L Epuration Biologique Des Eaux

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F. Edeline L’épuration biologique des eaux THEORIE & TECHNOLOGIE DES REACTEURS 4 e édition entièrement revue et complétée 5 e tirage CEBEDOC EDITEUR 2, rue Armand Stévart B·4000 Liège Tél. (04) 252 00 86 Fax (04) 254 03 63 11, rue Lavoisier F·75384 Paris cedex 08 Tél. (1) 42 65 39 95 Fax (1) 47 40 67 02

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F. Edeline

L’épurationbiologiquedes eaux

THEORIE & TECHNOLOGIEDES REACTEURS

4e édition entièrement revue et complétée5e tirage

CEBEDOCEDITEUR

2, rue Armand StévartB·4000 Liège

Tél. (04) 252 00 86

Fax (04) 254 03 63

11, rue LavoisierF·75384 Paris cedex 08

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L’ÉPURATION BIOLOGIQUE DES EAUX

SOMMAIRE

Avant-propos .................................................................................................... 5

LE MÉTABOLISME MICROBIEN

1. Energétique du métabolisme.............................................................................92. Métabolisme des décomposeurs......................................................................273. Enzymologie......................................................................................................394. Dynamique des populations microbiennes....................................................53

LES RÉACTEURS HÉTÉROTROPHES

5. Réacteurs aérobies à biomasse fixée (lits bactériens)...................................816. Réacteurs aérobies à biomasse en suspension (boues activées)..................1277. Réacteurs anaérobies (méthaniseurs)...........................................................1798. Dénitrificateurs hétérotrophes......................................................................2259. Sulfatoréducteurs...........................................................................................235

LES RÉACTEURS AUTOTROPHES

10. Nitrificateurs ...................................................................................................24111. Dénitrificateurs autotrophes.........................................................................255

LES RÉACTEURS MIXTES

12. Réacteurs algo-bactériens (étangs de stabilisation)....................................25913. Déphosphateurs biologiques..........................................................................27514. Réacteurs à charbon actif..............................................................................283

APPENDICE

Les domaines d’application...........................................................................291Liste des notations et symboles utilisés........................................................297

Photo de couverture : Rotifère + flocs + bactéries filamenteuses de Sphaerotilus natans + quelquesprotozoaires pédonculés. Grossissement 100 × (Prof. J. Brakel et M. Culot, Facultédes Sciences Agronomiques de Gembloux, UER de Microbiologie).

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Avant-proposCet ouvrage n’est pas un traité de microbiologie, on n’y trouvera donc pas de déve-loppements détaillés sur le métabolisme des microorganismes, par exemple la des-cription des différents cycles et filières comme Krebs, Entner-Doudoroff, Embden-Meyerhoff, Calvin, etc. On n’y trouvera pas davantage de clé détaillée pour l’identi-fication des microorganismes, ni un inventaire fouillé des enzymes et de leur méca-nisme d’action. Au contraire on a essayé d’extraire de ce corps impressionnant deconnaissances quelques lignes synthétiques claires, point trop simplifiées, et qui per-mettent de guider l’ingénieur sanitaire aussi bien dans le choix des procédés d’épu-ration que dans l’interprétation de leurs dysfonctionnements.

Pour ceux qu’intéresserait l’approfondissement de ces matières, nous les renvoyonsaux quelques excellents ouvrages suivants :

BROCK, T.D., MADIGAN, M.T. (1991). Biology of microorganisms (6th ed.).Prentice-Hall Int. Ed.

Buck H., Buck S. (1987), Mikroorganismen in der Abwasserreinigung, F.Hirthammer Verlag München.

CURDS, C.R. (1969). An illustrated key to the British ciliated protozoa commonlyfound in activated sludge, (Water Poll. Res. Technical Paper n° 12).

FOX J.C., FITZGERALD P.R., LUE-HING C. (1981), Sewage organisms : a color atlas,The Metropolitan Sanitary District of Greater Chicago, Illinois.

GAUDY, A.F., GAUDY, E.T. (1980). Microbiology for environmental scientists andengineers, Mc Graw-Hill.

PIRT, S.J. (1975). Principles of microbe and cell cultivation, Blackwell (Oxford).VEDRY B. (1987), L’analyse écologique des boues activées (SEGETEC).

La présente version des chapitres introductifs consacrés à la biocinétique et à la bio-énergétique doit beaucoup à l’érudition et à la pratique pédagogique de mes col-lègues à la Faculté des Sciences Agronomiques de Gembloux, MM. Jacques Brakelet Marc Culot, respectivement Professeur et Chef de Travaux, que je remercie pourleur aide désintéressée.

Liège, le 30 mai 1993F. EDELINE

F. EDELINE est Ingénieur Chimiste A.I.Gx, Directeur honoraire du Cebedeau,Professeur à la Faculté des Sciences Agronomiques de Gembloux.

DU MÊME AUTEUR :

L’épuration physico-chimique des eauxTHÉORIE & TECHNOLOGIE

Editions Cebedoc, 1996

ISBN 2-87080-030-4

© Editions CEBEDOC sprl, Liège, 1997

Tous droits de traduction, d’adaptation et de reproduction réservés pour tous pays.Printed in Belgium — D/1997/0243/3

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PREMIERE PARTIE

Le métabolisme microbien

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CHAPITRE PREMIER

Energétique du métabolisme

La matière vivante est thermodynamiquement instable, et ne peut se maintenir sans unapport continu d’énergie. Cette énergie provient du soleil (énergie lumineuse) ou de ladégradation des aliments. Le flux d’énergie solaire sur la terre est de 20 cal/m2. min.La matière vivante respecte les lois de la thermodynamique,et en particulier le2e Principe, selon lequel l’entropie augmente toujours. Un transfert d’énergie ne sedéroulera spontanément que s’il a lieu d’un niveau élevé vers un niveau bas : lesréactions spontanées sont exergoniques. L’énergie libre ∆G est celle qui est renduedisponible au cours d’une réaction chimique isotherme et isochore (Tet Pconstantes). Cette énergie n’est toutefois pas récupérable intégralement en travail,une partie étant nécessairement dissipée en chaleur.

1. Variation d’énergie libreG = Potentiel thermodynamique à pression et température constantes,

ou énergie libre (chez les anglo-saxons : F).H = Contenu de chaleur ou enthalpie.S = Entropie.T = Température absolue.

Par convention une énergie libérée par une réaction exothermique (∆H) ou exergo-nique (∆G) est considérée comme négative. L’équation

∆G = ∆H – T∆S (1.1)donne la variation d’énergie libre au cours d’une réaction. ∆H est la modificationd’enthalpie ou chaleur de réaction. T∆S est la portion de l’énergie libre qui apparaîtsous forme de chaleur, c. à. d. non utilisable : c’est la chaleur de réaction réversible.Selon Pöpel, elle se monte à 7-13 k cal. par g de C dégradé.Par ex., pour l’oxydation du glucose ∆G = – 691 kcal/mole dans un calorimètre,alors qu’on ne peut en fait récupérer que 673 kcal d’énergie chimique. On a donc :

C6H12O6 + 6 O2 → 6 CO2 + 6 H2OT∆S = 18 kcal = ∆H – ∆G = – 673 – (– 691) kcal.

En pratique, pour la dégradation de molécules organiques, le terme T∆S est faibledevant ∆H, et on peut souvent admettre, pour les estimations, ∆G = ∆H. Ce sont lescomposés covalents, dont la dégradation libère beaucoup d’énergie, qui constituent

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Soit enfin une réaction donnant lieu à l’équilibre :

A + B C + D (1.2)

Lorsque cet équilibre est atteint, il n’y a plus de conversion de A et B en C et D niréciproquement et le potentiel thermodynamique ne varie plus :

∆G = 0 (1.3)

A ce moment également on définit la constante d’équilibre

K =[C] [D] (1.4)[A] [B]

L’équation générale pour le calcul de ∆G

∆G = RT ln[C] [D]

– RT ln K (1.5)[A] [B]

se simplifie alors en tenant compte de (2) et (3), et permet de poser

∆G° = – RT ln K (1.6)

On appelle ∆G° potentiel thermodynamique normalde la réaction car on voit que sitoutes les concentrations sont normales (égales à 1) dans (5), il reste (6). L’équation(5) permet de calculer le ∆G pour toutes conditions autres que l’équilibre.

Le ∆G est exprimé en cal/mol et peut être calculé, mais il est également lié au rH etau potentiel redox, comme on va le voir. L’énergie libre libérée ou absorbée par uneréaction est liée au saut de rH correspondant (∆rH)

n ∆G° = 2,3 RT . ∆rH = 1420 ∆rH (à 37 °C)

1364 ∆rH (à 25 °C)

C’est ainsi que la réaction globale H2 + 1/2 O2 = H2O fait passer le rH de 0 à 41 d’où∆G°= – 1420 x 41 = – 58 000 cal/mol.

∆G est lié de même au saut de potentiel redox (∆E0) exprimé en mV

∆G° = nF∆Eo = 23,06 n∆E0

En effet F = 96 500 coulombs, et 1 cal = 4,186 joules.

De même, on a rH = 2 pH +Eh d’où rH = 14 +

E’h

29 29

C’est précisément cette énergie (58 000 cal/mol) qui est libérée et récupérée en boutde chaîne par l’ATP au cours du métabolisme aérobie, où l’oxygène est l’accepteurfinal de l’hydrogène. Mais cette libération est étagée, grâce à plusieurs cytochromes.Ce sont donc d’une façon générale les réducteurs qui sont intéressants comme ali-ments pour les bactéries, car ce sont des réservoirs d’énergie chimique potentialisée :des donneurs d’hydrogène. Ex. : mat.organiques, H2, H2S, NH3…

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ENERGETIQUE DU METABOLISME

des substrats intéressants pour les bactéries hétérotrophes. Pour d’autres processus,comme la dissolution de cristaux dans l’eau, c’est T∆S qui est le terme dominant,car le désordre croît beaucoup, alors que la chaleur change peu. Ce sont des compo-sés électrovalents, dont la dégradation libère comparativement peu d’énergie, et quine sont donc pas utilisés par les microorganismes.

L’énergie libérée n’est évidemment pas utilisée sous forme de calories (à peu prèssans intérêt pour la cellule) mais pour effectuer un travail essentiellement chimique.Par exemple la synthèse d’une protéine à partir d’acides aminés exige ± 7 k cal par« reste » d’amino acide ; de même la synthèse des hydrates de C à partir de CO2exige + 114 kcal/mole CH2O (cas du Nitrosomonas sp.). Pour la resynthèse du glu-cose il en faut donc environ :

6 x 114 = 684ce qui correspond bien à ce qui est libéré par la décomposition du glucose.

Toutes les oxydo-réductions cellulaires, accompagnées de transfert d’énergie (partransfert progressif d’hydrogène ou d’électrons) peuvent être caractérisées par unrH : un enzyme déterminé ne peut travailler à n’importe quel rH. Les couples redoxse distinguent par leur potentiel redox ou par leur rH. On a :

rH = colog [H2] = log 1[H2]

En milieu aqueux, les valeurs extrêmes sont :

n rH = 0 pour [H2] = 1 atm H2 2 H+ + 2e [A](électrode normale à hydrogène, à pH 0).(N.B. tout réducteur plus fort réduit H2O).

n rH = 41 pour [H2] = 10–41 O + H2O + 2e 2 OH– [B](N.B. tout oxydant plus fort oxyde H2O).

Le Eh est une notation équivalente au rH, et définie par

Eh = Eo + RT logOx

Red

Si on fait la mesure dans un système mi oxydé-mi réduit où [Ox] = [Red], le termelog Ox/Red = 0 et il reste E0, le potentiel normal. On choisit à nouveau comme zérode l’échelle le potentiel de l’électrode normale à hydrogène, à pH 0. En biochimie, on préfère le noter E’

h et le mesurer à pH 7, qui est à peu près le pHinterne des cellules. On calcule que cela réduit le potentiel de 0,4 V (lorsque lenombre n d’électrons impliqués est le même que le nombre de protons) :

E’h = Eh – 0,4

nH+

ne–

Enfin on fait généralement la mesure par rapport à une électrode au calomel, pluscommode que l’électrode à l’hydrogène. Cette électrode a un potentiel normal de+ 250 mV par rapport à l’électrode à H2 :

Eh = Ecal + 250

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2. Les deux faces du métabolismeEn résumé on peut dire que les libérations d’énergie libres seront caractérisées, dansles systèmes vivants comme ailleurs, par un donneur d’électrons (ou un donneurd’hydrogène) et par un accepteur d’électrons (oxydant). Dans une chaîne métabolique,le premier et le dernier maillon de la chaîne sont particulièrement importants à identi-fier. Le premier est le substrat énergétiqueet caractérise une certaine spécialisation dumicroorganisme. Le dernier ou accepteur final d’électronscaractérise le régime méta-bolique (par ex. aérobie s’il s’agit de l’oxygène). Globalement la chaîne de réactionslibérant de l’énergie est appelée catabolisme(ou dissimilation, ou oxydation).

Parallèlement, la cellule aura besoin d’une source de carbonepour synthétiser sescomposants cellulaires. On verra que la source de carbone peut être la même que lesubstrat énergétique, mais que ce n’est pas toujours le cas. La chaîne des synthèsesest appelée anabolisme(ou assimilation). On peut l’envisager comme composée dedeux étapes. La première est la formation de précurseurs chimiques (au nombre de12). Lorsque la source de carbone est une matière organique préformée, il suffitd’arrêter la chaîne catabolique au bon endroit pour obtenir les précurseurs souhaités.Sinon l’oxydation se poursuit, éventuellement jusqu’au stade CO2 et H2O. Lorsquela source de carbone est le CO2, les précurseurs devront être obtenus par synthèse.Les précurseurs, à leur tour serviront de matériaux de construction, et seront l’objetde synthèses dirigées pour aboutir aux composés précis dont a besoin la cellule.

3. Les sources d’énergie et les accepteurs d’électronsL’énergie est utilisée par les microorganismes essentiellement sous ses formes chi-mique et lumineuse. Le groupe le plus intéressant pour le génie sanitaire est celuides organismes hétérotrophes, qui tirent leur substance de l’oxydation de matièresorganiques préexistantes.Certaines de ces réactions sont aérobies, d’autres sont anaérobies, selon qu’elles uti-lisent ou non l’oxygène comme accepteur final d’électrons.

On constate que les anaérobies fournissent (v. notamment dans l’oxydation du glu-cose) environ 20 fois moins d’énergie. Les deux types peuvent coexister dans unemême cellule. On admet qu’un système est anaérobie si son Eh est < 250 mV. Pourtous ces organismes hétérotrophes, la matière organique est à la fois source de car-bone et source d’énergie.Mais il y a en génie sanitaire un autre groupe important d’organismes, celui desautotrophes, parmi lesquels on distingue :

n les phototrophes: ce sont les algues et les plantes, ainsi que certaines bactéries,qui utilisent l’énergie lumineuse pour synthétiser leur matière organique à partir de

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ENERGETIQUE DU METABOLISME

12

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des cellules (en mg O2/h. cellule) dans des cultures où on insuffle des mélanges O2+ N2 de plus en plus pauvres. On constate ainsi que la respiration reste constantepour 100 % > O2 > 25 % mais qu’ensuite elle décroît proportionnellement à larichesse en O2 pour 25 % > O2 > 0 %. Le cycle de Krebs est complètement arrêtélorsque O2 < 10 %, et de nombreuses autres observations sur les filières métabo-liques (notamment concernant la formation d’acide acétique) sont faites. Il semble-rait en conséquence exister 4 seuils marquant le passage du métabolisme aérobie aumétabolisme anaérobie.

