055 0,105 Dibenzo(ah)anthracène 0,010 0,010 0,040 0,010 0,010 0,010 Benzo(ghi)pérylène 0,174 0,060 0,084 0,141 0,060 0,090 Indéno(123cd)pyrène 0,153 0,049 0,072 0,120 0,050 0,088 Total 15 HAP 2,057 0,592 1,011 1,444 0,691 1,178
BF 50 - avr 2014 13031 13032 13033 13034 13035 13036 13037 13038 13039 n° Profondeur ≈ 30cm Moy. Naphtalène 0,010 0,015 0,022 0,029 0,013 0,013 0,011 0,015 0,017 m Acénaphthène g/ 0,010 0,010 0,010 0,011 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluorène kg 0,010 0,010 0,017 0,063 0,010 0,010 0,010 0,010 0,024 Phénanthrène M 0,110 0,158 0,221 0,308 0,145 0,098 0,096 0,125 0,119 S Anthracène 0,014 0,013 0,017 0,024 0,030 0,011 0,011 0,013 0,018
Évaluation de la BIOfiltration pour le TrAItement des émissions atmosphériques de tunnel Routier Page 140 sur 152
Juillet 2014
Fluoranthène 0,224 0,182 0,192 0,145 0,210 0,149 0,187 0,190 0,147 Pyrène 0,155 0,128 0,138 0,093 0,122 0,103 0,117 0,137 0,090 Benzo(a)anthracène 0,162 0,074 0,081 0,049 0,064 0,066 0,079 0,094 0,060 Chrysène 0,166 0,093 0,097 0,064 0,082 0,082 0,098 0,110 0,075 Benzo(b)fluoranthène 0,178 0,129 0,132 0,099 0,101 0,121 0,146 0,141 0,117 Benzo(k)fluoranthène 0,085 0,054 0,055 0,040 0,045 0,048 0,059 0,059 0,049 Benzo(a)pyrène 0,131 0,078 0,080 0,058 0,071 0,062 0,087 0,085 0,073 Dibenzo(ah)anthracène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Benzo(ghi)pérylène 0,108 0,088 0,090 0,070 0,073 0,079 0,096 0,097 0,089 Indéno(123cd)pyrène 0,091 0,070 0,075 0,058 0,064 0,063 0,082 0,080 0,074 Total 15 HAP 1,463 1,114 1,236 1,122 1,048 0,926 1,097 1,174 0,973
BF100 - avr 2014 13014 13016 13018 13020 13022 13024 13026 13028 13030 n° Profondeur ≈ 30cm Moy. Naphtalène 0,016 0,024 0,016 0,010 0,015 0,028 0,021 0,024 0,016 Acénaphthène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluorène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Phénanthrène 0,227 0,255 0,151 0,133 0,181 0,087 0,046 0,041 0,212 Anthracène 0,020 0,016 0,015 0,010 0,012 0,020 0,010 0,010 0,016 Fluoranthène 0,249 0,194 0,178 0,111 0,194 0,451 0,126 0,168 0,385 Pyrène m 0,220 0,149 0,150 0,101 0,155 0,330 0,087 0,104 0,282 Benzo(a)anthracène g/ 0,132 0,071 0,063 0,065 0,077 0,234 0,052 0,118 0,234 kg Chrysène M 0,148 0,092 0,077 0,083 0,105 0,246 0,079 0,132 0,250 Benzo(b)fluoranthène S 0,168 0,121 0,115 0,132 0,137 0,284 0,099 0,160 0,182 Benzo(k)fluoranthène 0,080 0,050 0,048 0,055 0,056 0,130 0,040 0,067 0,083 Benzo(a)pyrène 0,122 0,067 0,079 0,079 0,090 0,215 0,058 0,107 0,132 Dibenzo(ah)anthracène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,012 0,010 0,010 Benzo(ghi)pérylène 0,110 0,089 0,083 0,084 0,094 0,176 0,065 0,098 0,077 Indéno(123cd)pyrène 0,098 0,075 0,069 0,076 0,085 0,175 0,057 0,085 0,070 Total 15 HAP 1,588 1,203 1,043 0,970 1,230 2,407 0,772 1,143 1,968
