Etude et réaménagement de la STEP

Contexte

Dans le cadre du projet de groupe de redimensionnement de la STEP de Saint-Louis du Gol et de développement de filières de valorisation des boues d'épuration, ce binôme se chargera de l'étude de la filière de traitement de l'eau de la station pour augmenter ses capacités de traitement et ses performances épuratoires.​

Objectifs et méthodologie

Objectifs

Dans le cadre de l’amélioration de la station d'épuration de Saint-Louis du Gol, notre binôme se chargera de l'étude de la filière de traitement des eaux. Il s'agira de redimensionner la STEP en augmentant sa capacité et l'efficacité de ses traitements. La production des boues d'épuration servira ensuite de donnée pour les études de valorisation par méthanisation et compostage. Le travail se décompose en 3 axes principaux.

Objectif 1  Étude des pollutions en amont : Quelles industries sont raccordées à la station? Quelle est la nature et la quantité de leurs rejets? Quels traitements mettre en oeuvre pour éliminer ces pollutions en amont de la station?

Objectif 2  Redimensionnement de la station d'épuration et modélisation du traitement biologique : Quelles sont les réglementations en vigueur concernant les rejets, les procédés d'épuration? Quelles sont les caractéristiques de l'effluent à traiter? Quels procédés adopter pour augmenter la capacité à 80 000 EH? Quels modèles permettent de représenter les processus biologique de la station?

Objectif 3 ► Étude économique : Quels sont les coûts d'investissement et de fonctionnement de la station réaménagée?

Méthodologie

  • Étude des pollutions en amont 
    • Recherche d’informations, notamment dans les arrêtés préfectoraux, sur les quantités et la nature des polluants rejetés dans la station par les industries et analyse des données. ​

    • Proposition de traitements appropriés en amont de la STEP.

    • Cartographie des lieux et sources de pollution.

  • ​Redimensionnement de la station d'épuration et modélisation du traitement biologique

    • Recherche du contexte réglementaire concernant le traitement de l'eau à Saint Louis (norme de rejet, SDAGE, SAGE...).

    • Caractérisation de l'effluent à traiter selon les données de 2013 et augmentation de la capacité de la station de 35 600 EH à 80 000 EH (débit, DBO5, DCO, MES,  pollution azotée et phosphorée), détermination des débits de pointes. 

    • Choix des technologies de traitement adaptées (pré-traitement, traitement primaire, secondaire, tertiaire) et dimensionnement des unités.

    • Détermination de la qualité et de la quantité de boues produites.

    • Modélisation du traitement biologique pour étudier la dynamique des procédés.

  • Étude des coûts

    • Recherche de données économiques

    • Calcul des coûts d'investissement et de fonctionnement des procédés dimensionnés.

​​Planning prévisionnel

Diagramme de Gantt

Présentation de la STEP en 2013

1. Organisation et gestion de la STEP

La station d'épuration (STEP) de la commune de Saint-Louis à la Réunion a été mise en service le 31 Décembre 1988. Elle appartient à la commune et est gérée par affermage. Il s'agit d'un contrat par lequel la collectivité publique confie à une personne morale tierce (de droit privé ou de droit public) la gestion d'un service public. Cette personne exploite et entretient l'ouvrage à ses risques et périls, elle agit pour son propre compte. L'exploitation de la STEP a ainsi été confiée à l'entreprise VEOLIA EAU.

Sa capacité nominale est de 35 567 équivalents-habitant (EH).

Une réhabilitation complète de la STEP a été prévue pour 2015.

Cartographie de l'implantation de la STEP de Saint-Louis
Source: Site Internet de L'office de l'Eau Réunion

2. État de la STEP en 2013 et problématiques

2.1 Charge entrante

Les données moyennes concernant l'effluent en entrée de station en 2013 sont présentées dans le tableau ci-dessous.


Caractéristiques de l'effluent en entrée en 2013
(Source : Office de l'Eau Réunion, Bilan annuel de fonctionnement de la station d'épuration du Gol de la commune de Saint-Louis, 2013)

2.2 Problèmes détectés​

Le bilan de fonctionnement de la station en 2013 fait état d'un fonctionnement global relativement mauvais. D'une part, la capacité de traitement nominale était de 35 667 EH pour une charge polluante collectée de 41 233 EH (cf. tableau ci-dessus), d'où une saturation chronique de la station. D'autre part, elle faisait partie des 4 STEP de l'île à ne pas respecter les normes de rejet en terme de DCO, de phosphore et d'azote. En effet, la technologie et le dimensionnement de la plupart des unités du procédé de traitement étaient inadaptés d'où une qualité des eaux en sortie insuffisante. Concernant le traitement des boues, elles étaient envoyées vers la station d'épuration de Pierrefonds avant d'être enfouies. Cependant, on peut noter la conformité du système de collecte des eaux usées de la station.

Pour remédier à ces différents problèmes détectés, un projet de réhabilitation totale de la station a été lancé en 2013 pour une durée de deux ans (fin des travaux prévue pour juin 2015) dont nous verrons les propositions d'améliorations dans la partie suivante. Notre travail de redimensionnement de la STEP se fera donc en parallèle du projet  en cours. 

2.3 Procédé existant

Pour comprendre le fonctionnement et les enjeux du réaménagement de la station, nous nous sommes renseignées au travers des différents arrêtés préfectoraux disponibles sur les ouvrages et procédés présents sur le site en 2013 ou prévus par le projet de réhabilitation de 2015. 

  • Système de collecte des eaux à traiter

Les différents postes de refoulement et de relevage de la station d'épuration en 2013 sont répertoriés dans le tableau ci-dessous : 


Postes de refoulement et de relèvement de la station
(Source : Arrêté préfectoral n°2013-2141/SG/DRCTCV, 18 NOVEMBRE 2013)

A l’arrivée d’une station de traitement des eaux, il est souvent nécessaire d’installer un poste de relèvement pour assurer un écoulement gravitaire sur l’ensemble des ouvrages, et cela jusqu’au point de rejet. On parle de poste de relèvement quand il s’agit de faire acheminer l’eau uniquement en hauteur, sans grande distance entre le lieu de pompage et le lieu de livraison de l’eau. On parle de poste de refoulement par opposition quand la distance est grande. 

  • Système de traitement

​​La station de Saint Louis du Gol est la seule station réunionnaise de plus de 2 000 EH fonctionnant par un procédé de lagunage aéré (2 lagunes d'aération). Ce procédé consiste à optimiser le principe naturel d'auto-épuration des eaux dans des bassins de grande surface en mettant en oeuvre des aérateurs qui favorisent la recirculation des eaux. S'il permet une exploitation aisée, ses performances épuratoires sont relativement faibles. 

Les modifications prévues pour 2015 permettraient d'étendre la capacité de la station à 50 600 EH (puis 72 000 EH), et de traiter les pollutions azotées et phosphorées :

  • Renforcement de la capacité d'oxygénation et de brassage des deux lagunes d'aération (mise en place de 6 aérateurs à vis d'au moins 15 kW à brassage horizontal dans chaque bassin).
  • Mise en place d'ouvrages de pré-traitement complets (dégrillage, dégraissage, dessablage).
  • Ajout de bioréacteurs à film via un procédé de type Moving Bed Bio Reactor pour traiter l'azote.
  • Traitement du phosphore par co-précipitation au chlorure ferrique.
  • Mise en place d'un décanteur physico-chimique pour abattre les MES et le phosphore résiduel (traitement tertiaire).
  • Valorisation des boues

En 2013, la station ne valorisait pas les boues d'épuration. Les préconisations pour 2015 sont, en premier lieu, de mettre en place une valorisation énergétique des boues par méthanisation avec épandage agricole du digestat (dans notre projet, l'étude de cette filière est réalisée par les deux autres binômes). En second temps, il est mentionné qu'une valorisation agricole des boues brutes sera envisagée en guise de filière alternative. 

2.4. Redimensionnement avec augmentation de la capacité

En plus d'améliorer les capacités épuratoires de la station en y ajoutant des équipements plus performants, le projet de réhabilitation prévoyait initialement une augmentation de la capacité à 56 000 EH, avant de proposer une augmentation à 72 000 EH. Dans notre travail, nous avons choisi de dimensionner une station dont la capacité permettrait de recevoir une charge polluante de 80 000 EH. Cela permettrait de faire face aux enjeux futurs concernant l'augmentation croissante de la population  et du taux de raccordement au système d'assainissement collectif mentionnés en introduction.


Histogramme de l'évolution de la population à Saint Louis
(source : 
http://fr.wikipedia.org/wiki/Saint-Louis_%28La_R%C3%A9union%29​)

3. Point de rejet : l'Étang du Gol

Le point de rejet des eaux traitées par la station d'épuration se situe dans l'Etang du Gol, plan d'eau d'environ 15 ha situé sur les communes de Saint Louis et de l'Etang Salé. Il s'agit d'un étang littoral alluvionnaire correspondant à une ancienne baie isolée de la mer par des cordons de terre. Il est alimenté par la Ravine du Gol, la Ravine Papaye, la Ravine du Maniron, et de nombreux cours d’eau intermittents. Il possède périodiquement une entrée d’eau marine par le cordon littoral, et ses eaux sont de ce fait légèrement saumâtres. 


Photographie de l'Etang du Gol
(Source : http://m.conservatoire-du-littoral.fr/siteLittoralMobile/550/66-etang-du-gol-974_reunion.htm​)

Cet étang constitue une réserve naturelle importante à la Réunion puisqu'il représente la deuxième plus grande zone humide en terme de superficie. Ainsi, il est aujourd'hui sous surveillance car il abrite de nombreuses espèces animales et végétales (oiseaux, poissons, écrevisses, chauves-souris, reptiles, insecte, plantes aquatiques...). Cependant, si cet étang constitue un endroit privilégié de détente pour la population réunionnaise, ses eaux ne sont plus baignables depuis longtemps en raison notamment des pressions qu'elles subissent de la part de la station d'épuration, et des diverses installations industrielles et agricoles à ses alentours. 

L'Arrêté préfectoral du 20 novembre 2009 nous apprend qu'il était initialement prévu de ne plus envoyer les eaux traitées dans l'étang du Gol mais dans l'océan, au moyen d'un émissaire en mer commun aux stations d'Etang Salé et de Saint LouisCe projet de mise en conformité des rejets de la station a finalement été abandonné, au premier abord pour des raisons techniques. Il semblerait de plus que le niveau d'eau dans l'étang du Gol en période sèche soit maintenu grâce aux eaux de la STEP car l'eau des ravines qui l'alimente est aujourd'hui en grande partie captée. Ainsi, un changement d'exutoire des eaux pourrait remettre en question la présence de cet étang. Dans notre projet, nous considérerons que le point de rejet des eaux de la STEP est l'étang du Gol.

L'étang du Gol fait partie des zones sensibles à l'eutrophisation du bassin de l'île de la Réunion d'après l'article 7 bis de l'arrêté du 23 novembre 1994. De plus, au vu de l'arrêté du 31 août 1999, l'étang du Gol est une zone classée sensible à l'azote et au phosphore, mais pas au niveau de ses qualités bactériologiques. En conséquence, il faudra impérativement veiller à respecter les normes de rejet en phosphore et en azote, voir à viser des objectifs encore plus stricts que la réglementation.


Bibliographie

Arrêté N°2013/2141/SG/DRCTCV modificatif et complémentaire de l'arrêté d'autorisation de la station d'épuration de Saint-Louis du 7 mars 2000, portant mise en conformité de l'agglomération d'assainissement (modification non substantielle) et autorisation au titre de l'article L-214-3 du Code de l'Environnement des ouvrages y afférents.18/11/2013, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°09-2989/SG/DRCTCV modificatif et complémentaire à l'arrêté d'autorisation de la station d'épuration de Saint Louis du 7 mars 2000, portant mise en conformité de son dispositif de rejet et autorisation au titre de l'article L 214-3 du Code de l'Environnement des ouvrages y afférents, 20/11/2009, Préfet de la Réunion.

Office de l'Eau Réunion, Bilan annuel de fonctionnement de la station d'épuration du Gol de la commune de Saint-Louis, 2013.

Etang du Gol Saint Louis - La Réunion, Consulté le 10/03/2015, URL: http://www.mi-aime-a-ou.com/saint_louis_etang_du_gol.php

Etang du Gol, Consulté le 10/03/2015, URL: http://m.conservatoire-du-littoral.fr/siteLittoralMobile/550/66-etang-du-gol-974_reunion.htm

Saint Louis (La Réunion), Consulté le 26/02/2015URL: http://fr.wikipedia.org/wiki/Saint-Louis_%28La_R%C3%A9union%29​

Contexte réglementaire

Le thème de l’eau fait l’objet d’une réglementation abondante en raison de sa complexité. Cependant, on peut faire ressortir certains textes de grande importance qui fixent un cadre général pour la gestion de la ressource en eau au niveau européen, national et régional. Nous rappellerons dans cette partie le contexte réglementaire dans lequel se place le projet de réhabilitation de la station d'épuration de Saint Louis.

Contexte réglementaire général
(Source: Compte rendu Réunion sage sud – Etang du Gol  (10/07/2014))

1. Les lois et directives 

  • La Directive 91/271/CEE relative aux eaux résiduaires urbaines (DERU) du 21 mai 1991 prescrit la généralisation sur le territoire de l’Union Européenne du traitement des eaux usées urbaines, avant rejet dans le milieu naturel. Elle impose des niveaux de traitement minimum et fixe des échéances de mise en conformité des systèmes d’assainissement collectif en fonction de la taille de l’agglomération et de la sensibilité du milieu récepteur. La DERU a été transposée en droit français par la loi sur l’eau du 3 janvier 1992. L'équivalent habitant (EH) est définit dans cette directive comme «la charge organique biodégradable ayant une demande biochimique d'oxygène en cinq jours (DBO5) de 60 grammes d'oxygène par jour»​.

    Au titre de la loi sur l'eau, la station de Saint Louis est soumise à autorisation par l'Article L214-3 du code de l'environnement (arrêté prefectoral d'autorisation du 7 mars 2000).​​​ 

​​
Régime des différents ouvrages (IOTA) au niveau de la STEP
(Source : Arrêté prefectoral 2013-2141/ SG/DRCTCV, )

 

  • La Directive 2000/60/CE, dite Directive Cadre sur l’Eau (DCE), du Parlement européen et du Conseil du 23 octobre 2000 établit un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l'eau et fixe deux objectifs pour les eaux de surface, à l'échéance 2015 : atteindre un bon état écologique et un bon état chimique. Son outil d’évaluation est le découpage territorial en masses d’eau, auxquelles s’attachent des objectifs de qualité en fonction de leurs spécificités et des pressions qu’elles subissent. La DCE a été transposée en droit français par la loi du 21 avril 2004.​
  • ​​​​​​​​​​​​La Loi sur l’Eau et les Milieux Aquatiques du 30 décembre 2006 (LEMA) s’inscrit dans l’objectif communautaire d’atteinte de bon état écologique des eaux en 2015. Elle vise à reconquérir la qualité des eaux et s'attache à donner aux collectivités les moyens d’adapter les services publics d’eau potable et d’assainissement à cet enjeu. Cette loi tente de prendre en compte l’adaptation au changement climatique dans la gestion des ressources en eau. 
  • ​​​​​​​L'Arrêté du 22 juin 2007 relatif à la collecte, au transport et au traitement des eaux usées des agglomérations d'assainissement ainsi qu'à la surveillance de leur fonctionnement et de leur efficacité, fixe les prescriptions techniques minimales à atteindre.​ Ces obligations sont issues de la transcription en droit français de la DERU.  ​

Les normes de rejet à respecter, présentées dans les tableaux suivants, ont déterminé le dimensionnement des unités de traitement de notre station.

Tableau 1 (Arrêté du 22 juin 2007)
Paramètre Concentration maximale à ne pas dépasser
DBO5 25 mg/L
DCO 125 mg/L
MES 35 mg/L (*)

(*) Pour les rejets dans le milieu naturel de bassins de lagunage, cette valeur est fixée à 150 mg/l. Le respect du niveau de rejet pour le paramètre MES est facultatif dans le jugement de la conformité en performance à la directive ERU. 

Tableau 2 (Arrêté du 22 juin 2007)
Paramètre 

Charge brute de pollution organique reçue en kg/j de DBO5

Rendement minimum à atteindre

DBO5 120 exclu à 600 inclus 70 %
  > 600 80 %
DCO Toutes charges​  75%
MES Toutes charges 90%
La charge organique reçue par la station étant de 4 800 kg/j de DBO5, le rendement minimum à atteindre en DBO5 dans notre cas est de 80%.
Tableau 3 (Arrêté du 22 juin 2007)

Rejet en zone sensible à l'eutrophisation

Paramètre

Charge brute de pollution organique reçue en kg/j de DBO5

Concentration maximale à ne pas dépasser
Azote NGL (*) 600 exclu à 6 000 inclus 15 mg/L
    > 6000 10 mg/L
Phosphore PT 600 exclu à 6 000 inclus 2 mg/L
    > 6000 1 mg/L

(*) Les exigences pour l'azote peuvent être vérifiées en utilisant des moyennes journalières quand il est prouvé que le même niveau de protection est obtenu. Dans ce cas, la moyenne journalière ne peut pas dépasser 20 mg/l d'azote total pour tous les échantillons, quand la température de l'effluent dans le réacteur biologique est supérieure ou égale à 12 °C. La condition concernant la température peut être remplacée par une limitation du temps de fonctionnement tenant compte des conditions climatiques régionales.​ 

Pour notre dimensionnement, nous devons respecter les concentrations maximales de 15 mg/L en azote et de 2 mg/L en phosphore étant donnée la charge organique reçue par la station de 4 800 kg/j de DBO5.

Tableau 4 (Arrêté du 22 juin 2007)
Rejet en zone sensible à l'eutrophisation Paramètre Charge brute de pollution organique reçue en kg/j de DBO5

Rendement minimum

Azote NGL Supérieure ou égale à 600 70%
Phosphore PT Supérieure ou égale à 600 80%

Ces rendements minimums devront être appliqués à notre station en raison de sa charge brute de DBO5 supérieure à 600.

2. Le SDAGE et le SAGE

Les schémas Directeurs d’Aménagement et de Gestion des Eaux (SDAGE) 

Ils sont un instrument de planification qui fixe pour chaque bassin hydrographique (plans d’eau, tronçons de cours d’eau, estuaires, eaux côtières, eaux souterraines) les orientations fondamentales pour une gestion équilibrée de la ressource en eau dans l’intérêt général et dans le respect des principes de la DCE et de la loi sur l’eau. 

​​Adopté en décembre 2009, le SDAGE 2010-2015 du bassin réunionnais fixe l'objectif d'avoir 70 % des 56 masses d’eau (cours d’eau, plans d’eau, eaux souterraines et côtières) en bon état en 2015. Les qualités physico-chimiques et écologiques sont prises en compte pour définir la notion de « bon état ». Au-delà de cet objectif, le SDAGE Réunion définit les grandes dispositions pour une gestion équilibrée de la ressource en eau déclinées en sept orientations fondamentales qui sont :

  • la gestion durable de la ressource
  • la distribution d'une eau potable de qualité
  • la lutte contre les pollutions
  • la réduction des risques d'inondation
  • le financement juste et équilibré
  • la protection des milieux aquatiques​​​

 Les Schémas d’Aménagement et de Gestion des Eaux (SAGE)

Ils sont un outil de planification construit par et pour les parties-prenantes de territoires unis par l'eau. Comme pour les SDAGE, ils ont pour objectif l'atteinte du bon état des masses d'eau (rivières, étangs, eaux souterraines et côtières) ainsi que d'un équilibre du cycle de l'eau. Ils fixent pour cela les mesures précises pour renforcer la protection quantitative et qualitative des cours d’eau. 

Le SAGE Réunion Sud a été élaboré en 2004 par la Commission Locale de l'Eau (CLE) du Sud. S'il est toujours en vigueur actuellement, il est en cours de révision. Nous avons pu obtenir des informations à ce sujet par l'intermédiaire de Yolaine Graffin, participante à la révision. 

Le territoire du SAGE Réunion Sud regroupe les communes de Saint Leu (partie Sud à partir de la Ravine du Cap), des Avirons, de l’Etang Salé, Saint Louis, Cilaos, Entre-Deux, Saint Pierre, Petite-Ile, Le Tampon, Saint Joseph et Saint-Philippe. La structure porteuse est la Communauté d’agglomération du Sud (CA SUD). 

