Traitement biologique

Traitement biologique

 

Nous allons maintenant décrire comment se déroule le traitement biologique basé sur les boues activées. Ce traitement permet une réduction des polluants carbonés, azotés et phosphatés par l’intermédiaire de bactérie. Ce sont ces bactéries qui vont ensuite s’agréger pour former des flocs ; flocs dans lesquels les réactions précédemment décrites vont se réaliser. Les flocs vont ainsi constituer la biomasse notée $X$ au sein des divers réacteurs.

Comme nous l’avons précédemment expliqué, nous avons choisi de réaliser dans deux bassins différents les étapes d’aérobie et d’anoxie. Ainsi un dimensionnement des traitements relatifs à la réduction de la pollution carbonée et azotée sera réalisé. Ce choix de configuration s’est fait selon nos connaissances mais également en appuie avec madame Gwenaëlle Fleury, ingénieur d’affaire au sein du groupe Artelia.

Concernant l’élimination du phosphore, elle se réalisera au niveau du bassin anoxie lors de l’arrêt momentané de l’apport de nitrate par recirculation.  En effet, cette élimination doit être réalisée en zone anaérobiose c'est-à-dire en l’absence d’oxygène ou de tout autre élément accepteur d’électron (comme les nitrates en zone anoxie). Toutefois, le phosphore ne sera pas considéré au niveau de notre dimensionnement.

Notre traitement biologique à boues activées, se compose donc de deux bassins reliés entre eux par diverses recirculations. Le bassin anoxie se situe en tête de traitement suivi ensuite du bassin aérobie. Cette configuration permet d’obtenir, en entrée de zone anoxie, une concentration en polluant organique, provenant des eaux usées, optimale pour la réaction de dénitrification. De plus, une fois la réaction de dénitrification lancée, une économie d’apport d’oxygène au sein du bassin aérobie pourra être réalisée par formation d’oxygène.

Le bassin aérobie permet, à la fois, la décomposition de la pollution carbonée et la nitrification. Dans le premier cas, ce sont les bactéries hétérotrophes qui sont responsables de la transformation de la pollution carbonée tandis que dans le second cas les bactéries autotrophes permettent une oxydation de l’azote ammoniacal en nitrate. Ces deux transformations se réalisent par le biais d’une insufflation d’air au niveau du bassin.

La réaction de nitrification se réalise en deux étapes. Une première qui conduit à l’oxydation de l’azote ammoniacal NH4+ en nitrite NO2- en présence d’oxygène. Une seconde qui permet de transformer les nitrites en nitrates.

NH4+ + $\frac{3}{2}$ O2 → 2 H+ + H2O + NO2-

NO2- + $\frac{1}{2}$ O2 → NO3-

Ainsi il y a autant de nitrate formé que d’azote ammoniacal NH4+ consommé.

Au niveau du bassin aérobie, un mélange de bactérie autotrophe et hétérotrophe est donc présent. Toutefois, ce sont les bactéries hétérotrophes qui sont considérés comme les bactéries ayant une cinétique de réaction la plus rapide. Les bactéries autotrophes présentent, quant à elle, un taux de croissance faible nécessitant un âge de boue élevé ; cet âge traduisant le temps de maintien global des bactéries au sein du système. Ainsi, l’âge de boue de ce bassin va être fixé par l’intermédiaire des bactéries nitrifiantes.

Les bactéries autotrophes sont très sensibles à la température. Les conditions optimales de nitrification se réalisent à 30°C. Dans le cas des bactéries impliquées pour la dénitrification, une large plage de température allant de 0 à 70°C est acceptée.

Concernant les recirculations, il en existe deux. Une première allant de la fin de la zone aérobie à la zone anoxie. Cette recirculation de « liqueur mixte de boue » permet, comme expliqué précédemment, aux nitrates formés d’être traités en zone anoxie. Une seconde recirculation, au niveau du clarificateur, conduit la biomasse en entrée de traitement de façon à maintenir celle-ci constante au sein des deux bassins.

La dernière zone anoxie, dépourvue en oxygène, sera donc présente de façon à éliminer ces nitrates et former de l’azote gazeux N2. Cette élimination se réalisera par l’intermédiaire des bactéries hétérotrophes et de pollution carbonée, pollution provenant principalement des eaux usées arrivant en station.

2 NO3- + 2 H+ → N2 + $\frac{5}{2}$ O2 + H2O

Une partie de la dénitrification se réalise également au niveau du bassin aérobie. En effet, pendant les périodes de non aération, une consommation partielle des nitrates formés est réalisée. C'est ce que l'on appelle la dénitrification endogène.