BF100 - avr 2014 13013 13015 13017 13019 13021 13023 13025 13027 13029 n° Profondeur ≈ 70cm Moy. Naphtalène 0,011 0,014 0,023 0,088 0,014 0,021 0,020 0,022 0,022 Acénaphthène 0,010 0,010 0,010 0,027 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Fluorène 0,010 0,010 0,010 0,093 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Phénanthrène 0,169 0,128 0,353 0,376 0,163 0,244 0,158 0,053 0,040 Anthracène 0,021 0,011 0,033 0,046 0,017 0,014 0,028 0,010 0,010 Fluoranthène 0,341 0,209 0,521 0,215 0,274 0,165 0,586 0,154 0,128 Pyrène m 0,243 0,154 0,428 0,137 0,242 0,102 0,398 0,108 0,090 g/ Benzo(a)anthracène 0,225 0,118 0,193 0,043 0,163 0,045 0,214 0,119 0,055 kg Chrysène M 0,234 0,142 0,196 0,065 0,185 0,071 0,245 0,136 0,087 Benzo(b)fluoranthène S 0,227 0,157 0,243 0,101 0,195 0,115 0,171 0,186 0,113 Benzo(k)fluoranthène 0,118 0,074 0,110 0,039 0,088 0,044 0,085 0,083 0,043 Benzo(a)pyrène 0,185 0,108 0,194 0,058 0,174 0,066 0,133 0,134 0,067 Dibenzo(ah)anthracène 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 0,010 Benzo(ghi)pérylène 0,168 0,103 0,201 0,076 0,148 0,074 0,080 0,137 0,074 Indéno(123cd)pyrène 0,152 0,089 0,169 0,061 0,122 0,067 0,080 0,120 0,060 Total 15 HAP 2,094 1,307 2,664 1,426 1,815 1,057 2,227 1,293 0,819
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Juillet 2014
16.10. Teneurs en Hydrocarbures C10-C40 dans le sol
Teneur mg/kg MS Identification de N°échanti Surface RTW Rendement Surface RTW Rendement l'échantillon llon C10- C10- C16- C34- C40 C40 C40 C10 C10 C10 C40 16 C34 C40 11858 152 64 85 3 2393 3165 75,61 4121 4355 94,63 11859 193 68 119 6 2692 3165 85,06 4578 4355 105,12 P=20 143 83 59 1 2160 3165 68,25 3533 4355 81,13 Témoin 11860 cm
11861 201 122 78 1 1841 3165 58,17 2893 4355 66,43 11862 179 72 105 2 2428 3165 76,71 4024 4355 92,40 11865 165 89 75 1 2180 3165 68,88 3568 4355 81,93 11866 193 114 78 1 1964 3165 62,05 3108 4355 71,37 11867 208 109 98 1 2129 3165 67,27 3553 4355 81,58 BF50 P=20 11868 172 91 80 1 2213 3165 69,92 3531 4355 81,08 cm 11869 205 107 97 1 1915 3165 60,51 3432 4355 78,81 11870 105 20 80 4 1044 3165 32,99 1546 4355 35,50 Prélèv ement 11871 110 30 79 1 61 3165 1,93 85 4355 1,95
11872 99 31 67 1 85 3165 2,69 70 4355 1,61 décem bre 11873 106 32 73 1 96 3165 3,03 165 4355 3,79 P=20 11874 125 22 102 1 65 3165 2,05 114 4355 2,62 2012 cm – 11875 110 36 73 1 135 3165 4,27 207 4355 4,75 11876 119 29 89 1 33 3165 1,04 56 4355 1,29 Campa gne T0 BF100 11877 110 33 76 1 93 3165 2,94 206 4355 4,73
11878 100 35 64 1 123 3165 3,89 209 4355 4,80 11879 101 33 67 1 128 3165 4,04 215 4355 4,94 P=70 11880 112 23 88 1 835 3165 26,38 1343 4355 30,84 cm 11881 105 26 78 1 427 3165 13,49 647 4355 14,86 11882 104 26 77 1 604 3165 19,08 936 4355 21,49 11883 94 33 60 1 115 3165 3,63 155 4355 3,56 blanc manip 72 2442 3165 77,16 3788 4355 86,98 29-01 etalonQc 331 2374 3165 75,01 3460 4355 79,45 29-01 46723 Qc-29-01 48899 345 2051 3165 64,80 3576 4355 82,11 etalonQc 336 2378 3165 75,13 3532 4355 81,10 30-01 47505 Compost initial 11886 103 28 74 1 363 3165 11,47 548 4355 12,58 11887 98 27 68 3 1003 3165 31,69 16553 4355 380,09