Les trois enjeux globaux sur le territoire sont :

  • Apporter de l’eau en quantité suffisante pour permettre les différents usages
  • Garantir la sécurité sanitaire de l’eau potable
  • Renforcer l’attractivité du territoire​​

Chacun de ces trois enjeux globaux a ensuite été décliné en différents défis pour l'avenir. Par exemple, l'enjeu relatif à l'attractivité des territoires regroupe trois défis :

  • Protéger les zones littorales et maintenir leur potentiel touristique
  • Préserver le patrimoine naturel des cours d'eau et des zones humides en altitude
  • Reconquérir et valoriser l’Étang du Gol

L'étang du Gol qui constitue le point de rejet des eaux traitées dans notre station a été identifié comme un défi du territoire à part entière car il s'agit de la seule masse d'eau du type plan d'eau sur le territoire du SAGE Sud et qu'à ce titre des objectifs de bon état ont été fixés pour cet étang, selon des critères européens (DCE). Il s'agit d'une ​masse d'eau présentant des risques de non atteinte du bon état global à l'horizon 2027 (correspondant à la date de dernière échéance pour l’atteinte des objectifs fixés par la DCE, après deux reports de 6 ans dans le cadre du SDAGE en vigueur)​ et c'est pourquoi il apparaît nécessaire que les traitements de la station d'épuration permettent de rejetter des eaux "propres" de manière à préserver cet environnement.

► La rénovation de la station de Saint Louis du Gol s'inscrit donc dans les objectifs définis par le SDAGE du bassin Réunionnais et par le SAGE Réunion Sud. 


Bibliographie

Arrêté N°2013/2141/SG/DRCTCV modificatif et complémentaire de l'arrêté d'autorisation de la station d'épuration de Saint-Louis du 7 mars 2000, portant mise en conformité de l'agglomération d'assainissement (modification non substantielle) et autorisation au titre de l'article L-214-3 du Code de l'Environnement des ouvrages y afférents.18/11/2013, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°09-2989/SG/DRCTCV modificatif et complémentaire à l'arrêté d'autorisation de la station d'épuration de Saint Louis du 7 mars 2000, portant mise en conformité de son dispositif de rehet et autorisation au titre de l'article L 214-3 du Code de l'Environnement des ouvrages y afférents, 20/11/2009, Préfet de la Réunion

Compte rendu de la Réunion SAGE Sud - Etang du Gol fournis par Yolaine Graffin, Commune de Saint Louis, 10 juillet 2014

Légifrance, consulté en  février/mars 2015, URL : http://www.legifrance.gouv.fr/

Etude des pollutions industrielles en amont

L'objectif de cette partie est de recenser les industries raccordées à la STEP de la commune de Saint-Louis et de d'identifier les éventuelles pollutions particulières (hydrocarbures, métaux...) d'origine industrielle qui pourraient se retrouver dans les eaux de la STEP.

L'impact de ces pollutions sur le traitement qui sera mis en oeuvre dans la station sera étudié, et des technologies permettant de les éliminer seront présentées. 

Industries raccordées au réseau de la STEP de Saint-Louis

Nous n’avons pas obtenu les données de l’exploitant de la STEP de Saint-Louis. Néanmoins, en consultant les différents arrêtés préfectoraux disponibles sur le site des Installations Classées pour la Protection de l’Environnement, nous avons pu lister (probablement pas de manière exhaustive) les industries qui pourraient rejeter à la STEP des effluents liés à leur activité industrielle.

Carte des industries au Sud de la Réunion
Source : SAGE Réunion Sud (2004)

1. Compagnie thermique du Gol (CTG) devenue ALBIOMA

La Compagnie Thermique du Gol (CTG) est une centrale thermique mixte bagasse-charbon se situant dans la plaine du Gol. Cette centrale produit de la vapeur, à partir de la bagasse pendant la campagne sucrière et de charbon le reste de l’année. Elle assure l’approvisionnement énergique de la sucrerie du Gol et permet aussi de couvrir une partie des besoins en électricité de l’île. Elle est en fonctionnement depuis 1994.

Cette centrale thermique dispose d’un réseau de collecte séparatif pour les trois types d’eaux identifiés : les eaux pluviales polluées, les eaux industrielles et les eaux usées. Les eaux pluviales polluées et les eaux industrielles font l’objet de traitement sur site (physiques, physico-chimiques) avant d’être rejetées au milieu naturel via un bassin d’infiltration  (selon les dispositions de l’arrêté de 2014). Seules les eaux usées sont envoyées vers la STEP de Saint-Louis : elles sont « collectées par un réseau séparatif conformément à la réglementation en vigueur. Le rejet est raccordé au réseau d’assainissement communal existant et est réalisé suivant les dispositions de convention de raccordement passées entre l’industriel et la commune ». Les eaux usées sont les effluents liquides provenant des différents usages domestiques du personnel (toilettes, cuisines, etc.), essentiellement porteuses de pollution organique (Arrêté préfectoral de 2014). Nous ne disposions pas cependant de la convention entre l’industriel et la commune de Saint-Louis.

Selon l’Arrêté préfectoral de 2014, le débit maximal qui devrait être envoyé à la STEP de Saint-Louis serait de 6 m3/jour.

De plus, l’industriel a déclaré ses émissions dans l’eau. Les rejets indirects, c’est-à-dire dans les rejets d’eaux usées vers la STEP, ne sont cependant pas indiqués (base de données iREP).

2. Sucrerie du Gol

La sucrerie du Gol est une sucrerie de la Sucrière de la Réunion, appartenant au groupe Tereos Océan indien. Elle a été construite pour la première fois en 1816. La capacité de broyage est de plus de 9000 tonnes par jour. Les différentes installations sont présentées dans le tableau ci-dessous (Arrêté Préfectoral de mars 2011).

La campagne sucrière se déroule à la Réunion de début juillet à fin novembre. L’usine fonctionne pendant cette campagne sucrière (site internet Tereos).

Nous ne disposons pas de l’arrêté initial d’autorisation en date de 1997. Cependant, l’arrêté de mars 2011 fait état de rejets d’eau en provenance de l’usine vers la STEP de Saint Louis. Les valeurs seuils de polluants autorisées sont données dans la figure ci-dessous.

Rejet à la STEP de Saint-Louis accordé à la Sucrerie du Gol
Source : Arrêté préfectoral n°2011-376/SG/DRCTCV

 

Il est aussi indiqué que les eaux pluviales non polluées sont renvoyées au milieu naturel après collecte et que les réseaux de collecte doivent être conçus de manière à séparer au mieux les eaux pluviales et les autres catégories d’eaux usées). Tout comme la Centrale Thermique, nous pouvons supposer que les rejets vers la STEP de la commune de Saint-Louis sont constitués des eaux usées à usage domestique.

L’industriel a déclaré ses émissions dans l’eau. Les rejets indirects, c’est-à-dire dans les rejets d’eaux usées vers la STEP, sont indiqués dans le tableau suivant. (base de données iREP).

Émissions à la STEP de Saint-Louis déclarées par la Sucrerie du Gol
Source : Base de données iREP

Outre les pollutions organiques classiques (COT, DBO5, DCO), des composés à base de plomb seraient retrouvés dans ces rejets, ce qui peut mettre en doute le fait que les eaux proviennent uniquement d’usages domestiques ou qui peut laisser supposer un éventuel relargage de ce métal par les canalisations.

Quoi qu’il en soit, il faudrait connaître le débit d’eau envoyé à la STEP pour déterminer la concentration de ces composés dans les eaux et mettre en place le traitement adapté.

3. Autres industries raccordées

D’autres entreprises et industries seraient raccordées au réseau de la STEP de Saint-Louis.

  • COT SOREBRA : fabrication et conditionnement de boissons

Les eaux usées de procédé et les eaux pluviales polluées sont épurées dans des ouvrages de prétraitement propres à l’entreprise avant d’être rejetées en un point unique du réseau d’eaux usées collectif de la ville de Saint-Louis. Les valeurs limites imposées à l’effluent à la sortie des installations de prétraitement avant envoi au réseau d’assainissement urbain de Saint-Louis sont indiquées dans le tableau suivant.

Seuils de rejet à la STEP de Saint-Louis imposés à COT-SOREBRA
Source : Arrêté Prefectoral n°01-1155/SG/DAI/3

  • Distillerie Rivière du Mat : fabrication et stockage de rhum agricole

Un bassin tampon permet de collecter les eaux usées de l’établissement avant leur envoi à la STEP de Saint-Louis.

Les effluents générés par l’établissement sont collectés dans un (ou plusieurs) bassin(s) de confinement, pompés par camion-citerne et transférés directement à la station d’épuration de la commune de Saint-Louis ; une convention de déversement est signée entre la commune et l’exploitant.

Les eaux de procédé sont envoyées directement au réseau d’assainissement collectif de la commune.

Les normes à respecter pour le rejet des eaux résiduaires sont présentées dans la figure suivante.

Seuils de rejets à la STEP de Saint-Louis accordés à la Distillerie Rivière du Mât
Source : Arrêté Préfectoral n°09-1715/SG/DRCTCV

  • SNC Point Net : traitement de déchets de soins à risque infectieux et assimilés

Toutes les eaux (des différentes catégories sauf celles de l’unité de banalisation) sont traitées par déshuilage et débourbage avant de rejoindre celles de l’unité de banalisation pour être envoyées à la STEP de Saint-Louis. L’exploitant et le gestionnaire de la STEP établissent une convention pour définir les conditions de rejet à la STEP. Les valeurs seuil avant envoi à la STEP sont indiquées dans le tableau ci-dessous.

Seuils de rejets à la STEP de Saint-Louis accordés à SNC POINT NET
Source : Arrêté Préfectoral n° 2014-4107/SG/DRCTCV

De plus, le pH doit être compris entre 5,5 et 8,5 ; la température doit être inférieure à 30°C. La modification de la coloration du milieu récepteur mesurée en un point représentatif de la zone de mélange doit être inférieure à 100 mg Pt/L.

  • Vidange Service : prétraitement de déchets non dangereux et hydrocarburés

Des installations de prétraitement et de traitement existent pour les eaux résiduaires. Les réseaux de collectes séparent les différentes catégories d’eaux usées.  Les eaux de procédés sont traitées avant d’être envoyées à la STEP de Saint-Louis. Les valeurs seuils de rejet à la STEP sont indiquées dans le tableau suivant.

Seuils de rejets à la STEP de Saint-Louis accordés à Vidange Service
Source : Arrêté Préfectoral n° 2014-2832/SG/DRCTCV

Le pH doit être compris entre 5,5 et 8,5 ; la température doit être inférieure à 30°C.

  • AA Distribution (ex Bourbon Import) : stockage d'artifices de divertissement (explosifs)

Les eaux usées domestiques sont traitées et évacuées conformément à la réglementation en vigueur. Les eaux pluviales de toiture sont rejetées au réseau d’eaux pluviales.

 

Ces industries ne déclarent pas d’émissions indirectes dans les eaux.

Nous ne pouvons donc nous baser que sur une émission de plomb, sans toutefois voir de valeurs exactes. Nous étudierons donc d’une manière générale l’effet des polluants métalliques sur les procédés que nous mettons en œuvre dans la station d’épuration que nous avons dimensionnée et nous proposerons une (des) solution(s) de traitement de ces polluants.


Bibliographie

Arrêté N°2014-5198/SG/DRCTCV du 08/12/2014, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°2011-376/SG/DRCTCV du 17/03/2011, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°01-1155/SG/DAI/3 du 29/05/200, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°09-1715/SG/DRCTCV du 22/06/2009, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°2014-4107/SG/DRCTCV du 04/08/2014, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°2014-2832/SG/DRCTCV du 06/02/2014, Préfet de la Réunion.

Arrêté N°2010-246/SG/DRCTCV du 04/02/2010, Préfet de la Réunion.

Ministère de l'Ecologie, du Développement Durable et de L'énergie, Registre Français des Emissions polluantes iREP. Consulté en Février 2015: http://www.irep.ecologie.gouv.fr/IREP/index.php

SAGE Réunion Sud , 2004

Traitement des pollutions d'origine industrielle

1. Impacts des polluants métalliques sur les boues activées

Il a été démontré que les eaux résiduaires très chargées en métaux lourds sont toxiques pour les boues des procédés de traitement biologiques. C'est le mécanisme biochimique de dégradation de la matière polluante qui serait impacté. En ce qui concerne la nitrification, l'étude du taux spécifique d'utilisation de l'ammoniac montre que le processus est altéré par les métaux lourds, selon leur toxicité, leur concentration : le nickel et la cadmium seraient ainsi plus toxiques que le plomb. Le plomb inhiberait d'ailleurs très peu le mécanisme de nitrification. La spéciation et l'état physico-chimique jouent également un rôle. Le plomb se trouve principalement associé aux matières en suspension.

Les micro-organismes dans les procédés de boues activées seraient inhibés par une concentration supérieure à 10  mg/L en zinc ou en cadmium, ainsi l’efficacité du procédé en est réduite. La toxicité des métaux lourds pour le procédé dépendrait de l’âge des boues et des sites spécifiques d’adsorption de métaux dans les flocs microbiens.

Cependant, une quantité constante de métaux lourds dans l'eau brute n'affecterait pas les performances du traitement biologique: il aurait un effet d'acclimatation de la biomasse. Les charges lourdes et ponctuelles de ces pollutions aux métaux lourds auraient en revanche des effets notables sur les boues activées, en particulier en cas de non acclimatation de la biomasse. Le développement de la biomasse serait perturbé, et par conséquent l'efficacité du procédé.

En dépit de la mise en œuvre de traitements préliminaires (voir paragraphe 2.), une certaine quantité de ces métaux lourds, même à l’état de trace, se retrouve inévitablement dans les procédés biologiques. Les boues activées seraient capables d’adsorber et d'accumuler des métaux lourds présents dans les eaux à très faibles concentrations. Les phénomènes de précipitation semblent jouer un rôle prépondérant dans l'élimination du plomb.

Mais ces métaux lourds, même en faibles concentrations pourraient affecter la capacité d’adsorption des composés organiques par les boues activées. Il y aurait compétition entre les métaux et la matière organique pour l’adsorption sur les sites actifs des bioflocs. En effet l’élimination de la matière organique consiste en une adsorption rapide sur les flocs de boues suivie de leur dégradation métabolique. Les ions métalliques n’auraient donc pas dans ce mécanisme d’action inhibitrice toxique sur les micro-organismes à proprement parler. Ce phénomène affecterait l’abattement de DCO, en particulier pour des temps de séjour hydrauliques faibles.

 

2. Traitement des métaux lourds en amont de la STEP

Les métaux lourds ne peuvent pas être détruits : il est nécessaire de les récupérer et de les réutiliser pour éviter qu'ils ne soient rejetés dans l'environnement. Les autres méthodes conduisent à les transférer entre les différents milieux (eaux usées, air pollué, décharge).

Pour respecter les meilleures techniques disponibles dans ce domaine, des mesures sont proposées:

- séparer autant que possible les eaux usées contenant des métaux lourds
- traiter
à la source les flux d'eaux usées séparés avant de les mélanger à d'autres flux
- utiliser
des techniques qui permettent une récupération maximale
- faciliter l'élimination des métaux lourds par un post-traitement final dans une station d'épuration, suivi le cas échéant d'un traitement des boues (BREF CWW).

Les technologies disponibles pour l’élimination des métaux lourds dans les eaux usées sont la précipitation chimique, l’adsorption sur charbon, l’échange d’ion et l’osmose inverse. La précipitation est la plus communément utilisée pour la plupart des métaux, en particulier pour le plomb. Il faut noter qu'il reste toujours une trace de ces éléments métalliques dans l'eau après traitement.

La précipitation peut être utilisée « directement à la source [de pollution] pour éliminer le plus efficacement possible les métaux lourds afin d’éviter une dilution par des flux non contaminés. Une séparation liquide solide est ajoutée afin de récupérer les précipités et extraire ainsi les composés visés. La performance de cette opération dépend de plusieurs facteurs, et notamment : le pH, la qualité du mélange, le choix du réactif, la température, le temps de séjour pour l’étape de précipitation, etc.

Pour la plupart, les métaux lourds peuvent être précipités sous forme d’hydroxydes ou de sulfures. Les précipités d’hydroxyde résultent de l’utilisation de chaux ou de soude au pH correspondant à la solubilité minimale, qui dépend du métal en question, mais aussi des constituants présents dans l’eau. En pratique les concentrations résiduelles en métaux qui sont atteignables dépendent de la nature et de la concentration de la matière organique dans l’eau, mais aussi de la température. Au vu des nombreuses incertitudes sur ce traitement, il est nécessaire de réaliser des tests en laboratoire et/ou des essais pilotes pour déterminer les quantités et les performances du traitement.

On peut aussi noter que le traitement du phosphore par précipitation chimique peut conduire à la co-précipitation des métaux lourds. De plus, la précipitation chimique peut empêcher la digestion anaérobie pour la stabilisation des boues en raison de la haute toxicité des précipités de métaux lourds (Metcalf & Eddy). Notre objectif serait ici d’éliminer ces métaux lourds avant leur arrivée en station d’épuration : on limiterait ainsi la co-précipitation, permettant le traitement anaérobie des boues par la suite.

 


Bibliographie

Battistoni, P., Fava, G., & Ruello, M. (1993). Heavy metal shock load in activated sludge uptake and toxic effects. Water Research, 821-827.

Commission Européenne. (Février 2003). Document de référence sur les meilleures techniques disponibles : Systèmes communs de traitement des eaux et gaz résiduaires de l'industie chimique.

ESME. Précipitation des métaux. Consulté le 11/03/2015. Récupéré sur Site de l'ESME: http://www.emse.fr/~brodhag/TRAITEME/fich9_8.htm

Legret, M. (1994). Les métaux lourds dans les boues de stations d'épuration. Valorisation agricole et extraction des métaux toxiques. Bulletin de liaison Labo Ponts et Chaussées, pp. 35-40.

Metcalf & Eddy Inc., Tchobanoglous, G., Burton, F., & Stensel, H. (2002). Wastewater Engineering : Treatment and Reuse, Fourth Edition. McGraw Hill Higher Education.

You, S., Tsai, Y.-P., & Huang, R.-Y. (2009). Effect of heavy metals on nitrification performance in different activated sludge processes. Journal of Hazardous Materials, 987-994.

Dimensionnement de la STEP réaménagée pour 80 000EH

Dans cette partie, nous présenterons les caractéristiques de l'effluent à traiter (débit, charge polluante, température minimale) à partir des données de 2013. Le choix des différents aménagements que nous souhaitons mettre en place pour augmenter la capacité de la station à 80 000 EH et améliorer son efficacité sera ensuite présenté. Enfin, le détail du dimensionnement de chacun des équipements choisi fera l'objet d'une section détaillée.

Caractérisation de l'effluent en entrée

1. Caractéristiques de l'eau 

1.1. Calcul des flux entrants

En se basant sur les données obtenues en 2013 (Bilan de fonctionnement de l'Office de l'Eau) pour 41233 EH, nous avons pu calculer les flux entrants pour une capacité de 80000 EH. En effet, nous avons considéré que ces valeurs sont représentatives de la population de la commune de Saint-Louis.

Un coefficient de proportionnalité a donc été calculé : 

$$c_{charge}=80000/41233=1,94$$

A l'aide de ce coefficient nous avons calculé le débit moyen ainsi que les flux de pollution en entrée, qui sont donnés dans le tableau ci-dessous :


Débit et flux de pollution calculés

Un débit moyen de 8850 m3/j correspond à 59000 EH hydrauliques (en considérant une consommation de 150L/EH/j).

On peut noter que les quantités journalières d'azote et de phosphore entrantes sont très faibles au regard des valeurs usuellement rencontrées dans les stations d'épuration, de l'ordre de 15g/EH/j et 4g/EH/j respectivement. Nous choisissons cependant de conserver ces valeurs qui sont caractéristiques de la structure de la population de Saint Louis.

1.2. Répartition jour et nuit

Afin de tenir compte de la charge variable entre la journée et la nuit, nous avons considéré que la pollution était répartie sur deux périodes :

⇒ Période "jour" : 14 heures pendant lesquelles la station reçoit 85% du débit et 93% des flux de polluants journaliers

⇒ Période "nuit" : 10 heures pendant lesquelles la station reçoit 15% du débit et 7% des flux de polluants journaliers

Par ailleurs, les différents arrêtés préfectoraux de la STEP mentionnent un surdébit par temps de pluie de 700 m3/j.

Nous avons ainsi obtenu la répartition suivante :

Répartition jour et nuit des débits et flux de polluants

2. Température de l'eau

La Réunion est caractérisée par un climat tropical humide. D'après la figure ci dessous, la température annuelle moyenne à Saint-Louis est d'environ 25°C (en prenant en compte l'été austral, période sèche allant de mai à novembre où la pluie se fait rare, et où les températures sont plus basses, et l'hiver austral allant de décembre à avril et possédant des températures élevées, et un temps chaud humide et très pluvieux). Faute de plus de données, nous avons considéré que la température minimale des eaux arrivant à la STEP est de 15°C. La température de l'eau est un facteur limitant pour le dimensionnement du traitement biologique donc cette température permettra de se placer dans le cas le plus défavorable et de déterminer les volume nécessaires. Nous verrons l'influence de la température dans la partie Procédé à boues activées.