Tableau 1.II – Tableau des accepteurs d’électrons utilisables par les bactéries enfonction du potentiel redox (d’après LE GALL).

En fait l’accepteur final des électrons, ou équivalents réducteurs enlevés aux sub-strats, change en fonction du potentiel redox du milieu, comme le montre letableau 1.II. On voit que les métabolismes aérobie et anaérobie sont situés chacunaux possibilités extrêmes du redox.

L’extraordinaire variété des combinaisons possibles est montrée dans le tableau 1.IIIqui reprend les principales modalités intéressantes en génie sanitaire. Dans cetableau, CHO désigne un composé organique. Une vue plus détaillée des chaînes deréactions venant du donneur à l’accepteur sera fournie au chap. 2, qui traite plus pré-cisément des enzymes.

Le schéma suivant montre comment s’opère le transfert d’H ou d’e d’un donneur àun accepteur. On voit qu’il s’agit toujours de réactions couplées, dont on a, chaquefois, donné ci-dessus la somme.Remarque: le système de transfert d’H2 ne nécessite pas d’O2, il est dit anaérobie,alors que le système de transfert d’électrons nécessite O2 et constitue la partie propre-ment aérobie du métabolisme. Seuls, les organismes aérobies disposent de ce système.

Toutes ces énergies sont stockées, transportées et utilisées essentiellement par l’ATP

Forme Forme Domaine de potentieloxydée réduite E’

o (mV)

O2 → H2O + 200 à + 600NO3

– → N2 0 à + 200Fe+++ → Fe++ – 200 à 0SO4

– – → S– –– 400 à – 200

H+ → H2CO2 → CH4 – 400

N.B. : Mn++++ se trouve immédiatement sous le fer.

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ENERGETIQUE DU METABOLISME

CO2. Le donneur d’hydrogène est alors H2O pour les plantes vertes, et H2S pour lesbactéries soufrées, avec formation de O2 dans le premier cas et de S2 dans le second.Ce sont des photosynthèses, nécessitant des pigments spécialisés (chlorophylle, bac-tériochlorophylle).

n Les chimiotrophes: dénués de pigments, oxydent diverses substances inorga-niques et utilisent l’énergie ainsi libérée pour synthétiser ensuite la matière orga-nique à partir de CO2, qui est leur source de carbone.

Le tableau 1.I donne le ∆G° correspondant à quelques composés covalents servantsouvent de substrat aux hétérotrophes.

Tableau 1.I – Goox pour l’oxydation complète de quelques composés covalents (en

kcal/mol) (d’après SERVIZI & BOGAN).

Beaucoup de bactéries, dites facultatives, sont capables de métaboliser leurs sub-strats à volonté en milieu aérobie ou anaérobie. On étudie actuellement (HARTLEY,1985) les « switches » métaboliques en mesurant le taux de respiration spécifique

∆G° ∆G°oxydation formation

glucose = fructose – 687 – 216 ∆G° de quelquesacide fumarique – 333 – 157 substances acide pyruvique – 282 – 114,1 chimiquesacide butyrique – 514 – 91,5 simples :acide glutamique – 475 – 170,4 O2 – 216acide lactique – 340 – 124 CO2 – 94,26acide succinique – 369 – 178,8 H2O – 56,69lactose – 1 381glycérol – 407 – 113,6acide formique – 66 – 85,1acide acétique – 208 – 94,5acide propionique – 360 – 92,1acide malique – 336 – 211acide citrique ~– 498 ~– 294glycine – 161 – 87,8alanine – 311 – 88,9phénol – 729 – 11acide benzoïque (1) – 773 – 59,2formaldéhyde (aq) – 120 – 31benzène – 765 – 29,8acétaldéhyde (1) – 270 – 31,9

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4. Rendement énergétique des aérobiesLors de la métabolisation de substrats bien équilibrés, abondants et non carencés enazote ou en phosphore, on observe des rapports constants entre le carbone assimiléet le carbone utilisé, et de même pour les électrons :

C assimilé = 0,56 à 0,60C utilisée assimilés = 0,58 à 0,65 (l’IAWQ suggère de retenir 0,67)e utilisés

Comme les substrats sont des donneurs d’électrons, on peut les caractériser par leurnombre d’électrons disponibles, qui se calcule comme suit :

n mesurer le nombre de moles d’O2 nécessaire pour l’oxydation complète d’une mole de substrat : ceci est identique à la DCO par mole.

n multiplier le résultat par 4, qui est le nombre d’électrons-grammes nécessaires pour réduire une mole d’O2 selon O2 → 2 O--.

Ex. : le glucose vaut 24 électrons grammes, puisqu’il nécessite 6 O2 par C6H12O6.

Remarque: On voit que le rapport DBO doit toujours être ± 0,4 pour un substratdégradable. DCO

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ENERGETIQUE DU METABOLISME

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(adénosine-triphosphate) grâce à sa liaison riche, qui la véhicule par « paquets » de 7 000 à 9 000 cal./mol. Il y a donc quantification de l’énergie libérée, et perted’énergie si une réaction libère moins de 8 000 cal./mol. C’est une des raisons pourlaquelle les rendements ne sont jamais quantitatifs.

L’ATP relibère l’énergie emmagasinée lors de son hydrolyse, à l’occasion de toutesles activités vivantes (p. ex. synthèses cellulaires). Il y a jusqu’ici six types connusde réactions capables de reformer l’ATP à partir d’ADP (adénosine diphosphate).Il y a une remarquable uniformité dans les cycles énergétiques et les cycles dedégradation enzymatique chez tous les êtres vivants, et en particulier chez lesmicrobes.

Donneur d’électrons Accepteur d’électrons ∆G(déshydrogénation) (hydrogénation) kcal/mol

Fermentation Glucose → 2 pyruvate– + 2 H++ 4 H 4 H + 2 pyruvate– – 47,5(anaérobie) → 2 lactate–

Respiration Glucose + 12 H2O 24 H + 6 O2 → 12 H2O – 680,2(aérobie) → 6 HCO3

– + 6 H+ + 24 H

hνPhotosynthèse H2O → 1/2 O2 + 2 H+ + 2e 2e + 2 H+ → 2 H (**) + 56,7

hνChlorophylle → Chl (*) + le le + Chl (*) → Chl 0

N.B. Le métabolisme de l’énergie apparaît comme un système d’hydrogénation et de déshydro-génation couplées. Chl (*) = Chlorophylle excitée.(**) C’est la photolyse de l’eau, qui exige autant d’énergie que n’en libère l’oxydation de H2.

Chi

mio

troph

iePh

otot

roph

ie

Tableau 1.III – Flux d’énergie dans la matière vivante. Tableau d’ensemble (DECKER, JUNGERMANN, THAUER).

Fig. 1.1 – Schéma général du métabolisme (d’après STANIER, DOUDOROFFetADELBERG).

Substrat

Déshydro-génases

Flavo-protéine

Cytochromes

Produit oxydé

Systèmede transfertd’H2

Systèmede transfertd’électrons

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D’autre part on mesure en moyenne YATP = 10,5 gB/moleATP, que ce soit en milieuaérobie ou en milieu anaérobie (B = biomasse).L’énergie prise au milieu, qui est la somme de celle incorporée à la cellule et decelle dépensée par catabolisme, peut donc être calculée de deux façons :

a) prendre le ∆H entre les produits entrants et sortants ; b) multiplier par 106,4 = 26,6 x 4 le nombre de moles d’O2 consommés

par mole de substrat (le transfert de 4 e.gr d’une source organique à l’oxygène libère 106,4 kcal/mole).

Puisque l’e.gr libère 26,6 k. cal d’enthalpie et permet la synthèse de 3,14 g de bio-masse, on peut former :

0,118 g B/kcal. Il semblerait que pratiquement ce rendement soit égal à :

0,116 en aérobiose0,130 en anaérobiose.

Connaissant la proportion moyenne des divers composants organiques dans une cel-lule, ainsi que l’énergie nécessaire pour les produire à partir de leurs monomères, onpeut calculer que la synthèse des polymères ne représente que ± 30 % de la dépensed’ATP des cellules (GUNSALUS et SCHUSTER, 1961). Le reste de l’ATP est utilisépour les autres travaux énumérés en 2.5.2. Ex. : 7 à 8 % pour l’adsorption.

N.B. : L’application directe de ces formules d’équivalence aux stations d’épurationdonnerait un taux constant de production de boue secondaire, ce qui n’est pas observéen pratique. En fait ce taux de 0,6 concerne les cultures non limitées , c.à.d. en phasede croissance exponentielle. Dans une station d’épuration, on est le plus souvent enphase de déclin, où les conversions ci-dessus sont partiellement compensées par larespiration endogène, (v. chap. 2) de sorte que la production de boue est moindre,parfois même nulle. Le rendement net de conversion de S en B, généralement noté Y,n’est donc pas une constante mais une fonction du taux de croissance µ (S = substrat).

L’analyse qui précède est faite à partir des considérations de PAYNE (1970) et mène àmieux comprendre la signification de la DCO comme mesure de pollution. Une ana-lyse différente, faite par ROELS (1980) met en évidence le fait que la mesure du car-bone organique, aujourd’hui très en vogue, est au contraire un indice très discutable.L’analyse de ROELS se fait à partir du concept de « degré de réduction » γ. Celui-ci,lorsque la bactérie dispose de NH3 comme source d’azote, est défini comme suit :

γ = 4a + b – 2c (1.8)a

pour un substrat S de formule Ca Hb Oc.

Le degré de réduction γ varie entre 0 (pour CO2) et 8 (pour CH4) et le γ de la biomo-le de ROELS, CH1,8O0,5N0,2 vaut 4,80 (v. également chap. 2). Comme une bactériehétérotrophe se sert de son substrat à la fois comme source d’énergie et comme sour-ce de carbone, on peut supposer que le γ idéal pour un substrat sera celui qui n’exiged’elle ni un travail d’oxydation ni un travail de réduction, soit 4,80. En pratique, les

19

ENERGETIQUE DU METABOLISME

18

Les substances fermentées servent uniquement à la fourniture d’énergie, alors que lecarbone assimilé vient presque intégralement de molécules préformées, obtenues pardégradation d’un substrat en ses monomères. Au point de vue thermodynamique, le∆G conservé par les cellules est proportionnel au ∆G disponible (aérobie ou anaéro-bie). Par contre, l’application du Second Principe entraîne que ∆S ≥ 0 lors de la syn-thèse cellulaire. On peut distinguer quatre types de ∆S dans les opérations du méta-bolisme cellulaire :

n condensationmise en ordre

font décroître S.

n transfert de Hconversionde nutriments en résidus

font croître S.

pour que ∆S ≥ 0, la cellule doit donc produire un minimum de résidus (par calcul :0,03 g/g) par g de biomasse formée. Mais en fait la cellule produit 3,3 fois plus dedéchets que nécessaire (il y a des pertes dans la formation d’ATP comme on l’a vu).On peut admettre (ROELS, 1980) qu’en moyenne (pour 488 substances organiquescommunes) :

1 électron disponible = 26,616 ± 3,0 kcal d’enthalpie ;or 1 g bactéries sèches = 5,195 kcal (à la bombe)et 1 électron disponible permet la synthèse 5,195.3,14 = 16,3 kcal/e

de 3,14 g de biomasse La chaleur des bactéries provient des substrats, mais sur 26,6 kcal disponibles

16,3 sont assimilés, (62 %)10,3 sont dissimulés, (38 %)

Toute cette énergie passe par l’ATP, et on a (SERVIZI et BOGAN, 1963), si on appelleY le poids de bactéries formées par rapport à l’énergie utilisée :

Y = k1 NATP = – k1k2 ∆Gox = k1k2k3 DCO = 0,32 à 0,38 DCO (1.7)

Tableau 1.IV – Rendement bactérien aérobie pour divers substrats (avec NH4+

comme source d’azote).

Rendement Y (g biomasse/g DCO)Théorique Observé

Glucose 0,39 0,38 – 0,42Ribose 0,39 –Glycérol 0,38 0,41Acide acétique 0,34 0,34Acide palmitique 0,35 0,34Hexane 0,32 –Benzène 0,29 –Acide glutamique 0,36 0,36Arginine 0,32 –

(d’après SYKES, 1975).

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nombreuses études de fermentation effectuées montrent que ce γ idéal vaut plutôt4,50 et que :

si γ < 4,50 : le substrat contient trop de carbone et pas assez d’énergie ; si γ > 4,50 : le substrat est trop riche en énergie et pas assez en carbone.

Le tableau 1.V qui reprend les diverses molécules possibles avec 2 atomes de C, etdont toutes donnent le même résultat en carbone organique, accuse très bien cesdifférences. Le ∆G° par Cmol peut être facilement calculé à partir du nombre demoles d’O2 nécessaire pour oxyder une mole de S, en utilisant le facteur 106,4 vuplus haut. Il en découle nécessairement que le ∆G° par Cmol est une fonctionlinéaire de γ et n’est aucunement lié au carbone organique.

Tableau 1.V – Comparaison de diverses molécules à 2 carbones.

5. Rendement énergétique des anaérobiesLe rendement de croissance des anaérobies semble valoir en moyenne 10,5 (max. : 15)en ATP. Ce serait donc une constante biologique, puisqu’il est identique à celui desaérobies (ρATP = g de biomasse synthétisée par mole d’ATP). La mesure doit se faireen condition énergie limitée, et en phase logarithmique de croissance. En outre, lavaleur 10,5 n’est valable que si on fournit à la cellule les monomètres précurseurs dontelle a besoin. Or une mole de substrat consommé fournit un nombre variable de molesd’ATP : en général ± 1 mole d’ATP pour un mole de composé en C3.

6. Comparaison des deux métabolismesRamené au poids de cellule formées, en comparant les métabolismes aérobie etanaérobie, on calcule que pour le même substrat en C6 et la même production cellu-laire, le nombre suivant d’unités C6 sera utilisé (JUNGERMANN et al.) :

Substance γ PM DCO ∆G°MO2/ mg O2/ mg O2/ kcal/MS mg S mg C mol

CH3–CH3 7 30 3,5 3,73 4,67 (– 370)CH2=CH2 6 28 3 3,43 4,00 (– 320)CH3–CH2OH 6 46 3 2,09 4,00 (– 320)CH3–CHO 5 44 2,5 1,82 3,33 – 270CH3–COOH 4 60 2 1,07 2,67 – 208CHO–CHO 3 58 1,5 0,83 2,00 (– 159)COOH–COOH 1 90 0,5 0,18 0,67 (– 53)

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ENERGETIQUE DU METABOLISME

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. t =

te

mp

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ture

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°C

Lo

g R

Te

mp

éra

ture

°C

Rt=

1,3

56 ×

1,17

3t – 2

0 =

0,6

11 ×

1,17

3t – 1

5(0

,056

)

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ENERGETIQUE DU METABOLISME

Tableau 1.VI – Métabolismes aérobie et anaérobie.

Cette comparaison est extrêmement importante, car elle donne un avantage détermi-nant à l’épuration anaérobie, qui en outre permet la récupération de l’énergie nonlibérée, sous forme de CH4. Le désavantage du procédé est toutefois la lenteur dereproduction des ferments méthaniques.

Tableau 1.VII – Comparaison des H libérés par la métabolisation aérobie et anaérobie.