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Juillet 2014
N° Teneur C10-C40 d'échantillon mg/kg MS 12399 175,80 12400 289,48 Témoin P=20cm 12401 253,83 12402 270,32 12403 309,65 12404 244,50 Prélèvement 12405 191,52 BF50 P=20cm 12406 184,80 juillet 12407 344,83
2013 12408 235,01 12409 447,58 – 12411 534,22 Campagne P=20cm 12413 306,00 T1 12415 370,15 12417 435,57 BF100 12410 383,65 12412 322,94 P=70cm 12414 334,00 12416 389,18 12418 274,47 11886 103 Compost initial 11887 98
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Juillet 2014
N° Teneur C10-C40
d'échantillon mg/kg MS 12757 115,66 12758 86,01 12759 105,30 Témoin P=30cm 12760 109,24 12761 94,79 12762 99,94 12739 87,34 12740 87,92 Prélèvement 12741 86,78 BF50 P=30cm 12742 121,15 novembre 12743 100,82
2013 12744 95,37 12745 109,37 – 12747 98,80 Campagne 12749 118,27 P=30cm T2 12751 105,67 12753 133,68 12755 103,62 BF100 12746 99,93 12748 94,63 12750 90,57 P=70cm 12752 89,21 12754 131,02 12756 89,30 11886 103 Compost initial 11887 98
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Juillet 2014
N° d'échantillon Teneur C10-C40 mg/kg MS 13040 119 13041 253 13042 143 Témoin P=30cm 13043 287 13044 275 13045 324 13031 249 13032 309 13033 230 13034 212 BF50 P=30cm 13035 235 13036 232
Prélèvement 13037 248 13038 230 avril 13039 130
2014 13013 129 13015 335 – 13017 328
Campagne 13019 193 T3 P=30cm 13021 298
13023 164 13025 268 13027 307 13029 158 BF100 13014 117 13016 203 13018 316 13020 257 P=70cm 13022 146 13024 276 13026 313 13028 293 13030 399 11886 103 Compost initial 11887 98
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Juillet 2014
16.11. Teneur en métaux dans le sol
Teneur en mg/kg MS Hg Cr Ni Cu Zn As Se Cd Pb
11886 0,2 8,57 28,2 34 142 3,08 0,4 0,77 26,2 Compost initial 11887 0,2 9,1 25,2 34 134 2,96 0,4 0,49 35,1
11858 0,2 10,7 41,8 40 119 3,13 0,4 0,44 29,1
11859 0,2 9,28 40,7 34 118 4,07 0,4 0,5 27,8
11860 0,2 11,23 41,4 36 128 2,97 0,4 0,45 25,7 Témoin P=20cm 11861 0,2 10 43 38 142 3,10 0,4 0,49 43,2
11862 0,2 7,82 45,3 32 113 3,17 0,4 0,38 16,4
11865 0,2 7,82 32,6 32 126 2,80 0,4 0,57 16,9
11866 0,2 6,8 23,1 38 131 3,27 0,4 0,71 20,2
11867 0,2 7,3 37,2 36 122 3,15 0,4 0,58 19,6
11868 0,2 8,57 37,2 36 115 3,30 0,4 0,18 22,6 BF50 P=20cm 11869 0,2 8,23 32,3 44 133 4,04 0,4 0,75 39,6 Prélèvement 11870 0,2 6,58 31,1 36 213 3,68 0,4 0,8 23,4 Décembre 11871 0,2 8,27 36,6 38 130 3,71 0,4 0,63 24,1 2012 11872 0,2 4,51 27,1 40 143 3,54 0,4 0,64 29,3 - 11873 0,2 4,31 23,8 28 118 3,32 0,4 0,44 19,3 Campagne T0 11874 0,2 5,26 28,9 48 164 2,73 0,4 0,71 29,7 P=20cm 11875 0,21 3,48 24,3 50 156 2,38 0,4 0,7 26,9
11876 0,2 5,3 26,4 44 149 3,73 0,4 0,59 25
11877 0,2 3,39 36,3 21 83 3,44 0,4 0,7 24,7 BF100 11878 0,2 3,66 27,2 38 130 3,53 0,4 0,81 23,8