Températures annuelles moyennes à la Réunion
(Source : http://habiter-la-reunion.re/climat-a-la-reunion/​)
 


(1) DCO : Demande Chimique en Oxygène
(2) DBO5 : Demande Biochimique en Oxygène à 5 jours
(3) MES : Matières En Suspension
(4) NGL : Azote total
(5) PT : Phosphore Total


Bibliographie

Arrêté N°2013/2141/SG/DRCTCV du 18/11/2013, Préfet de la Réunion.

Office de l'Eau Réunion (2013). Bilan annuel de fonctionnement de la station d'épuration du Gol de la commune de Saint-Louis.

PAUL, E. (2014-2015). TD Calcul d'une station d'épuration pour l'élimination de l'azote simultanément à la DCO.

Climat à la réunion. Consulté le 4/03/2015, URL: http://habiter-la-reunion.re/climat-a-la-reunion/

Choix de la nouvelle filière de traitement

Nous avons estimé la surface disponible sur la station d’épuration de Saint-Louis, à l’aide du plan intégré à l’arrêté préfectoral du 20 Novembre 2009. Cette surface est d’environ 42 756 m².

Implantation de la STEP

 

 

 

 

 

 

 

Implantation de la STEP de Saint-Louis
Source : Arrêté préfectoral du 29 novembre 2009

Nous souhaitons implanter une filière de traitement pour 80000 EH, ce qui donne une emprise foncière de 0,53 m²/EH.

Nous avons donc choisi un système de traitement biologique intensif au vu de la surface peu importante. 


Arbre de décision pour le choix des filières d'épuration
Source : Techniques de l'ingénieur c5220, Traitement des eaux résiduaires 
des agglomérations - Concepts et relevage, Jean-Marc BERLAND, 10/02/2014

Malgré une consommation énergétique plus importante et donc un coût de fonctionnement plus important, il est donc convenable de remplacer les lagunes aérés de la station de Saint-Louis pour mettre en place un traitement biologique par boues activées. Cela permettra d'atteindre des performances épuratoires poussées.

Systèmes intensifs et extensifs en traitement biologique
Source : cours "Traitement des eaux", Yolaine BESSIÈRE, 2014-2015

Les boues activées sont sensibles aux variations de débit, ce qui est vrai en particulier dans les zones à pluviométrie très changeante. Ce procédé est cependant largement utilisé à la Réunion : en 2013, 90% des stations d'épuration à la Réunion utilisaient ce procédé, la STEP de Saint-Louis étant la seule à utiliser le lagunage aéré. La pluviométrie au niveau de la commune de Saint-Louis est l'une des moins importantes sur l'île, ce qui nous a confortés dans le choix du procédé à boues activées (cf. figure ci dessous).


Pluviométrie à la Réunion
Source : http://habiter-la-reunion.re/climat-a-la-reunion/​

Le système de collecte de la station présenté dans la partie Présentation de la STEP en 2013 n'est pas modifié : tous les postes de relèvement et refoulement sont conservés, en considérant la présence de dégrilleurs manuels grossiers en protection de chaque pompe.

De plus, il s'agit d'un réseau unitaire : les eaux pluviales sont collectées et traitées dans la STEP en même temps que les eaux usées. Ainsi, les déversoirs d'orage sont conservés et nous supposons la mise en place d'un bassin d'orage permettant de recevoir le surdébit par temps de pluie. En effet, l’installation de ce type d'ouvrage est particulièrement recommandé pour les réseau unitaire. Nous ne dimensionnerons pas cet ouvrage par manque de temps, mais il faut tout de même noter que ce bassin devra impérativement être aéré et brassé. 

Ensuite, l'objectif est de traiter la pollution carbonée, mais également l'azote et le phosphore, en respect de la réglementation sur les rejets en zone sensible à l'eutrophisation.

Afin d'éliminer convenablement l'azote, nous avons décidé de procéder à la nitrification et à la dénitrification de l'effluent. Le procédé à boues activées choisi se compose donc d'un bassin anoxie suivi d'un bassin d'aération et puis du clarificateur (procédé de type Modified Ludzack-Ettinger).

En amont de ce traitement biologique secondaire, il est nécessaire de mettre en place des prétraitements afin de protéger les ouvrages ultérieurs et de ne pas entraver leur bon fonctionnement. Nous avons donc choisi de réaliser un dégrillage moyen suivi d'une étape de dessablage-déshuilage.

De plus, les boues activées ne nécessitent pas de mettre en oeuvre un traitement primaire par coagulation-floculation et décantation, surtout dans le cas où une étape de dessablage-déshuilage à lieu en amont du traitement secondaire.

Enfin, pour être en accord avec la réglementation imposée en termes de rejets, nous avons décidé de réaliser une élimination du phosphore par déphosphatation chimique des eaux. Cette déphosphatation est réalisée au niveau du bassin d'aération du procédé à boues activées.

Nous n'effectuerons pas de désinfection car la zone de rejet n'est pas classée sensible en termes de bactériologie. Les normes bactériologiques concernant les eaux de rejet sont applicables lorsqu'il y a contact avec le public ce qui n'est pas le cas des eaux de l'étang du Gol (cf. Présentation de la STEP en 2013).

Il faudrait prévoir un dispositif de traitement de l'air issu des ouvrages susceptibles de générer des odeurs comme les équipements du prétraitement et du traitement biologique. 

Les boues extraites du traitement secondaire seront valorisées ensuite dans des filières de méthanisation et de compostage.

Le schéma de la nouvelle filière de traitement est présentée dans la partie Dimensionnement des unités de traitement. Les choix d'équipements ainsi que les calculs de dimensionnement pour chaque procédé sont détaillés dans cette même partie.


Bibliographie

Arrêté N° 09-2989/SG/DRCTCV du 20/11/2009, Préfet de la Réunion.

Arrêté N° 2013-2141/SG/DCRTCV du 18/11/2013, Préfet de la Réunion.

J.-M. BERLAND, Traitement des eaux résiduaires des agglomérations - Concepts et relevage. Techniques de l'ingénieur c5220.  10/02/2014

Climat à la réunion. Consulté le 4/03/2015, sur Habiter la Réunion: http://habiter-la-reunion.re/climat-a-la-reunion/

Dimensionnement des unités de traitement

Cette partie présentera le principe général et les méthodes de dimensionnement de chacun des différents ouvrages que nous avons choisi de mettre en place au niveau de la station d'épuration de Saint-Louis. 

Le schéma de la nouvelle station d'épuration est présenté sur la figure ci-dessous (le choix des différents ouvrages a été explicité dans la partie Choix de la nouvelle filière de traitement) : 

Schéma de la station de Saint-Louis réaménagée 

Dégrillage

1. Principe général

1.1 Principe

Le dégrillage est la première étape du prétraitement des eaux de notre installation (cf. Schéma de la STEP réaménagée) conformément à l'arrêté du 21 juin 1996 portant sur le traitement des eaux résiduaires, et imposant qu'un dégrillage soit placé en amont des dispositifs de traitement ou, le cas échéant, de prétraitement. Il consiste à éliminer les déchets plus ou moins volumineux tels que les chiffons, les textiles, les papiers, les plastiques, ou encore les branches et les feuilles ​entraînés par les eaux s’écoulant dans les canalisations d’assainissement.​ 

Le dégrillage permet de protéger les ouvrages en aval de la station contre les dommages qui peuvent être causés par les objets de grande taille contenus dans le flux des eaux usées (protection des équipements électromécaniques, réduction des risques de colmatage des conduites)​. De plus, il garantit l’absence de matière flottante visible à l’œil nu dans les eaux épurées au niveau des exutoires. Il s'agit d' une étape importante pour obtenir une boue qui ne contienne pas de déchets non biodégradables comme du plastique, et qui soit donc susceptible d’être valorisée.

Comme son nom l'indique, ce traitement est réalisé a l'aide de grilles positionnées au sein d'un canal rectiligne qui interceptent les déchets. Son efficacité dépend en grande partie du dégrilleur utilisé, du diamètre des barreaux et de l'espacement entre chacun d'eux, ainsi que de certaines caractéristiques du milieu dont proviennent les eaux. En effet, la nature des activités industrielles ou commerciales dans le bassin versant et le système d'égout (unitaire ou séparatif) à l'entrée de la STEP ont une influence sur la nature des refus et leur concentration dans les eaux.

       Dégrillage 
(Source : http://www.hellopro.fr/degrilleurs-2006982-fr-1-feuille.html​)

1.2 Différents types de dégrilleurs

Il existe différents systèmes de dégrillage des effluents choisis en fonction de la taille de la station d'épuration, de la charge polluante et du débit d'entrée des eaux. On distingue notamment trois grands types : les pré-dégrilleurs dont l'écartement entre les barreaux est supérieur à 40 mm, les dégrilleurs moyens dont l'écartement est compris entre 10 et 40 mm, et les dégrilleurs fins pour un écartement inférieur à 10 mm. 

Les conditions pluvieuses ont tendance à faire augmenter significativement les quantités de débris (rochers, bouts de bois) à l'entrée des stations d'épuration. Il est alors intéressant d'installer des pré-dégrilleurs dans ces stations régulièrement soumises à de fortes pluies, en amont d'un dégrilleur plus fin, pour éliminer les déchets de taille importante qui risqueraient d'endommager les équipements et notamment les pompes. Ils sont généralement situés en amont des postes de refoulement et de relevage pour cette dernière raison. A Saint-Louis, le risque de cyclone et les précipitations typiques de l'été austral nous incite à prévoir ce type d'aménagement.

De plus, un canal bypass doit être prévu pour tous types de dégrillage pour éviter les risques de débordement et permettre de traiter l'eau en cas de colmatage ou de panne au niveau de la grille principale. 

1.3 Nettoyage des grilles

Le nettoyage des dégrilleurs se fait par ratissage ou raclage et permet d'entraîner les détritus hors de la zone mouillée de la grille où ils s'agglomèrent en s'égouttant, avant d'être envoyés dans un bac de réception. L'eau peut alors s'écouler librement au travers de la grille. Ce nettoyage peut être réalisé manuellement, de façon périodique à l’aide de râteaux, ou automatiquement par l'amont ou par l'aval de la grille. L’opération de ratissage automatique est un mécanisme contrôlé soit par minuterie (horloge qui démarre le processus deux à trois fois par jour) ou par mesure de perte de charge provoquée par la grille colmatée.​ Lorsque l’énergie électrique est disponible sur le site, il est avantageux d’opter pour un dégrillage à nettoyage automatique pour réduire les coûts de main d'oeuvre. 

► L'étape de dégrillage sera donc composée de plusieurs dégrilleurs : 5 dégrilleurs grossiers en amont des postes de relevage et de refoulement, et deux dégrilleurs moyens, dont un dans un canal by-pass. Les dégrilleurs grossiers et le dégrilleur du canal by-pass seront manuels. En effet, les dégrilleurs grossiers ne nécessitent pas forcément d'être automatisés car ils retiendront uniquement les gros débris et seront moins rapidement colmatés, et le dégrilleur du canal by pass n'est utilisé qu'en cas de surdébit ou de dysfonctionnement. En revanche, le dégrilleur moyen du canal principal sera un dégrilleur mécanique. Nous avons choisi de ne dimensionner que le dégrilleur moyen du canal principal.

Étape de dégrillage

2. Choix du dégrilleur

La figure ci-dessous présente différents dégrilleurs et leurs applications :

               Les dégrilleurs et leurs applications
(Source : Guide technique sur les dégrilleurs dans les stations d'épuration)

Nous avons opté pour un dégrilleur incliné à barreaux car ils sont adaptés à notre station. Plusieurs modèles existent chez différents constructeurs qui en donnent les caractéristiques sur leur sites.

Le dégrilleur élévateur incliné type DEI proposé par le fabricant de matériel Inofilter, et dont il existe plusieurs modèles, semble correspondre à nos attentes. Il présente de nombreux avantages comme une installation facile, une automatisation du nettoyage de la grille, un raclage fréquent, une récupération des déchets directement dans une benne, une possibilité d'adaptation aux dimensions du canal et il nécessite peu d'entretien. Ce dégrilleur est construit en acier inoxydable et présente sur les côtés des bavettes latérales en butyl pour assurer l'étanchéité. Les déchets retenus sont évacués au moyen d'un système de raclage composé de peignes crantés en PEHD (ou de brosses) et de bavettes en polyuréthane situées en alternance sur deux chaînes de tirage. Les racleurs remontent les déchets le long de la tôle d'éjection et les rejettent par une goulotte d'évacuation à section rectangulaire au point haut de l'appareil. La vis de convoyage/compactage est une option proposée par le constructeur. Ce dégrilleur est équipé d'un dispositif d'arrêt d'urgence.

Le débit maximal au travers de la grille est de 3 000 m3/h ce qui est largement supérieur au débit de pointe de notre station. Il est incliné de 60° par rapport à l'horizontal. Les barreaux peuvent être espacés de 5 à 50 mm.

Dégrilleur élévateur incliné type DEI 
(source : http://www.inofilter.fr)

3. Dimensionnement

L'objectif du dimensionnement est de déterminer la surface de la grille nécessaire à l'élimination des matières volumineuses, ainsi que la largeur associée. Il faut ensuite s'assurer que la perte de charge à travers la grille reste acceptable. Le dégrilleur doit être dimensionné par rapport au débit de pointe instantané par temps sec de manière à garantir que la grille ne sera pas inondée lors des conditions de pointe. De plus, dans les installations de dégrillage, il est important de s’assurer que les vitesses sont suffisamment grandes pour éviter le dépôt de sédiments. 

Les étapes de calcul sont présentées sur la figure ci dessous :

Organigramme du dimensionnement du dégrilleur moyen 

Les caractéristiques de notre dégrilleur type DEI sont les suivantes (en accord avec les valeurs typiques de conception pour les dégrilleurs mécaniques ​):

Caractéristiques de la grille
Espacement entre barreaux e (mm) 15
Diamètre des barreaux d (mm) 10
Coefficient de colmatage C (-) 0,5
Angle d'inclinaison α (°) 60

Le coefficient de colmatage varie de 0,10 à 0,30 pour une grille manuelle et de 0,40 à 0,50 pour une grille automatique. Plus ce coefficient est faible, plus la surface de la grille est importante. Ce coefficient est normalement renseigné par les constructeurs des dégrilleurs, ici il est de 50%. 

Le débit de pointe instantané par temps sec est de 0,15 m3/s (cf. Caractérisation de l'effluent en entrée).

  • Calcul du coefficient de vide de la grille

La première étape consiste à calculer le coefficient de vide de la grille, noté O en connaissant l'espacement entre les barreaux et leur diamètre.

$$O=\frac{e}{e+d}$$

On obtient un coefficient de vide de 0,6.

  • Calcul de la surface de la grille

La surface de la grille est donnée par la formule liant le débit de pointe instantané par temps sec Qp,sec(m3/s), les coefficients de vide (O) et de colmatage (C), et la vitesse maximale de passage de l'eau à travers la grille vmax (m/s). Cette vitesse est de l'ordre de 0,6 m/s pour un réseau séparatif mais elle peut atteindre 1,2 m/s dans un réseau unitaire comme dans notre cas. Pour notre dimensionnement, nous avons donc pris une vitesse maximale vmax=1,2m/s. Il faudra adapter les dimensions du canal d'arrivée de l'eau pour permettre de placer la grille en fonction de ses dimensions et de respecter la vitesse de passage admissible. 

$$S_{grille}=\frac{Q_{p,sec}}{v_{max}*O*C}$$

La surface de la grille est de 0,41 m².

  • Calcul de la largeur de la grille

Pour calculer la largeur minimale de la grille, il faut tout d'abord déterminer la largeur oblique mouillée L0​ en fixant une valeur du tirant d'eau maximal t correspondant à la hauteur d'eau de la partie immergée de la grille

Représentation du dégrilleur en coupe verticale 
(source modifiée :  Technique de l'ingénieur)

A défaut de calcul hydraulique précis, on choisit t=0,4 m pour une station d'épuration entre 50 000 et 100 000 EH d'après les méthodes de calcul d'une filière de traitement.

$$L_{0}=\frac{t}{sin(α​)}$$

On obtient une largeur oblique mouillée de 0,46 m.

Et finalement, $$ l_{grille}=\frac{S_{grille}}{L_{0}}$$

La largeur minimale de la grille  est de de 0,9 m.

  • Calcul de la perte de charge à travers la grille

La perte de charge a travers la grille lorsqu'elle n'est pas colmatée est donnée par la formule ci-dessous, en considérant un canal rectiligne dont le facteur de forme β vaut alors 2,42.

$$ΔH=β*(\frac{d}{e})^{\frac{4}{3}}*\frac{v_{max}^{2}}{2g}*sin(α)$$

La perte de charge au travers de la grille pour une vitesse maximale de 1,2 m/s est de 90 mm, ce qui est inférieure à la perte de charge permise de 150 mm. Le colmatage a pour effet d'augmenter la perte de charge, et c'est pourquoi il faut nettoyer régulièrement la grille.

4. Étude hydraulique

Dans cette partie, nous avons voulu estimer les hauteurs d'eau et vitesses en amont et en aval de la grille lorsque le débit d'entrée de l'eau est égal au débit moyen de la station de 10 m3/s (cf.Caractérisation de l'effluent d'entrée).

La largeur du canal, notée b, est fixée à 1 m de manière à permettre l'insertion de la grille et pour prévoir un espace pour les bavettes latérales. De plus, on considère un canal en béton lisse de pente i=0,008. Pour cette étude, nous avons utilisé la relation de Bernouilli entre les points 1 et 2 représentés sur la figure ci dessous.

Représentation du dégrilleur moyen

En régime permanent, le débit est conservé de part et d'autre de la grille. Nous avons d'abord déterminer la vitesse v2 et la hauteur h2 en aval de la grille .

D'une part, on a $$h_{2}=\frac{Q_{moyen}}{b*v_{2}}$$

Et, d'autre part, la relation de Manning-Strickler donne $$v_{2}=K*R^{\frac{2}{3}}*\sqrt{i}$$

Avec R le rayon hydraulique tel que $R=\frac{b*h_{2}}{2h_{2}+b}$ et K le coefficient de strickler de 75 m1/3/ s pour un canal en béton lisse.

De ces deux équations, on déduit v2 = 0,46 m/s et h2 = 0,22 m

Pour déterminer la vitesse v1 en amont de la grille, on applique la relation de Bernouilli entre les points 1 et 2 sous les hypothèses d'un régime permanent et d'un fluide incompressible (ρ=cste​). Les points 1 et 2 sont à la pression atmosphérique, et la perte de charge est fonction de la vitesse v1.

$$h_{2}-h_{1}+\frac{p_{2}-p_{1}}{ρg}+\frac{v_{2}^{2}-v_{1}^{2}}{2g}+Δ​H=0$$

On en déduit v1​=0,43 m/s. Cette vitesse doit être supérieure à 0,3 m/s pour éviter le dépôt de sédiment dans le canal, ce qui est bien le cas ici. La perte de charge, relativement faible, est de 12 mm.

Enfin, on peut déduire la hauteur h1 en amont de la grille $h_{1}=\frac{Q_{moyen}}{b*v_{1}}=0,24 m$. Les hauteurs d'eau sont bien inférieures au tirant d'eau maximal que l'on s'était fixé pour le dimensionnement. On aura une différence de hauteur de 1,3cm entre l'amont et l'aval de la grille.

Résultats de l'étude hydraulique
hauteur en amont h1(m) 0,24
hauteur en aval h2(m) 0,22
vitesse en amont v1(m/s) 0,43
vitesse en aval v2(m/s) 0,46
perte de charge Δ​H (m) 0,01

5. Refus de dégrillage

5.1 Quantité de refus

Le refus annuel de dégrillage dépend en grande partie de l'écartement entre les grilles. La figure suivante donne des valeurs indicatives de la quantité de refus en fonction de l'espacement entre les barreaux.

 Quantité de refus retenus par les grilles à barreaux mécaniques​ 
(source modifiée : Guide Technique sur les Dégrilleurs dans Les Stations d’Épuration Directeur​)

Comme on peut le voir, le dégrilleur moyen, dont l'espacement entre barreau est de 15 mm, permet de retenir 40 m3 de refus de dégrillage pour 10m3 d'eau traitée. Connaissant le volume  d'eau moyen entrant dans notre station chaque année (3 230 250 m3/an), on en déduit que la quantité de refus au niveau de ce dégrilleur s'élèvera à 130 m3/an en moyenne. L'espacement des barreaux des dégrilleurs grossiers est choisi à 55 mm, et on obtient de la même manière une quantité moyenne de refus de 23 m3/an. On suppose que cette quantité est la somme des refus de dégrillage des 5 pré-dégrilleurs. Finalement, l'étape de dégrillage permettra de retenir en moyenne 150 m3/an de déchets volumineux, avec une siccité de 20% après avoir été égouttés. Il peut être intéressant de réduire le volume de ces déchets par différentes techniques de compactage plus ou moins efficaces. 