Etude des conditions de température

Étude des conditions de température

 

Comme expliqué précédemment, nous avons choisi une température de travail de 10°C. Dans cette partie, nous avons voulu démontrer s'il était possible de maintenir une telle température dans les bassins en vue des conditions climatiques de la zone étudiée.

Dans un premier temps nous avons déterminé si cette température pourrait être maintenue au sein des bassins, lorsque ces derniers sont à l'air libre. Nous avons calculé, pour chaque bassin, les pertes et les gains thermiques. Ainsi nous pourrons voir, s'il est indispensable de couvrir ou non la partie biologique du traitement.

  • Calculs préliminaires

Plusieurs considérations ont été faites pour mener à bien nos calculs. Tout d'abord nous avons considéré des bassins d'une profondeur de 3 m (notée $H$) avec une paroi bétonnée de 20 cm d'épaisseur.​​ De plus, les effluents dans le système sont assimilés à de l'eau. Toutes les propriétés relatives à cette dernière seront donc utilisées dans les calculs. 

  • ​​Température d'entrée des effluents

​​Les eaux usées en entrée de station d'épuration présentent des températures qui peuvent être relativement basses, de l'ordre de 3°C. Ces eaux sont mélangés aux eaux de recirculation qui sont maintenues à 10°C ainsi qu'aux eaux parasites fixées à une température de 5°C. Une température moyenne peut alors être calculée en pondérant par les débits associés.

On obtient ainsi une température moyenne de 8,7°C.

  • Coefficient thermique de convection ($h$)

De façon à déterminer les pertes thermiques liées à la convection au sein des différents fluides, le calcul du coefficient thermique de convection ($h$) s'est avéré indispensable.

Pour l'air, après des recherches bibliographiques nous avons fixé la valeur de ce coefficient à 15 W/m2/°C.

Pour l'eau, un calcul nous a été nécessaire. Ce calcul, faisant intervenir le nombre de Reynolds, nous avons déterminé ce dernier pour une cuve agitée. Les relations suivantes ont été utilisées.

$$Re=\frac{{d_a}^2.N.\rho_l}{\mu_l}$$

Où:

$d_a$ représente le diamètre du système d'agitation, ce dernier est égale à $\frac{H}{3}$ 

$N$ est associé à la vitesse de rotation de l'agitateur soit 0,6 tour/s pour l'aérobie et de 0,1 tour/s pour la zone anoxie.

$\rho_l$ et $\mu_l$ sont respectivement la masse volumique et la viscosité de l'eau à 10°C

$$h=\frac{\lambda_{eau}}{d_c}.0{,}74.(Re)^{\frac{2}{3}}.\left(\frac{{Cp_{eau}}.\mu_l}{\lambda_{eau}}\right)^{\frac{1}{3}}$$

Où:

$\lambda_{eau}$ : conductivité thermique de l'eau à 10°C

$d_c$ : diamètre de la cuve

$C_p$ : capacité thermique massique de l'eau

On obtient ainsi une valeur du coefficient thermique de convection pour l'eau de 891 W/m2/°C.

  • Calcul du débit d'air à insuffler​​

​​Dans la partie "Dimensionnement des bassins" nous avons déterminé la quantité d'oxygène nécessaire au traitement aérobie, à une température de travail de 10°C. Nous pouvons ainsi calculer le débit d'air ($Q_{air}$) associé. Ce dernier étant d'environ 7150 m3/j.

  • ​Calcul des pertes thermiques

​​Plusieurs pertes thermiques ont été prises en compte:

- une perte thermique liée à l'arrivée des effluents (eaux usées + eaux parasites) à faible température

- une perte au niveau de la surface des bassins entre l'eau et l'air extérieur (convection)

- une perte au niveau de la paroi bétonnée des bassins. Cette perte est associée à deux phénomènes: de la convection au sein des fluides (eau et air extérieur) et de la conduction propre à la paroi.

  • Perte thermique liée à l'arrivée des effluents

​​Nous avons calculé ces pertes grâce à la formule suivante:

$$\Phi=Q_2.Cp_{eau}.\Delta T$$

Où:

$\Delta T=10-8,7$

  • Perte au niveau de la surface des bassins

​​De manière générale les pertes thermique se calculent de la façon suivante:

$$\Phi=\frac{\Delta T}{R_{tot}}$$

$R_{tot}$ correspond à la somme des résistances dues à la convection ($R_{convection}$) au sein des deux fluides.