11879 0,2 3,43 30,9 38 139 3,61 0,4 0,72 21
11880 0,2 3,29 29,7 44 144 3,45 0,4 0,64 24,8 P=70cm 11881 0,2 6,36 24,2 62 175 2,49 0,4 0,88 34,4
11882 0,2 6,73 30 42 156 3,17 0,4 0,81 29,7
11883 0,2 12,28 30,8 36 141 4,87 0,4 0,9 30,2
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Juillet 2014
Teneur en mg/kg MS Cr Ni Cu Zn As Se Cd Pb 11886 8,6 28,2 34,0 142,0 3,1 0,4 0,8 26,2 Compost initial 11887 9,1 25,2 34,0 134,0 3,0 0,4 0,5 35,1 12757 12,0 17,9 35,5 128,0 3,9 0,5 0,4 23,9 12758 12,3 21,6 34,7 120,0 3,3 0,5 0,3 25,5 12759 13,2 20,0 38,9 143,0 3,9 0,5 0,3 25,0 Témoin P≈30cm 12760 16,6 24,1 37,8 113,7 3,7 0,5 0,3 22,4 12761 11,5 23,7 32,7 108,7 3,7 0,5 0,3 21,2 12762 11,3 20,5 40,7 122,0 3,6 0,5 0,3 22,2 12739 12,8 16,2 31,6 115,0 3,6 0,5 0,3 23,3 12740 13,2 16,8 36,3 126,0 4,0 0,5 0,3 20,9 Prélèvement 12741 13,3 17,2 36,2 124,7 4,1 0,5 0,3 23,7 BF50 P≈30cm 12742 13,1 21,3 34,0 108,7 4,0 0,5 0,3 17,7 novembre 12743 12,4 14,1 33,4 113,0 3,5 0,5 0,3 20,5
2013 12744 12,4 16,8 30,9 111,3 3,5 0,5 0,3 19,7 12745 13,0 16,7 47,4 152,3 3,8 0,5 0,4 28,1 - 12747 16,4 14,3 46,2 162,7 3,8 0,5 0,5 36,1 Campagne 12749 14,3 14,1 33,3 134,3 4,8 0,5 0,4 24,9 P≈30cm T2 12751 18,7 18,0 38,6 148,0 5,2 0,5 0,4 24,1 12753 12,8 12,9 47,6 169,0 4,2 0,5 0,5 32,8 12755 11,0 12,8 48,2 171,7 4,1 0,5 0,5 32,6 BF100 12746 13,6 17,0 35,6 134,0 4,5 0,5 0,3 24,2 12748 12,5 24,8 41,3 150,0 3,8 0,5 0,4 29,5 12750 17,7 17,0 41,2 134,7 5,0 0,5 0,4 29,7 P≈70cm 12752 13,5 19,1 36,1 125,0 4,7 0,5 0,3 22,6 12754 11,3 17,2 43,9 148,7 3,5 0,5 0,4 29,0 12756 11,5 16,1 46,6 139,7 3,8 0,5 0,4 27,7
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Juillet 2014
Teneur en mg/kg MS Cr Ni Cu Zn As Se Cd Pb 11886 8,6 28,2 34,0 142,0 3,1 0,4 0,8 26,2 Compost initial 11887 9,1 25,2 34,0 134,0 3,0 0,4 0,5 35,1 13040 11,8 19,7 32,1 110,1 3,1 1,0 0,2 30,5 13041 12,3 19,5 30,3 107,5 3,1 1,0 0,2 32,4 13042 15,5 19,3 37,9 119,7 3,8 1,0 0,3 40,3 Témoin P≈30cm 13043 12,3 18,8 30,1 101,7 4,3 1,0 0,3 31,5 13044 14,5 21,8 32,0 116,4 3,3 1,0 0,2 28,7 13045 16,7 18,1 40,6 137,3 3,6 1,0 0,3 32,5 13031 14,2 17,9 38,2 131,5 3,6 1,0 0,3 34,3 13032 14,3 18,5 37,4 117,3 3,4 1,0 0,2 33,4 13033 11,9 19,8 39,3 105,4 3,2 1,0 0,2 29,8 13034 12,7 21,8 35,6 104,3 3,6 1,0 0,2 29,0 BF50 P≈30cm 13035 11,5 22,0 36,3 101,3 3,2 1,0 0,2 28,4 13036 13,1 19,1 34,4 110,8 3,5 1,0 0,2 34,0 13037 13,7 20,7 37,9 123,0 3,9 1,0 0,3 32,4 Prélèvement 13038 13,5 18,4 36,1 109,1 3,2 1,0 0,2 32,3
avril 13039 11,7 19,9 34,0 111,2 3,0 1,0 0,2 30,6 13013 15,9 15,5 47,4 169,6 4,5 1,0 0,5 46,3 2014 13015 12,7 13,7 33,9 120,4 3,9 1,0 0,3 35,4