5.2 Devenir des refus de dégrillage

Les refus de dégrillage sont assimilés aux ordures ménagères et ils suivent généralement les mêmes filières de collecte et de traitement que celles-ci. D'après les calculs, on aurait environ 3 m3 par semaine de déchets à éliminer, ce qui peut se faire en une fois en prévoyant une benne de stockage sur le site. Il faut en effet une capacité de stockage de 48 heures minimum à l’abri des rats, et des insectes. Cependant, il ne faudra pas les stocker beaucoup plus longtemps car ils peuvent être a l'origine de dégagements de mauvaises odeurs et il peut être souhaitable de mettre en place des bennes hermétiques, ou des locaux sous dépression​. ​A Saint Louis, dans le secteur F où se situe la station, la collecte des déchets ménagers est réalisée 2 fois par semaine le mercredi et le samedi. 

En France, 59% des refus de dégrillage sont envoyés en CDSU (Centre de stockage des déchets ultimes) de classe II et 24% d'entres eux sont incinérés. Le reste est stocké (7%) ou composté (10%) même si cette voie est à éviter au vue de la composition de ces déchets.

6. Besoins énergétiques

L'étape de dégrillage nécessite un apport énergétique pour l'entraînement des déchets. Les dégrilleurs de type DEI sont équipés d'un moteur d'une puissance pouvant aller de 0,37 à 1,5 kW. En supposant un fonctionnement fréquent de 10 min par heure (soit 4h/jour) et en considérant une puissance moyenne de 0,93 kW, on en déduit que le dégrilleur consomme  1,3 MW.h en un an.


Bibliographie

A.G.Sadowski, Méthode de calcul d'une filière de traitement, Engees, 2002. 

C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

E.Paul, Traitement biologique des eaux: Systèmes de dégrillage des effluents, INSA Toulouse, 2014-2015.

Fiches d'exploitation des stations d'épuration, Conseil général de la Loire, 2006.

Fiche technique : Dégrilleur, élévateur incliné - type DEI, Inofilter, URL : http://www.inofilter.fr/medias/fichier/DEI_-_DEGRILLEUR_ELEVATEUR_INCLINE.pdf, consulté le 1/03/2015

G.Degoutte, traité d'hydraulique a surface libre.

J.M.Berland, Traitement des eaux résiduaires des agglomérations-concepts et relevage, Techniques de l'ingénieur, 2014.

J.Pronost, R.Pronost, L. Delpat, J.Malrieu, JM Berland, Stations d'épuration: dispositions constructives pour améliorer leur fonctionnement et faciliter leur exploitationDocument technique fndae n°22Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF Editions, 2002.

M.Mahi​, Guide technique sur les dégrilleurs dans les stations d’épuration​,ONEE/IEA, 2013 

P.A Vesilind, Wastewater treatment plant design,IWA, 2003.

Ville 25 000 EH, Station d'épuration : Note de calcul et matériel d'équipement, Hydranet Ingénierie, 2006.

Y.Falcon, Les ouvrages de génie civil des stations d’épuration des petites collectivités : conception et dimensionnement rapide, CNAM, 2010.

Dessablage/dégraissage

1. Principe général

Les étapes de dessablage et de dégraissage ne sont pas obligatoires dans les stations de traitement des eaux usées. Cependant, comme nous n'avons pas prévu de décantation primaire, nous avons estimé qu'il était nécessaire de mettre en place ces dispositifs. De plus, ils ont été prévus par le projet de réhabilitation de 2015 ce qui confirme leur utilité.

Le dessablage consiste à débarrasser les eaux des solides de taille supérieure à 200 μm (sables, graviers, matières minérales lourdes) par décantation sous l'effet de la gravité. À la différence de la décantation primaire, il n’élimine pas les matières volatils en suspension (MVS). En effet, le dessablage est basé sur la différence de densité entre les solides à séparer (d ≈ 1,7 à 2,6) et les matières organiques (d ≈ 1,2), plus légères, qui restent en suspension. Pour limiter la décantation de ces matières organiques, il faut maintenir une vitesse de l’effluent entre 0,3 et 0,6 m/s. En fait, La décantation a lieu si la vitesse de chute des particules est supérieure à la vitesse de l’eau. 

​Pour information, la vitesse de chute des différentes particules pour un régime laminaire est donnée par la loi de Stockes :

$$v=\frac{g}{18}*\frac{rs-rl}{m}*d^{2}$$

Avec m la viscosité cinématique du liquide (m²/s), rl la masse volumique du liquide, rs la masse volumique du solide, d le diamètre des particules et g l'accélération de la pesanteur (=9,81 m/s²).

Le dégraissage vise à éliminer les graisses et huiles d'origine végétale et animale par flottation naturelle, lorsque la différence de masse volumique est naturellement suffisante pour séparer deux phases, ou accélérée par injection de fines bulles d'air. La flottation est une technique de séparation fondée sur des différences d'hydrophobicité des particules à séparer. 

Ces deux étapes de traitement sont souvent réalisées au sein d’une même unité de traitement, et on parle alors d’ouvrage combiné. L’extraction des sables peut se faire par raclage de fond ou par pompage, et l’extraction des graisses rassemblées à la surface des eaux sous forme d'écume se fait à l’aide de pont racleurs. Elles sont recueillies dans une goulotte avant d'être envoyées dans une cuve de stockage.

Dessableur/dégraisseur, pont racleur
(Source : http://construction-step-erstein.fr/la-nouvelle-station-depuration/​​)

L'objectif est de protéger les installations en aval contre les phénomènes d’érosion (dans le cas des pompes notamment), ou de colmatage (dans le cas des conduites) dont les sables peuvent être responsables. De plus, la séparation des graisses permet une forte augmentation du rendement du traitement secondaire puisque lorsqu'elles sont combinées à la matière organique, elles diminuent l’efficacité de leur dégradation. De plus, cela permet de faciliter le transfert d'oxygène au sein de la boue biologique.

Il est généralement demandé de pouvoir isoler le dessableur/dégraisseur sans entraîner l’arrêt de la station d’épuration. A ce titre, il est souhaitable que cet ouvrage soit by-passable comme l'est le dégrilleur moyen dimensionné dans la partie précédente.
 

2. Choix du dessableur/degraisseur

Si les dessableur-dégraisseurs peuvent être de différentes formes, on les trouve souvent sous la forme cylindro-conique car cette forme correspond à un optimum d’utilisation des volumes disponibles.  De plus, cette forme favorise la décantation des sables. Cependant, un décanteur de section rectangulaire permet de réduire sensiblement la hauteur de l’ouvrage, et donc, les volumes morts par rapport à un décanteur de section cylindrique. 

► Comme ils sont les plus couramment utilisés, nous avons choisi de mettre en œuvre un ouvrage de forme cylindro-conique avec insufflation d’air, évacuation automatique des graisses et reprise des matières sédimentables déposées dans le fond au moyen d’un aéroéjecteur​.

Le stockage des sables se fait dans la partie conique du bassin dont la pente sera fixée à 60° (la valeur minimum admissible étant de 50°). Les ouvrages sont généralement réalisés en béton et l’étanchéité des parties de l'ouvrage en contact avec l'eau est assurée par incorporation d'hydrofuge dans la masse du béton.​

Schéma du dessableur/dégraisseur

3. Dimensionnement

L'objectif du dimensionnement est de déterminer la surface, la hauteur cylindrique et le volume total de l'ouvrage. Le temps de séjour nécessaire à l’ascension des graisses (de l’ordre de 10 minutes) étant supérieur au temps de séjour nécessaire à la décantation des sables (de l’ordre de 3 à 5 minutes), c’est le dégraissage qui conditionne le dimensionnement de l’unité de dessablage-dégraissage.

Les étapes de calcul sont présentées sur la figure suivante :

Organigramme du dimensionnement du dessableur/dégraisseur

Les valeurs usuelles considérées pour le dimensionnement d'un dessableur/dégraisseur aéré sont les suivantes :

Valeurs caractéristiques pour le dimensionnement de l'unité
Vitesse ascensionnelle, Va 15 m/h
Temps de séjour, $\tau$ 10 min

Le débit de pointe instantané par temps sec est de 537 m3/h, soit 9 m3/min (cf.Caractérisation de l'effluent en entrée).

  • Calcul de la surface et du diamètre

Connaissant la vitesse ascensionnelle et le débit de pointe, on peut déduire la surface nécessaire aux processus de dessablage et de dégraissage, et calculer le diamètre correspondant.

$$S=\frac{Q_{p,sec}}{V_{a}} = 35,8 m^{2}$$

$$D=\sqrt{\frac{4*S}{\pi}}= 6,8 m$$

  • Calcul du volume total de l'ouvrage

​Connaissant le temps de séjour et le débit de pointe, on peut déduire le volume de l'équipement.

$$V=\tau*Q_{p,sec}= 90m^{3}$$

Il est à noter que le rapport du volume de l'ouvrage sur sa surface doit être compris entre 1,25 et 2,5 m, or nous avons un rapport de 2,5 m.

  • Calcul de la hauteur cylindrique

Le volume calculé correspond au volume total soit la somme des volumes de la partie cylindrique et de la partie conique.

$$V=V_{cylindre}+V_{cone} = S*H_{cylindre}+\frac{\pi*D^{2}*H_{cone}}{12}$$

On peut facilement déterminer la hauteur du cône par des considérations géométriques.

Schéma de la partie conique de l'ouvrage 

$$H_{cone} = \frac{D}{2*tan(30°)}$$

On en déduit donc les hauteurs et volumes des parties cylindriques et coniques de l'ouvrage. Il faudra alors s'assurer que la hauteur de la partie cylindrique ne dépasse pas 0,8 m, ce qui est le cas comme on le voit dans le tableau ci-dessous.

Dimensions du dessableur/dégraisseur
Surface 35,8 m²
Volume total 90 m3
Volume partie cylindrique 20 m3
Hauteur du cylindre 0,56 m
Volume partie conique 70 m3
Hauteur du cône 5,82 m

4. Sous-produits du dessablage/dégraissage

4.1 Quantité de sable

Les déchets sableux issus du prétraitement sont classés dans la rubrique n°19 08 02 du décret N°2002-540 du 18 avril 2002, relatif à la classification des déchets. 

Le terme "sable" correspond à un ensemble hétéroclite d'une multitude de composés tels que des noyaux et des pépins de fruits, des matières plastiques, ou encore des produits issus de la dégradation de la chaussée ou des chantiers urbains. Théoriquement, le dessablage élimine 90% des particules de taille supérieure ou égale à 200 μm. Cependant, il est difficile d'évaluer la production et la composition exacte du sable (siccité, % de matières organiques,..) car elles sont très dépendantes du type de réseau. En général, la production varie de 2 à 17 litres par habitant et par an.

En prenant une valeur moyenne de 10 L/EH/an, on obtient une quantité de boue annuelle de 800 m3. La densité moyenne est prise à 2, ce qui donne une production de 1,6 tonnes de sables par an avec une siccité moyenne de 45 %. 

4.2 Devenir des sables 

Les sables peuvent contenir des éléments polluants comme des métaux lourds issus notamment des réseaux pluviaux et ils sont souvent carencés en azote ce qui exclue leur valorisation agricole. Ils peuvent cependant être utilisés en tant que sables de remblais. Comme cette étape de dessablage est nouvelle au niveau de la station, il faudrait se renseigner sur les filières de valorisation ou de traitement des sables qui pourraient être mise place à Saint-Louis.

On peut prévoir un traitement de ces sables avant de les stocker dans des silos au niveau du site : un classificateur de sable permet par exemple d'égoutter et de laver les sables et les graviers et d'arriver à une siccité de l'ordre de 90%. Dans ce cas, il faudra stocker 1,8 t/an de sable. On considère que les sables sont stockés pendant 2 mois au niveau de la station, on aura alors besoin d'un volume minimum de silo de 150 m3 ​(en faisant l'hypothèse que la densité du mélange eau+sable est égale à celle des sables).

4.3 Quantité de graisse 

 Les déchets graisseux issus du prétraitement sont classés dans la rubrique n°19 08 10 du décret N°2002-540 du 18 avril 2002, relatif à la classification des déchets. Ils sont considérés comme des déchets non ultimes en raison de leur traitabilité, de leur faible siccité et de leur taux élevé en matière organique.

Les teneurs en graisses sont évaluées par la mesure des MEH (Matières Extractibles à l’Hexane). En général, la quantité de graisse arrivant en station est estimée à 16 gMEH/EH/jour. On en déduit une estimation de la quantité de graisse présente dans les eaux de 1,28 t/j, soit 467 t/an. Cependant, l’efficacité des dégraisseurs est de l’ordre de 5 à 25 % pour des eaux résiduaires domestiques. En prenant une efficacité moyenne de 15%, on obtient une production annuelle de 70 tonnes

​On peut noter que les graisses présentes dans les eaux usées constituent entre 30 et 35% de la DCO en tête de station. ​On a 1 g de graisse ≈ 2,5 g DCO, donc 1,28 tMEH/j * 2,5 = 3,2 tDCO/j, ce qui correspond à 34% de la DCO en tête de notre station. En prenant en compte le rendement de l'ouvrage de 15%, on voit que le dégraisseur permet d'éliminer 5 % de la DCO initiale. Nous avons choisi de ne pas considérer cet abattement de la DCO dans les étapes suivantes. 

4.4 Devenir des graisses

La mise en décharge ou en CSDU des graisses à été interdite à compter du 31/07/2002 car elles ne sont plus considérées comme des déchets ultimes et que leur siccité est trop faible. De plus, on constate que la revalorisation des sous produits graisseux est quasiment inexistante, et que l'épandage agricole est peu recommandé car la valeur nutritive des graisses est relativement faible (3 kgN/tonne). La plupart du temps, elles sont incinérées or ce n'est pas possible à Saint-Louis puisqu'il n'y a pas d'incinérateur. L'hydrolyse par traitement biologique aéré est de plus en plus utilisé. D'ailleurs, c'est la voie proposée par l'arrêté du 18 novembre 2013 relatif au réaménagement de la STEP. Il est mentionné que les résidus secs après séchage sur un lit dédié pourraient être envoyés dans un centre de traitement des déchets, tandis que les eaux de colatures pourraient être renvoyées dans le traitement secondaire. Une autre possibilité serait de valoriser les graisses par codigestion dans le méthaniseur. Finalement, il serait intéressant d'étudier plus précisément chacune de ces possibilités.

En considérant un stockage des graisses préalablement concentrée de l'ordre de 1 mois (siccité de 30%, densité 0,9), il faudra prévoir un bac de stockage d'environ 21 m3

5. Besoins énergétiques

L'insufflation d'air requiert une puissance de 20 à 30 W.m-3, ce qui représente dans notre cas 2,25 kW pour une puissance moyenne de 25 W.m-3. Le temps de fonctionnement journalier est de 24h, ce qui donne une consommation de 19,7 MW.h par an.

La puissance absorbée par le dispositif d'évacuation automatique des graisses par raclage est de 0,2 kW et fonctionne 24h/24. Cela donne une consommation de 1,7 MW.h par an.

L'aéroéjecteur qui permet d'extraire les sables fonctionne avec un débit de surpresseur d'air de 150 m3/h.


Bibliographie

C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

C.Cardot, Génie de l'environnement : Techniques appliquées au traitement de l'eau, Ellipses, 2001.

C.Dagot, J.Laurent, Le dégraissage, consulté le 20/02/2015, URL:http://uved-ensil.unilim.fr/co/Degraissage.html​, ENSIL, 2013.

Construction STEP Erstein. Consulté le 6/03/2015, URL: http://construction-step-erstein.fr/​

J.M.Berland, Traitement des eaux résiduaires des agglomérations-concepts et relevage, Techniques de l'ingénieur, 2014.

JP.Canler, Dysfonctionnements des stations d'épuration : origines et solutions, Document technique fndae n°33; Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF editions, 2005.

J.Pronost, R.Pronost, L. Delpat, J.Malrieu, JM Berland, Stations d'épuration: dispositions constructives pour améliorer leur fonctionnement et faciliter leur exploitation, Document technique fndae n°22; Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales,CEMAGREF editions, 2002.

Ville 25 000 EH, station d'épuration : Note et calcul et matériel d'équipement, Hydranet ingenierie, 2006

Y.Falcon, Les ouvrages de génie civil des stations d’épuration des petites collectivités : conception et dimensionnement rapide, CNAM, 2010.

Procédé à boues activées/clarificateur

Le procédé d'épuration par les boues activées est le plus répandu dans le monde. A condition de l'exploiter correctement, ce procédé offre des performances notables pour l'élimination de la pollution carbonée, azotée voire phosphorée grâce à la biomasse libre dans les bassins.

1. Principe général

1.1. Description du procédé

Le procédé que nous avons choisi de mettre en place est de type Modified Ludzack-Ettinger (MLE).

Schéma du procédé MLE

L'eau prétraitée traverse premièrement un bassin fonctionnant en conditions anoxiques dans lequel est réalisée la dénitrification. Ce bassin doit fonctionner en absence d'oxygène et en présence de matière carbonée. En sortie du bassin de dénitrification se trouve le bassin d'aération dans lequel la pollution carbonée est dégradée et la nitrification est réalisée. De l'oxygène doit être injecté dans ce bassin d'aération pour assurer le bon fonctionnement de la biomasse.

Une partie du contenu du deuxième bassin, la liqueur mixte, est renvoyée directement vers le bassin anoxie : cette boucle est qualifiée de recirculation interne. Le débit est défini par un taux de recirculation $\beta$. Cette recirculation permet de fournir au bassin anoxie les nitrates issus de la nitrification qui vont pouvoir être dénitrifiés.

L'autre sortie du bassin d'aération est envoyée au clarificateur qui est un décanteur secondaire. Il permet la séparation des boues et de l'eau épurée avant sa sortie du procédé, par surverse. La sortie basse du clarificateur permet d'une part l'extraction de la surproduction de boues qui sont envoyées au traitement, et d'autre part la recirculation en entrée du procédé. Cette recirculation, définie par un taux de recirculation $\alpha$, est appelée recirculation externe et permet le maintien de la concentration désirée en biomasse dans les bassins.

Si en toute logique la dénitrification fait suite à la nitrification, le bassin anoxie est tout de même placé en tête de traitement car la consommation de pollution carbonée est moins importante que dans le bassin aéré. Dans le cas contraire, le carbone restant serait probablement trop peu important et un appoint serait nécessaire (en méthanol par exemple).

1.2. Processus de dégradation de la pollution

L'élimination de la pollution dans les procédés à boues activées se fait grâce à la biomasse qui correspond à des matières volatiles en suspension (MVS). On distingue deux grands types de bactéries: hétérotrophes et autotrophes.

  • Dégradation par la biomasse hétérotrophe

Les bactéries hétérotrophes utilisent une source de carbone organique comme substrat(1). Ainsi, elles réalisent la dégradation de la pollution carbonée. Étant capables de se développer en milieu aéré (aérobie) ou non aéré (anoxie), elles peuvent réaliser cette dégradation suivant deux mécanismes, présentés sur la figure ci-dessous.

Processus de dégradation du carbone par la biomasse hétérotrophe
Source: Cours sur le traitement des eaux, Yolaine BESSIÈRE

Selon le processus de gauche, la biomasse anoxie dégrade la pollution carbonée en utilisant les nitrates à la place de l'oxygène: il s'agit de la dénitrification. Cette réaction a pour équation :

$$0,65C_{18}H_{19}O_9N+4,89NO_3^-+4,89H^+\rightarrow C_5H_7NO_2+2,27N_2+6,70CO_2+5,15H_2O$$

  • Dégradation par la biomasse autotrophe

Les bactéries autotrophes ont besoin d'une source de carbone minéral et se développent en milieu aérobie. Elles peuvent dégrader l'azote ammoniacal en le transformant en nitrates via le processus de nitrification décrit ci-dessous :

Processus de dégradation de l'ammoniac par la biomasse autotrophe
Source: Cours sur le traitement des eaux, Yolaine BESSIÈRE

La réaction de nitrification a pour équation :

$$NH_4^++1,87O_2+1,98HCO_3^-\rightarrow0,021C_5H_7NO_2+0,98NO_3^-+1,04H_2O+1,88H_2CO_3$$

Cette réaction se fait en deux étapes: la nitritation qui transforme l'ammoniac en nitrites NO2-, puis la nitratation qui transforme les nitrites en nitrates NO3-. Cependant la vitesse de la première étape est très faible par rapport à la seconde et est donc l'étape limitante de la nitrification. Les nitrates peuvent s'accumuler dans le milieu en raison de la sensibilité au pH acide des bactéries du genre Nitrobacter qui réalisent la nitratation.