​​$R_{convection}=\frac{1}{h.S}$ avec $S$ la section du bassin

  • Perte au niveau de la paroi

​​Nous avons considéré la même formule générale que dans le calcul précedent à la différence près que, dans le cas présent, la somme des résistances doit tenir compte également de la conduction au niveau de la paroi.

Ainsi,

$$R_{tot}=R_{convection}+R_{conduction}$$ 

Avec $R_{conduction}=\frac{e}{\lambda_{béton}.s}$ dans ce cas $s$ est la surface de la paroi.

  • Calcul des gains

Nous avons considéré que le seul apport énergétique du système se fait par l'insufflation d'air au niveau du bassin d'aération. Ainsi la zone d'anoxie est dépourvue de gain thermique.

La formule ci-dessous a été utilisée pour le calcul:

$$\Phi=\eta.Q_{air}.Cp_{air}.\Delta T$$

Avec:

$\eta$ correspond à un rendement de transfert air/eau que nous avons fixé à 0,5 

$\Delta T= T_{entrée}^{air}-T_{sortie}^{air}$, nous avons supposé que l'air insufflé entre à 20°C et ressort à 10°C.

  • Résultats obtenus

Nous avons voulu estimer l'influence des températures extérieures sur les pertes thermiques et ainsi voir si les gains thermiques sont suffisants au maintien de la température de 10°C dans les bassins.

Pour plus de clarté les résultats sont présentés sous forme de graphique.

$$\underline{\Phi_{aérobie}=f(T_{air})}$$

D'après le graphique, nous pouvons remarquer que le gain thermique ne permet pas de compenser les pertes. Toutefois concernant le gain nous constatons à partir d'une température de travail de 10°C une augmentation. Cette dernière est due au fait que l'air soit plus chaud que l'eau dans le bassin et donc la réchauffe. Nous ne pouvons maintenir une température de 10°C dans le bassin en laissant celui-ci à l'air libre.

$$\underline{\Phi_{anoxie}=f(T_{air})}$$

Les mêmes observations peuvent être faites pour la zone anoxie. Jusqu'à une température extérieure de 10°C, aucun apport énergétique n'est présent du fait de l'absence d'aération.

Au vu des résultats, il s'avère nécessaire de couvrir les bassins pour limiter les pertes thermiques. Cependant la perte majeure au niveau des bassins est due à la différence de température entre la température moyenne des effluents et la température de travail que nous souhaitons maintenir dans les bassins.

Nous avons supposé que la température de l'air en sortie de bassin était de 10°C, l'air s'échappant du bassin permet donc de conserver une température d'environ 10°C dans le bâtiment. Les pertes au niveau de la paroi et au niveau de la surface des bassins sont donc nulles.

En vue de cette configuration, nous avons voulu déterminer la température que nous pouvions obtenir dans le bassin grâce à l'insufflation d'air. Nous obtenons ainsi une température de 8,7°C.

Plusieurs solutions peuvent être proposées pour ce problème de température : 

- tout d'abord, le dimensionnement des bassins à la température de travail de 8,7°C. Toutefois, ce choix conduira à une augmentation du volume des ouvrages et donc du coût global de construction. De plus, ceci constituerait un surdimensionnement des bassins de traitement pour des périodes de l'année où les températures sont plus élevées. 

- d'autre part, un chauffage des effluents en entrée de station pourrait être réalisé afin d'amener à une température de travail de 10°C. C'est cette solution qui nous paraît la plus adaptée à notre projet. Nous décidons alors de calculer la puissance à fournir aux effluents pour atteindre cette température. 

Dans ce cas, nous obtenons une puissance de 700 kW à fournir aux effluents (eaux usées + eaux parasites) en entrée de station de façon à atteindre la température escomptée. Il serait intéressant de placer un système de régulation de température en entrée de façon à chauffer seulement lorsque la température des effluents est inférieure à 10°C. 

Pour apporter cette énergie, plusieurs solutions peuvent être proposées. Tout d'abord, l'emploi d'énergie au niveau de la centrale solaire Themis à Targasonne. Cette centrale est, en effet, à proximité de la zone et constitue aujourd'hui une énergie intéressante respectueuse de l'environnement. Des panneaux solaires pourraient également être employés au niveau même de la station. En effet, la zone géographique bénéficie d'un fort ensoleillement toute l'année. 