7. Influence de la températureLa température influence fortement la cinétique des processus biologiques, puis-qu’elle traduit la plus ou moins grande agitation des molécules. L’équation fonda-mentale à ce sujet, comme en cinétique chimique, est la loi de van’t HOFF-ARRHENIUS :

1 . dK = dlnK = ∆E (1.9)K dT dT RT2

oùK est la constante cinétique de la réaction (système népérien) ;k est la constante cinétique de la réaction (système décimal) ;

Substrat PM ∆H

aérobie anaérobie

kcal/mol kcal/g kcal/mol kcal/g

méthanol CH3OH 32 – 347 – 10,8 – 18,8 – 0,59

monosaccharide

C6H12O6 180 – 652,5 – 3,6 – 35,4 – 0,19

urée CO(NH2)2 60 – 178,4 – 2,97 – 27,6 – 0,36

acide butyrique

CH3(CH2)2COOH 88 – 501,0 – 5,7 – 13,3 – 0,15

(D’après SCHMIDT et KLUG, 1969 et COONEY et LEVINE, 1972).

Affectation ∑ Production Préparation %d’énergie des précurseurs assimilé

anaboliquesCellule aérobie 21,3 6,3 15 70Cellule anaérobie 135 120 15 11Commentaire 19 fois même = production

moins production de boue enrentable cellulaire phase log.

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T la température en °Kelvin ( 0 °K = – 273,1 °C) ;R la constante des gaz parfaits (1,98 cal/° mole) ;∆E l’énergie d’activation de la réaction.

Si cette loi est valable, on peut l’intégrer en

ln K = – ∆E + constante (1.10)RT

de sorte qu’en portant log K vs 1 on obtient une droite de pente – ∆E = – ∆E

T 2,3 x 1,98 4,58qui permet de calculer l’énergie d’activation.En biochimie ces énergies varient environ de 8 000 à 18 000 cal/mole. Lorsqu’on neconnaît que deux valeurs de K obtenues à des températures différentes, on peutappliquer (1.10) à chacune d’elles, et soustraire membre à membre, ce qui donne

ln K1 – ln K2 = – ∆E + ∆E d’où on tireRT1 RT2

log k2 = ∆E 1 – 1 (1.11)k1 2,3 R T1 T2

et enfin

∆E = 4,58T1 . T2 . log

k2 (1.12)

T2 – T1 k1

En fait, la température influence d’autres grandeurs que K, et notamment la viscosi-té, la densité, la tension superficielle, la tension de vapeur, …, de sorte qu’on obser-ve souvent des écarts à cette loi. Cette loi de croissance ne comporte aucun maxi-mum, et ne peut donc être observée que pour des systèmes enzymatiques bien au-dessousde leur maximum d’activité. Lorsque le maximum s’approche, l’enzymecommence à se décomposer, ou le complexe enzyme-substrat. Au-delà, la décompo-sition l’emporte et la réaction ralentit.

Les courbes des fig. 1.1a et 1.1b montrent effectivement une branche ascendante linéai-re obéissant à la loi d’Arrhenius, mais celle-ci plafonne puis culmine vers 37 °C pourensuite descendre rapidement sous l’effet d’une désactivation thermique. Pour cette rai-son, le facteur α (v. ci-après) trouvé dans des installations tropicales est toujours bieninférieur à celui des régions tempérées (p. ex. 1,053 au Burkina Fasso, TOURE 1986,contre 1,099 en Belgique, VANDEVENNE, 1986). GOMA a critiqué fondamentalementl’utilisation de la loi d’Arrhenius et du concept même d’énergie d’activation.

La sensibilité à la température varie très fort pour divers aspects du même processus.En outre, si E < 8 000 kcal/mol, il y a une forte chance pour que le processus soitplutôt limité par la diffusion, car même à basse température il y a toujours suffisam-ment de molécules activées.Diverses approximations à la loi d’Arrhenius ont été proposées, dont la plus couran-te a la forme (PHELPS, 1944)

kt = k20 . αt–20 (1.13)

En effet, si on note que dans (1.12) ∆E vaut environ 14 000 cal/mole pour les processusordinaires de la biodégradation, et si on admet de passer des °K aux °C par l’approximation

( )

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ENERGETIQUE DU METABOLISME

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Fig. 1.3 – Organisation autour d’un ion Na+, d’après HORNE(ed.) Water andaqueous solutions, p. 259, J. WILEY et SONS, 1972.

L’épaisseur des couches vicinales est mal connue : 3 à 5 Ø moléculaires selon les uns,300-1000 Å pour les autres. En tout cas, au moins 25 Å. Ce phénomène expliqueraitaussi les biocénoses stables dans des fourchettes de température précises, et chan-geant brusquement de dominance. Dans une communauté, la majorité des espècesdoit partager la mêmelimite thermique supérieure sous peine de déstabilisation. Cescommunautés s’établissent dans les zones géographiques adéquates, et sont sensiblesaux catastrophes ou à la pollution thermique. Ex. : la communauté arctique est stablesi t < 15 ° et instable si t > 18 °. Même observation avec discontinuité à 30 °, enfaveur d’une communauté tropicale ou subtropicale. Enfin, on aurait une instabilitégénérale pour t > 37 ° et mort à 45 °C.

Fig. 1.4 – Pyruvate kinase (d’après DROST– HANSEN, 1979).

1 – 1 = 0,0000117 (t2 – t1)T1 T2

(valable aux températures habituelles) il devient possible de passer des logarithmes(éq. 1.12) à l’exponentielle, avec

k2 = k1 . 100,0368 (t2-t1) = k1 . 1,088(t2-t1) (1.14)

En pratique toutefois, α est presque toujours inférieur à cette valeur.Le coefficient α reçoit une valeur différente par tranche de température :

de 5 à 15 : 1,109de 15 à 30 : 1,042 1,047 en moyenne (GOTAAS, 1948)de 30 à 40 : 0,967

Fig. 1.2a et 1.2b – Effet de la température sur la croissance.a. Acinetobacter calcoaceticus sur milieu tryptone de soja (bactérie importante pourl’élimination du phosphore), d’après DUPREEZet TOERIEN, 1978.b. Application de l’équation d’Arrhenius aux vitesses de croissance d’E. Coli (O) etd’un Pseudomonas (X), d’après INGRAHAM(1958).

Les figures retraçant l’activité bactérienne en fonction de la température présententsouvent des brisures, des changements abrupts de pente. DROST-HANSEN et CLEGG

(1979) suggèrent une interprétation intéressante à cette observation.L’eau, et particulièrement l’eau cellulaire, n’est pas une phase continue homogène.Au contraire, l’eau située près des parois, des membranes, des ions, tend à se struc-turer : c’est l’eau vicinale (voir fig. 1.3 organisation autour d’un ion Na+).

Cette organisation présente des points singuliers à des températures précises (15 –30 – 45 ° notamment). La première couche est fixée par adsorption moléculaire àune surface hydrophile, ce qui restreint ses mouvements mol éculaires. La restrictions’atténue pour les couches suivantes et devient nulle pour le sein du liquide.L’eau vicinale a des propriétés singulières de viscosité, de diffusion, d’échange ourétention d’ions, de sélectivité ionique …, la notion de pH y est difficile à appliquer.Le mode d’organisation change brusquement à certaines températures (transition).Ceci expliquerait les courbes d’Arrhenius présentant des branches de droite plutôtqu’une courbe continue (voir fig. 1.4 pour la pyruvate kinase). L’énergie d’activa-tion varierait donc brusquement, presque toujours aux mêmes températures, en liai-son avec les complexes enzyme-substrat.

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CHAPITRE 2

Métabolisme des décomposeurs

Les hétérotrophes constituent un groupe extrêmement important de microorga-nismes, au moins du point de vue de l’épuration biologique. Il est donc intéressantde fournir quelques détails sur ce qui se passe entre le moment où le donneur d’élec-trons pénètre dans la cellule, et le moment où les équivalents réducteurs en sortentpour réagir avec l’accepteur final. Nous choisirons le cas le plus complexe, celui oùcet accepteur est l’oxygène, c’est-à-dire le cas du métabolisme aérobie.

La nutrition des micro-organismes peut se décomposer en cinq phases :1. Transport des aliments depuis le liquide jusqu’à la surface de la bactérie.2. Adsorption des aliments sur la membrane cellulaire (pour les organismes inca-

pables de se mouvoir pour prendre leur nourriture).3. Prédigestion par des exoenzymes ou des enzymes de surface, pour réduire les

dimensions des molécules.4. Perméation ou franchissement de la membrane cellulaire.5. Métabolisation avec ses deux aspects :

n anabolisme ;n catabolisme (et respiration endogène).

Fig. 2.1 – Schéma de principe de la nutrition bactérienne (d’après MORRISet STUMM).

La température influence également le rendementcellulaire : à basse température lafraction oxydée augmente, car une plus grande quantité d’énergie est nécessaire pourmaintenir l’activité métabolique. Corrélativement, l’assimilation est moindre, doncégalement la production de biomasse ou boue secondaire.Comme d’autre part la respiration endogène croît avec la température, on comprendqu’un minimum de besoin en O2 soit parfois observé (p. ex. vers 25 °C pour la bio-dégradation d’une eau de Sambre, EDELINE, 1974).

Les microorganismes anaérobies réagissent également à la température. Leur vitessede dissimilation du carbone (c’est-à-dire de production de CH4) est affectée d’uncoefficient de température que l’on peut empiriquement définir, en zone mésophileet de 0 à 45 °C, par

f (t) = 100,0308t – 0,776 . 10–3 . 100,0974t (1.15)(f (t) = 1 pour t = 0 °C). La fig. 1.5 montre que ces courbes passent par un max., ettombent ensuite très rapidement à zéro (F. PÖPEL, 1967).

Fig. 1.5 – Effet de la température sur l’activité enzymatique des bactéries aérobieset anaérobies (d’après PÖPEL).

D’après des essais systématiques (MUCK et GRADY, 1974), la température agit aussisur le taux de croissance µ, le coefficient d’entretien b et la constante de saturationKs. Pour les deux premiers, la loi d’Arrhenius est observée avec des énergies d’acti-vation de 12,5 et 13,9 kcal/mol respectivement. Ks représentant l’affinité desenzymes pour leurs substrats, on s’attend à le voir diminuer lorsque T augmente (cf.§ 1.4). Les résultats expérimentaux ne sont cependant pas clairs à cet égard.

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4. Perméation ou pénétration dans la celluleDes exoenzymes hydrolytiques décomposent les grands polymères P (cellulase, chi-tinase, amylase…) sans libérer d’énergie pour la cellule. Dans certains cas les oligo-polymènes O sont dégradés en monomères M par d’autres hydrolases qui sont dansou sur la membrane cellulaire, et non diffusées au dehors. La dépolymérisation nedoit pas toujours être totale, et par exemple des peptides peuvent traverser la mem-brane comme tels, les peptidases étant intracellulaires.

P↓ exo hydrolasesO↓ hydrolases de surfaceM↓ pénétration et métabolisme (endo-enzymes)CO2 … H2O

On a élaboré une théorie de la « diffusion facilitée » par des enzymes (perméases)qui sont des « porteurs mobiles » accélérant le passage du soluté à travers la mem-brane. Les molécules non ionisées paraissent franchir plus facilement les mem-branes. En tout cas si la vitesse d’absorption d’un substrat est une fonction de saconcentration, c’est une fonction saturable.

La cellule est entourée d’une membrane (CAPALDI, 1974), de même que certainesparties comme le noyau, les mitochondries, les microsomes, les chloroplastes…L’ATP est fabriqué dans la membrane des mitochondries, ce qui confirme le rôleimportant des membranes.Toutes les membranes sont constituées d’un double feuillet de lipides : un phospho-lipide avec groupe glycérol forme une extrémité polaire, estérifiée avec des acidesgras longs dont la pointe est hydrophobe. Toutes ces chaînes sont dirigées vers l’in-térieur, et sont plus ou moins mobiles latéralement. L’épaisseur du feuillet est de 45Å, et l’ensemble des membranes représente environ 50 % du poids cellulaire. Deplace en place, du cholestérol « assouplit » la membrane.

Il existe également des enzymes plus ou moins immergés dans cette doublecouche. Par exemple, le cytochrome-oxydase, dernier maillon de la chaîne detransfert des électrons dans la syntèse de l’ATP, se trouve immergé dans la mem-brane mitochondrique.

Le mécanisme est complexe, et on a le choix entre un passage par solution à travers lelipide, ou à travers des pores (dont le diamètre efficace serait alors empiriquement3,5 Å). La diffusion est un des mécanismes probables, mais le transport est sans doutepartiellement actif, parce qu’il s’effectue contre un gradient de potentiel électrochi-mique, qui tendrait à faire circuler les molécules dans l’autre sens. Na+ et K+ sem-blent également liés à la perméabilité des membranes biologiques. La toxicité du phé-nol consisterait en une modification de cette perméabilité. Par ailleurs le dinitrophé-

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METABOLISME DES DECOMPOSEURS

1. TransportL’interface normale d’une boue activée est de l’ordre de 1 500 m2/m3. Le rapportsurface-poids d’une bactérie est 400 000 fois supérieur à celui d’un homme. Pourune solution à 100 mg/l de glucose ( 4.10–7 M/ml), en admettant un diamètre molé-culaire de 10 Å et un coefficient de diffusion D = 10–5 cm2. s–1, chaque point de lamembrane cellulaire est heurté par une molécule 20 fois par seconde. La turbulenceaccélère encore ce mécanisme diffusif. On peut donc admettre que cette phase nesaurait être limitante qu’aux concentrations extrêmement faibles.

2. AdsorptionS’il y a des forces attractives, la captation ne se fera pas seulement grâce aux chocsdiffusifs. L’adsorption est une phase physicochimique, généralement supposée beau-coup plus rapide que les phases biochimiques. Elle est évidemment plus lente dansles groupes de cellules agglomérées. On estime qu’elle est complète en 20 minutes,et ce fait sert de base au procédé contact-stabilisation, où l’adsorption est réaliséedans un réacteur spécial (v. p. 165). On a même été jusqu’à ramener toute l’épura-tion à une cinétique d’adsorption (SCHULZE), mais cet avis n’est pas partagé par tous(KRISHNAN et GAUDY, 1966). Le phénomène étant rapide, on peut le considérercomme étant toujours à l’équilibre. On n’a en tout cas jamais pu montrer une accu-mulation de substrat soluble à la surface des cellules.

En analysant des courbes de respiration bactérienne au moment de la cessationbrusque de l’alimentation en substrat, EKAMA et MARAIS (1978) ont montré que 7 à8 % de l’énergie disponible du substrat était dépensé pour la phase d’adsorption. Onle voit, il s’agit à nouveau d’une mesure indirecte.

3. PrédigestionCette phase nécessite très peu d’énergie de la part de la bactérie et ne fait pas dimi-nuer la DBO. La prédigestion est effectuée par des exoenzymes, moins fragiles quela bactérie, mais ayant un optimum assez net de T° et de pH. La prédigestion estgénéralement une hydrolyse :n liquéfaction des graisses (estérases) ;n des amidons (carbohydrases) ;n des protéines (protéases).

Finalement l’insoluble devient soluble, et la dimension des molécules diminue :cette phase ne concerne donc que les particules, les colloïdes, et les grossesmolécules.