  • Ammonification de l'azote organique

L'ammonification est le processus par lequel l'azote organique est minéralisé par la biomasse, passant ainsi sous forme d'azote ammoniacal. Nous avons considéré que l'ensemble de l'azote organique de l'eau brute est transformé par ce processus.

  • Assimilation d'azote et de phosphore par la biomasse

Pour leur croissance, les bactéries qu'elles soient autotrophes ou hétérotrophes réalisent de l'assimilation : elles utilisent de l'azote et du phosphore en plus du carbone (ainsi que d'autres éléments minéraux). Ces processus d'assimilation permettent d'éliminer une partie de la pollution azotée et phosphorée : on considère que l'azote et le phosphore représentent respectivement 10% et 2% de la biomasse (MVS) produite.

2. Dimensionnement

2.1. Intégration des débits issus de la valorisation des boues

Afin de pouvoir mettre en place une gestion intégrée sur l'ensemble du projet, nous avons intégré les effluents issus de la valorisation des boues par méthanisation. Ces effluents ne sont pas prétraités par dégrillage et dessablage-dégraissage mais arrivent en entrée des boues activées.

Les débits et et flux de polluants ajoutés ont été déterminés en fin de dimensionnement par un processus itératif. Conjointement avec le trinôme en charge de la méthanisation, nous avons recalculé à chaque itération la production de boues résultant des variations de débits d'effluents, de concentrations en azote et phosphore dans les boues. La convergence du processus a été obtenue au bout de 5 itérations. Les calculs de dimensionnement sont détaillés dans les parties suivantes.

Caractéristiques des effluents issus de la filière de méthanisation

En recalculant les flux de NGL et PT à ajouter, nous obtenons les nouvelles valeurs de débits et flux de polluants en entrée des boues activées :

Caractéristiques de l'effluent à l'entrée des boues activées (flux et concentrations)

2.2. Étapes du dimensionnement

Les grandes étapes du dimensionnement sont présentées dans le diagramme ci-dessous.

Étapes du dimensionnement du procédé à boues activées

Le dimensionnement se fait par itérations : retours d'effluents de la méthanisation, recalcul de l'âge de boues (voir plus bas). Nous présentons les formules de calcul et les résultats obtenus à la fin du processus itératif.

2.3. Hypothèses générales

Pour dimensionner le procédé à boues activées, nous avons émis plusieurs hypothèses.

  • Débit moyen

Pour calculer la taille des bassins biologiques,  nous nous basons sur le débit moyen par temps sec, noté  Qm. En revanche, pour les ouvrages contrôlés par l'hydraulique (décanteurs), nous prenons en compte le débit de pointe horaire par temps sec Qp,sec . Ainsi :

Qm = 9412 m3/j et Qp,sec = 571 m3/h

  • Flux de pollution moyens

Nous considérons les flux de pollution moyens dans le procédé. Ces flux sont notés FDCO , FDBO5, FNH4, FNO3, etc. En entrée (indice 0) il s'agit de la première colonne du tableau précédent.

  • Âge de boues initial pour la nitrification

Pour avoir une nitrification avancée voire complète, il faudrait se placer dans des conditions de charge faible. Nous choisissons donc initialement un âge de boues global sur les bassins de 15 jours.

  • Taux de biodégradabilité

Le rapport de biodégradabilité est défini par la rapport de la DCO sur la DBO5. Dans notre cas, il est égal à 2, ce qui signifierait que 50% de la DCO est biodégradable.
Cependant, dans le cas d'une eau résiduaire urbaine (ERU), nous prenons un taux de biodégradabilité de 80%. En fait à 5 jours, une bonne partie de la DCO du substrat a servi à la croissance des cellules et donc n'est pas comptabilisé en demande en oxygène. Elle a pourtant été consommée par la biomasse. Ainsi : tauxbiodeg= 80%.

  • Pourcentage de MVS dans les MES

Usuellement, on considère que les MVS représentent  70 à 80% des MES. Pour notre dimensionnement, nous prenons une fraction de 70% de MVS dans les MES car nous mettons ensuite en œuvre une déphosphatation chimique qui augmente la partie minérale des MES.

  • Répartition de l'azote total

Pour une ERU conventionnelle, on considère souvent que l'eau à épurer ne contient pas de nitrates. Par ailleurs, dans l'hypothèse que l'ensemble de l'azote organique est ammonifié, nous avons une eau en entrée telle que : [NGL]0=[N-NTK]0=[N-NH4]0 (où N-NTK correspond à l'azote Kjeldahl, soit la somme de l'azote ammoniacal N-NH4 et de l'azote organique Norga).

  • Performances épuratoires

Les concentrations à respecter avant rejet au milieu naturel sont fixées par la réglementation (voir Contexte réglementaire). Pour s'assurer que les rejets soient conformes, nous avons pris des marges de sécurité, sur l'azote total et sur les MES :

[NGL]aéro= 10 mg/L et [MES]aéro= 30 mg/L.

Par ailleurs, on a : 

$$[NGL]=[N-NTK]+[N-NO3]$$

Avec :                                  $[N-NTK] = [N-NTK]_{particulaire}+[N-NTK]_{soluble}$

On fixe arbitrairement :

[N-NTK]aéro= 4 mg/L et [N-NO3]aéro= 6 mg/L.

L'azote Kjeldahl particulaire est l'azote contenu dans la biomasse (MVS) rejetée, soit 10% de cette biomasse, qui elle-même correspond à 70% des MES soit :

$$[N-NTK]_{particulaire,aéro}=0,1*0,7*[MES]_{aéro}$$

$$[N-NTK]_{soluble,aéro}=[N-NTK]_{aéro}-[N-NTK]_{particulaire,aéro}$$

On obtient ainsi :

[N-NTK]particulaire,aéro= 2,1 mg/L et [N-NTK]soluble,aéro= 1,9 mg/L

Enfin, considérant que le N-NTK soluble en sortie ne contient que de l'azote ammoniacal (pas de production d'azote organique), on a :

[N-NH4]aéro= 1,9 mg/L.

Aussi, la dénitrification est supposée complète dans le bassin anoxie :

tauxdénit = 100%.

On se fixe un objectif de dégradation biologique complète de la DCO, et on aurait ainsi :

[DBO5]aéro = 0 mg/L

2.4. Données cinétiques

Les caractéristiques des deux types de biomasse sont présentées dans le tableau ci-dessous:

Caractéristiques des bactéries hétérotrophes et autotrophes
Source : Cours sur les Procédés de traitement biologique des eaux résiduaires, Etienne PAUL

Le taux de croissance spécifique des bactéries nitrifiantes est largement inférieur à celui des bactéries hétérotrophes. En conséquence, la nitrification conditionne le dimensionnement, c'est pourquoi le bassin d'aération est dimensionné en premier.

2.5. Bassin d'aération

L'âge de boues global $\theta_b$ est fixé dans un premier temps à 15 jours.

  • Calcul du flux d'azote à nitrifier

(a) On calcule d'abord le flux d'azote assimilé. On néglige l'assimilation par la biomasse autotrophe, dont la croissance est faible par rapport à celle de la biomasse hétérotrophe. Le rendement de croissance observé pour la biomasse hétérotrophe est le suivant:

$$Y_{obs,OHO}=\frac{Y_{OHO}}{1+\theta_b*k_d}= 0,26 gMVS/gDCO$$

On considère par ailleurs que la DCO biodégradable éliminée correspond à 80% de la DCO entrante, auxquels s'ajoute la biomasse inerte qui vaut 10% de la DCO entrante : il y a ainsi 90% de DCO entrante qui est interviennent dans l'assimilation. Pour rappel, il y a 10% d'azote dans les boues. Le flux d'azote assimilé est donc :

$$F_{N,assimilé}=0,1*Y_{obs,OHO}*(0,9*F_{DCO,0})=223 kgN/j$$

(b) On calcule ensuite la quantité d'azote nitrifié :

$$F_{N,nitrifié}=F_{NH4,0}-F_{NH4,aero}-F_{N,assimilé}=240 kgN/j$$

Avec : $F_{NH4,aero}=Q_m*[N-NH4]_{aero}=17,9 kgN/j$.

  • Calcul de l'âge des boues aérobie (bassin d'aération)

La température de calcul a été prise égale à 15°C (voir Caractérisation de l'effluent entrant) : T = 15°C.

Par ailleurs, nous avons supposé la quantité d'oxygène maintenue constante : [O2]dissous = 2 mg/L. On considère en effet une bonne régulation de l'aération.

Pour calculer l'âge de boues dans le bassin aéré, nous considérons les bactéries nitrifiantes qui conditionnent le dimensionnement en raison de leur faible taux de croissance (voir plus haut).

Le taux de croissance observé pour les bactéries autotrophes est calculé comme suit :

$\mu_{obs,ANO}=\mu_{max,ANO}(20°C)*\frac{[N-NH4]_{aero}}{K_{SN}+[N-NH4]_{aero}}*\frac{[O_2]_{dissous}}{K_{SO}+[O_2]_{dissous}}*1,123^{(T-20)}-k_d = 0,12 j^{-1}$

L'âge de boues dans le bassin aéré est alors donné par :

$$\theta_{b,aéro}=\frac{1}{\mu_{obs,ANO}}=8,28 j $$.

  • Calcul de la quantité totale de biomasse à maintenir dans le bassin d'aération

(a) On détermine d'abord la quantité de biomasse nitrifiante qui n'est présente que dans ce bassin. On a :

$$V_{aéro}*X_{ANO}=Y_{obs,ANO,aéro}*\theta_{b,aéro}*F_{N,nitrifié}=214 kgMVS$$

Avec : $$Y_{obs,ANO,aéro}=\frac{Y_{ANO}}{1+\theta_{b,aéro}*k_d}=0,11 gMVS/gN$$

(b) On calcule ensuite la quantité de biomasse hétérotrophe. La DCO consommée dans le bassin d'aération est la quantité de DCO biodégradable entrante à laquelle on soustrait la DCO consommée par la dénitrification soit :

$F_{DCO,cons,aéro}=F_{DCO,0}*taux_{biodeg}-F_{N,nitrifié}*taux_{dénit}*\frac{2,86}{1-1,42*Y_{obs,OHO}}=6513 kgDCO/j$

Le terme 2,86/(1-1,42*Yobs,OHO) (en gDCO/gNO3) correspond à la conversion DCO/N pour la dénitrification.

Le rendement de croissance observé dans le bassin aéré est :

$$Y_{obs,OHO,aéro}=\frac{Y_{OHO}}{1+\theta_{b,aéro}*k_d}=0,28 gMVS/gDCO$$

Soit : $$V_{aéro}*X_{OHO}=Y_{obs,OHO,aéro}*\theta_{b,aéro}*F_{DCO,cons,aéro}=15023 kgMVS$$

(c) Sachant que la biomasse inerte équivaut à 10% de la DCO entrante, on détermine la quantité de cette biomasse qui s'accumule :

$$V_{aéro}*X_U=0,1*F_{DCO,0}*\theta_{b,aéro}=7871 kgMVS$$

(d) La quantité totale de biomasse à maintenir dans le bassin est donc :

$$V_{aéro}*X=V_{aéro}*X_{ANO}+V_{aéro}*X_{OHO}+V_{aéro}*X_U=23109 kgMVS$$

  • Calcul du volume du bassin d'aération

La concentration totale de la biomasse dans les bassins est fixée selon les objectifs de séparation (clarification) et en accord avec l'objectif de charge faible, soit : X = 4 gMES/L.

Pour un rapport MVS/MES de 70%, on a donc X = 2,8 gMVS/L.

Le volume du bassin d'aération est donc :

$$V_{aéro}=\frac{(V_{aéro}*X)}{X}=8253 m^3$$

Pour un bassin circulaire de 6 mètres de profondeur, on obtient un diamètre de 41,8 mètres.

2.6. Bassin anoxie

  • Calcul du taux de recirculation de la boucle interne

Le taux de recirculation externe $\alpha$ est usuellement fixé à 1: on considère cette valeur pour le dimensionnement. Avec un taux de dénitrification de 100% il n'y a pas de nitrates en sortie du bassin anoxie soit :

$$(1+\alpha+\beta)*Q_m*[N-NO3]_{anox}=0$$

Le bilan sur le bassin aéré donne donc :

$$0=F_{NO3,produit}-\beta*Q_m*[N-NO3]_{anox}-(1+\alpha)*Q_m*[N-NO3]_{anox}$$

Or on a un rendement en nitrification de 0,98 gN-NO3/gN-NH4  et donc :

$$F_{NO3,produit}=0,98*F_{N,nitrifié}$$

Il vient :

$$\beta=\frac{0,98*F_{N,nitrifié}-(1+\alpha)*Q_m*[N-NO3]_{anox}}{Q_m*[N-NO3]_{anox}}=2,2$$

  • Calcul de la concentration en bactéries hétérotrophes dénitrifiantes (Xdénit) dans les deux bassins

(a) Le flux de DCO consommé par les bactéries hétérotrophes dénitrifiantes (bassin anoxie) est :

$$F_{DCO,X_{dénit},anox}=F_{N,dénitrifié}*\frac{2,86}{1-1,42*Y_{obs,OHO}}=813 kgDCO/j$$

Avec :

$$F_{N,dénitrifié}=(\alpha+\beta)*Q_m*[N-NO3]_{anox}=179 kgN/j$$

Ce flux est égal à la DCO consommée par la dénitrification.

On suppose que 50% de la DCO consommée par les hétérotrophes dans le bassin aéré est utilisée par les bactéries dénitrifiantes. En fait, les bactéries dénitrifiantes consomment de la DCO dans le bassin anoxie, mais également dans le bassin aéré, car elle ne sont pas aérobies strictes. Ainsi :

$$F_{DCO,X_{dénit},aéro}=0,5*(taux_{biodeg}*F_{DCO,0}-F_{DCO,X_{dénit},anox})=3396 kgDCO/j$$

 Donc la quantité totale de DCO biodégradable consommée par les bactéries dénitrifiantes est :

$$F_{DCO,X_{dénit}}=F_{DCO,X_{dénit},aéro}+F_{DCO,X_{dénit},anox}=4209 kgDCO/j$$

(b) Ainsi, on calcule le pourcentage de bactéries dénitrifiantes dans l'ensemble des bactéries hétérotrophes du bassin aéré :

$$taux_{X_{dénit}/X_{OHO}}= \frac{F_{DCO,X_{dénit},aéro}}{F_{DCO,X_{dénit}}}=81\%$$

On obtient la concentration en bactéries dénitrifiantes, qui est la même dans les deux bassins :

$$X_{dénit}=taux_{X_{dénit}/X_{OHO}}*X*\frac{(V_{aéro}*X_{OHO})}{(V_{aéro}*X)}=1,47 gMVS/L$$

  • Calcul du volume de bassin anoxie

(a) Le taux spécifique de dénitrification est : qdénit=3,3 mgN/gMVS/h = 0,0792 gN/g/MVS/j.

Ainsi, la vitesse de dénitrification est :

$$r_{dénit}=q_{dénit}*X_{dénit}=0,12 kgN/m^3/j$$

(b) Le volume du bassin anoxie est donc :

$$V_{anox}=(\alpha+\beta)*Q_m*[N-NO3]_{anox}*r_{dénit}=1539 m^3$$

Pour un bassin circulaire de 6 mètres de profondeur, on obtient un diamètre de 18,1 mètres.

2.7. Vérifications sur les deux bassins

  • Calcul de l'âge de boues global

(a) On calcule la fraction de volume anoxie :

$$frac_{V_{anox}}=\frac{V_{anox}}{V_{aéro}+V_{anox}}=16\%$$

(b) On peut ainsi recalculer l'âge de boues global $\theta_b'$ :

$$\theta_b'=\frac{\theta_{b,aéro}}{1-frac_{V_{anox}}}$$

Cet âge de boues global calculé est différent de celui qui a été fixé au départ : il est donc nécessaire de procéder par itérations, jusqu'à avoir  $\theta_b=\theta_b'$ à 10-2 près et on obtient :

$$\theta_b=\theta_b'=9,83 j$$

  • Évaluation de la charge massique et du temps de séjour hydraulique

(a) La charge massique appliquée est :

$$ C_m=\frac{taux_{biodeg}*F_{DCO,0}}{(V_{aéro}+V_{anox})*X}=0,28 kgDCO/kgMVS/j$$

(b) Le temps de séjour hydraulique dans les deux bassins est :

$$\theta_h=\frac{(V_{aéro}+V_{anox})*X}{Q_m} = 6h $$

2.8. Clarificateur

Le clarificateur est dimensionné à partir du débit de pointe par temps sec :  Qp,sec= 571 m3/h.

  • Calcul de la surface du clarificateur

(a) Dans le cas d'un effluent urbain en charge moyenne, on suppose un indice de boues IB(2) égal à 150 mL/gMES. On calcule donc un volume corrigé :

$$V_c=IB*X=600 mL/L$$

On détermine ainsi la charge hydraulique (ou vitesse ascensionnelle) Va dans le clarificateur à l'aide de l'abaque ci-dessous :

Charge hydraulique superficielle limite en fonction du volume corrigé (décanteurs secondaires à flux vertical), d'après CTGREF, 1979
Source : FNDAE n°8

La vitesse ascensionnelle limite est de 0,8 m/h, on se base sur cette valeur pour les calculs suivants.

(b) On peut calculer la surface et le rayon du décanteur :

$$S_{clarif}=\frac{Q_{p,sec}}{V_a}=714,3 m^2$$

$$r_{clarif}=\sqrt{\frac{S_{clarif}}{\pi}}=15,08 m$$

On peut choisir un clarificateur sucé, étant donné le diamètre important de l'ouvrage de décantation.

Schéma d'un clarificateur à pont suceur
Source : Site Web Europelec
 

  • Vérification de la charge au radier

La charge au radier est calculée par la relation :

$$C_{radier}=\frac{(1+\alpha)*Q_{p,sec}*X}{S_{clarif}}=6,40 kgMES/m^2/h$$

Cette charge doit être inférieure à 7,5 kgMES/m²/h dans un clarificateur sucé en pointe.

  • Profondeur et volume

Nous choisissons de mettre en place un décanteur classique cylindrique. La profondeur en périphérie pour un réseau unitaire est en général de 2,5 à 3 mètres. Nous prenons donc pour ce décanteur une hauteur cylindrique de 3 m  : Hcyl = 3 m .

Le volume du clarificateur est donc :

$$V_{clarif}=S_{clarif}*H_{cyl}=2142,9 m^3$$

  • Vérification du ratio rayon/profondeur

L'abaque précédent est valable seulement dans le cas d'un décanteur à flux vertical cylindrique ou cylindro-conique, pour un ration rayon/profondeur proche de 5.

On a ici une profondeur de 3 mètres pour un rayon de 15 mètres, ce qui convient parfaitement à l'emploi de cet abaque.

3. Qualité de l'eau épurée

Nous avons calculé les concentrations des différents polluants dans l'eau épurée sans tenir compte de la déphosphatation chimique (voir tableau ci-dessous). La concentration finale en PT après traitement chimique sera donnée dans les calculs de Déphosphatation chimique.

Qualité de l'eau épurée avant déphosphatation chimique

Le calcul des boues extraites et de leur composition est effectué dans la partie Production des boues.

4. Besoins énergétiques pour les pompes de recirculation

Les consommations énergétiques des pompes dans le cas d'une épuration biologique ont été estimées à l'aide de valeurs suivantes (Cours sur les Procédés de traitement biologique des eaux résiduaires, 2013, Etienne PAUL) :

- Pompes de recicrulation : 0,79 kWh/EH/an
- Recirculation des boues : 0,96 kWh/EH/an

Pour 80000 EH nous obtenons donc une consommation énergétique totale de 140 MWh/an pour les recirculations dans le procédé biologique.

Dans un tel procédé, il faut trouver un compromis entre la concentration en nitrate dans les eaux en sortie de procédé et l’énergie consommée pour pomper l’eau dans le courant de recirculation. Qu'est ce qui est le plus acceptable entre émettre des nitrates dans les eaux de sortie ou participer à l'augmentation de l'effet de serre causée par l'énergie consommée pour faire fonctionner les pompes?

5. Influence de la température

Nous avons dimensionné le procédé à boues activées en considérant une température minimale de l'eau de 15°C. Ainsi, nous avons obtenus les volumes nécessaires à mettre en place. La figure ci-après présente l'influence de la température sur le procédé.

Étude de l'influence de la température sur le procédé

On peut voir que plus la température augmente, plus les volumes aérobie et anoxie diminuent tandis que la production de boue augmente. Les performances épuratoires sont atteintes beaucoup plus rapidement (âge des boues plus faibles). Ainsi, les bassins sont dimensionnés de manière à être efficaces pour une température minimale de 15°C, mais si la température augmente, il faudra jouer sur les débits de recirculation, l'aération et autres paramètres du système pour avoir une quantité de boue convenable. 