 

Dimensionnement des bassins (zone anoxie et aération)

Dimensionnement des bassins

(zone anoxie et aération)

Nous avons choisi de dimensionner la station pour les conditions les plus critiques, c'est à dire une faible température ($T°_{travail}$), puisque celle-ci influence grandement la qualité épuratoire de la station, et une forte population (10 000 habitants). Bien que la période de plus forte affluence soit rencontrée en été (12 000 personnes), il semble judicieux de penser qu'en dimensionnant la STEP pour la population hivernale (10 000 personnes) nous puissions tout de même supporter une légère augmentation de population. En effet, les conditions de température en hiver sont plus contraignantes que l'été, où les températures sont plus clémantes, et donc par conséquent la qualité épuratoire sera meilleure.  

Pour le dimensionnement des différents bassins, nous calculerons les volumes nécessaires dans deux cas de figure, en tenant compte des eaux parasites ou non.

La figure ci-dessous présente le procédé au niveau du traitement biologique et du décanteur secondaire (clarificateur).

 

Flowsheet du procédé de traitement biologique

Hypothèses de travail:

Plusieurs hypothèses ont été effectuées, afin de mener à bien le dimensionnement des différents bassins du traitement biologique. Voici une liste de nos hypothèses de travail:

- En entrée de procédé (courant 1), au niveau de l'azote entrant, nous n'avons pas considéré de nitrate, seulement de l'azote sous forme de NTK ($=\frac{2}{3}N_{NH_{4}}+\frac{1}{3}N_{organique}$). Or l'azote organique, par hydrolyse se transforme en azote ammoniacal et environ 3 % du NTK en entrée correspond à de l'azote organique non biodégradable. Par conséquent, pour le dimensionnement des bassins, nous avons considéré que la totalité de l'azote entrant est sous forme ammoniacale auquel nous avons retranché la partie non biodégradable.

- Le taux de recirculation de la liqueur mixte (courant 5) est de 400 % par rapport au débit dans le courant 1 ( $Q_1$ = 2160 m3/j)

- Le taux de recirculation des boues (courant 10) est de 100 % par rapport au débit dans le courant 1

- Les nitrates sont totalement traités au niveau de la zone anoxie, par conséquent il n'y pas de nitrates dans le courant 3

- L'abattement de l'azote ammoniacal et de la DCO a été fixé à 99 % ($[N_{NH_{4}}]_{7} = 0,37 mg/L$ et $[DCO]_{7}=7{,}5 mg/L$)

- Les concentrations dans le courant 7 ont été fixées à partir de la norme. Le rejet en NGL autorisé est de 15 mg/L, or $NGL_{rejet} = N_{NH_{4}} + N_{NO_{3}}+ N_{org-refractaire}$, l'azote organique réfractaire représente la partie de l'azote qui n'est pas biodégradable, cette fraction a déjà été retranchée en entrée du procédé. Par conséquent nous avons pu déterminer la concentration en nitrate en sortie de notre procédé soit environ 14,5 mg/L.

L'azote contenu dans les boues (courant 8), est de l'azote qui a été assimilé par ces dernières, il ne s'agit donc pas d'une quantité supplémentaire à nitrifier. Nous n'avons donc pas tenu compte de cette quantité d'azote pour dimensionner les bassins.

- Le débit de purge ($Q_{p}=Q_{9}$) est négligé dans nos bilans (cette hypothèse sera vérifiée par la suite, calcul de $Q_{p}$).

- La constante d'affinité pour le substrat ($K_S$) est indépendante de la température

Méthode de calcul:

Dimensionnement

  • Choix de la température de travail

Une étude préalable sur les conditions de température a été réalisée afin de déterminer si une température de travail de 10°C serait raisonnable. Nous avons choisi de dimensionner les bassins biologiques à cette température car nous savons que l'activité bactérienne est fortement influencée par les conditions de températures. Cette température nous semble être un bon compromis puisqu'elle est relativement basse, elle représente donc bien les conditions climatiques difficiles dues à la situation géographique et permet toutefois une activité bactérienne. 

L'étude sur les températures a cependant démontrée que le maintien de cette température dans les bassins semble être compromis par des conditions extrêmes de température. Il sera donc nécessaire de couvrir les bassins et de chauffer les effluents entrants dans les bassins à une température de 10°C. Cependant nous ne voulions pas diminuer cette température au risque de limiter l'activité bactérienne. Par ailleurs, les volumes des bassins auraient été augmentés pour pouvoir maintenir les concentrations de rejet fixées par la réglementation, en période hivernale. De plus, ils auraient été sur-dimensionnés en période estivale. 