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METABOLISME DES DECOMPOSEURS

30

5.2. Catabolisme, dissimilation ou respirationC’est la combustion immédiate ou différée des substrats, pour libérer leur énergielibre, cette énergie étant nécessaire pour assurer les opérations suivantes :n synthèses chimiques (monomères et polymères) ; i.e. entretien et anabolisme ;n travail mécanique et transport de substances en sens opposés aux gradients ;

i.e. perméation ;n travail électrique ;n (chaleur) ;n travail osmotique ;n (émission de rayonnement).Elle est libérée peu à peu par des transferts d’H2 ou d’électrons, et correspondnotamment à la récupération de l’énergie libre (∆G) des composants du substrat,grâce à une série d’oxydo-réductions couplées. Finalement on aboutit à :

C → CO2H → H2ON → NH4

+

L’énergie est stockée dans des molécules d’ADP et surtout d’ATP (adénosine di- ettri- phosphate), dont une molécule peut être synthétisée chaque fois qu’une des oxy-dations partielles de substrat libère au moins environ 7 000 cal/mol. La fig. 2.3montre comment est organisé le pool cellulaire d’ATP. L’état de ce pool dans unecellule vivante et en croissance normale s’exprimera par :

0,80 < [ATP] + 0,5 [ADP] < 0,95[ATP] + [ADP] + [AMP]

(AMP désigne le monophosphate, non porteur d’énergie).Un ajout de phosphate à une boue activée carencée a un effet immédiat sur sa respi-ration (v. fig. 2.2)

Fig. 2.2 – Illustration de l’effet d’une déficience en P sur la respiration.

mg O2/l

respiration

nol est toxique parce qu’il inhibe la production d’ATP et de ce fait bloque la « pompeà Na » qui, en expulsant Na, réactive le transport du substrat vers l’intérieur.

La pénétration des substances lipophiles (Kow* élevé) se fait à travers la couche lipi-dique, et celle des autres à travers les pores hydrophiles de la membrane.Les bactéries peuvent concentrer des sels (p. ex. K+) jusqu’à 1000 fois par rapport aumilieu extérieur. Elles manifestent une grande résistance à la concentration salineexterne : la concentration maximum de NaCl n’entravant pas la croissance varieselon les espèces de 50 à plus de 240 g/l.

En résumé on aurait les trois possibilités suivantes (EAWAG, 1987) :1. si la molécule n’est pas chargée électriquement, elle peut pénétrer par diffusion ;2. si la molécule est chargée elle ne peut pénétrer que par l’entremise de perméases ;3. si la molécule est lipophile, elle passera à travers la couche grasse de la membra-

ne cellulaire.

5. MétabolisationC’est un processus beaucoup plus lent que les autres. Il se divise en deux compo-santes, traduisant les deux utilisations possibles des aliments ou substrats :

5.1. Anabolisme, assimilation ou production

C’est l’accumulation ou mise en réserve d’énergie et la synthèse des composantscellulaires (besoins plastiques, multiplication). Il conduit à un développement descellules ou des colonies , c.à.d. à un accroissement de la biomasse. En technologiede l’épuration, on appelle cette biomasse « boue secondaire », et elle a une incidencetrès particulière sur l’exploitation. Les filières métaboliques menant à la synthèsedes composants cellulaires sont nombreuses et complexes, et leur descriptiondétaillée sortirait du cadre de cet ouvrage. Il est toutefois intéressant de noter quel’abondance de substrat ne mène pas automatiquement à la croissance puis à la divi-sion cellulaire : certains substrats qui ne permettent pas la croissance sont néanmoinsdégradés. On a noté en particulier que la division cellulaire faisait impérativementappel à une ressource en azote : cette constatation est même à la base du procédéHatfield-Kraus mis au point pour les eaux déficientes en azote et décrit au chap. 6. On parle également de croissance cryptique, phénomène par lequel une biomassepeut trouver des éléments de croissance dans les produits de lyse puis d’hydrolysedes cellules mortes.L’anabolisme est parfois appelé aussi organisation, surtout lorsque la source de car-bone est minérale (CO2).

* Le Kow est le coefficient de partage d’une substance entre l’octanol et l’eau. Plus il est élevé, plus la substance est liposoluble et a tendance à s’accumuler dansles tissus vivants. Plus il est faible, plus la substance est hydrosoluble et a tendanceà s’accumuler dans l’hydrosphère.

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Cette métabolisation incomplète avec rejet de produits intermédiaires n’est jamaisprise explicitement en compte dans les modèles mathématiques, ce qui limite sérieu-sement leur validité et ouvre tout un champ à de nouvelles recherches.Le rapport théorique de conversion du substrat en biomasse, tiré de considérationsénergétiques a été examiné en 1.4. On accepte généralement la composition suivantepour une biomasse bactérienne : C5H7NO2 (soit un poids moléculaire de 113).L’oxydation d’une telle biomasse se fait selon :

C5H7NO2 + 5 O2 → 5 CO2 + NH3 + 2 H2Oce qui confère aux bactéries un équivalent oxygéné de 160/113 = 1,42 et un rapportC/N de 4,29.Cette biomole a l’avantage d’être simple. Toutefois, des compilations portant sur detrès nombreux microorganismes ont permis à ROELS (1980) d’avancer la formuleCH1,8O0,5N0,2 ou C5H9NO2,5. Cette biomole consomme 5,25 O2 pour être oxydée, cequi lui confère un équivalent oxygéné de 1,37, un « poids moléculaire » de 123, etun rapport C/N inchangé de 4,29.

5.3. Respiration endogène

C’est la combustion de substrats endogènes, par opposition aux autres substrats quisont exogènes. Il y a changement de biomasse par les trois phénomènes suivants :n respiration endogène (d’abord des réserves, puis de certains constituants cellu-

laires ; on appelle énergie de maintien celle qui est nécessitée pour la resynthèsede ces composants cellulaires) ;

n lyse ;n recroissance sur le lysat, ce qui implique son oxydation partielle (croissance

cryptique).N.B. : Seul le substrat est endogène, l’accepteur ultime, O2, reste externe.

La combustion différée des réserves s’appelle respiration endogène, mais il y a deuxconceptions à son propos, selon qu’on considère l’ensemble de la consommationd’oxygène associée à la consommation des réserves et de la substance des celluleslysées, ou seulement cette dernière.

Affectation (en %) Rivières Métabolisme Métabolisme* aérobie anaérobie

Oxydation en CO2 et H2O 33 72-78 0Biogaz (CO2 et CH4) 0 0 92-96Synthèse protoplasmique 28 13-15 3Métabolites intermédiaires 39 11-12 1-5

* Réf. CEBEDEAU

33

METABOLISME DES DECOMPOSEURS

32

Le dosage de l’ATP est délicat et coûteux, et d’autre part son interprétation n’est pasunivoque. C’est pourquoi on ne peut encore actuellement le considérer comme unparamètre utile à surveiller. Dans une mise au point intéressante, HAMER (1983) dis-tingue soigneusement trois possibilités pour une dégradation non accompagnée decroissance : 1. cométabolisme : dégradation se produisant obligatoirement en présence d’un

autre cosubstrat transformable ;2. métabolisme fortuit : dégradation sans cosubstrat, mais résultant de la non spéci-

ficité des mono-oxygénases ;3. activité enzymatique des endoenzymes de cellules mortes ou non viables (l’am-

pleur de ce phénomène est inconnue).

En fait le catabolisme ne va pas toujours jusqu’à la formation exclusive de H2O etCO2, et s’arrête parfois en chemin, au niveau de produits intermédiaires (métabo-lites). Certains sont solubles et biostables et constituent une DCO (non une DBO)résiduelle. Ce qu’on appelle « humus » en épuration biologique pourrait n’être qu’untel métabolite, un polysaccharide non ou faiblement azoté, rejeté dans le milieu. Sontrejetés également des hémicelluloses et des produits de type humique (polyconden-sats carboxyliques et phénolés).Par la métabolisation de composés ternaires à faible poids moléculaire (acides gras)on a trouvé le partage suivant :

Fig. 2.3 – Distribution de l’énergie tirée du substrat dans le métabolisme microbien(ROELSet KOSSEN, 1978).

Synthèsede

produits

Utilisationdu

substrat

PoolATP

Maintenance

Synthèsede

précurseurs

Synthèsede

biomasse

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35

METABOLISME DES DECOMPOSEURS

De même il ne faut pas confondre la respiration endogène avec les besoins d’entre-tien (ou de maintenance) des cellules. Ceux-ci correspondent à une consommationde substrat externe non accompagnée de croissance cellulaire, et fournissant à la cel-lule le minimum d’énergie dont elle a besoin pour remplacer ses déchets et conser-ver son intégrité.

L’ensemble des phénomènes qui font ainsi diminuer la biomasse bactérienne estsouvent appelé minéralisation des boues. Ce mécanisme est extrêmement précieuxpour réduire la quantité de boue secondaire, sous-produit peu agréable de toute sta-tion biologique.Les procédés sont souvent conçus expressément pour le favoriser, mais l’opérateurlui-même dispose bien souvent de moyens d’action (réglage de ses purges parexemple) pour le promouvoir. On a souvent prétendu que le nombre des cellulesvivantes était un faible pourcentage de la biomasse totale (p. ex. 20 ou 25 %) En réa-lité les essais de l’EAWAG (1985) ont démontré que la quasi totalité des cellules sontviables, (i.e. métabolisent et se divisent), et que l’affirmation antérieure résultaitd’un artefact manipulatoire.Les bactéries ont le pouvoir d’utiliser un excès de substrat pour former des réservesintracellulaires ou extracellulaires, réserves qui sont ultérieurement utilisées lorsquele substrat vient à manquer.Les réserves sont à proprement parler des hydrates de carbone : glycogène, lipides,poly-ß-hydroxybutyrate ou PHB. Lorsque ces réserves vraies sont épuisées, la cellu-le est obligée de sacrifier également du RNA, des protéines, des amino-acides libreset des peptides.D’une façon générale, le problème des réservescellulaires a été envisagé parWILKINSON (1959) dans un excellent article de synthèse, dont nous reprenons ici lespassages significatifs. En fait « toute substance capable de se dégrader en intermédiaireset en énergie peut avoir une fonction indirecte de réserve. Donc un organisme peut utili-ser beaucoup de ses constituants essentiels sous le stress d’une pénurie prolongée ».Une substance de réserve, par ailleurs, requiert de l’énergie pour sa propre synthèse.Certaines de ces réserves sont produites en quantités appréciables même dans desmilieux très pauvres, mais même en conditions favorables, la réserve dépassera rare-ment 50 % du poids sec cellulaire total. Il est probable que le polymère de réserveservira à couvrir le métabolisme endogène de maintenance, plutôt qu’à assurer lacroissance (du moins dans un métabolisme aérobie).Les trois réserves principales sont les polysaccharides, les granules de lipides et lesgranules de volutine. Ces derniers constituent une réserve de phosphore qui ne nousintéresse pas ici mais que nous examinerons spécialement dans le chapitre consacréà la déphosphatation biologique.Les polysaccharides de la paroi cellulaire ou extracellulaire ne semblent pas être desréserves d’énergie, et il est même probable qu’ils sont en grande partie perdus pour lacellule. Ils sont sans doute plutôt associés au glycocalyx, (COSTERTON 1979). Parcontre les polysaccharides intracellulaires, – essentiellement le glycogène, – peuventatteindre 25 % du poids sec pour des cultures riches en C, S et P mais déficientes en N.Inversement le glycogène disparaît et la multiplication reprend lorsque de l’azote est à

34

nouveau fourni. En ce sens, c’est une vraie réserve capable de fournir de l’énergie pourla synthèse de protéines. Le poly-ß-hydroxybutyrate ou PHB est une réserve lipidiqueconstituée de plus ou moins 60 résidus butyriques par chaîne, et peut représenter jus-qu’à 50 % du poids sec cellulaire. Comme milieu favorable, les solutions d’acétate etde butyrate sont excellentes (donc indirectement les milieux riches en glucoseemployés dans certains essais) alors que le succinate ne convient pas. Il semble que lePHB puisse être une source de carbone interne, mais qu’il fonctionne plus générale-ment comme réserve d’énergie interne, par exemple pour empêcher l’autolyse.Si tous ces mécanismes réversibles de synthèse et d’utilisation sont confirmés, il doitexister une concentration critique de substrat pour laquelle les substrats exogène etendogène sont à considérer comme également disponibles (EDELINE et LAMBERT, 1979).Si une station d’épuration fonctionne selon un cycle diurne qui l’amène successive-ment de valeurs de S super-critiques à des valeurs subcritiques, ce phénomène pour-ra jouer un rôle dans l’hystérésis des respirations, et un tel phénomène a déjà étéinvoqué par JACQUART et al.(1972) sans toutefois que les polymères de réserve aientété dosés. La concentration critique n’est pas connue, mais elle pourrait être estiméeà plus ou moins 20 mg DCO/l (à partir des résultats publiés par EDELINE et LAMBERT

(1979), à propos d’essais en rivière). Il serait logique que cette concentration critiquesoit liée à (et peut-être très proche de) la concentration de saturation, le Ks, puisquec’est celle-ci qui détermine les conditions où un substrat donné devient limitant.Effectivement les valeurs de Ks sont de l’ordre de 15 à 30 mg/l pour les culturespures en croissance dispersée, analogues à ce qui se passe en rivière. Pour les bio-flocs d’une station à boues activées, les Ks apparents sont nettement supérieurs (sou-vent dix ou vingt fois), et il faut s’attendre à ce que la concentration critique remonted’autant. Cette discussion est cependant fragile, car on verra plus loin que ces hautsKs pourraient résulter d’un artefact de calcul.

Par ailleurs WALTERS et al. (1968) ont observé que le stockage maximum deréserves a lieu pour un rapport Substrat/Biomasse = 4,30 g DCO/g MSV.j et pour unDCO/N de 31,4 (i.e. gros manque d’N). Les réserves sont généralement ternaires,mais pour qu’elles soient produites il faut néanmoins que la source contienne, outreles hydrates de carbone, des protéines.

Les polymères de réserve peuvent atteindre un pourcentage élevé du poids de la bio-masse, qui serait de l’ordre de 15 %. D’autres auteurs donnent toutefois des valeursmoindres : 3 à 5 % selon WALLEN et DAVIS, 1972 ; 2,2 % pour GRÜNWALD etBARTECKOVA, 1973. Il semble que les polymères externes, polysaccharides, attei-gnent environ 10 %, alors que les internes, poly-ß- hydroxybutyrate (PHB) puissentatteindre 20 % (MAGARA, NAMBU, UTOSAWA, 1976).

GRÜNWALD et BARTECKOVA (1973) ont été jusqu’à proposer une équation d’ajuste-ment donnant le % de polysaccharides Y atteint à l’équilibre avec une charge X don-née (en g DBO5/g BA.j) :

Y = 5,52 X – 0,055

Pour la charge de 4,3 donnée en DCO par WALTERS (voir ci-dessus), cela donneraitenviron 12 %. De nouveau on ne dit rien de la cinétique de formation de ces réserves

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METABOLISME DES DECOMPOSEURS

36

Fig. 2.4 – Les grands mécanismes métaboliques.

n Pour la glycolyse(y compris Embden-Meyerhof, et Entner-Doudoroff) : glucose,fructose, glycéraldéhyde, dihydroxyacétone, ac. glycérique, ribulose, érythrose.

n Pour le cycle de Krebs(ou cycle des acides tricarboxyliques) : les acides pyru-vique, acétique, citrique, aconitique, α cétoglutarique, succinique, fumarique,malique, oxaloacétique.

n Pour le cycle de l’urée: ornithine, citrulline, alanine, asparagine.n Pour le cycle de l’acide tétrahydrofolique (cycle mineur mais néanmoins très

important dans les transméthylations) : formaldéhyde, alcool méthylique, acideformique. Cette dernière observation est à la base de la commercialisation del’adjuvant DOSFOLAT (v. p. 45)

La biodégradabilité d’un composé chimique est liée à sa structure. En milieu aérobieon cite les « règles d’Alexander » : freinent la biodégradation :n la substitution par Cl, SO3H, NO2, NH2 ; n la polysubstitution par rapport à la monosubstitution ; n la présence de plusieurs noyaux aromatiques ;n la ramification (effet maximum en présence d’un carbone asymétrique) ;n pour les molécules aromatiques, l’ordre de dégradabilité est para > ortho > méta ; n pour les dérivés chlorés aliphatiques, l’ordre de dégradabilité est ω > γ > β > α.