(1) Substrat: tout élément nutritif (organique ou minéral) nécessaire à la croissance ou à l'activité des micro-organismes : carbone, azote, phosphore, sels minéraux, oxygène...
(2) Indice de boues IB: caractérise la décantabilité d'une boue. Il est obtenu en divisant le volume occupé par les boues après 30 minutes de décantation (éprouvette d'un litre), par la concentration de ces boues.

 


Bibliographie

C. Bassompierre. Procédé à boues activées pour le traitement d'effluents papetiers : de la conception d'un pilote à la validation de modèles. Institut National Polytechnique de Grenoble - INPG, 2007. French.

Y. Bessière. Cours sur le traitement des eaux usées, INSA Toulouse, 2014-2015.

C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

C.Cardot, Génie de l'environnement : Techniques appliquées au traitement de l'eau, Ellipses, 2001.

Europelec, Le pont racleur, le pont suceur et le pont épaissiseur. Site Web d'EUropelec. Consulté le 11/03/2015 : http://www.europelec.com/raclage_de_boues.html

Metcalf & Eddy Inc., Tchobanoglous, G., Burton, F., & Stensel, H. (2002). Wastewater Engineering : Treatment and Reuse, Fourth Edition. McGraw Hill Higher Education.

E.Paul. Cours sur les procédés de Traitement biologique des eaux résiduaires, INSA Toulouse, 2013.

E. Paul. TD Calcul d'une station d'épuration pour l'élimination de l'azote simultanément à la DCO, INSA Toulouse, 2014-2015.

R. Pujol, A. Vachon, G. Martin. FNDAE n° 8 : Guide technique sur le foisonnement des boues activées, 1990.

Déphosphatation chimique

La concentration en phosphore dans l’effluent aqueux en sortie du traitement biologique n’atteint pas les normes de rejet requises de 2 mg/L. En effet, on obtient un flux de 24,2 kg/j soit une concentration de 2,71 mg/L (cf. Procédé à boues activées). On atteint 30% d'abattement du phosphore par assimilation bactérienne, mais cela n'est pas suffisant. L'étang du Gol étant situé en zone sensible à l'eutrophisation et le phosphore étant le moteur de ce processus, il est impératif de prévoir une étape de déphosphatation dans notre procédé.

1. L'élément phosphore dans les eaux usées 

Le phosphore des eaux usées, soluble ou particulaire, peut se trouver sous différentes formes chimiques. On distingue les formes minérales des formes organiques, et le phosphore total correspond à la somme des deux. La première catégorie correspond notamment à l'ensemble des phosphates (forme oxydée du phosphore) comprenant les sels d'acide orthophosphorique (H3PO4) pouvant s'ioniser en H2PO4-HPO42-PO43selon le PH, et les polyphosphates. A PH neutre, la figure ci-dessous permet de déterminer la forme ionisée dominante. On distingue les phosphates monosodiques (NaH2PO4), utilisés dans les lessives, des phosphates disodiques (Na2HPO4) et des phosphate trisodique (NaPO4).  On peut également citer le pentoxyde de phosphore qui forme l'acide phosphorique en présence d'eau. Le phosphore organique est présent dans les acides nucléiques (ADN,ARN), l'ATP et les phosphoprotéines.


Spéciation de l'acide orthophosphorique
​(Source : 
http://en.wikipedia.org/wiki/Phosphate​)

Dans les eaux résiduaires, le phosphore total contient plus de 90% de matières solubles, et 80% d'orthophosphates.  

2. Choix du procédé de déphosphatation

Il existe différentes méthodes pour éliminer le phosphore des eaux usées. Les deux principales voies utilisées sont la voie physico-chimique, et la voie biologique. Il existe également d'autres techniques de traitement combinant par exemple physico-chimie et biologie de manière à exploiter les avantages des deux filières. Le choix du procédé à mettre en oeuvre se fait notamment en fonction de la taille de la station et de la charge en phosphore dans les eaux. La déphosphatation chimique est plus adaptée aux petites installations, tandis que la déphosphatation bactériologique est plus adaptée aux grandes. ​

2.1 Principe de la déphosphatation biologique

​​Le principe de la déphosphatation biologique consiste à utiliser le relargage du phosphore comme moyen permettant d'obtenir par la suite son assimilation forcée par les bactéries déphosphatantes PAOs (« phosphorus accumulating organisms »). Ainsi, dans une boue activée déphosphatante, la teneur en phosphore organique peut atteindre 8 à 10 % par gramme de biomasse. Pour mettre en oeuvre ce procédé, il faut exposer les bactéries à une alternance de conditions anaérobies (absence d'oxygène et de nitrate) et aérobies. Il faudrait alors ajouter un bassin anaérobie en tête de notre procédé même s'il existe différentes configurations possibles. 

Le principe d'élimination est schématisé sur la figure ci-dessous :

 Élimination biologique du phosphore
(Source : 
http://uved-ensil.unilim.fr/co/Degradation_de_la_pollution_phosphoree_1.html​)

Les PAOs sont capables de stocker le phosphore sous forme de polyphosphate au sein de leurs cellules. Pendant la phase anaérobie, ces bactéries se servent de l'énergie libérée par l'hydrolyse intra-cellulaire des polyphosphates stockés pour assimiler du substrat facilement biodégradable tout en relarguant du phosphore inorganique dans le milieu externe. En condition aérobie, les substrats stockés sont oxydés ce qui engendre une production d'énergie et permet la croissance bactérienne. La respiration (de l'oxygène) produit l'énergie nécessaire aux bactéries pour reconstituer le stock de polyphosphates à partir du phosphore inorganique puisé dans le milieu. Ce stock augmente avec la croissance des cellules et on obtient alors une assimilation de phosphore supérieure à la quantité relarguée. 

2.2 Principe de la déphosphatation chimique

Le principe de ce traitement repose sur une précipitation du phosphore soluble par ajout d'un sel métallique (sel de fer, d’aluminium, ou de calcium). On obtient alors des précipités insolubles de phosphates métalliques séparés de l’eau par décantation.​

2.3 Comparaison des deux filières de traitement


Comparaison des traitements physico-chimiques et biologiques​
(Source : Fiche fndae n°29 )

Nous avons choisi de mettre en place une déphosphatation physico-chimique, très efficace, car nous avons une faible quantité de phosphore à éliminer ce qui nécessite une quantité de réactif peu importante et donc un coût qui restera raisonnable. Pour la même raison, nous pensons que la surproduction de boue ne sera pas excessive et n'atteindra pas les 20% théoriques. De plus, ce traitement n'aura pas d'impact sur le traitement des boues en aval. Le traitement chimique ne dépend pas d'un processus biologique ce qui lui permet d'être indépendant de la température. Enfin, cette technique nous permet de ne pas complexifier le procédé avec un bassin en plus. 

3. Dimensionnement de la déphosphatation chimique

3.1 Positionnement de l'injection

L’ajout de réactifs peut se faire en différents points du procédé :

-   Au niveau du décanteur primaire : on parle de pré-précipitation.
-   Au niveau du bassin d'anaérobie, d'anoxie ou d'aération : on parle de précipitation simultanée.
-   Au niveau du traitement tertiaire : on parle de post-précipitation.

Comme nous n’avons pas prévu de décantation primaire dans notre procédé, la pré-précipitation ne peut pas s'appliquer dans notre cas. De plus, cette méthode peut induire une carence en phosphore au niveau des bassins biologiques si le traitement est trop poussé. D'autre part, la post-précipitation nécessite l’ajout d’un décanteur supplémentaire. Finalement, nous pensons que la précipitation simultanée avec injection dans le bassin d'aération est la technique la plus adaptée à notre station. En effet, elle est facile à mettre en oeuvre et produit peu de boues supplémentaires. De plus, la précipitation est plus efficace quand l'injection est réalisée dans un milieu agité de manière à assurer une bonne dispersion et un mélange complet. La séparation du phosphore sous forme particulaire de l'eau est réalisée dans le clarificateur.

3.2 Choix du réactif

  • ​Les différents sels métalliques

Les réactifs utilisés pour la précipitation du phosphore dissous sont à base de fer, d'aluminium ou de calcium. 

Parmi les sels métalliques à base de fer, on distingue ceux associés au fer ferrique (fer III ou Fe3+), et ceux associés au fer ferreux (fer II ou Fe2+). On peut notamment citer le ​chlorure ferrique (FeCl3), le chlorosulfate (FeClSO4) et le sulfate ferreux (FeSO4). 

Les sels métalliques à base d'aluminium les plus couramment utilisés sont le sulfate d’aluminium (Al2 (SO4)3), l’aluminate de sodium (Na2OAl2O3), les polychlorures d’aluminium (Al (OH)xCly), les polymères d’aluminium et les polyhydrochlorures mixtes d’aluminium et de fer.​

Les réactifs à base de calcium, prinicpalement la chaux (CaO) ne sont utilisés que très rarement.

En général, le coût (transport inclus) des réactifs à base de fer est moindre que celui des réactifs a base d'aluminium. Ainsi, même si ces derniers engendrent une surproduction de boue moins importante, on choisi de fonctionner avec du chlorure ferrique en raison de son prix (cf. figure ci-dessous). De plus, nous supposons sa disponibilité à Saint Louis car c'est également le choix qui a été fait pour la déphosphatation prévue dans le projet de 2015.


Coûts des réactifs, transport inclus
(Source modifiée : Fiche fndae n°29 )

  • Réactions de précipitation

​​La réaction dominante entre les ions ferriques et les phosphates (ici sous forme phosphate monosodique) est  : 

$$FeCl_{3}+NaH_{2}PO_{4} →​ FePO_{4}+NaCl+2 HCl$$

En parallèle, il se déroule également des réactions parasites. En effet, les ions ferriques ajoutés précipitent en parallèle avec les ions hydroxydes et les ions carbonates de l’eau pour former des précipités d’hydroxyde de fer selon la réaction suivante:

$$Fe^{3+}+3 OH^{-}→ Fe(OH)_{3}$$

$$Fe^{3+}+3 HCO_{3}→ Fe(OH)_{3}+3CO_{2}$$

Ainsi, si en théorie, une mole de Fe est nécessaire pour précipiter une mole de P, en pratique, le rapport molaire à appliquer Fe/P est supérieur pour tenir compte de ces réactions « parasites ». Le rapport molaire à choisir dépend de la concentration en phosphore initial et du rendement d’élimination du phosphore souhaité.

  • ​​Caractéristiques du chlorure ferrique
Caractéristiques de FeCl3
Forme Liquide
% en poids de fer dans le produit 14
Masse volumique (kg/L) 1,4 - 1,5
Précipités formés FePO4 et Fe(OH)3
Rapport molaire stoechiométrique Fe/P 1
Rapport massique stoechiométrique Fe/P 1,81
1 g de fer utilisé produit : 2,7g FePO4 et 1,9 g Fe(OH)3
1 g de P éliminé produit : 4,87 g de FePO4

Ces valeurs sont obtenues a partir de la stœchiométrie donnée par les équations des réactions, et en connaissant les masses molaires des différents constituants : Fe: 56 g/mol, P: 31 g/mol, FePO4: 151 g/mol, Fe(OH)3: 107 g/mol.

3.3 Calcul de la quantité de réactifs à injecter

  • Quantité de phosphore à éliminer par précipitation

​​La quantité de phosphore à éliminer par précipitation est donnée par la formule suivante :

$$P_{à-précipiter}=P_{entrée-soluble}-P_{assimilé}-P_{sortie-soluble}$$

Pentrée_soluble correspond à la quantité de phosphore sous forme soluble dans l'effluent en tête du traitement secondaire. Il s'agit donc de la part précipitable par les molécules de chlorure ferrique. En général, elle est comprise entre 60 et 85% du phosphore total. Nous prendrons une valeur de 85% pour se placer dans les conditions telles que les besoins en réactifs sont les plus importants. L'effluent d'entrée contient 80 kg/L de phosphore total (cf. Procédé à boues activées).

$$P_{entrée-soluble} = 0,85 * 80 =68 kg/j$$

Passimilé​ correspond à la quantité de phosphore assimilée par les bactéries pour leur activité métabolique. On sait que la teneur en phosphore organique est de l’ordre de 2 % par gramme de biomasse (MVS)​, donc on déduit la quantité de phosphore assimilée en connaissant la quantité de boue produite (sans prendre en compte la surproduction due à la déphosphatation). La quantité de boue produite a été estimée dans la partie Production des boues, elle est de 2790 kgMVS/j.

$$P_{assimilé}​ = 0,02 * 2790 = 55,8 kg/j$$

Le phosphore soluble dans le courant d’eau de sortie (Psortie,soluble) est choisi à 0,5 mgP/L permettant en première approche de respecter un rejet de 1 mg Ptotal/L, en considérant 0,5 mgP/L sortant sous forme particulaire. La norme fixe un rejet maximal de 2 mg/L mais nous choisissons de réduire encore cette concentration car le point de rejet des eaux est situé en zone sensible à l'eutrophisation et qu'il s'agit d'un étang dans lequel le temps de séjour des eaux est relativement long. Le débit de sortie est de 8913 m3/j (cf.Procédé à boues activées).

$$P_{sortie-soluble}​ = \frac{0,5 * 8913}{1000} = 4,5 kg/j$$

On en déduit donc la quantité de phosphore à éliminer par précipitation de 7,7 kg/j.

  • Masse de fer à ajouter

Le rendement d’élimination du phosphore dépend de différents facteurs. On peut citer la nature du réactif employé, la concentration initiale en phosphore et aussi le rapport molaire Fe/PLa figure ci-dessous exprime le rendement d’élimination du phosphore en fonction du rapport molaire Fe/Pinitial pour différentes concentrations de phosphore initiales. On peut voir que pour un rapport molaire donné, plus les eaux usées sont concentrées en phosphore, meilleur est le rendement de déphosphatation.


Évolution du rendement d’élimination du phosphore en fonction du rapport molaire
(source : Fiche fndae n°29)

En fait, le dosage requis en produits chimiques pour effectuer la déphosphatation des eaux usées ne peut pas être établi de façon précise uniquement à partir de calculs théoriques à cause des réactions secondaires, ou de l’effet du pH. Il faut en général réaliser des essais en laboratoire avec les eaux usées à traiter. Cependant, cela n'est pas possible dans notre cas, et ce dosage sera déterminé sur une base théorique.

Nous avons vu qu'il est nécessaire de considérer un rapport molaire supérieur à la stœchiométrie pour prendre en compte les réactions parasites menant à la formation des ions hydroxydes. D'autre part, il faut éviter les surdosages pour économiser le coût des réactifs. Ainsi, un rapport molaire stœchimétrique Fe/Pà_précipiter=1,5 a été choisi. D'après le tableau présentant les caractéristiques de FeCl3, on déduit un rapport massique stœchimétrique Fe/Pà_précipiter de 2,7.

La quantité de Fe​ à introduire est donc de $7,7*2,7=20,9 kgFe/j$.

  • Volume de réactif à injecter

Le produit commercial FeCl3 contient 14 % en poids de fer, donc il faudra introduire 149 kg/j de FeCl3 dans le bassin d'aération pour avoir 20,9 kgFe/jEnfin, connaissant la densité de FeCl3, on déduit le volume à injecter de 103 L/j.

Cette quantité est calculée pour un fonctionnement avec les débits moyens et pour les résultats obtenus à 15°C, il faudra l'ajuster en fonction des besoins de la stations. Différents moyens de régulation du dosage des produits chimiques sont possibles dont l’ajustement manuel, le dosage proportionnel au débit, le dosage préprogrammé ou le système à rétroaction. Il est important de s’assurer régulièrement que le dosage appliqué permet réellement d’atteindre le rendement visé, au moyen d’analyses d’orthophosphates qui peuvent être réalisées fréquemment sur place à peu de frais. ​

  • Stockage du réactif

La cuve de stockage est généralement dimensionnée de manière à contenir la quantité de réactif nécessaire à une durée d’environ six mois de fonctionnement.​ Il faudra donc prévoir sur le site un bac de stockage de 18,5 m3.


Cuve de stockage de chlorure ferrique

(Source : Fiche Fndae n°22)

 

4. Précautions pour la mise en œuvre

  • ​Evolution du PH

​​​L’utilisation de réactifs à base de fer pour précipiter les phosphates entraîne la formation d’acide chlorhydrique ou sulfurique (cf. Réactions de précipitation). La production d’une telle acidité dans un système dont la réserve alcalimétrique est insuffisante peut provoquer une forte diminution du pH défavorable à la nitrification dès lors que le pH est inférieur à 6,0. Il est donc important de mesurer et réguler le PH pour s'assurer qu'il ne descend pas au dessous de 6.

  • Dispositif de stockage et d'injection de FeCl3

​​Les réactifs chimiques de précipitation du phosphore sont très corrosifs. La cuve de stockage sur site doit donc être constituée d’un matériau résistant comme du polyester renforcé de fibre de verre ou bien du métal caoutchouté. De même, le dispositif d'injection comprenant pompes, canalisations et robineteries doit être résistant aux propriétés corrosives du chlorure de fer et facilement accessible au nettoyage. 

5. Besoins énergétiques

L’identification des dépenses électriques propres au fonctionnement des pompes d’injection du réactif est délicate car nous n'avons pas trouvé beaucoup de données. De plus, elles dépendent de la dose à injecter qui fluctue en fonction de la charge entrante. Cependant, la quantité à injecter est relativement faible, et on peut considérer que ces besoins énergétiques seront négligeables par rapport aux besoins totaux de la station d'épuration.


Bibliographie

B.Bernier, Guide pour l'étude des technologies conventionnelles du traitement des eaux usées d'origine domestique​ - chapitre 8 "traitement tertiaire" - Ministère de l'Environnement​ du Quebec, 2010.

C.Cardot, A.Gilles, Génie de l'environnement : Analyse des eaux, Ellipse, 2013.

C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

C.Dagot, J.Laurent, Dégradation de la pollution phosphorée, consulté le 02/03/2015, URL:http://uved-ensil.unilim.fr/co/Degradation_de_la_pollution_phosphoree.html​, ENSIL, 2013.

G.Deronzier, J.M.Choubert​, Traitement du phosphore dans les petites stations d’épuration à boues activées​Document technique fndae n°29 (partie a et b); Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF editions, 2004.

Phosphate, consulté le 07/03/2015, URL:http//en.wikipedia.org/wiki/Phosphate​​, Wikipédia, 2015

Production des boues

1. Production de boue produite par dégradation du carbone et de l'azote

1.1 Quantité de boue produite

La partie Procédé à boues activées nous a permis de déterminer l'âge des boues global et les volumes des bassins anoxie et aérobie, après avoir choisi une concentration X de 4 gMES/L dans les bassins. On en déduit ainsi la  production quotidienne de boue (matières sèches) résultant de la dégradation du carbone et de l'azote.

$$Q_{p}X_{p}=\frac{X(V_{aérobie}+V_{anoxie})}{θ_{bglobal}}=3986,24 kgMES/j$$

Cette quantité correspond à 2790 kgMVS/j.

2.2 Volume de boue produit (matière sèche)

On a choisi de recirculer un débit dans la boucle externe égal au débit à traiter (α=1). En négligeant Qp devant ce débit de recirculation externe, un simple bilan matière donne Xp=2X soit Xp=8 gMES/L. On en déduit le volume de boue produit par jour:

$$Q_{p}=\frac{Q_{p}X_{p}}{X_{p}}=498m^{3}/j$$

2.3 Composition de la boue

​L'azote représente 10% de la biomasse produite (MVSet le phosphore en représente 2%. On obtient alors les concentrations de chacun de ces deux constituants dans les boues (on rappelle que les MVS représentent 70% de MES).

$$[N] = 0,1 * X_{p}*0,7 = 560 mg/L$$

$$[P] = 0,02 * X_{p}*0,7 = 112 mg/L$$

2. Production de boue produite par dégradation du phosphore 

Il est difficile de donner de façon exacte la quantité de boue engendrée par la déphosphatation, mais il est possible d'en donner une estimation en calculant les quantités de précipités métalliques formées​ et en les comparant à la production de boue issue de la dégradation du carbone et de l'azote obtenue précédemment​. On obtient donc la production en sortie du clarificateur, et par un bilan matière on déduit la surproduction de boue en sortie du procédé.  

2.2 Production de FePO4

D'après le tableau des caractéristiques du chlorure ferrique présentées dans la partie Déphosphatation chimique, 1 gramme de phosphore éliminé donne 4,87 grammes de FePO4. Sachant que l'on doit faire précipiter 7,7 kg/j de phosphore, on en déduit une production en sortie du clarificateur de 37,5 kgFePO4/j.

La concentration de FePO4 dans cet effluent en sortie du clarificateur, et donc dans l'effluent de boue en sortie du procédé, est donnée par :

$$[FePO_{4}]= \frac{37,5*1000}{(Q_{m}+Q_{p})}=3,8 mg/L$$

On peut déduire la concentration en P en sachant que l'atome de P représente 20% en masse de la molécule de FePO4.