  • Calcul des constantes cinétiques à T°travail

​​Le calcul de l'âge de boue dépend de la concentration résiduelle en azote que l'on souhaite en sortie de procéde or, le calcul de la concentration résiduelle en azote dépend des constantes cinétiques des bactéries autotrophes (nitrifiantes). Nous avons donc eu besoin de calculer, le taux de croissance maximal ($µ_{max}$) des bactéries autotrophes (à 10°C) ainsi que leur constante de décès ($K_{d,N}$).

De plus, pour calculer la charge massique en DCO appliquée, nous avons besoin de calculer la constante de décès des bactéries hétérotrophes responsables de l'élimination de la pollution carbonée.

  • Bactérie autotrophe

Voici les relations utilisées pour calculer les différentes constantes cinétiques.

$$\mu_{max}(T)=\mu_{max}(20°C).1{,}123^{(T-20)}$$

$$K_{d,N}(T)=K_{d,N}(20°C).1{,}029^{(T-20)}$$

  • Bactérie héterotrophe

​​$$K_{d,DCO}(T)=K_{d,DCO}(20°C).e^{K.(T-20)}$$​

Où K est une constante de température et vaut 0,08.

Les résultats obtenus sont résumés dans le tableau suivant:

Constantes cinétiques
Paramètre Hétérotrophe Autotrophe
µmax(20°C) / 0,65 j-1
µmax (10°C) / 0,204 j-1
Kd,N (20°C) / 0,05 j-1
Kd,N (10°C) / 0,038 j-1
Kd,DCO (20°C) 0,06 j-1 /
Kd,N (10°C) 0,027 j-1 /

 

  • Détermination de l'âge de boue du procédé

​​Dans un premier temps nous allons déterminer l'âge de boue minimum de nitrificaton, pour une concentration résiduelle en azote fixée. La concentration résiduelle en azote $S(N)$, utilisée pour déterminer l'âge de boue minimal du procédé est de 15 mg/L, cette valeur correspond à la norme en NGL à respecter.

D'après la formule suivante nous avons pu calculer $\theta_{min}$:

$$S(N)=\frac{K_{S}.\left(\frac{1}{\theta_{min}}+K_{d,N}\right)}{\mu_{max}-\left(\frac{1}{\theta_{min}}+K_{d,N}\right)}$$

Nous obtenons un âge de boue miminum pour la nitrification, de 6,5 jours. Il est d'usage de choisir un âge de boue pour le procédé égal à 2 à 3 fois l'âge de boue minimal. Nous avons fixé un facteur multiplicatif de 2,5 afin de déterminer l'âge de boue du procédé, qui est donc d'environ 16 jours.

  • Calcul de la charge massique ($C_{m}$)

Le fait d'avoir fixé l'âge de boue du procédé, fixe également la charge massique. En effet, ces deux paramètres sont étroitement liés par la relation qui suit:

$$\frac{1}{\theta_{b}}=Y_{H}.C_{m}-K_{d,DCO}$$

$Y_{H}$ représente le rendement de conversion des bactéries hétérotrophes, qui définit la masse de biomasse bactérienne formée par masse de substrat consommé.

Nous avons alors obtenu une charge massique de 0,20 g de DCO/g de MVS.j

Pour un âge de boue compris entre 12 et 22 jours, on définit le procédé comme étant un procédé faible charge, ce qui est confirmé par la faible valeur de notre charge massique.

  • Calcul du volume total

​​Après avoir calculé la charge massique appliquée au procédé et fixé un âge de boue calculé pour respecter les normes en terme d'azote, nous pouvons alors calculer le volume total (bassin aérobie et zone anoxie), afin de respecter les objectifs fixés en terme de DCO. Pour cela nous utilisons la formule suivante:

$$V_{tot}=\frac{Q.[S(DCO)_{entrée}-S(DCO)_{sortie}]}{X.C_{m}}$$

$S(DCO)_{entrée}$ et $S(DCO)_{sortie}$ sont respectivement les concentrations en DCO au niveau des courants 2 et 4 (ou 1 et 7) et $X$ la biomasse que nous souhaitons fixer dans le réacteur, soit 3 g/L.

  • Sans les eaux parasites

Pour les conditions définies c'est à dire une température de 10°C, une population hivernale de 10 000 habitants,un abattement de la DCO et de l'azote ammoniacal de 99 %, nous obtenons alors un volume total de bassin de 2219 m3.

  • ​​Avec les eaux parasites

​​Le débit des eaux parasites a été estimé à 370 m3/j, nous pouvons alors calculer les volumes des différents bassins en prenant en compte en plus du débit d'eaux usées, le débit d'eau parasite ainsi que la pollution apportée par ces eaux de pluies. Le tableau ci-après résume la pollution apportée par les eaux de pluies.

