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

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

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