Les polluants réfractaires résiduels trouvés en rivière (Rhin) sont pour les 2/3 desacides aromatiques polyhydroxycarboxyliques d’un PM moyen de 200.

Les substances ternaires (CHO) sont aussi respirées d’abord, les quaternaires(CHON), étant plus vitales et plus aptes à assurer la survie, ne le sont qu’en dernierressort.Dans le métabolisme, il est à remarquer que les pistes d’oxydation sont presqueidentiques pour les bactéries, les protozoaires et les levures, que les substrats soientexo- ou endogènes.

6. La biodégradation de divers substratsLa cellule bactérienne utilisée pour épurer une solution ou une suspension de pol-luants doit dégrader une très grande variété de composants. Toute cellule a un équi-pement de base lui permettant de dégrader directement certains substrats, comme leglucose. D’autres substrats, comme le phénol, ne sont pas dégradés avec la mêmefacilité par toutes les cellules. Il est hors de question d’examiner un à un tous cessubstrats, mais il est utile de fournir un schéma (voir fig. 2.3) des principaux mon-tages métaboliques.

Toute substance faisant partie d’une de ces filières ou cycles peut servir de substrat,entrer dans la cellule et intervenir à la place qui lui est assignée. C’est ainsi quepourraient intervenir :

externes, et il n’est pas non plus certain que ces polymères soient réellement desréserves, c-à-d soient récupérables par la bactérie.

Par contre la fonction réelle des polymères internes est beaucoup mieux connue.D’après les résultats de Mc RAE et WILKINSON (1958) et ceux de HOLME, on peutcalculer que la teneur maximale en PHB* est de 2,75 mg/mg N ce qui représente,pour une biomole de CH1,8O0,5N0,2 (cf. ROELS, 1980), pratiquement 24 % du poidstotal. Une autre réserve bactérienne connue est le glycogène, dont PORGES et al.(1963) ont trouvé 19,3 % dans une boue activée de laboratoire. L’aptitude à formerdes réserves n’est pas universelle, et dépend fortement de la nature du substrat(soluble ou non, simple ou complexe, équilibré ou non, source d’azote et de carbo-ne...). SLEPECKY et LAW (1961) indiquent qu’un milieu riche en glucose et en acétateest favorable à la formation du PHB.

La formation du PHB prend environ 4 h, et sa disparition 12 h, ce qui mettrait lesvitesses dans l’ordre des constantes de temps des stations d’épuration à cycle de char-ge diurne. De même WALLEN et ROHWEDDER (1974) rapportent qu’en milieu favorablele PHA peut se former en 2 h et disparaître à plus ou moins 50 % en 20 h d’aérationsubséquente. WALLACE (1980) note la disparition des granules de glycogène en 4 h.D’une façon générale on relève une formation rapide et une utilisation lente.

* On parle généralement de PHB, mais il apparaît maintenant qu’il s’agit d’unmélange de PHB et de PHA, poly-ß-hydroxyalkanoates (WALLEN et ROHWEDDER,1974), notamment le valérate.

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Biodégradabilité Toxicité

HydrocarburesAlcanes faible +Oléfines > C7 difficileChloro-oléfines nulle

Sucresholosides et poly- facileligno celluloseacides ligno sulfoniques difficile

Alcoolsprimaires et secondaires faciletertiaires difficile

Acidesmono et dicarboxyliques facilediméthyl substitués difficile

Phénolsordinaires facile +substitués (chloro, nitro, …) nulle +polyphénols condensés nulle

Aldéhydes bonneAmino acides bonne (*)

(*) Cystine et Tyrosine sont moins dégradables. Inspiré de B. VUILLERMET

(1976).

Tableau 2.I – Biodégradabilité de différentes structures chimiques.

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CHAPITRE 3

Enzymologie

Selon la formulation frappante de LEHNINGER (1975), la vie est une propriété exhibéepar une réunion de molécules sans vie. La dimension de la cellule vivante quels quesoient les organismes qu’elle constitue ou dans lesquels elle est incluse, est remar-quablement stable. C’est en effet la seule possible entre deux tailles extrêmes :n le minimum du volume nécessaire pour loger environ 10 000 enzymes ;n le volume maximum permettant d’éviter des problèmes de transport dans la cellule.

1. Nature des enzymes (synonymes : ferments, diastases)

Ce sont des catalyseurs organiques, à poids moléculaire élevé (13 000 à 840 000). Sila théorie « 1 gène – 1 enzyme » est exacte, il y en a de 1 000 à 10 000 différentsdans une seule cellule. Les enzymes sont des protéines (du type albumine) coupléesà un facteur dissociable dont la disparition rend souvent le tout inactif. Dans cetensemble, la protéine est le « porteur colloïdal spécifique », elle est thermolabile,alors que le facteur dissociable est thermostable. Tout agent qui dénature la protéinedénature aussi l’enzyme.

Le facteur dissociable peut être de trois types différents :n coenzyme :

composé organique non protéique et facilement détachable. (ex : le NAD ounicotinamide adénosine dinucléotide, le FAD ou flavine-adénine dinucléotide,etc.). Les coenzymes sont souvent chimiquement très proches des vitamines.

n groupe prosthétique:groupe plus solidement lié à la protéine. (ex. : l’hème des cytochromes, la bioti-ne, etc.).

n activateur:petit ion généralement métallique, di ou trivalent, p. ex. : Fe, Zn, Cu… Ceci laisseprévoir le rôle de Fe, Zn, Cu… Co, Mo, Mg, Mn, Ca et K comme oligoéléments.

On a donc :Co-enzyme

Apo enzyme + Groupe prosthétique = HoloenzymeActivateur

On peut classer les enzymes en exoenzymes et endoenzymes, selon qu’ils sont émisdans le milieu extérieur, ou au contraire n’existent qu’à l’intérieur des cellules. Ondistingue aussi des enzymes constitutifs et des enzymes adaptatifs, selon qu’ils font

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[ ]

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2. Mode d’actionL’enzyme accélère la réaction pour laquelle il est spécifique, diminue son énergied’activation (barrière d’énergie), mais ne déplace pas son équilibre final. Parexemple pour décomposer l’eau oxygénée il faut environ :

E d’activationsans catalyseur 18 000 cal/molavec catalyseur minéral (Pt) 12 000 cal/molavec enzyme (catalase) 2 000 cal/mol

L’action d’un enzyme est toujours réversible. Elle s’explique en considérant quel’énergie brutale mais gaspillée en tous sens nécessaire pour amorcer une réactionsans catalyseur est remplacée par une énergie moindre accompagnée d’information(c.à.d. d’une mise en ordre, d’une néguentropie : les réactions enzymatiques ont un∆S négatif). Cette information consiste en une forme stérique portant des groupesactifs disposés correctement pour saisir le substrat et mettre en place exacte deuxgroupes, donneur et receveur, d’électrons. Ces deux groupes sont nécessaires pourl’équilibre électrostatique. En supplément, cette information garantit la spécificité des enzymes et la rection dumétabolisme.La spécificité des enzymes est variable, et peut être extrême. On distingue :n spécificité par rapport à une classe de réactions (ex. hydrolyse de n’importe quel-

le protéine) ;n spécificité par rapport à une réaction déterminée (ex. oxydation de l’ac. lactique

en pyruvique) ;n spécificité optique (ex. portant sur un isomère optique l).La rection du métabolisme en découle, car c’est par exemple toujours de l’ac. pyru-vique qui est formé à partir d’acide lactique par la déshydrogénase lactique, etjamais une autre substance.Les enzymes E forment avec leur substrat S un complexe ES, l’attaquent, puis libè-rent le produit P :

k1 k3E + S ES → E + P (3.1)

k2(k1, k2, k3, sont des constantes de vitesse, et non des constantes d’équilibre).

E s’unit à S en trois points au moins, après quoi deux fonctions de l’enzyme agissent :l’une fournit un électron et l’autre en accepte un en un autre endroit, ce quidéclenche la réaction S → P. Cette théorie d’une attaque bifonctionnelle rend comp-te de la supériorité des enzymes sur les catalyseurs monofonctionnels. Actifs dansune fourchette de 2 à 3 unités pH, ils sont nettement accélérés par la température jus-qu’à ± 50° C.

Toutes les oxydo-réductions cellulaires, accompagnées de transfert d’énergie (partransfert progressif d’hydrogène ou d’électrons), peuvent être caractérisées par unrH, un ∆G’° ou un E’° selon la formule vue plus haut :

41

ENZYMOLOGIE

ou non partie de l’équipement de base des cellules. Dans leur classification, leurnom réfère (1) à la réaction catalysée et (2) au substrat : ex. déshydrogénasemalique. On a les deux grands groupes suivants :n Hydrolases :

de la liaison C – O estérases (esters)carbohydrases (glucides)

de la liaison C – N amidasesprotéases

n Desmolases :Oxydases CarboxylasesDéshydrogénases IsomérasesMutases HydrasesTransférases Réductases

Exemples : De nombreuses chaînes de réactions, comme la dissimilation des sucres,sont des transferts d’H2 de proche en proche par le système NAD+ NADH(fig. 3.1, coenzyme préféré des anaéro-déshydrogénases). Lorsque le passage finalde H2 à O2 (accepteur terminal) est direct, il y a intervention d’une aéro-déshydrogé-nase (la flavo-protéine, jaune), qui produit H2O2. Toxique, cet H2O2 doit être décom-posé par une catalase en H2O + O. Normalement la flavoprotéine transfère les élec-trons de l’hydrogène à un nouveau système enzymatique : celui des cytochromes,présent seulement dans les organismes aérobies.

donneur accepteurd’hydrogène d’hydrogène

CH3 — CHOH — COOH NAD+

(ac. lactique) 2HCH3 — CO — COOH(ac. pyruvique) NADH + H+

Action de la déshydrogénase lactique, exemple de cession de 2 H à un accep-teur intermédiaire cyclique.

O O

R — C + H2O R — C + HO — CH2 — R’O — CH2 —R’ OH

Action d’une lipase, type d’estérase abondant et important pour la liquéfac-tion des graisses.

O O

R — C + H2O R — C + H2N — R’NH — R’ OH

Action d’une protéase dans la destruction de la liaison peptidique.

Fig. 3.1 – Mode d’action de quelques enzymes.

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3. Adaptation enzymatiqueL’adaptation physiologique, non génétique, a été bien étudiée, notamment parMonod sur E. coli.La synthèse d’un enzyme adaptatif n’a lieu que si le substrat nor-mal vient à manquer. Elle est inhibée lorsque le substrat normal réapparaît. Onobserve ainsi un phénomène de diauxie, c.à.d. l’utilisation successive des substrats.Par exemple chez E. coli (dont le substrat normal est le glucose) cultivé sur glucose+ xylose, on observe (v. fig. 3.2) :

Fig. 3.2 – Diauxie.

Fig. 3.3 – Effet de la diauxie sur la respiration (Document FUL).

nombre de germes

adaptation

utilisation du glucose (enz. constitutifs)la présence de glucoseréprime l'enzyme du xylose

utilisation du xylose(enz. adaptatifs)

temps

43

ENZYMOLOGIE

∆G’° ≅ 23 n ∆E ≅ 1400 ∆rH(cal/mol (mV) (s.d.)

Tableau 3.I

Milieux naturels Systèmes chimiques Systèmes enzymatiques r’H E’ohmV

H+ → H2 (– 420) 0F420 (– 373) – 400

Intérieur du rumenß-hydroxybutyrate NAD+/NADH + H+ (– 324)

S / SH2 DéshydrogénasesMilieux anaérobies – 300Boue bien digérée ADP / ATP 5

FAD+/FADH + H+ (– 220)Opt. de Clostridium Pyruvate / lactate – 200Boue en digestion

10

TTC / TF (– 80) – 100

Bleu de méthylène (11)

Coenzyme Q (0) 0Boue fraîche S2O3

–– → S— 15Cytochrome b (60)

100

20

200Cytochrome c1 (220)

Milieux aérobies Quinhydrone Cytochrome c (254)Cytochrome a3 (290)

30025

Eau naturelle 400bien oxygénée NO3

– / NO2– (400)

NH4+ / NO2

– (440) 30S2O3

— / S↓Bactériochlorophylle 500

35600

700

40O2 → OH– (820) 800NO3

– → N2 (840)Les limites sont celles du milieu aqueux.Clé : SH2 = substrat NAD = nicotinamide dinucléotide, forme oxydée ;

S = substrat oxydé ; NADH2 = idem, forme réduite ;ADP et ATP = adénosine diphosphate et triphosphate ; TTC = chlorure de triphényltétrazolium FAD = flavine adénine dinucléotide ; (indicateur rédox, forme incolore) ;FADH = idem, forme réduite ; TF = triphényl formazan (idem,

forme colorée en rouge) ;

42

Facu

ltatif

s

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Ces préparations, étant donné leur coût, ne peuvent être des enzymes purs (YOUNG,

1976). Ce sont soit des bactéries séchées, des sous-produits de fermentations, ou un

mélange des deux. Pour qu’elles soient efficaces dans un cas donné, il faut qu’elles

résultent d’une adaptation au substrat qui justement fait problème, et on voit mal

comment une préparation pourrait sur ce point être supérieure à la biomasse de la

station, qui est en contact permanent avec ce substrat. Et si le bloquage métabolique

résulte p. ex. d’un pH inadéquat, ce n’est pas l’enzyme qui y remédiera.

Le cas de bactéries vivantes préadaptées semble différent, car il permettrait d’accélé-

rer le démarrage d’une station. BREBION (laboratoire de l’IRCHA, en France) a ainsi

préparé des pieds de cuve pour des épurations particulières, mais a constaté que par

la suite la biomasse, non isolée du milieu extérieur, se rediversifiait.

Il existe au moins un cas démontré d’efficacité d’une addition de corps chimique :

celle de l’acide p. aminobenzoïque (COOPER et CATCHPOLE, 1973) pour favoriser la

biodégradation des eaux de cokeries.

De nombreux résultats allégués sont douteux, et le seul domaine où un succès rai-

sonnable semble avéré est celui des lipases ajoutées (aussi directement que possible)

aux graisses accumulées dans les digesteurs, les fosses septiques, ou les séparateurs

de graisses. Sur le marché aujourd’hui : le DOSFOLAT (acide folique stabilisé, jouant

le rôle d’une vitamine).

4. Cinétique enzymatique

MICHAELIS et MENTEN ont admis que k3 est >> k2 dans l’éq. 1, et que cette seconde

réaction , la plus lente, est irréversible. En examinant la première réaction, ils ont

établis que :

^v = v S = f (S) (3.2)Ks + S

où :

v est la vitesse de réaction ;

v̂ est la vitesse max., lorsque S est très élevé ;

S = concentration du substrat non lié à E (pratiquement ≡ à S total car

[E] est toujours faible) ;

E = concentration de l’enzyme ;

Ks = constante de MICHAELIS ou de saturation (elle a les dimensions d’une

concentration).

45

ENZYMOLOGIE

Les populations microbiennes mises en œuvre en épuration biologique, par exempleles boues activées sont extrêmement « versatiles » pourvu qu’on leur donne untemps d’adaptation suffisant. Celui-ci peut aller de quelques jours à 6 semaines (DEN

BLANKEN, 1985). La désadaptation intervient également, lorsque la stimulation acessé.Les facteurs qui affectent la durée du délai d’adaptation (parfois qualifié de phase delatence) sont multiples :n le temps requis pour la synthèse des nouveaux enzymes ;n le temps nécessaire pour une mutation ou pour un échange génétique ; n la diauxie ou la polyauxie ; n les glissements de population ; n le cométabolisme.