- 13017 14,1 15,6 32,3 126,8 4,5 1,0 0,3 32,2 13019 12,0 15,3 32,0 113,6 3,8 1,0 0,3 31,1 Campagne P≈30cm 13021 13,4 14,0 41,8 137,5 3,6 1,0 0,4 37,5 T3 13023 12,7 13,9 34,8 103,6 4,2 1,0 0,2 32,8 13025 11,3 13,6 49,2 138,6 3,7 1,0 0,4 64,0 13027 12,8 14,5 38,2 135,8 4,2 1,0 0,4 31,5 13029 11,1 12,2 49,4 154,9 3,4 1,0 0,4 41,7 BF100 13014 13,8 18,3 37,1 126,1 3,8 1,0 0,3 34,8 13016 11,9 18,8 32,4 106,4 3,4 1,0 0,3 32,2 13018 12,0 19,0 31,0 118,4 3,9 1,0 0,3 50,2 13020 12,8 17,8 40,0 111,2 3,9 1,0 0,3 30,5 P≈70cm 13022 11,0 15,9 37,1 118,6 3,6 1,0 0,3 33,2 13024 12,6 19,7 30,4 108,0 3,8 1,0 0,2 29,6 13026 11,6 15,2 40,6 128,6 3,6 1,0 0,3 35,6 13028 11,3 21,7 32,0 106,4 2,9 1,0 0,2 28,6 13030 12,8 16,4 42,8 139,0 3,5 1,0 0,3 36,2
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16.12. Contribution des flux pour l’étape de construction des biofiltres BF50 et BF100
Quantité Quantité Composants Durée Masse Domaine Unité Catégorie de matériaux Unité système système Unité principaux de vie unitaire Source BF100 BF50 Steel, converter, unalloyed, at plant/RER S 250,000 kg Acier Steel product manufacturing, average metal 250,000 kg galvanisé working/RER S Zinc coating, coils/RER S 1,000 M2 Ventilateur 1p Copper, at regional storage 180,000 kg 1 1 p Cuivre Copper product manufacturing, average metal 180,000 kg working Transport, lorry > 32 t, EURO4 – 900 km 387,000 tkm Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 40 km 17,200 tkm Steel, converter, unalloyed, at plant/RER S 16,000 kg Acier Steel product manufacturing, average metal 16,000 kg Gaines de galvanisé working/RER S 1ml 26 26 ml ventilation Zinc coating, coils/RER S 0,500 m2 10 Transport, lorry > 32 t, EURO4 – 20 km 0,460 tkm AXIMA Ventilation Transport ans Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 40 km 0,920 tkm SEITHA Chromium steel 18/8, at plant/RER S 15,000 kg Acier inox Chromium steel product manufacturing, 1 1 p 15,000 kg Clapet HCM 1p average metal working TROX Transport, lorry > 32 t, EURO4 – 700 km 10,500 tkm 1 1 p Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 40 km 0,600 tkm 1 1 p Electronique Electronics for control unit 5,000 kg Tableau 1p Transport, lorry > 32 t, EURO4 – 50 km 0,250 tkm 1 1 p électrique Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 40 km 0,200 tkm Bois recyclé Fibreboard hard, at plant/RER S 0,600 m3 Steel, converter, unalloyed, at plant/RER S 1,000 kg Bungalow 1p Visserie Steel product manufacturing, average metal 1 1 p 1,000 kg working/RER S Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 40 km 1,200 tkm Béton Concrete, normal, at plant/CH S 0,195 m3 Steel, converter, unalloyed, at plant/RER S 3,900 kg Dalle en béton 1m2 Acier 16 16 m2 armé Steel product manufacturing, average metal 3,900 kg working/RER S Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 20 km 7,878 tkm Polypropylène, granulate, at plant 0,880 kg PP Géotextile 1m2 Weeving synthetic fiber 0,880 kg 16 16 m2 Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 20 km 0,004 tkm Blocs béton Concrete block, at plant 200,000 kg Mur 1m2 Béton Concrete, normal, at plant/CH S 0,100 m3 28 20 m2 Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 17 km 2,880 tkm ULTIBAT Cement mortar, at