Dimensionnement des bassins (zone anoxie et aération)

Dimensionnement des bassins

(zone anoxie et aération)

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

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

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

 

Flowsheet du procédé de traitement biologique

Hypothèses de travail:

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Méthode de calcul:

Dimensionnement

  • Choix de la température de travail

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

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

  • Calcul des constantes cinétiques à T°travail

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

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

  • Bactérie autotrophe

Voici les relations utilisées pour calculer les différentes constantes cinétiques.

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

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

  • Bactérie héterotrophe

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

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

Les résultats obtenus sont résumés dans le tableau suivant:

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

 

  • Détermination de l'âge de boue du procédé

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

  • Calcul du volume total

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

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

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

  • Sans les eaux parasites

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

  • ​​Avec les eaux parasites

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

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

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

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

  • Calcul du volume de zone anoxie

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

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

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

  • Sans les eaux parasites

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

  • Avec les eaux parasites

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

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

Vérification des calculs et des conditions opératoires choisies

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

  • Calcul des temps de séjour hydrauliques

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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