L’adaptation génétique naturelle est relativement lente, et se fait à raison d’unmutant toutes les 107 divisions cellulaires. Elle peut être accélérée par irradiation.Les possibilités de l’adaptation bactérienne sont cependant limitées, et on reformule-ra ainsi le principe de GALE : « Tout produit d’origine biologique estbiodégradable ». Pour les produits chimiques de synthèse, l’adaptation n’est pas tou-jours possible, et le mythe de l’infaillibilité microbienne doit être abandonné.L’adaptation enzymatique est un phénomène très important en épuration biologique,notamment dans les cas suivants :1. Adaptation d’une biomasse à des eaux usées synthétiques. Par exemple on a

observé des boues activées dont le rendement sur DCO passait de 44 % à 94 %en 7 jours d’adaptation sur des eaux d’une industrie pharmaceutique.D’autres exemples sont, dans le traitement des eaux usées de cokerie, la possibli-lité d’une adaptation progressive à des doses élevées de NH4

+ et de SCN–.2. Une erreur de base est commise dans les tests de dégradabilité où la substance

étudiée est la seule source de carbone ; ceci provoque l’adaptation, laquelle n’in-terviendrait pas au sein d’un substrat complexe normal. De même le phénol deseaux de cokeries peut être complètement dégradé si l’on traite ces eaux isolé-ment, alors que la dégradation est très incomplète si on les traite en mélange avecune eau urbaine.

3. Latence de certaines courbes de DBO : c’est un délai d’adaptation.4. Disparition des enzymes adaptatifs dans certains procédés d’épuration où la bio-

masse subit une stabilisation prolongée en l’absence de substrat. C’est le cas enparticulier du procédé contact-stabilisation, où la phase de stabilisation ne doitpas excéder environ 7,5 h (v. chap. 6).

La reconnaissance du caractère enzymatique des transformations métaboliques aentraîné la vente de diverses préparations enzymatiques ou « biocatalytiques » desti-nées à rendre possible ou à améliorer l’épuration biologique. La dégradation d’unsimple sucre implique une centaine d’enzymes différents, parmi lesquels il en est unqui limite la vitesse de réaction. Il est donc pratiquement impossible de prévoir sil’addition d’une préparation enzymatique permettra de remédier précisément à cemanque.

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Ks = ([e] – [ES]) [S] = [e] [S] – [S][ES] [ES]

[ES] = [e] [S]Ks + [S]

La réaction intéressante est la seconde, qui fait apparaître les produits P et dont lavitesse vaut

v = k3 [ES] = k3[e] [S]

Ks + [S]

Lorsque S >>e, tout l’enzyme est engagé dans le complexe ES, d’où [e] ≈ [ES], et la ^vitesse est maximum v = k3[e], car seul le complexe ES est réactionnel.

D’où ^v = v S (3.5)

Ks + S

N.B. : On trouve la même équation en considérant la fixation de l’enzyme sur le sub-strat comme une adsorption et en appliquant l’isotherme de LANGMUIR.

Ks est indépendant de E et de S, mais varie souvent avec le pH, la température, laforce ionique…. On remarque que Ks est la concentration de S pour laquelle

v =l ^2

v

LinéarisationDans les études de laboratoire où on fait varier S et où on mesure v résultant, on ainterêt à porter sur graphique, plutôt que v = f (S), des variables transforméescomme :

1 = f 1 v = f v S = f(S)v S S v(méthode A) (méthode B) (méthode C)= Lineweaver- Burk = Hofsteeou double réciproque

ce qui donne des droites. La première méthode a l’avantage de laisser les variablesséparées, mais accentue la mauvaise répartition des points. Elle donne de bonnes

^valeurs pour v, mais de mauvaises pour Ks. La seconde méthode est la meilleure ^pour calculer à la fois v et Ks.

47

ENZYMOLOGIE

Fig. 3.4 – Equation de MICHAELIS-MENTEN.

v = f(S) est une hyperbole, elle exprime que v, en présence d’une quantité donnéed’E, commence par augmenter rapidement lorsqu’on augmente S, puis devient fina-lement indépendante de S par un effet de saturation. Indépendamment de l’effet de (S), l’activité enzymatique est toujours plus élevéedans les cellules jeunes, qui sont aussi plus grosses.Dérivationde l’équation de MICHAELIS-MENTEN.

k1 k3E + S ES → E + P (3.3)

k2k1, k2, k3 = constantes de vitesse.

Appliquons la loi d’action de masse :vitesse d’apparition du complexe ES va = k1 . [E].[S]vitesse de disparition du complexe ES vd = k2[ES] + k3[ES] = (k2 + k3) [ES]

(note : la deuxième réaction est considérée comme pratiquement irréversible).à l’équilibre :

va = vd, et on ak1 [E][S] = (k2 + k3) [ES]

d’où [E] [S] =

k2 + k3= Ks, constante de MICHAELIS (3.4)[ES] k1

comme k2 << k3 on a

Ks ≅ k3k1

Ks traduit l’affinité de l’enzyme pour son substrat : plus Ks est élevé, plus cette affi-nité est faible.La concentration totale de l’enzyme [e] = [E] + [ES] d’où :

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→→

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Fig. 3.6 – Représentation imagée des différents types d’inhibition enzymatique(d’après HARTMANNet LAUBENBERGER).

par excès de substrat (a) compétitive (b)non compétitive (c)

E S

E S S

SEI

E S

I

49

ENZYMOLOGIE

Fig. 3.5 – Types de linéarisation (à gauche : LINEWEAVER-BURK ; à droite : HOFSTEE).

On peut aussi porter v = f(logS), ce qui donne une sigmoïde dont le point d’inflexionest en S = Ks.La méthode double réciproque est certainement la plus populaire. Cependant enappliquant des considérations statistiques à l’examen de l’équation (KOHLER ET

TRATNYEK, 1992).

5. Inhibition

Non seulement il existe un effet de saturation des enzymes, mais il peut y avoir aussi deseffets d’inhibition des réactions enzymatiques. On distingue (v. fig. 3.6) les inhibitionssuivantes :

(a) Inhibition par excès de substratElle a lieu quand, en présence d’un excès de S, le complexe ES se combine avec unedeuxième molécule de S pour former un composé inactif. Le cas est analogue quandc’est le cofacteur dissociable qui se combine au substrat.

^v = v 1 (3.6)

1 +Ks +

SS Ki

A partir de cette équation, on peut montrer que ν est maximum pour S = √ Ki Ks,l’ensemble du processus pouvant se représenter par la courbe de la fig. 3.7.

48

pas d’inhibition

inhibition compétitive

inhibition non compétitive

inhibition a-compétitive

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Fig. 3.8 – Courbe de saturation-inhibition pour le phénol.

Courbe théorique et valeurs expérimentales (doc. CEBEDEAU).

51

ENZYMOLOGIE

(b) Inhibition compétitiveE

IE ES → E + PElle a lieu quand une autre substance I que S est présente, qui peut se complexerréversiblement mais stérilement à E : elle entre en compétition avec S. Cette inhibition diminue quand S augmente (c’est pourquoi notamment il faut tou-jours employer des quantités massives de sulfamides). Formule généralisée (HALDANE) :

^v = v . S (3.7)Ks (1 + I/KI) + S

I est la concentration de l’inhibiteur, KI la constante de dissociation du complexe E I.

Exemples : l’acide malonique COOH – CH2 – COOH bloque la déshydrogénationde l’acide succinique en acide fumarique. Un excès d’acide acétique bloque la fer-mentation méthanique de celui-ci (fig. 3.7).

L’exemple n’est cependant pas orthodoxe puisqu’il s’agit ici d’un métabolis-me entier et non d’une seule réaction enzymatique. On a néanmoins pris l’ha-bitude d’utiliser l’équation de HALDANE pour de tels cas.

Fig. 3.7 – Equation de Haldane pour les bactéries méthanigènes.

50

µ̂ (j–1) 0,40 0,11Ks (mg/l) 2 1,1Ki (mg/l) 40 33

Réf. Graef et Carr etAndrews O’Donnell

Trait – .....

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CHAPITRE 4

Dynamique des populations microbiennes

1. Cultures discontinues ou isoléesIl s’agit d’étudier l’évolution d’un ensemencement microbien mis en contact avec unmilieu nutritif donné et laissé à lui-même. C’est le cas par exemple de ce qui sepasse dans un flacon de DBO ou d’une épuration en cuvée.

1.1. Taux de croissance

Les bactéries, les algues, les levures, se reproduisent par scissiparité. Si on supposela cadence de division cellulaire (c.à.d. le taux de croissance) constante, on a lesmodèles simples suivants :

dN = R N et dB = µB (4.1)dt dt

N = N0.eRt (4.2)

log2N = rt (4.3)N0

avec :N = effectif de la population ; t = temps ;B = biomasse supposée proportionnelle au nombre de cellules ;µ = taux de croissance [T–1] ;r = taux moyen de division cellulaire (binaire) ou nombre de duplications parunité de temps. r = R/ln 2

sous la forme intégrée on a :

lnB

= µ (t – t0) (4.4)B0

B = B0 eµt (4.5)

Ces équations décrivent une phase de croissance exponentielle. On y note l’impor-tance de l’ensemencement initial Bo.

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µ = µ̂ (4.8)1 + Ks + S

S KiDe telles inhibitions par le substrat paraissent ne se rencontrer qu’avec des substratstoxiques, et en particulier dans la digestion anaérobie (ANDREWS).On a pu proposer d’autres équations que celle de MONOD, par ex. l’équation deTEISSIER (SCHULZE ; 1964) ou celle de CONTOIS (1959).La première généralisation de MONOD a consisté à passer d’une réaction enzyma-tique à une série de réactions successives. La seconde a consisté à ne plus mesurerdes vitesses d’apparition ou de disparition d’espèces chimiques, mais bien l’accrois-sement d’une biomasse. La troisième est le passage d’un substrat pur à un substratcomplexe : même si globalement l’équation de MONOD (qui n’est pas une équationcinétique) semble rester applicable, comme s’il y avait un rapport constant entre S(substrat global) et S1 ( le composant limitant de ce mélange), ce qui est une hypo-thèse simple et logique (ECKHOFF et JENKINS, 1966), nous verrons en 1.3. (d) et (e)qu’il y a lieu de corriger la cinétique. Une quatrième et dernière généralisationconsidère l’équation comme valable aussi pour des populations mixtes, composéesd’espèces ayant des µ̂ et des Ks différents.

Tableau 4.II – Taux de croissance de divers organismes et microorganismes.

µ T2Bactéries aérobies hétérotrophes(Proteus vulgaris, E. coli, Aerobacter aerogenes…) 2 h–1 20 mnBactéries nitrifiantes n Nitrosomonas 0,7 j–1 1 j(à 20 °C) n Nitrobacter 1 j–1 0,7 jBactéries filamenteuses 0,2 j–1 3,5 j(Sphaerotilus, Leucothrix…)Bactéries anaérobies(Methanobacterium, Methanococcus…)

n à 20 °C 0,02 j–1 34,6 jn à 30 °C 0,07 j–1 9,9 jn à 50 °C 0,17 j–1 4,1 j

Espèces mutées par radiations 0,7 à 1 j–1 0,75 à 1 jLemna 0,25 j–1

Algues bleues(Selenastrum capricornutum) 1,85 j–1 0,38Prototozoaires Ciliés ± 2 j–1 0,35(Vorticella microstoma, Colpidium campylum,Opercularia sp.)Homme (taux de natalité seul) 0,025 à ± 27 ans

0,055 an–1

55

DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

Puisque la reproduction a lieu par scissiparité, il est intéressant de calculer le tempsde duplication T2, soit la durée entre deux divisions cellulaires successives :

ln B = ln 2 = 0,693 = µT2 = µ (4.6)B0 r

Donc le produit µT2 est une constante, mais µ dépend de la température. Ex. de µ etT2 pour les ferments méthaniques anaérobies qui sont très lents à se reproduire, maisaccélérables par mutation (d’après MALY, 1968) :

1.2. Equation de Monod

Les équations de cinétique enzymatique sont une base tentante pour décrire, nonplus des réactions isolées, mais la croissance des populations elles-mêmes. En faitles mêmes mécanismes enzymatiques nombreux, et en série-parallèle, sont valablespour les divers groupes de micro-organismes, de sorte que la diversité taxinomiquene gêne pas pour la généralité du raisonnement.MONOD (1942) a proposé le concept de réaction maîtresse, la plus lente d’une série,et conditionnant de ce fait la vitesse de l’ensemble. On pourrait alors représenterl’assimilation d’un substrat par une équation analogue à celle de MICHAELIS-MENTEN, en remplaçant seulement les vitesses de réaction v et v̂, par les taux decroissance µ et µ̂. µ sera fonction de la nature chimique et de la concentration dusubstrat limitant.Le choix de MONOD est cependant arbitraire : il lui est apparu logique et pratiqued’adopter une fonction hyperbolique semblable à un isotherme d’adsorption ou àl’équation de MICHAELIS.En étudiant une monoculture sur substrat pur, on obtient en effet des courbes decroissance hyperboliques, où µ n’est pas constant. Finalement, en remplaçant ν parµ dans l’équation de MICHAELIS-MENTEN, on a (MONOD) :

µ = µ̂ S = µ̂ (4.7)Ks + S

1 +KsS

Cette équation peut être généralisée en y incorporant un terme d’inhibition par lesubstrat inspiré cette fois par l’équation (3.6) du chapitre 3 :

Tableau 4.I

Température µ r T2j–1 j–1 j

20 0,02 0,03 34,630 0,07 0,10 9,950 0,17 0,25 4,1

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1.3. Equation de la biodégradation (discussion)

Que se passe-t-il dans un flacon de DBO, ou dans n’importe quel réacteur en cuvée,où sont présents de l’oxygène, un substrat multiforme et un ensemencement mixte ?Soit :n y la consommation d’O2 après le temps t ;n B la biomasse (en équivalent O2, soit 1,42 fois le poids sec si la formule globale

de la biomasse est C5H7NO2) ; n S le substrat (en équivalent O2).Ces trois compartiments vont varier simultanément en f (t).Les relations suivantes sont utilisables :

µ = f (S) = µ̂ S (MONOD) (4.9)Ks + S

dB = µB (définition du taux de croissance µ) (4.10)dtdB = – Y dS (conversion constante du substrat en biomasse, (4.11)

au taux Y en phase de croissance)On peut encore relier à B et à S la consommation y d’O2, car l’équilibre respiratoire (siO2 n’est pas limitant) dépend de la vitesse d’apparition du NAD H (nicotinamide adé-nine dinucléotide réduit, coenzyme des déshydrogénases) lequel conditionne la réduc-tion de O2 via les flavoprotéines et les cytochromes (mais non directement), et est parconséquent conditionné par le catabolisme du substrat. Les grandeurs dS, dB et dy, enphase exponentielle, restent donc dans un rapport constant, et on vérifie en mêmetemps que les déshydrogénases sont un bon reflet du métabolisme. On a finalement :

dy = (1 – Y) dS = – (1 – Y) dB (4.12)Y

avec (l – Y) = constante de conversion : poids d’O2 consommé par poids de S utilisé,et en négligeant la « pollution fatale ». La valeur du cœfficient Y en phase de crois-

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DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

Fig. 4.1 – Equation de Monod.

sance peut être estimée àpartir de § 3.3. Soit unpoids de biomasse B.Son équivalent en O2vaut 1,42 B, et il aurafallu pour l’obtenir utili-ser une quantité de sub-strat S (en DCO) telleque

1,42 B = 0,67 S d’où B = 0,47 S

Le rendement de conver-sion d’un très grandnombre de substratsusuels est en effet trèsproche de 0,4.