plant 0,271 kg Produits 1m2 IGOLATEX Bitumen sealing, at plant 0,078 kg 44 36 m2 d’étanchéité Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 40 km 0,014 tkm Graviers Gravel, unspecified, at plant 580,500 kg Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 240 km 139,800 tkm PHYTO 15 Pouzzolane Pumice, at mine 279,370 kg Biofiltre Substrat 1m3 12,8 4.8 m3 RESTO ans Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 120 km 33,524 tkm RE Compost Compost, at plant 153,500 kg Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 66 km 10,131 tkm Béton Concrete, normal, at plant 0,053 m3 Steel, converter, unalloyed, at plant/RER S 3,660 kg Caillebotis 2m 1p Acier Steel product manufacturing, average metal 12 12 p 3,660 kg working/RER S Transport Transport, lorry > 32 t, EURO4 – 800 km 97,600 tkm Béton Concrete, normal, at plant 0,041 kg Steel, converter, unalloyed, at plant/RER S 2,760 kg Caillebotis 1,5m 1p Acier Steel product manufacturing, average metal 4 4 p 2,760 kg working/RER S Transport Transport, lorry > 32 t, EURO4 – 800 km 73,600 tkm Polypropylène, granulate, at plant 0,250 kg PP Plots+réhausse 1p Injection moulding 0,250 kg 62 62 p Transport Transport, lorry > 32 t, EURO4 – 500 km 0,125 tkm Végétaux Irrigating 2,600 m3 Végétaux 1p 1 1 p Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 Négligé Chromium steel 18/8, at plant/RER U 4,000 kg Acier inox Chromium steel product manufacturing, 4,000 kg average metal working/RER S Pompes 1p 1 1 p Polyvinylchloride, at regional storage 2,000 kg PHYTO Alimentation Plastique 5 ans Injection moulding 2,000 kg RESTO en eau Transport Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 220 km 1,320 tkm RE Polyéthylène, HDPE, granulate, at plant 45,500 kg PEHD Cuves IBC 1000l 1p Injection moulding/RER S 45,500 kg 3 3 p Acier Steel, converter, unalloyed, at plant/RER S 18,250 kg Évaluation de la BIOfiltration pour le TrAItement des émissions atmosphériques de tunnel Routier Page 149 sur 152
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galvanisé Zinc, primary, at regional storage/RER S 1,250 kg Metal product maanufacturing, average metal 19,000 kg working/RER S Transport Transport, lorry > 32 t EURO4 – 250 km 16,250 tkm Polyvinylchloride, at regional storage 1,400 kg Tube PVC 100 PVC 1ml Injection moulding 1,400 kg 3 3 ml mm Transport Transport, lorry > 3.5-7.5 t EURO4 – 17 km 0,024 tkm Polyvinylchloride, at regional storage 2,130 kg Tube PVC 125 PVC 1ml Injection moulding 2,130 kg 4 4 ml mm Transport Transport, lorry > 3.5-7.5 t EURO4 – 17 km 0,036 Polyvinylchloride, at regional storage 3,440 kg Tube PVC 160 PVC 1ml Injection moulding 3,440 kg 3 3 ml mm Transport Transport, lorry > 3.5-7.5 t EURO4 – 17 km 0,058 tkm Polyvinylchloride, at regional storage 13,200 kg Tube PVC 315 PVC 1ml Injection moulding 13,200 kg 3 3 ml mm Transport Transport, lorry > 3.5-7.5 t EURO4 – 17 km 0,224 tkm