2.2 Production de Fe(OH)3

Toujours à partir de ce tableau, on sait que la production de 2,7 grammes de FePO4 consomme 1 gramme de fer. On en déduit donc que 13,9 kgFe/j sont utilisés pour la production de FePO4​ et qu'il reste donc 7 kgFe/j qui produiront des précipités d'oxyde de fer.

Comme 1 gramme de fer produit 1,9 gramme de Fe(OH)3, on obtient une production de 13,3 kgFe(OH)3/j.

La concentration de FeOH3 dans cet effluent en sortie du clarificateur, et donc dans l'effluent de boue en sortie du procédé, est donnée par :

$$[FeOH_{3}]= \frac{13,3*1000}{(Q_{m}+Q_{p})}=1,3 mg/L$$

3. Production totale de boue

3.1 Quantité de boue

Finalement, la surproduction de boue produite par dégradation du phosphore ​est de 2,56 kg/j ce qui est négligeable devant la quantité de boue totale produite par dégradation de la pollution carbonnée et azotée (augmentation de 0,06%). On obtient une production totale de boue de 3988,80 kg/j, dont la valorisation sera présentée par les deux autres groupes de travail. 

La très faible quantité de boue produite par déphosphatation est due au fait qu'il y a une faible quantité de phosphore à éliminer (puisque sans la déphosphatation on obtient une concentration de phosphore dans l'effluent en sortie de l'ordre de 2,71 mg/L et que l'on souhaite passer a 1 mg/L)

3.2 Siccité des boues

La densité des boues est de 1 200 kg/m3​, ce qui donne un débit massique total de boue en sortie du procédé de 597 936 kg/j.

On en déduit la siccité des boues (% de matières sèches) en divisant le débit massique de matière sèche de 3989 kgMS/j par le débit massique total de boue de 597 936 kg/j, et on obtient une siccité de 0,7%

3.3 Composition de la boue

Composition de la boue
[P] 112,8 mg/L
[N] 560 mg/L
[Fe] 2 mg/L

La faible concentration de fer dans le procédé ne posera pas de problème dans les étapes de valorisation des boues.


Bibliographie

E.Paul, Cours sur les Procédés de traitement biologique des eaux résiduaires, INSA Toulouse, 2013 Etienne PAUL

Y.Bessière, Cours: Introduction au traitement des eaux : De la production d'eau potable à l'épuration des eaux usées, INSA Toulouse, 2014/2015

Aération et brassage dans le procédé à boues activées

1. Principe général 

La fourniture d'oxygène est indispensable à tout système biologique aérobie, et en l'occurence aux boues activées. L'oxygène est consommé lors des réactions d'oxydation des pollutions carbonées et azotées (élimination de la DCO et nitrification) qui se déroulent au sein du bassin aérobie. Ainsi, les besoins en oxygène dépendent de la quantité de pollution carbonée et azotée à éliminer quotidiennement et de la consommation de la biomasse. 

L'apport d'oxygène sous forme gazeuse dans le bassin d'aération est régi par la théorie du transfert de matière à l'interface gaz-liquide. Le modèle le plus simple pour décrire les interactions au niveau de cette interface est le modèle du double film de Lewis et Whitman (1924). Il montre qu'il existe deux fines régions de part et d'autre de l'interface, appelées "couches limites", dans lesquelles sont localisées les résistances au transfert des molécules gazeuses vers la phase liquide. La schématisation de cette théorie est présentée sur la figure ci-dessous:


Modèle du double film
(Source : 
http://uved-ensil.unilim.fr/co/Theroie_transfert.html​)

Dans ce modèle, il est considéré que la concentration et la pression partielle en oxygène sont homogènes  dans le milieu liquide et le milieu gazeux respectivement. Cependant, au niveaux des films gazeux et liquide, on peut voir qu'il existe un gradient de concentration entre la concentration dans le milieu et la concentration à l'interface, supposée à l'équilibre et égale à la concentration à saturation. Il se met alors en place un transfert de matière par diffusion. La loi cinétique du transfert d'oxygène est donnée par la formule suivante :

$$r_{v}=K_{L}a*(C_{s}-C_{L})$$

Avec : rv le flux de composé par unité de volume et par unité de temps (g.m-3.s-1), KLa le coefficient de transfert (s-1) avec a la surface volumique (m2/m3), Cs la concentration en oxygène à saturation dans le milieu (g.m-3), CL la concentration en oxygène dans la phase liquide (g.m-3)

La teneur en MES présente dans les eaux traitées réduit la vitesse de transfert de l'oxygène par rapport à celle qui serait observée dans une eau "propre". Ainsi, le coefficient de transfert pour des eaux usées diffère de celui mesuré pour des eaux propres d'un coefficient $\alpha$, et de la même façon, la concentration d'oxygène à saturation dans une eau usée diffère de celle d'une eau propre d'un coefficient $\beta$. Ces coefficients permettent de déterminer l'efficacité réelle des systèmes d'aération, et ils dépendent du type d'aérateur choisi et de la qualité des eaux. 

$$\alpha=\frac{K_{La}(eau-usée)}{K_{La}(eau-propre)}$$

$$\beta=\frac{C_{s}(eau-usée)}{C_{s}(eau-propre)}$$

2. Choix du type d'aérateur

2.1 Les types d'aérateurs

Le transfert de l'oxygène de l'air au sein du mélange eau-boue biologique peut être réalisé au moyen de différents dispositifs. On distingue trois grandes catégories d'aérateurs: Les aérateurs de surface, les aérateurs de volume, et les aérateurs fonctionnant grâce à des pompes.

Les premiers fonctionnent par projection d'eau dans l'air sous forme de films et de gouttelettes grâce à des turbines ou à des ponts brosses. Si leur maintenance est assez aisée, le rendement est relativement faible. 

Les aérateurs de volume peuvent être des systèmes à insufflation d'air, des systèmes éjecteurs ou des jets de liquide. Les systèmes à insufflation d'air introduisent l'air surpressé en profondeur des bassins sous forme de bulles de diamètres plus ou moins grands. On parle de bulles moyennes pour des bulles dont le diamètre initial varie de 4 à 6 mm et on parle de bulles fines pour des bulles de diamètre initial de l'ordre de 3 mm. Le rendement d'oxygénation est d'autant plus élevé que la taille moyenne des bulles est faible. 

2.2 Choix de l'aérateur

Nous avons choisi une profondeur du bassin d'aération classique de 6 mètres ce qui impose un aérateur de volume. Cette hauteur de liquide favorise le transfert d'oxygène. L'objectif est de dimensionner l'aérateur de manière à ce qu'il assure à la fois l'aération et le brassage du bassin. Il faudra donc déterminer la puissance installée de l'aérateur, et vérifier que la puissance du brassage est comprise entre environ 20 et 35 W/m3. Après différents essais, nous optons pour une insufflation de fines bulles d'air car il paraît être le dispositif le mieux adapté à notre système. 

Il existe différents modèles de diffuseur de fines bulles d'air représentés sur la figure ci-dessous:


Différentes formes de diffuseur
(source : Fiche Fndae n°26) 

Les performances que nous avons fixées pour l'aérateur du bassin sont répertoriées dans le tableau suivant (valeurs choisies par rapport aux données CEMAGREF):

Caractéristiques de l'aérateur
Apport spécifique brut (A.S.B) 1,9 kgO2.kWh-1
Rendement par mètre d'eau  5 %/m
Hauteur d'eau 6 m
Débit par diffuseur 4 Nm3/h

3. Dimensionnement

3.1 Demande en oxygène

  • Théorie

La première étape du dimensionnement consiste à déterminer la quantité d'oxygène nécessaire au bon fonctionnement du procédé biologique. La demande en oxygène comprend tout d'abord la quantité d'O2 nécessaire aux bactéries hétérotrophes fonctionnant en aérobie pour dégrader la DCO par respiration exogène (catabolisme). On obtient cette quantité en soustrayant la production de boue à la quantité totale de DCO dégradée puisque l'anabolisme ne consomme pas d'oxygène (cf.figure ci-dessous). Il faut ensuite ajouter la quantité d'O2 nécessaire aux bactéries autotrophes pour dégrader l'azote ammoniacal toujours par respiration exogène. On obtient cette valeur en connaissant le flux d'azote nitrifiéA ces deux quantités, il faut retrancher la quantité de DCO oxydée avec les nitrates et non l'oxygène par les bactéries hétérotrophes fonctionnant en anoxie. Il s'agit de la quantité d'azote dénitrifié. Nous avons négligé l'augmentation de la consommation en oxygène par les réactifs ferreux (déphosphatation) au vu de leur volume très faible dans le bassin d'aération.

Bilan DCO sur la fraction biodégradée
(Source : Cours de traitement biologique pour les eaux usées, Etienne Paul)
 

  • Calcul de la demande en oxygène

​​Le calcul de la demande en oxygène en kilogramme par jour, notée DO, se fait donc avec la formule suivante :

$$DO(kg/j)=F_{DCO,0}*taux_{biodeg}-1,42Q_{p}X_{p}+4,57*F_{N,nitrifié}-2,86*F_{N,dénitrifié}$$

- 1,42 correspond au facteur de conversion DCO/MVS
​- 4,57 correspond à l'équivalent oxygène nitrate (1g N-NO3- correspond à 4,57g de O2)
- 2,86 correspond à l'équivalent oxygène ammoniac (1g N-NH4+ correspond à 2,86g de O2)

Toutes les valeurs de ces flux sont explicitées dans les parties "procédé à boues activées" et "production de boue", et on obtient une demande journalière en oxygène de 4076 kg.

3.2 Calcul du débit d'air à insuffler 

  • Calcul de la masse d'oxygène à introduire par heure dans le bassin (AH)

Après avoir déterminé la demande en oxygène, il faut calculer la masse d'oxygène à introduire dans le bassin en tenant compte des phénomènes de transfert gaz-liquide que nous avons décrit précédemment. On parle d'apport horaire spécifique (AH) pour désigner la masse d'O2 à introduire dans le bassin en une heure (kgO2/h).

$$AH = k_{L}aC_{L}*V$$

On peut déterminer A.H en faisant un bilan de matière sur la bassin d'aération : Flux entrant + Terme réactionnel + Terme de transfert = Flux sortant (en régime permanent, il n'y pas d'accumulation). 


Bilan matière sur l'aérateur 
(Source : Cours de traitement biologique pour les eaux usées, Etienne Paul)
 

Le bilan matière sur le bassin d'aération donne :$QC_{e}+\alpha*k_{L}a(\beta*C_{s}-C_{L})*V=r_{O2}V+QC_{L}$

Soit : $\alpha*k_{L}a*(\beta*C_{s}-C_{L})V=r_{O2}V+Q(C_{L}-C_{e})=DO$

D'où : $$AH = DO*\frac{C_{s}}{\alpha(\beta*C_{s}-C_{L})}$$

En considérant un réacteur parfaitement agité, la concentration en oxygène en sortie du bassin est égale à la concentration dans le bassin (2 g/m3). De plus, nous avons considéré les valeurs moyennes suivantes : α​=0,7, β​=0,99 et Cs=10g/m3.

On obtient AH=1,8*DO= 307 kgO2/h, et on déduit une capacité d'oxygénation de 0,04 kgO2/m3/h.

  • Calcul du rendement d'oxygénation, noté Rt

Nous avons fixé un rendement d'oxygénation par mètre d'immersion de 5%. Sachant que la hauteur d'immersion des diffuseurs est de 6 mètres (hauteur d'eau dans le bassin), on en déduit le rendement d'oxygénation de notre aérateur Rt=30%.

  • Calcul du débit d'air à introduire

Le débit d'air (en Nm3/h) à introduire se calcule avec la formule suivante :

$$Q_{air}=\frac{A.H}{Rt*ρ​_{air}*X_{O2}}$$

Avec : ρ​air la masse volumique de l'air (1,29 kgAir/m3 à 0°C), XO2​ le pourcentage d'oxygène dans l'air (21%).

On en déduit un débit de 3791 Nm3/h d'air. Avec le choix arbitraire de diffuseurs dont le débit unitaire serait de 4 Nm3/h, il faudra installer 948 diffuseurs d'air.

Les diffuseurs ont une durée de vie limitée dans le temps car leur vieillissement et leur colmatage entraîne une perte de charge. Afin de maintenir les performances du système et d'éviter des problèmes de surchauffe des surpresseurs, il convient de les renouveler environ tous les 5 ans.

3.3 Calcul de la puissance consommée pour l'aération

  • Puissance consommée brute, Pb

La puissance consommée brute est la puissance réellement absorbée pour l'aération. Connaissant l'apport spécifique brute, elle se calcule par la formule suivant:

$$P_{b}=\frac{A.H}{A.S.B}$$

On obtient une puissance brute de 162 kW.

  • Puissance consommée nette, Pn

La puissance consommée nette est la puissance installée, transmise par le moteur. En fixant un rendement de 80%, elle se calcule par la formule suivant:

$$P_{n}=\frac{P_{b}}{0,8}$$

On obtient une puissance nette de 202 kW. En considérant un fonctionnement quotidien de 24h, on obtient une consommation annuelle de 1770 MWh.

L'aération constitue un des principaux coûts d'exploitation d'une station d'épuration (jusqu'à 50-80 % des coûts énergétiques, sachant que les coûts énergétiques représentent environ le tiers des coûts d'exploitation). L'asservissement et la régulation de l'aération sont donc des points cruciaux de l'instrumentation, du contrôle et de l'automatisme d'une station d'épuration. Il faut réguler l'apport d'oxygène et donc le débit d'air entrant en fonction de la charge polluante.

4. Brassage des bassins 

Le brassage assure la mise en contact de la pollution avec les flocs bactériens et les bulles d'air. Dans le bassin aérobie, il est réalisé grâce à l'insufflation d'air, tandis qu'il faudra installer des agitateurs à vitesse lente au fond du bassin anoxie. 

4.1 Brassage dans le bassin d'aération

Pour assurer un brassage efficace dans le bassin aérobie, il faut que la puissance installée vérifie des conditions minimales de l'ordre de 20 W/m3.

On a : $$\frac{P_{n}}{V_{aération}}=24 W/m^{3}$$

Cette étape permet de valider que l'aérateur permet une bonne aération et un brassage suffisant.

4.2 Brassage dans le bassin anoxie

La puissance de ces agitateurs est fonction de la forme du bassin. En règle générale, on retiendra 10 W/m3 avec un fonctionnement continu, soit 15kW dans le cas de notre bassin. Il faudra donc ajouter un agitateur qui consommera 131 MWh par an.


Bibliographie

C.Cardot, Génie de l'environnement: Les traitements de l'eau pour l'ingénieur, Ellipses, 2010.

C.Dagot, J.Laurent, L'aération, consulté le 23/02/2015, URL:http://uved-ensil.unilim.fr/co/Aeration.html​​, ENSIL, 2013.

C.Dagot, J.Laurent, Transfert de gaz, consulté le 23/02/2015, URL:http://uved-ensil.unilim.fr/co/Theroie_transfert.html​, ENSIL, 2013.

E.Cotteux, P.Duchène, Insufflation d'air fines bulles Application aux systèmes d’épuration en boues activées des petites collectivités, Document technique fndae n°26; Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales,CEMAGREF editions, 2002.

E.Paul, Traitement biologique des eaux, INSA Toulouse, 2014-2015

J.Pronost, R.Pronost, L. Delpat, J.Malrieu, JM Berland, Stations d'épuration: dispositions constructives pour améliorer leur fonctionnement et faciliter leur exploitation, Document technique fndae 22; Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales,CEMAGREF editions, 2002.

 

Dégazage

1. Principe général

Le dégazage est un dispositif installé en aval du bassin d'aération et qui vise à éliminer les bulles d’air présentes dans les flocs bactériens en transit vers le clarificateur. L'air enchâssé au sein des flocs de boues activées risque en effet d'affecter leur décantabilité et il peut être à l'origine d'à-coups hydrauliques préjudiciables au bon fonctionnement du clarificateur.

Un dégazeur est constitué de 3 zones distinctes : 


Schéma d'un degazeur
(Source : 
http://uved-ensil.unilim.fr/co/Degazage.html​)

La première zone, en sortie du bassin d'aération, sera caractérisée par une forte agitation. Cela permettra de séparer les bulles d'air de la structure des flocs. La zone notée zone 1' est la phase de transition entre les deux zones du dégazeur. Enfin, la seconde zone permettra aux bulles de remonter à la surface pour être éliminées avant le décanteur, grâce à des conditions hydrodynamiques plus calmes.

2. Dimensionnement

Le dimensionnement que nous allons réaliser est valable pour une hauteur de liquide dans le bassin d'aération inférieure ou égale à 6 mètres ce qui est notre cas comme nous l'avons confirmé dans la partie sur l'aération du bassin aérobie. Les valeurs choisies pour les temps de séjour hydrauliques sont des valeurs usuelles pour cet équipement. 

Données utiles pour le dimensionnement 
Débit de pointe par temps de pluie en entrée du dégazeur (Qp,pluie,dégazeur) 1243 m3/h
Temps de séjour hydraulique (TSH1)  1 min
Temps de séjour hydraulique (TSH2) 4 min
Hauteur d'eau dans le clarificateur (Hd) 3 m
Vitesse ascensionnelle dans la zone de transition Vh1 1m/s

2.1 Zone agitée (zone 1)

L'agitation de la zone 1 est réalisée au moyen d'une chute depuis le bassin d'aération de 0,75 à 1,50 m.

  • Calcul du volume

Le calcul du volume de la zone agitée est réalisé avec la formule suivante:

$$V_{zone1}=Q_{p,pluie,dégazeur}*TSH_{1} = 20,3 m^{3}$$

  • Calcul de la surface

L​e calcul de la surface de la zone agitée est réalisé avec la formule suivante:

$$S_{zone1}=\frac{V_{zone1}}{H_{d}}=6,9m^{2}$$

2.2 Zone de transition (zone 1')

Le volume de cette zone est relativement faible par rapport aux volumes des zones 1 et 2. On peut cependant déterminer sa surface connaissant la une vitesse ascensionnelle Vh1

$$S_{zone1'}=\frac{Q_{p,pluie,dégazeur}}{Vh_{1}}= 0,3m^{2} $$

​2.3 Zone calme (zone 2)

De la même manière que pour la zone 1, on peut déterminer le volume et la surface de la zone calme:

$$V_{zone2}=Q_{p,pluie,dégazeur}*TSH_{2} = 83 m^{3}$$

$$S_{zone2}=\frac{V_{zone2}}{H_{d}}=28 m^{2}$$

2.4 Vérification

La vitesse ascensionnelle en zone calme doit permettre la remontée des bulles d'air, ainsi elle ne doit pas dépasser 2,5 cm/s. Il faut donc vérifier cette condition pour pouvoir valider le dimensionnement.

$$Vh_{2}=\frac{Q_{p,pluie,dégazeur}}{S_{zone2}}=1,25cm/s<2,5cm/S$$

Nous pouvons donc valider ce dimensionnement : le volume total de cet ouvrage est de 103,6 m3 (en négligeant la zone 1'), la surface totale est de 34,5 m2 et le temps de séjour est d'environ 5 minutes.

Une autre estimation de la surface d'un dégazeur pour un bassin aéré par insufflation d'air est 1m² pour un débit de 40m3/h. Dans notre cas, il faudrait donc une surface de 31 m2​. Les ordres de grandeurs semblent donc correspondre.


Bibliographie

C.Dagot, J.Laurent, Dégazage, consulté le 19/02/2015, URL:http://uved-ensil.unilim.fr/co/Degazage.html​, ENSIL, 2013.

J.Pronost, R.Pronost, L. Delpat, J.Malrieu, JM Berland, Stations d'épuration: dispositions constructives pour améliorer leur fonctionnement et faciliter leur exploitationDocument technique fndae n°22Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF Editions, 2002.

Modélisation de la filière boue activée

1. Présentation du modèle

Le modèle Activated Sludge Model n°1 (ASM1) a été proposé en 1987 par l'IAWPCR : il permet une modélisation complète des phénomènes cinétiques dans un procédé à boues activées, comprenant l'élimination du carbone et de l'azote : dégradation aérobie et anoxie de la matière organique, nitrification, dénitrification. Il a été modifié par la suite afin de prendre en compte d'autres processus : la déphosphatation biologique (ASM2 et ASM2d), le stockage intracellulaire de matière organique (ASM3). Nous nous baserons sur le modèle ASM1.

Dans ce modèle, les variables composites que sont les paramètres globaux (DCO, DBO5, MES, NGL, PT...) sont décomposées en plusieurs variables d'état, "suivant des critères physico-chimiques (particulaire, soluble) et de biodégradabilité (inerte, rapidement ou lentement biodégradable)". Cette décomposition peut être faite à partir de méthodes de fractionnement existantes. Les variables d'état sont celles qui sont simulées dans le modèle : il est possible de recalculer à tout moment les variables composites à partir de combinaisons linéaires. L’unité de référence des variables d’état carbonées est la DCO.