WILLIAMSON (1973) a montré que cette dernière généralisation n’était pas valable, etle devenait d’autant moins que la population est diversifiée, mais que l’erreur intro-duite reste acceptable. Il insiste de même que CHUDOBA (1973) sur le fait que les dif-férences de µ̂ et de Ks entraînent plutôt et surtout une sélection des espèces (v. p.73).Plusieurs auteurs, dont tout récemment encore CHUBODA (1990) ont attiré l’attentionsur le fait que la loi de Monod résultait d’un actefact de calcul. Il est établi, et on endonnera de nombreux exemples plus loin, que l’élimination d’un substrat isolé, parune biomasse suffisamment abondante pour qu’on puisse négliger les effets de crois-sance, obéit avec précision à une cinétique d’ordre zéro, respectée jusqu’à desconcentrations proches de zéro. Les substrats en mélange sont de même éliminésavec une vitesse indépendante de la concentration, mais chacun part d’une concen-tration initiale SOi différente et a sa vitesse ki propre. Il suffit d’imaginer un mélangefictif d’une dizaine de composants, chacun avec des valeurs de SOi et de ki prises auhasard, pour voir apparaître une élimination globale obéissant sensiblement à l’équa-tion de MONOd…Le plus grave est que cet artefact engendre également une apparence de Ks , maisdénuée de toute signification. Et effectivement on avait déjà remarqué que les Ks

observés en station d’épuration avaient des valeurs dix fois plus élevées que les véri-tables Ks des réactions enzymatiques. L’hypothèse faite jusqu’alors pour expliquercet écart était que le Ks observé dans des bioflocs par exemple, représentait, outrel’affinité des enzymes pour leur substrat, les autres freins au métabolisme, et notam-ment les barrières de diffusion créées par la morphologie de la biomasse (empile-ment des cellules dans les films, flocons plus ou moins lâches, ou plus ou moinsgros). En d’autres termes l’équation de MONOD décrit correctement la disparition des sub-strats simples, mais elle perd toute valeur pour le traitement de substrats mélangés,ce qui est le cas général. On verra plus loin que dans ce cas on obtient des résultatssatisfaisants avec une loi pseudomonomoléculaire. Bien que l’équation de MONOD

soit surtout appliquée à des substrats, il est possible de l’appliquer également à lateneur en oxygène dissous OD :

µ = µ̂ ODKOD + OD

HAO et al. (1983) ont mesuré des KOD de 0,014 à 0,073 mg O2/l pour diversessouches présentes dans les boues activées. Ceci sera particulièrement importantdans l’étiologie du bulking (v. 134), car si ces KOD semblent faibles, ils peuventnéanmoins être atteints au centre de gros bioflocs ou au fond d’épais biofilms. Onpeut encore relier à B et à S la consommation y d’O2, car l’équilibre respiratoire (siO2 n’est pas limitant) dépend de la vitesse d’apparition du NAD+ (nicotinamideadénine dinucléotide réduit, coenzyme des déshydrogénases) qui conditionne laréduction de O2.

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Fig. 4.2a – Biodégradation de :a. Ethanolb. Glycol monobutylétherc. Ether monoéthylique de l’éthylène glycol.

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DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

a

bc

a

bc

a

b

c

d

Fig. 4.2b – Biodégradation de :a. Propane diolb. 2-méthyl-2-aminopropanolc. Diéthanol amine.

Fig. 4.2c – Biodégradation de :a, b. l’acide maléiquec. l’acide citraconique.

Fig. 4.2d – Biodégradation de :a. l’acide fumariqueb. l’acide benzoiquec. l’isopropanold. l’acide acrylique.

Finalement on a les trois fonctions f (B, S) suivantes :n évolution du substrat

dS = – 1 µ̂ S B (4.13)dt Y Ks + S

n évolution de la biomassedB = µ̂ S B (4.14)dt Ks + S

n consommation d’oxygènedy = – (1 – Y) µ̂ S B (4.15)dt Y Ks + S

Ces équations, intégrées, paraissent parfois compliquées et difficiles à utiliser. Onpréfère souvent utiliser des approximations, selon la grandeur respective de B, Ks, etS. La discussion qui suit est valable pour des cultures continues également.

n (a) Si S est petit, comme dans le cas des stations d’épuration poussée, à trèsfaible charge, on a S << Ks ; et comme S est petit, B varie peu et peut être consi-déré comme constant (il est même maintenu constant dans les stations d’épura-tion). Il reste :

dS = – K’S (4.16)dt

qui est la formulation monomoléculaire de PHELPS : le substrat est limitant ;S diminue selon une courbe exponentielle.

n (b) Si on considère que B varie, on a une équation logistique ou autocatalytique(S restant petit) :

dS = – K"BS (éq. de SIMPSON, 1968) (4.17)dt

Ce n’est pas le cas des stations d’épuration, où B est toujours maintenu constant,mais c’est celui des incubations de DBO ou des rivières, où le rapport S/B peutprendre successivement toutes les valeurs. B part d’une valeur B0 généralementtrès faible (ensemencement) ; S diminue selon une courbe sigmoïde.

n (c) Dans une installation d’épuration à forte charge, B est maintenu constant ettrès élevé, et S est également très élevé par rapport à Ks. On a donc :

dS = – K’’’S (4.18)dt

qui est une équation d’ordre zéro par rapport à S et d’ordre l par rapport à B : lesubstrat n’est pas limitant. S diminue selon une droite. N.B. : Il faut noter que B, dans le présent modèle, n’a aucune influence sur Ks,qui est une « concentration » absolue, ne changeant pas si les bactéries sont peuou fort nombreuses.

n (d) Hypothèse WUHRMANN (1955) et d’ECKENFELDER (1968).La loi d’ordre 0 est valable lorsqu’on suit la dégradation d’un substrat pur déter-miné Si, comme le confirment d’innombrables expériences (fig. 4.2 ).

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WOODWARD. Il s’agit d’une équation d’ordre 2, basée sur

dL = – KL2

dtavec :

L = (L0 – y)dy = – d(L0 – y)L0 = charge ultime (DBO∞)

d’où :dy = K (L0 – y)2

dtet

n y = K L 2t1 + KL0t

SIMPSON.On part d’une hypothèse bimonomoléculaire :

dy = γBLdt

qui conduit à :

n y =L0 –

1 + K

Dans cette équation, on peut simplifier certains termes en B0, qui est toujours <<L0.

Le graphique log (a – y) = f (t) est alors linéaire, ay

γ est la constante de vitesse globale. Puisque (1 – Y) est la proportion de substratoxydée, et que Y est la proportion assimilée, on définit le rapport

K = Y ≅ 0,6 = 1,51 – Y 1 – 0,6

Pour Pseudomonassur glucose, SIMPSON a trouvé K = 1,275.Cette équation est identique, à quelques détails près, à celle de REVELLE, LYNCH etRIVERA (1965). Paradoxalement ces deux équations, beaucoup mieux fondées bioci-nétiquement, ne sont valables que pendant les 36 h de la phase bactérienne de laDBO.

61

DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

L0 + B01 + K K[ ]1 + B0

L0

e[L 0K + B0(1 + K)]γt1 + KK

si on pose a =L0 .

1+K

Lorsque le substrat est complexe, on a plusieurs droites de pentes et d’origines diffé-rentes pour des vitesses variables et des concentrations initiales variables.

Si on mesure globalement S = Σ Si (p. ex. par la DCO ou la DBO) on trouveraune courbe moyenne introduisant un ordre l apparent (pseudo monomoléculaire)à cause de la superposition de toutes ces droites.

n (e) Selon un raisonnement analogue, dans les systèmes à substrat limitant, (voir ci-dessus éq. 4.16) l’ordre 1 est transformé en ordre 2 apparent.

C’est parfois le cas pour les boues activées (TUCV

EK, 1967). Divers chercheurs ontessayé de le montrer aussi pour la DBO, comme WOODWARD (v. ci-après).

1.4. Quelques équations proposées pour la DBO

Un flacon de DBO n’est pas une station d’épuration, notamment parce que la biomas-se de départ y est très faible. Néanmoins les courbes de DBO ou y = f (t) sont ame-nées à être interprétées numériquement et il est utile d’en dire quelques mots. Onemploiera la notation traditionnelle où le substrat restant est noté par L (« load »).

PHELPS. C’est l’équation d’ordre 1 la plus connue. On pose :

dL = – K1L d’où [ln L]LL0

– K1t et L = L0 e–K1t

dtcomme

y = L0 – L = L0(1 – e–K1t)on a finalement

n y = L0(1 – 10–k1t)

GAMESON et WHEATLAND.La matière organique peut être considérée comme composée de trois fractions tellesque p1 + p2 + p3 = 1.

n y = L0(1 – p1e–k’ t + p2e

–k’’ t + p3e–k’’’ t)

chaque fraction est supposée de moins en moins réactive :K’”< K” < K’

FAIR. C’est une équation d’ordre 1 « retardée » de façon continue en fonction du temps

n y = L0 [1 – (1 + at)–k/a]qui résulte de l’intégration dedL = – K1 Ldt 1 + atoù la constante cinétique est affectée par la constante de retard a.

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DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

Cette évolution peut se décrire par phases, en utilisant comme critère le rapport S/B(ou F/M dans la littérature anglo-saxonne : Food/Micro-organisms). La pente de lacourbe B donne une indication de dB/dt, c.à.d. de la production de boue secondaire.La pente de la courbe y donne d’autre part une idée (symétrique et proportionnelle)du besoin en O2. La réduction de substrat est également indiquée. On distingue deux grands types de stations d’épuration :n Celles qui sont en écoulement-piston(c.à.d. où les conditions varient de façon

continue entre l’entrée et la sortie), elles sont représentées par une zone de dia-gramme comprise entre deux verticales ;

n Celles qui sont en mélange complet(c.à.d. dont le contenu est homogène), ellessont représentées par une verticale du diagramme.

Les domaines de fonctionnement sont ainsi (RÜFFER) :

Fig. 4.4 – Domaines de fonctionnement.

Tableau 4.III – Caractéristiques des quatre zones.

Zone Appellation S/B Régime ou procédékg/kg.j

α Phase exponentielle ou > 2,5 Peu utilisé, très forte charge.croissance logarithmique

β Déclin 0,006 Charge moyenne à très faible ;– 2,5 aération prolongée.

β + γ Respiration endogène et < 0,006 Minéralisation totale.mortalité

γ + δ Respiration endogène et 0 Digestion aérobie.extinction (autolyse)

GATES et GHOSH (1971).La forme différentielle incorpore cette fois l’équation de MONOD :

dS = – 1 – Y K S Bdt Y Ks + S

où 1 – Y = quantité de substrat (en O2) consommée pour la synthèse d’une unité deY

biomasse, directement proportionnelle à l’énergie nécessaire pour synthétiser cettequantité de protoplasme. C’est l’équation (13) vue plus haut.

Forme intégrée :

ln S = ln {[B0 + C(S0 – S)]S0 }S

+B0 + CS0 ln

B0 + CS0 – SCK s B0

–B0K t + CS0

CK s

Remarque : toutes ces formulations supposent que l’on a pu supprimer totalement lanitrification dans les flacons de DBO.

1.5. Evolution d’un système isolé

L’allure générale des phénomènes de croissance, où S, B et y sont représentés envaleurs oxygène, est donnée par la fig. 4.3.

Fig. 4.3 – Evolution de principe dans un système isolé.

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65

DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

1.7. Cinétique de la respiration endogène

Au cours de la respiration endogène, la vitesse diminue d’abord vite, puis plus len-tement jusqu’à une sorte de constante après 10-12 jours. Sa valeur pourrait être d’en-viron 10 % de la respiration exogène ou 0,1 g O2/gMS.j.

On a proposé pour ce processus une cinétique d’ordre l, puis on a essayé d’y rendrek décroissant selon une loi empirique. Comme exemple du premier type, citons laformulation d’ADAMS (1974) parmi d’autres :

Bt – Bn = 10 –kt

B0 – Bn

où Bn est la « biomasse non dégradable ». Comme la biomasse est mesurée par laconcentration en MSV, cette fraction n’est pas nécessairement constituée de cellulesbactériennes. On peut la mesurer en prolongeant très longtemps un essai de digestionaérobie, ou l’estimer à 20 % de la MSV de départ. ADAMS a trouvé k = 0,02 j–1, maisen fait le graphique semi-logarithmique de Bt = f (t) n’est pas rectiligne et l’ajuste-ment est médiocre.

La formule de LAWTON et NORMAN (1964) est simplement :% ∆ MSV = a + b log t

Ces formules sont peu satisfaisantes, et on obtient de meilleurs résultats en admet-tant (EDELINE, 1976) une cinétique d’ordre 2, basée sur le raisonnement suivant :Dans la digestion, le substrat est la biomasse B elle-même, mais qui n’évolue quedans sa partie organique B’, selon une cinétique d’ordre 1 : dB’/dt = – kB’. D’autrepart la vitesse k est liée à la proportion d’organismes actifs, c’est-à-dire à nouveau àB’ :

k = kdB’ , de sorte queB0’

dB’= –

kd .(B’)2

dt B0’

kd = constante de déclin (« decay »).d’où on tire

B0’ = 1 + kd tB’

qui est l’équation d’une droite passant par l. Cette équation est extrêmement bienobservée en pratique, au cours de digestions aérobies prolongées jusqu’à plus de50 jours.

Le besoin d’oxygène accompagnant la digestion aérobie obéit à l’équivalence1 mgB = 1,42 mgO2. La technologie de la digestion aérobie sera examinée en 6.

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1.6. Cinétique de la prédationSelon GAUDY, BUSCH, etc…, des protozoaires se développent dans les flacons deDBO, environ 1 à 2 jours après les bactéries, et à leurs dépens, lorsque celles-ci ontatteint leur développement maximum ( dit « plateau »).On peut admettre que les protozoaires démarrent lorsque 97,5 % de S a été consom-mé. Leur rôle est négligeable avant ce moment (soit pendant les 36 premières heuresd’incubation), de sorte que les équations de DBO basées sur la croissance bactérien-ne seule cessent d’être valables à ce moment.Ils consomment des bactéries et de l’oxygène, et on peut leur appliquer égalementle modèle de Monod, donnant finalement une équation identique à celle de GATES

et GHOSH (p. 62). Tout comme le substrat S des bactéries était exprimé en équiva-lent O2, il faudra utiliser l’équivalent O2 de la biomasse bactérienne, soit 1,42 B,comme valeur de substrat des protozoaires. De même on aura des rendements deconversion :

Fig. 4.5 – Evolution diphasique de la D.B.O.

n du substrat bactérien B en biomasse de protozoaires Z : 0,78 mgZ/mgBn de l’oxygène consommé par unité de substrat B : 0,487 mg O2/mgBn et des constantes :

• de vitesse : p. ex.0,23 h–1

• de saturation : p. ex. 2,92 mg O2/l.

Dans l’équation finale B0 remplace S0, Z remplace B, etc.

On peut éliminer les protozoaires par une filtration à 10 µ, qui laisse passer les bac-téries et retient au moins 90 % des protozoaires. Une filtration à 5 µ serait plus exac-te, mais elle est impraticable à cause du colmatage rapide du filtre. Après une tellefiltration, la consommation d’oxygène de la DBO s’arrête en effet à la valeur du« plateau ».