Pollution apportée par les eaux de pluie
Paramètre Valeur 
N-NH4 0,022 mg NH4/L
N-NO3 1,5 mg NO3/L
DCO 150 mg DCO/L

Dans les mêmes conditions que pour le calcul du volume de bassin sans les eaux parasites, nous obtenons un volume total de bassin de 2309 m3.

Le volume obtenu en prenant compte des eaux parasites n'est pas très différent de celui obtenu pour le dimensionnement sans les eaux parasites. 

  • Calcul du volume de zone anoxie

​​Cette zone a pour fonction principale de transformer les nitrates formés, au niveau du bassin d'aération, en azote ammoniacal. Le calcul du volume d'anoxie repose sur la même formule que pour le volume total. La formule utilisée pour le calcul du volume de la zone d'anoxie est la suivante:

$$V_{anoxie}=\frac{Q.[S(NO_{3})_{entrée}-S(NO_{3})_{sortie}]}{X.v_{dénitrification}}$$

Pour le calcul, nous avons utilisé une vitesse de dénitrification de 1,5 g NO3/kg MVS.h ($v_{dénitrification}$).

  • Sans les eaux parasites

Nous obtenons alors un volume d'anoxie de 482 m3. Par différence entre le volume total et le volume d'anoxie, nous pouvons en déduire le volume du bassin d'aération qui est de 1737 m3.

  • Avec les eaux parasites

Nous obtenons alors un volume d'anoxie de 614 m3. Par différence entre le volume total et le volume d'anoxie, nous pouvons en déduire le volume du bassin d'aération qui est de 1695 m3.

Nous pouvons voir que les eaux parasites influencent peu les résultats obtenus sur le volume  total des bassins, par contre la part du volume d'anoxie est plus importante, ceci s'explique par le fait que les eaux de pluies contiennent des nitrates. 

Vérification des calculs et des conditions opératoires choisies

Nous allons maintenant vérifier nos résultats en calculant les temps de séjour hydrauliques du procédé, valeurs que nous pourrons comparer aux valeurs théoriques classiques. De plus, afin de s'assurer que les volumes des bassins obtenus (pour une température de 10°C et une population de 10 000 habitants) sont suffisants pour traiter les rejets estivaux, nous calculerons les volumes nécessaires afin de traiter les eaux usées de 12 000 habitants, à 20°C et 15°C.

  • Calcul des temps de séjour hydrauliques

Nous pouvons déterminer les temps de séjour hydrauliques (sans les eaux parasites) avec les formules ci-dessous:

$$\tau_{procédé}=\frac{V_{tot}}{Q_{1}}$$

$$\tau_{anoxie}=\frac{V_{anoxie}}{Q_{1}}$$

Temps de séjour hydraulique
Paramètre Valeur obtenue Valeur classique
Temps de séjour hydraulique du procédé (h)  29,6 > 24 en faible charge
Temps de séjour hydraulique dans la zone d'anoxie (h) 1,1 quelques heures 

Les temps de séjour obtenus sont du même ordre de grandeur que les valeurs classiques pour un procédé de boue activées.

  • Calcul des volumes totaux (Population = 12 000 habitants, T = 15 et 20 °C)

En utilisant la même méthodologie pour déterminer les volumes que celle expliquée précédemment, nous obtenons les résultats suivants:

Volume obtenus pour une population estivale à 15 et 20°C
  Température
Paramètre T = 15°C T = 20°C
Vtot (m3) 1476 829
Vanoxie (m3) 386 289
Vaérobie (m3) 1090 540

Les volumes trouvés pour une population de 10 000 habitants à une température de travail de 10°C sont supérieur à ceux trouvés pour la population estivale, le traitement pourra donc être réalisé en respectant les normes de rejet.

Il est intéressant de noter que les volumes de la zone d'anoxie obtenus représentent respectivement 26 et 36 % du volume total. Or d'après le "Guide technique de l'assainissement" de R.Bourrier la zone d'anoxie représente entre 25 et 35 % du volume total, les résultats que nous obtenons sont donc cohérents avec la théorie.

 

Calculs complémentaires

Calculs complémentaires

Dans cette partie, nous allons calculer la quantité de boue produite par le procédé, le volume de boue à soutirer au fond du décanteur ainsi que la demande en oxygène du procédé. Nous nous placerons dans les conditions classique du dimensionnement à savoir une température de travail de 10°c et une population de 10 000 habitants.