Polyvinylchloride, at regional storage 0,230 kg Tube PVC 32 PVC 1ml Injection moulding 0,230 kg 40 40 ml mm Transport Transport, lorry > 3.5-7.5 t EURO4 – 17 km 0,000 tkm Polyvinylchloride, at regional storage 0,560 kg Tube PVC 63 PVC 1ml Injection moulding 0,560 kg 21 21 ml mm Transport Transport, lorry > 3.5-7.5 t EURO4 – 17 km 0,001 tkm Poteaux bois 1p Bois Négligé car poteaux de récupération Négligé - - kg Polyvinylidenchloride, granulate, at plant/RER PVC 0,053 kg S Extrrucion, plastic pipes 0,053 kg Alimentation Câblage 30 Cuivre Copper, at regional storage/RER S 0,142 kg 1ml 110 110 ml ETDE en electricité électrique ans Copper product manufacturing, average metal 0,142 kg working/RER S Transport Transport, lorry > 32 t, EURO4 – 50 km 0,059 tkm Transport, lorry 3.5-7.5 t EURO4 – 40 km 0,048 tkm Socle béton 1p Béton Concrete block, at plant 500,000 kg 3 3 p
Quantité Quantité Composants Période Catégorie de composants système système Unité Source BF100 BF50 Consommation d’eau d’irrigation Irrigating 80 80 m3 CEREMA Consommation électrique du ventilateur Electricity, medim viltage, production FR, at grid, FR S 81000 27000 kWh CEREMA Consommation électrique pompes 18 mois Electricity, medim viltage, production FR, at grid, FR S 1640 1640 kWh PHYTORESTORE Emissions et rejets cf. tableau des rejets p11 - - Occupation des sols Land 50 50 m2 CEREMA
Tableau de contribution des flux pour l’étape fin de vie du biofiltre BF100
Composants % recyclage acier recyclage 80,00% recyclage cuivre recyclage 80,00% recyclage zinc recyclage 80,00% Béton Disposal, concrete, 5% water, to inert material landfill/CH S 100,00% Disposal, polyvinylchloride, 0.2% water, to sanitary landfill/CH PVC 100,00% S Disposal, polypropylene, 15.9% water, to minicipal PP 100,00% incinerationl/CH S PE Disposal, polyethylene, 0.4% water, to sanitary landfill/CH S 100,00% Autres Landfill 100,00%
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L’ADEME EN BREF
L'Agence de l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie (ADEME) participe à la mise en œuvre des politiques publiques dans les domaines de l'environnement, de l'énergie et du développement durable. Elle met ses capacités d'expertise et de conseil à disposition des entreprises, des collectivités locales, des pouvoirs publics et du grand public, afin de leur permettre de progresser dans leur démarche environnementale. L’Agence aide en outre au financement de projets, de la recherche à la mise en œuvre et ce, dans les domaines suivants : la gestion des déchets, la préservation des sols, l'efficacité énergétique et les énergies renouvelables, la qualité de l'air et la lutte contre le bruit.
L'ADEME est un établissement public sous la tutelle conjointe du ministère de l'Ecologie, du Développement durable et de l’Energie, et du ministère de l'Éducation nationale, de l'Enseignement supérieur et de la Recherche. www.ademe.fr