Le modèle générique fait intervenir 13 variables d'état qui sont des concentrations :

- XI : la fraction inerte(1) particulaire
- SI : la fraction inerte soluble
- SS : les substances solubles facilement biodégradables(2)
- XS : les composés particulaires lentement biodégradables(3)
- XB,H : la biomasse active hétérotrophe
- XB,A : la biomasse active autotrophe
- XP : les débris inertes issus de la lyse bactérienne
- SND : l'azote organique soluble
- XND : l'azote organique particulaire (dans les micro-organismes)
- SNH : l'azote ammoniacal (NH3 et NH4+)
- SNO : l'azote oxydé (NO3- et NO2-)
- SO : l'oxygène dissous
- Salk : l'alcalinité

Principe du fractionnement des variables composites en variables d'état
Source : Techniques de l'Ingénieur w6500, Modélisation dynamique des procédés biologiques de traitement des eaux, 10/08/2007

Nous allons utiliser un modèle réduit qui permet de diminuer le nombre d'équations, simplifiant ainsi la résolution.

2. Mise en œuvre

Le "modèle réduit urbain" proposé (thèse C. Bassompierre) permet de simplifier le modèle générique par linéarisation en respectant au maximum le schéma réactionnel. Il est mis en oeuvre en considérant uniquement les bassins réactionnels (anoxie, aérobie), le recyclage externe est un second courant d'entrée au bassin anoxie et le recyclage interne est pris en compte.

2.1. Hypothèses simplificatrices

  • Création de la variable SN

La variable SN est définie par : $S_N=X_{ND}+S_{ND}+S_{NH}$.
Cela implique que les réactions d'hydrolyse de l'azote organique et d'ammonification sont masquées, ce qui est en accord avec notre dimensionnement. Le fait de rassembler les composés directement assimilables et ceux qui doivent être dégradés préalablement induit aussi un ralentissement des cinétiques de croissance des biomasse.

La variable SNO est conservée, ce qui permet de distinguer les réactions de nitrification et de dénitrification.

  • Création de la variable XSS

La variable XSS est définie par : $XS_S=X_S+S_S$.
Comme précédemment, l'hydrolyse de la matière organique lentement biodégradable est masquée et la croissance de la biomasse hétérotrophe est ralentie.

  • Concentration en oxygène SO fixée

La concentration en oxygène est considérée constante et égale à 2 mg/L, en accord avec notre dimensionnement. On suppose en effet une bonne régulation de l'aération.

  • Suppression des inertes XI et SI, des débris XP et de l'alcalinité Salk

Les inertes ne font que traverser le procédé sans être dégradés : ils sont donc supprimés du modèle pour le simplifier.
De même, les débris cellulaires subissent seulement une accumulation dans le procédé et sont donc supprimés. L'alcalinité n'est pas prise en compte.

  • Processus cinétiques conservés

Les seules cinétiques de réactions conservées correspondent à la croissance et au décès des biomasses :

- la croissance de la biomasse hétérotrophe en aérobie (cinétique $\rho_1$)
- la croissance de la biomasse hétérotrophe en conditions anoxie, c'est-à-dire la dénitrification (cinétique $\rho_2$)
- la croissance de la biomasse autotrophe en conditions aérobies, c'est-à-dire la nitrification ($\rho_3$)
- la mort de la biomasse hétérotrophe ($\rho_4$)
- la mort de la biomasse autotrophe ($\rho_5$)

2.2. Équations du modèle réduit

Configuration du modèle urbain réduit (selon thèse C. Bassompierre)

  • Variables

Une autre simplification consiste à distinguer les deux compartiments du procédé (aérobie et anoxie), en raison des conditions d'aération qui diffèrent. Cela permet de simplifier les équations en ne tenant compte que des processus biologiques réellement présents dans chaque bassin :

- bassin anoxique : dénitrification, mort des biomasse ;
- bassin aéré : nitrification, oxydation de la matière organique biodégradable et mort des biomasses.

Les variables du modèle sont donc :

- XSS,anox, XBH,anox, XBA,anox, SNO,anox, SN,anox pour le bassin anoxique ;
- XSS,aéro, XBH,aéro, XBA,aéro, SNO,aéro, SN,aéro pour le bassin aérobie.

  • Équations du modèle

Pour chaque variable d'état, on effectue un bilan sur le bassin concerné. Les vitesses de réactions sont données. On obtient ainsi les équations suivantes présentées ci-dessous.

Bassin anoxique

$$\frac{dXS_{s,anox}}{dt}=\frac{(XS_{s,0}+XS_{s,aero}*\beta+XS_{s,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*XS_{s,anox}}{V_{anox}}\\+(1-f_p)*(\rho_4+\rho_5)-\frac{1}{Y_H}*\rho_2$$

$$\frac{dX_{BH,anox}}{dt}=\frac{(X_{BH,0}+X_{BH,aero}*\beta+X_{BH,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*X_{BH,anox}}{V_{anox}}+\rho_2-\rho_4$$

$$\frac{dX_{BA,anox}}{dt}=\frac{(X_{BA,0}+X_{BA,aero}*\beta+X_{BA,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*X_{BA,anox}}{V_{anox}}-\rho_5$$

$$\frac{dS_{NO,anox}}{dt}=\frac{(S_{NO,0}+S_{NO,aero}*\beta+S_{NO,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*S_{NO,anox}}{V_{anox}}-(\frac{1-Y_H}{2,86Y_H})*\rho_2$$

$$\frac{dS_{N,anox}}{dt}=\frac{(S_{N,0}+S_{N,aero}*\beta+S_{N,R}*\alpha)*Q_0-(1+\alpha+\beta)*Q_0*S_{N,anox}}{V_{anox}}-i_{XB}*\rho_2$$

Avec :

$$\rho_2=\mu_H*\frac{XS_{s,anox}}{K_{XS}+XS_{s,anox}}*\frac{S_{NO,anox}}{K_{NO}+S_{NO,anox}}*X_{BH,anox}$$

$$\rho_4=b_H*X_{BH,anox}$$

$$\rho_5=b_A*X_{BA,anox}$$

Bassin d'aération

$$\frac{dXS_ {s,aero}}{dt}=\frac{(XS_{s,anox}-XS_{s,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}+(1-f_p)(\rho_4+\rho_5)-\frac{1}{Y_H}*\rho_1$$

$$\frac{dX_{BH,aero}}{dt}=\frac{(X_{BH,anox}-X_{BH,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}+\rho_1-\rho_4$$

$$\frac{dX_{BA,aero}}{dt}=\frac{(X_{BA,anox}-X_{BA,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}+\rho_3-\rho_5$$

$$\frac{dS_{NO,aero}}{dt}=\frac{(S_{NO,anox}-S_{NO,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}+\frac{1}{Y_A}*\rho_3$$

$$\frac{dS_{N,aero}}{dt}=\frac{(S_{N,anox}-S_{N,aero})*(1+\alpha+\beta)*Q_0}{V_{aero}}-i_{XB}*\rho_1-(i_{XB}+\frac{1}{Y_A})*\rho_3$$

Avec :

$$\rho_1=\mu_H*\frac{XS_{s,aero}}{K_{XS}+XS_{s,aero}}*X_{BH,aero}$$

$$\rho_3=\mu_A*\frac{S_{N,aero}}{K_N+S_{N,aero}}*X_{BA,aero}$$

$$\rho_4=b_H*X_{BH,aero}$$

$$\rho_5=b_A*X_{BA,aero}$$

  • Paramètres du modèle

Les différents paramètres cinétiques existants dans le modèle générique sont conservés, sauf KN et KXS qui ont été créés pour ce modèle réduit, µH et µA qui ont été réévalués en raison du rassemblement de certaines variables d'oriqine induisant un ralentissement des croissances.

Définition des différents paramètres du modèle
Source : Thèse de C. Bassompierre, Procédé à boues activées pour le traitement d'effluents papetiers : de la
conception d'un pilote à la validation de modèles

Leurs valeurs sont données dans le tableau ci-dessous.

Valeurs des paramètres utilisés dans le modèle

  • Paramètres du dimensionnement

Outre les paramètres cinétiques fournis, les données telles que les volumes de bassins, débits et concentrations en entrée et dans le recyclage externe sont fixés. Les volumes de bassins ont été calculés dans le dimensionnement des boues activées. Les concentrations en entrée et dans le recyclage sont estimées à partir de la qualité des eaux déterminée en sortie du dimensionnement. Les valeurs utilisées sont fournies dans le tableau suivant :

Valeurs des volumes de bassins, débits et concentrations en entrée et dans le recyclage externe

  • Variations de débit entrant

La simulation a été réalisée sur une période de 20 jours avec les modifications de débit suivantes :

- Initialement, le débit d'entrée Q0 est fixé à la valeur moyenne par temps sec, soit 9412 m3/j.
- A 6 jours, le débit Q0 est augmenté à 13000 m3/j, ce qui correspond à peu près au débit de pointe journalier par temps de pluie.
- A 7 jours, Q0 reprend sa valeur initiale.
- A 12 jours, on diminue Q0 à environ 8000 m3/j.
- Enfin, à 13 jours, Q0 reprend sa valeur initiale.

3. Résultats

3.1. Concentration XSS

L'évolution de la variable XSs dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration XSS

La concentration en substrat carboné est plus importante dans le bassin anoxie que dans le bassin aéré : en effet la matière organique est dégradée en majeure partie en conditions aérobies.

Le régime permanent est atteint rapidement en début de simulation et après les perturbations. Une augmentation de débit entraîne une augmentation de la concentration en pollution carbonée dans les bassins. En effet, il est avéré que "la saturation hydraulique entraîne des risques de rejets non-conformes, de pollution du milieu naturel, une baisse de performance de traitement et une surconsommation d’énergie" (Lyonnaise des Eaux, Les cahiers Eau Service, Novembre 2010). On observe l'inverse en cas de baisse du débit.

3.2. Concentration XBH

L'évolution de la variable XBH dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration XBH

On constate qu'une pointe de débit diminue la concentration en biomasse active hétérotrophe dans les bassins : il est probable que l'effet de la dilution soit plus important que la croissance. Afin de maintenir la concentration, il faudrait prendre en compte la purge dans le modèle (et diminuer la quantité de boues extraites).

Les courbes montrent aussi que l'évolution est la même dans les deux bassins, et la concentration est quasiment  identique (2,6 à 2,7 gDCO/L), conformément aux hypothèses formulées.

3.3. Concentration XBA

L'évolution de la variable XBA dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration XBA

L'effet des variations de débit est le même que pour la biomasse hétérotrophe.

Les concentrations dans les deux bassins sont aussi sensiblement égales et extrêmement faibles par rapport à la biomasse hétérotrophe. Cette observation montre bien que la croissance des bactéries autrotrophes est limitée.

3.4. Concentration SNO

L'évolution de la variable SNO dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration SNO

En sortie du bassin anoxique, la simulation montre que tous les nitrates ont été consommés, en accord avec notre hypothèse de dénitrification totale. Les à-coups hydrauliques sont cependant sans effet sur l'évolution de cette concentration, probablement en raison de la concentration déjà très basse.

Le résultat n'est pas celui attendu en sorti du bassin aéré puisque les concentrations sont négatives. On devrait avoir SNO,anox < SNO,aéro et SNO,aéro devrait tendre vers 6 en régime permanent (concentration fixée par le recyclage). Il est possible que les hypothèses simplificatrices ne soient pas valables ici, ou que les paramètres du modèle aient été mal évalués (notamment KN) et/ou ne correspondent pas à notre cas. L'effet des variations de débit est relativement peu marqué mais en accord avec la remarque faite sur l'évolution de la concentration XSS.

3.5. Concentration SN

L'évolution de la variable SN dans les bassins est représentée ci-dessous.

Résultats de simulation pour la concentration SN

De même que pour SNO, les résultats ne sont pas ceux attendus. La concentration en sortie du bassin aéré est également négative, ce qui laisse bien pense à une erreur de paramétrisation et des simplifications trop importantes.On observe bien SN,anox > SN,aéro (notamment parce que l'ammonium n'est pas consommé dans le bassin anoxique)  mais SN,aéro devrait tendre vers 4. Par ailleurs, lors d'une augmentation de débit, on aurait pu supposer une diminution de SN,anox. Cette variable comprend  en effet l'ammonium dont le flux est constant en sortie du premier bassin donc sa concentration diminuerait, et l'azote dans les bactéries qui lui aussi devrait être plus faible car les concentrations XBH et XBA décroissent.

 

Les nombreuses hypothèses simplificatrices (négligence de certains termes, rassemblement de variables) ainsi que l'identification paramétrique (en particulier pour les variables créées) peuvent expliquer les dysfonctionnements observés sur la modélisation. On peut aussi noter que les concentrations au recyclage externe ont été fixées, mais il aurait pu être intéressant de faire intervenir les variables de la sortie du bassin aérobie (sauf XBH et XBA) dans ce courant de recyclage.


(1) Inerte : caractérise les substances dont la dégradation biologique est trop lente pour pouvoir être considérées comme biodégradable.
(2) Facilement biodégradable : se dit des substances solubles de petite taille qui sont directement utilisées par la biomasse hétérotrophe pour le catabolisme (énergie) et pour l'anabolisme (croissance).
(3) Lentement biodégradable : se dit des composés nécessitant une hydrolyse extracellulaire pour être assimilés par les micro-organismes.

 


Bibliographie

C. Bassompierre. Procédé à boues activées pour le traitement d'effluents papetiers : de la conception d'un pilote à la validation de modèles. Institut National Polytechnique de Grenoble - INPG, 2007. French.

M. Spérandio, M. Heran, S. Gillot. Modélisation dynamique des procédé biologiques de traitement des eaux. Techniques de l'Ingénieur (w6500), 10/08/2007

Lyonnaise des Eaux, Les Cahiers Eau Service, n°3, Novembre 2010.

Etude économique

Dans cette partie, nous avons voulu estimer les coûts d'investissement et de fonctionnement de la station d'épuration réhabilitée que nous proposons de mettre en place. Tout d'abord, nous avons trouvé des informations concernant le coût du projet actuel de réhabilitation entrepris en 2013. En effet, le projet de modification de l'aération de la STEP et de mise en place de dispositifs de surveillance à bénéficié en 2014 d'une aide financière européenne à hauteur de 289 168 € sur un montant total de 604 361€. La même année, le projet de mise en conformité des performances épuratoires de la station du Gol à obtenu une aide financière de 6 072 346 € sur 12 691 203 €. 

Il a été difficile de trouver des données concernant les coûts actuels engendrés par la mise en place ou le réaménagement d'une station d'épuration. Nous proposons donc ici une estimation des coûts d'investissement et de fonctionnement de la station. Nous ne prendrons pas en compte les coûts dus au remplacement des lagunes aérées (remise en état du site pour accueillir les bassins du procédé à boues activées). De plus, nous ne considèrerons pas les prêts ou les aides financières qui pourraient entrer en compte dans ce type de projet.

1. Comparaison économique des différents procédés 


Coûts d'investissement et de fonctionnement sur 30 ans par filière de traitement
(Source : Performance des filières de traitement adaptées aux petites collectivités en Seine-et-Marne​, 2011)

Sur ce graphique, on peut voir que les procédés à boues activées ont un coût globalement très supérieur au coût engendré par un procédé de lagunage aéré. Ce coût se justifie dans notre projet par le fait qu'il permet de mettre en place un procédé dont les performances épuratoires sont meilleures. De plus, nous réalisons la dénitrification et la dephosphatation dans ce même procédé, tandis que le projet de réhabilitation de la STEP de 2015 prévoyait d'ajouter des réacteurs supplémentaires pour réaliser le traitement tertiaire. Il faudrait donc faire une étude comparative plus poussée des différentes options proposées en prenant en compte l'ensemble des paramètres et des données dont nous n'avons pas pu disposer.

2. Coûts d'investissement 

Les coûts d'investissement concernent l'ensemble des ouvrages qu'il faut mettre en place dans la station, à savoir les six dégrilleurs manuels et le dégrilleur moyen (~20 000€), le dessableur/dégraisseur, les bassins du procédés à boues activées (bassin aération, anoxie, zone de dégazage, clarificateur), les zones de stockage des sous produits d'épuration et des réactifs, les équipements électrique, et les canalisations.

En 2007, une étude des procédés d'épuration des petites collectivités du bassin Rhin-Meuse à élaborer une formule permettant de lier le coût d'investissement des stations avec le nombre d'équivalent habitant. pour un procédé à boues activées.

$$Cout_{investissement} (€/an)=​331,63 EH + 183 022$$

En appliquant cette formule, on obtient un coût d'investissement de 26M€​. Cette valeur semble relativement élevée ce qui peut être dû à la formule qui ne s'appliquerait plus au delà d'un certain nombre d'équivalent habitant. 

3. Coûts de fonctionnemen

Les coûts de fonctionnement comprennent tout d'abord les coûts de collecte et de gestion des sous produits (refus de dégrillage, sables, graisses, boues d'épuration). Dans notre cas, le traitement des boues est fait sur le site. Il faut donc déterminer les coûts liés à l'extraction des refus de dégrillage et des sables. Ensuite, ils comprennent les coûts des réactifs achetés pour le traitement, des utilités (électricité, gaz, ..), du personnel. Le coût de la main d'oeuvre comprend le salaire chargé des opérateurs, des mécaniciens, des cadres et toutes les prestations et inspections générales obligatoires qu'il faut réaliser chaque année.  Pour finir, il faut prendre en compte les coûts de la maintenance et de renouvellement des équipements. 

  • Gestion et traitement des sous produits

​​Sans compter la gestion des boues d'épuration, un ordre de grandeur du coût de la gestion (évacuation, transport, traitement) des sous produits d'épuration est de 60 000 €/an pour 80 000 EH.

  • Réactifs 

Le seul réactif utilisé dans notre procédé est le chlorure ferrique injecté dans le bassin d'aération pour traiter le phosphore par précipitation simultanée. 

Coût du chlorure ferrique
Coût du chlorure ferrique 122 €/t
Quantité de chlorure ferrique introduite 149 t/j
Coûts annuels 6 653 €/an
  • Utilités 

Les besoins énergétiques représentent une grosse partie des coûts de fonctionnement. De plus, comme nous l'avons vu, le poste d'aération représente en général environ entre 50 et 80 % du coût énergétique total d'une station. En regardant les besoins énergétiques calculés pour chacun des ouvrages que nous avons dimensionnés (cf. Dimensionnement des unités de traitement), l'aération en représente environ 85%. Cependant, nous n'avons pas dimensionné l'ensemble des équipements nécessaires: il manque par exemple l'aération et le brassage du bassin d'orage, ou encore les pompes des postes de relèvement et d'injection du chlorure ferrique,... Finalement, nous considérerons que l'aération représente 70% des besoins énergétiques. On en déduit la demande totale en électricité de la station.

Dépenses énergétiques
Besoins énergétiques pour l'aération du bassin aéré 1 770 MWh
Besoins énergétiques de la station 2 212 MWh
Prix d'achat de l'électricité 0,144 €/kWh
Coûts énergétiques annuels 318 528 €/an

Comme dans le cas de la filière de méthanisation, il est plus judicieux d'acheter l'électricité plutôt que d'utiliser celle produite par cogénération (prix d'achat inférieur au prix de vente). De plus, la demande de la station est supérieure à la production par cogénération.

  • Coûts d'exploitation  totaux

​Pour donner une estimation du coût d'investissement total de la station, nous considérerons que les coûts énergétiques représentent 1/3 des coûts de fonctionnement totaux. Nous aurons donc un coût de fonctionnement total de la station de 960 000 €/an. 

La même étude de 2007 que citée précédemment a permis d'établir une relation liant le nombre d'E.H. au coût de fonctionnement :

$$Cout_{exploitation} (€/an)= 19,569 EH + 4810,6 $$

En appliquant cette formule à notre cas, nous obtenons un coût de fonctionnement de 1 570 000 €/an. On obtient donc un ordre de grandeur qui semble correspondre. 


Bibliographie

A. Olivier, Méthodologie d'évaluation des coûts d'investissement et d'exploitation des petites  stations d'épuration urbaines, Ingénieries – p. 5 à 12 – N° spécial, Assainissement – Traitement des eaux

Syndicat National des Industries du Traitement des Eaux Résiduaires​, Bilan d’exploitation des stations d’épuration des eaux usées​, Fiche N°7 mise à jour en 2009

Conseil général de Seine-et-Marne, Performance des filières de traitement adaptées aux petites collectivités en Seine-et-Marne​, 2011

ERM - Procédés d'épuration des petites collectivités du bassin Rhin-Meuse, 2007

G.Deronzier, J.M.Choubert, Traitement du phosphore dans les petites stations d’épuration à boues activées​Document technique fndae n°29 (partie a et b); Ministère de l'agriculture, de l'alimentation, de la pêche et des affaires rurales, CEMAGREF editions, 2004.