  • Calcul de la biomasse produite

Pour calculer la quantité de boue produite par le procédé, nous devons tout d'abord calculer le rendement observé du procédé ($Y_{obs}$). Ce rendement est inférieur au rendement de conversion de la biomasse ($Y_{H}$) utilisé pour le calcul de la charge massique. En effet, dans le système la biomasse séjourne relativement longtemps, nous observons donc une dégradation des bactéries.

Le rendement observé se calcule de la façon suivante:

$$Y_{obs}=\frac{Y_{H}}{1+\theta_{b}.K_{d}}$$

Nous obtenons alors un rendement de conversion observé de 0,31 g MVS/g DCO.

A partir de ce rendement, nous pouvons alors calculer la production de biomasse dans le procédé par la  relation suivante:

$$P_{x}=Y_{obs}.Q_{1}.[S(DCO)_{entrée}-S(DCO)_{sortie}]$$

Dans le procédé nous produisons 409 kg de MVS/j.

  • Calcul du débit de boue à soutirer ($Q_{p}=Q_{9}$)

La relation utilisée pour calculer $Q_{p}$ est la suivante:

$$Q_{p}=\frac{P_{x}}{X_{p}}$$

$X_{p}$ est la concentration en biomasse dans le décanteur secondaire soit 6 g de MVS/L.

Nous obtenons alors un débit de boue à soutirer du procédé de 68 m3/j.

  • Calcul de la demande en oxygène ($D_{O_{2}}$)

La relation suivante est utilisée pour calculer la demande en oxygène du procédé, elle repose sur un bilan sur la DCO éliminée:

$$D_{O_{2}}=Q.[S(DCO)_{entrée}-S(DCO)_{sortie}]-1{,}44.P_{x}+4{,}57.[Q.(S_{N,entrée}-S_{N,sortie})-0{,}1.P_{x}]$$

Où:

- $1{,}44.P_{x}$ : représente la quantité équivalente de DCO qui sort avec la boue et qui n'a pas été oxydée. Le coefficient $1{,}44 correspond au rapport entre la DCO et les MVS.

- $4{,}57.[Q.(S_{N,entrée}-S_{N,sortie})-0{,}1.P_{x}]$ : représente ce qui va être dénitrifié.

- $0{,}1.P_{x}]$ : représente la part qui a été assimilée dans les boues. Le coefficient $0{,}1$ correspond au rapport des masses molaires entre l'azote et la biomasse ($C_{5}H_{5}NO_{2}$)

La demande en oxygène du procédé est donc d'environ 1000 kg de O2/j.

Etude de la variation des paramètres

Étude de la variation des paramètres

Dans cette partie, nous avons souhaité faire varier divers paramètres et voir ainsi l'influence de ces variations sur par exemple, le volume total des bassins.

La température étant un facteur très important, nous avons dans un premier temps fait varier cette dernière et regarder son influence sur le volume total des bassins.

  • Influence de la température sur le volume

Nous avons suivi la même démarche que celle présenté dans la partie "Dimensionnement des bassins", c'est à dire que nous avons calculé pour chaque température calculée les constantes cinétiques, déterminé l'âge de boue minimum de nitrification, l'âge de boue du procédé et enfin le volume. Le volume calculé étant toujours déterminé pour respecter une concentration résiduelle en azote de 15 mg/L.

Les résultats obtenus sont présentés sous forme de tableau et de graphique.

Influence de la température sur le volume
Température (°C) Age de boue du procédé (j) Volume (m3)
0 79 7912
5 34 4100
10 16 2219
15 8 1230
20 5 691

 

Graphique V = f(T°C)

On constate, sur le graphique, une évolution décroissante du volume en fonction de la température. Celle-ci peut être expliquée par une amélioration de la cinétique de réaction pour de plus forte température. De plus, cette amélioration va permettre une diminution de l'âge de boue du procédé d'où une plus grande charge massique et de ce fait une réduction du volume de bassin associé.  

Dans un second temps, nous avons regardé l'influence de la variation de la norme de rejet en NGL sur le volume total des bassins.

  • Influence de la variation de la norme de rejet en NGL sur le volume

A la température de travail fixée pour le dimensionnement ($T°_{travail}=10°C$), nous avons fait varier la concentration ($S(N)$) en NGL en sortie de station. Pour chaque valeur de $S(N)$, l'âge de boue et la charge massique en DCO ont été recalculés.

Les résultats obtenus sont résumés sous forme de tableau et d'un graphique.

Influence de S(N) sur le volume
S(N) (mg/L) Age de boue du procédé (j) Charge massique DCO (gDCO/g MVS.j) Volume (m3)
15 16 0,201 2219
12 17 0,198 2249
9 17 0,194 2298
6 18 0,186 2397
3 22 0,166 2683
0,9 42 0,115 3879
0,6 64 0,097 4613
0,3 265 0,070 6376

 

Graphique V = f(S(N))

Dans ce cas, une restriction importante au niveau de la norme de rejet en azote conduit à une augmentation du volume de bassin. En effet, nous avons fixé l'âge de boue en fonction de la norme en azote. Plus la norme est contraignante, plus l'âge de boue est grand et donc plus la charge massique est faible. Le volume s'en voit donc augmenter. 

Toutefois nous pouvons constater qu'une restriction en azote jusqu'à une concentration de 0,006 g/L, n'entraîne pas une augmentation significative du volume. Ainsi il sera envisageable d'atteindre une valeur de rejet inférieure à la norme en cas d'évolution de cette dernière dans les années à venir. 

  • Influence de la concentration en biomasse fixée dans le réacteur sur le volume, à différentes valeurs de concentrations résiduelles en azote

Pour une valeur donnée de concentration résiduelle et à la température de travail, nous avons fait varier la concentration en biomasse fixée dans le réacteur et ainsi calculé le volume associé.

Les résultats sont présentés dans le tableau et le graphique suivants.

Influence de la concentration en biomasse fixée dans le réacteur sur le volume
  Concentration en biomasse X
X = 1 g/L X = 2 g/L X = 3 g/L X = 4 g/L
Volume (m3)
S(N) = 15 mg/L 6657 3328 2219 1664
S(N) = 12 mg/L 6746 3448 2298 1687
S(N) = 9 mg/L 6895 3448 2298 1724
S(N) = 6 mg/L 7190 3595 2397 1797
S(N) = 3 mg/L 8049 4024 2683 2012

 

Graphique V = f(X)

Pour ce graphique, nous observons une diminution du volume suite à une augmentation de la biomasse au sein du bassin. Cette évolution est du au fait que plus la biomasse est présente, plus le contact entre les bactéries et les substances à traiter est important et ainsi plus la transformation de ces substances est augmentée. Le volume de bassin sera alors diminué. 

Toutefois, cette évolution du volume ne signifie pas pour autant la mise en place d'une forte concentration de biomasse au sein du bassin. La mise en place de cette concentration doit permettre la présence d'un volume adéquat de bassin et de clarificateur. Le clarificateur doit, en effet, assurer la séparation de cette biomasse vis à vis de l'eau épurée. 

Il aurait pu être intéressant de tracer une évolution du volume en fonction de la biomasse présente dans le cas du clarificateur. Ainsi, un compromis de volume entre les deux ouvrages aurait conduit à la détermination d'une concentration en biomasse adéquate. 

  • Influence de l'âge de boue sur la concentration résiduelle en azote à différentes températures

Dans cette partie nous avons voulu étudier l'influence de l'âge de boue sur la concentration résiduelle en azote en sortie de station, à plusieurs températures. Pour chaque température nous avons recalculé les constantes de cinétique et en fonction de la valeur de $S(N)$ fixée, les différents âge de boue. 

Les résultats sont présentés dans le tableau suivant.

Influence de S(N) sur l'âge de boue
  Température (°C)
T = 0°C T = 5°C T = 10°C T = 15°C T = 20°C
Age de boue (j)
S(N) = 18 mg/L 77 33 16 8 4
S(N) = 15 mg/L 79 34 16 8 4
S(N) = 12 mg/L 81 34 17 9 5
S(N) = 9 mg/L 85 36 17 9 5
S(N) = 6 mg/L 94 38 18 9 5
S(N) = 3 mg/L 127 47 22 11 6
S(N) = 1 mg/L 674 102 39 18 9

Le graphique obtenu avec ces résultats est le suivant.

 

Graphique S(N) = f(âge de boue) pour différentes températures

Pour une température fixée, plus l'âge de boue du procédé est grand et plus la concentration résiduelle en azote est faible. En effet, une augmentation de l'âge de boue conduit à un nombre de passage plus important au niveau du bassin et donc à un traitement plus poussé en azote. 

Concernant la température, plus celle ci est importante, plus l'âge de boue pour une concentration fixée en azote sera faible. De plus, plus la température est importante, plus la concentration résiduelle pour un âge de boue fixé sera faible. Ces deux constatations découlent d'une meilleure réactivité des bactéries à plus forte température.