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Le chémostat se rapproche de la station d’épuration biologique. Toutefois il fautsouligner que solides et liquides y ont le même temps de séjour, alors que dans lesstations d’épuration, les deux circuits sont généralement distincts, les solides ayantun temps de séjour supérieur à celui du liquide, grâce à un recyclage.

θl = temps de séjour du liquide.B0 = biomasse à l’entrée de l’appareil (supposée négligeable).B = biomasse à la sortie de l’appareil.Q = débit, constant, d’alimentation.V = volume liquide dans l’enceinte.S0 = teneur en substrat à l’entrée.S = teneur en substrat à la sortie.Y = rendement de conversion de S en B (p.ex. sur base de l’équivalent O2).D = taux de dilution (dilution rate).d = taux de mortalité (death rate).l = taux de lyse (avec remise en solution du contenu cellulaire).b = pertes de biomasse par égestion et respiration endogène.

On a V = Qθl ; θl = V/Q et D = 1/θl = Q/V.

On écrit alors un bilan massique pour B et pour S (HETLING, 1966), en se basant surl’équation de MONOD : (variation = entrée – sortie – transformation).

n dB = µnet B – DB (4.19)dt

sortie maintien

dS = DS0 – DS – µbrut B – bB + ld B (4.20)dt Y Y

entrée substrat lyse

(= charge) transformé

en biomasse

en notant que µnet = µbrut – d (µnet seul est réellement observable).

Lorsque le chémostat est à l’équilibre on a dB/dt = dS/dt = 0, de sorte que les équa-tions ci-dessus se ramènent à :

n µnet = µbrut – d = D (4.21)

n D ∆ S =µbrut B +

bB– ld B = B (

µbrut + b– ld) (4.22)

Y Y Y

où les termes entre parenthèses représentent l’effet global des mécanismes de crois-sance, d’entretien, de mortalité et de lyse.Cette équation générale peut se simplifier en une forme intéressante si on accepte denégliger d, généralement petit, ce qui donne :

µbrut ≅ D (4.23)et il reste :

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DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

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2. Cultures continues2.1. Le chémostat simple

Le chémostat permet de conserver une culture en n’importe quelle phase de crois-sance, grâce à un taux de renouvellement (Turn-over) variable à volonté. Le débit yest variable, et la solution nutritive gouverne la population grâce à un nutriment enconcentration limitante. C’est un petit réacteur homogène (à mélange complet).

Fig. 4.6 – Le chémostat simple.

Fig. 4.7 – Schéma d’un chémostat simple.

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Selon HETLING en effet, le métabolisme endogène utilise de la substance cellulairepour fournir l’énergie de maintien ou d’entretien en l’absence de substrat externe.On peut faire un raisonnement parallèle pour le métabolisme exogène, où l’appari-tion d’une nouvelle biomasse se traduit par une diminution correspondante de sub-strat. On a donc à la fois dB/dt = µB et dB = YdS, d’où on tire :

dS = µ B = KBdt Y

En posant K = µ/Y, PIRT a défini le « quotient métabolique » ou cœfficient d’enlève-ment du substrat : c’est le phénomène de croissance vu du côté du substrat. La définition de K = µ/Y est parallèle à celle de m = b/Y, et leurs unités sont lesmêmes : gS/gB . j.L’équation de PIRT montre qu’à forte charge, µ tendant vers µ̂, Yobs se rapproche deY théorique, et inversement à faible charge, où la respiration du substrat suffit seule-ment à couvrir les besoins d’entretien. La présentation de MARAIS et EKAMA (1978) est également réductible à celle-ci.

2.2. Le chémostat avec recyclage de biomasse

Si, au lieu d’éliminer la suspension après un seul passage, on lui fait subir unedécantation, on peut renvoyer la biomasse dans le réacteur. En cas de recyclage inté-gral, la biomasse se met à croître au lieu de se stabiliser à une valeur d’équilibre. Unéquilibre ne peut être atteint que si on pratique une purge régulière de la biomasse.Le recyclage permet d’atteindre, dans le réacteur, des concentrations élevées en bio-masse, des éliminations de substrat plus rapides et plus complètes, et un effluentbien débarrassé de ses matières en suspension. La plupart des épurateurs industrielsfonctionnent avec recyclage des boues.L’appareil comporte cette fois un réacteur complètement mélangé de volume V, ali-menté par un débit Q0 d’eau ayant une teneur en substrat S0. A la sortie du réacteur,la suspension bactérienne de concentration en biomasse B1 est décantée. On soutiredu décanteur un débit Qr de boue à la concentration de biomasse Br, que l’onrecycle.

Fig. 4.8 – Le chémostat avec recyclage.

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µbrut ∆ S=

1(µbrut + b – ld Y) (4.24)

B YOr si d peut être négligé, ld Ypeut a fortiori l’être aussi, ce qui donne :

∆ S = 1 (1 + b ) = 1 + b (4.25)B Y µbrut Y Y µbrut

En définissant (PIRT, 1965) le coefficient de maintien m = b/Y, il reste l’équation dePIRT :

∆ S = 1 + m = 1 (4.26)B Y µbrut Yobs

Cette équation montre que le rendement observé Yobs est toujours inférieur au ren-dement de croissance vrai Y. Elle permet cependant le calcul de Y et de m en tra-çant la ligne droite (1/Yobs) = f (1/µ) qui joint différentes conditions de marche dechémostat.Il faut noter que dans un chémostat sans recyclage, l’eau entrante ne contient pas debiomasse, de sorte que toute la biomasse présente dans l’effluent (B) a été produitepar la consommation de substrat (∆S).Dans la théorie des réacteurs biologiques, divers auteurs ont proposé des équationsapparemment différentes, quoique dérivées des mêmes observations. Il est bon derétablir une certaine unité de la théorie en montrant que ces équations sont déduc-tibles les unes des autres. Par exemple on emploie souvent pour le calcul des bouesactivées, l’équation de LAWRENCE et McCARTY (1970) (voir sa démonstration auchap. 6).

1 = YU – b (4.27)θc

où θc est l’âge des cellules, soit 1/µ ;U est le taux spécifique d’utilisation du substrat, soit

U = D ∆ S = µ ∆ SB B

Si on note que B/∆S = Yobs, et que par définition m = b/Y, on voit que l’équation (8)est en réalité identique à celle de PIRT.L’énergie d’entretien correspond en moyenne à 0,05 g/h de S dépensé pour mainte-nir en activité 1 g de cellules.Les coefficients b et m expriment le même phénomène vu sous deux aspects diffé-rents : m a trait à la quantité de substrat dépensée sans création de biomasse nouvel-le, pour maintenir simplement la biomasse existante dans son intégrité ; b par contreexprime à quelle vitesse la biomasse se dégrade et disparaît par respiration endogènesi on ne lui fournit pas de substrat. On trouvera souvent b ≅ 0,05 j–1 pour une eau d’égout. Des valeurs très élevées indi-quent que la biomasse doit sacrifier du substrat pour lutter contre une toxicité (p. ex.dans le cas d’industries chimiques on a trouvé 0,07 j–1). Des valeurs très faibles indi-quent le contraire : la biomasse peut récuperer directement des vitamines, desamino-acides etc.. Ce sera le cas des industries agroalimentaires souvent,ou commecas extrême la métabolisation du sang de bœuf avec b = 0,009 j–1.

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Il semble qu’on pourrait approximer Y, pendant les transitoires, par :

Y = Ys – KydS (4.30)dt

où :n Ys est le rendement à l’équilibre.n dS/dt est la vitesse de variation de la charge.n Ky est une constante.

En fait µ est déterminé par deux phénomènes :a. Transport massique du S limitant à travers la membrane cellulaire (probablement

par un système d’ordre 1).b. Réactions intracellulaires, généralement d’ordre 1, mais avec divers retards cau-

sés par n l’induction de nouveaux enzymes (adaptation) ; n l’activation de réserves enzymatiques.

La théorie du chémostat pulsé est en pleine formation (BUNGAY) et recherche dessubstituts à l’équation de Monod. On travaille :a. par impulsion, c.à.d. par variations carrées de l’alimentation, avec retour à la

valeur initiale ;b. par forçage fréquentiel direct, c.à.d. en imposant à l’entrée une variation sinusoï-

dale de fréquence déterminée (techniquement plus difficile à réaliser).

L’interprétation se fait par le graphique de Bode, où on porte le rapport des ampli-tudes de variation à la sortie et à l’entrée en fonction de la fréquence de cette varia-tion. Lorsque la fréquence augmente, le métabolisme bactérien finit par ne plus pou-voir suivre le rythme de la variation.Les périodes intermédiaires entre deux états d’équilibre sont appelées transitoires.

2.4. Influence des transitoires

L’équation de Monod ne décrit correctement que des conditions d’équilibre et nondes comportements transitoires. Un modèle mathématique de l’influence de ces transitoires sur l’élimination du sub-strat serait très utile, car il est rare qu’une station d’épuration ne soit pas soumise àdes fluctuations de charge. Les travaux progressent dans ce sens (ECKHOFF etJENKINS, 1966 ; ECKENFELDER, 1970) mais les modèles sont compliqués et peumaniables, ils sont non linéaires et n’ont pas de solutions générales. Un modèle basésur les équations cinétiques classiques laisse penser qu’une variation brusque de S0se repercutera aussitôt dans l’effluent, alors que l’expérience montre un changementmoins rapide. Pour comprendre cela, on a suggéré d’introduire un terme d’adsorp-tion de S sur la biomasse, phénomène rapide et freinant la propagation directe dutransitoire. La théorie de l’adsorption n’a cependant pas reçu de confirmation expéri-mentale sérieuse (GAUDY, 1966).

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* Leur démonstration détaillée est donnée au chapitre des Boues Activées p. 145.

On appelle :n taux de recyclage r le rapport Qr/Q0 ;n taux de concentration c le rapport Br/B1 ;n taux de dilution D le rapport Q0/V.

On montre facilement (HERBERT, 1961) queµ = D [1 – r(c – 1)] (4.28)

D ∆ S = B1µ

(4.29)Y

pourvu qu’on néglige b et ld. Ces équations (*) sont à comparer à celles du chémo-stat sans recyclage (3 et 4). La première est très différente, la seconde est identique.

2.3. Le chémostat pulséLe modèle précédent ne convient pas aussi bien lorsque la charge (c.à.d. DS0) variecar µ ne suit pas instantanément ces variations, surtout si la variation est forte (p. ex.une duplication). Dans des expériences de ce genre, on observe un retard à la répon-se, suivi d’un phénomène d’inertie ou d’hystérésis, par lequel B monte plus hautqueprévu par Monod, car µ répond mal aussi aux diminutions de charge. En somme, il ya un retard à la réponse comme le montrent des mesures d’ATP : celui-ci diminued’abord lorsque S croît !. Le passage d’un équilibre à un autre ne suit pas forcémentune série de points d’équilibre (il peut y avoir dépassement ou oscillation).

Cet échec de l’équation de Monod est analogue à celui par lequel une équation ther-modynamique ne permet pas de prévoir un comportement cinétique. Comme l’épu-ration biologique s’adresse presque toujours à des charges variables, on a conçul’idée d’un chémostat pulsé, dont les réponses sont à étudier expérimentalement(YOUNG, 1970).

Fig. 4.9 – Réaction d’une boue activée en phase endogène à l’addition brusque de100 mg/l de glucose (CEBEDEAU).

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ce. Si la culture est limitée aussi par P, cet accroissement est lent et progressif, lacellule ne disposant pas d’une capacité de réserve pour la biosynthèse. Si par contrela culture n’est pas limitée par P, elle réagit instantanément en mettant en jeu cetteréserve correspondant à un ∆µ de + 0,2 h–1, le reste de l’adaptation se faisant à nou-veau plus lentement (v. aussi fig. 2.2).

2.5. Sélection par le substrat

Dans le cas général d’une station d’épuration, on n’a affaire ni à une monoculture, nià un substrat pur, de sorte que µ est un taux de croissance moyen. La fonctionµ = f (S) ne traduit plus alors exclusivement des phénomènes de saturation, maisaussi une sélection par le substrat. On sait en effet que c’est le substrat qui sélection-ne les microorganismes, et non l’inverse. Dans une culture à deux espèces A et B (se distinguant à la fois par µ et par Ks) et àsubstrat unique, on aura par exemple :

Fig. 4.11 – Effet de sélection (I).

D’après les études limitées disponibles, il semble que pour les substrats glucidiques(glucose, lactose, sorbitol, fructose, galactose…) les espèces à µ élevé ont aussi unKs élevé. Pour les substrats acides (propionique, acétique…) il n’y a pas de relation,et pour certains amino-acides (glutamique, sérine...) il y a une relation inverse.

Dans l’exemple ci-dessus, on voit que l’espèce A aura le dessus dans une station àtrès faible charge (S petit), et réciproquement. Le régime de charge adopté a donc uneffet sélecteur, et on peut expliquer ainsi la formation de boues filamenteuses dansles stations à faible charge, alimentées en hydrates de carbone : A représente les bac-téries filamenteuses, et B les zooglées.

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DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

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Le processus entier se déroule comme suit (S1 est la concentration du substrat restantdans l’effluent, B la biomasse du système) :

Fig. 4.10 – Réponse aux chocs.

Après une brusque augmentation de S0, S1 augmente assez rapidement et atteint,après 2 à 3 h, un pic fonction de l’intensité du choc. Ensuite il redescend vers unenouvelle valeur d’équilibre, sous l’effet de l’augmentation de B, qui suit avec unretard l’afflux de S. Par exemple en doublant S, on observe un ∆B de 5 % seulementaprès 24 h.D’autres modifications apparaissent dans le système, et concernent l’activité respira-toire de la biomasse (voir fig. 4.9), la turbidité et la sédimentabilité de l’effluent.

Un cas particulier de comportement transitoire est la réponse d’une culture limitée àun brusque relâchement de cette limitation.

On admet généralement qu’une culture peut se développer sans restriction si elleprésente une certaine proportion idéale entre la source de carbone, la source d’azoteet la source de phosphore. On exprime cette norme par le rapport canonique DBO5 :N : P qui doit être proche de 100 : 5 : 1. On pourrait évidemment ajouter à cela unelimite sur le soufre, ou sur les oligoéléments indispensables aux systèmes enzyma-tiques comme le fer, le cobalt, etc... Ces limitations n’ont pas toutes la même portéeet portent sur des mécanismes différents. Le manque de carbone réduit la disponibi-lité d’énergie ainsi que le matériau principal des biosynthèses. Le manque d’oxygèneaffecte de même la fourniture d’énergie à la cellule. Un manque d’azote ou de soufrelimite la synthèse des protéines, dont ils sont les éléments essentiels. Un manque dephosphore, de magnésium ou de potassium restreint la synthèse des acidesnucléiques, et accessoirement de la paroi cellulaire.On peut donc concevoir qu’une culture soit limitée à la fois par deux nutriments : laréponse à l’un deux sera alors conditionnée par la présence de l’autre. Sur des cul-tures en chémostat limitées par N et P, COONEY et WANG (1976) ont montré que lasuppression de la limitation azotée entraînait un accroissement du taux de croissan-

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DYNAMIQUE DES POPULATIONS MICROBIENNES

D’autres cas sont théoriquement possibles, dont on peut discuter la signification :

Fig. 4.12 – Effet de sélection (II).

Fig. 4.13 – Effet de sélection (III).

n µB > µAn KsB = KsA

Le rapport µB/µA est constant, S a un effet sélecteur nul, à la longue A est toujourséliminé.

n µB ≥ µAn KsB < KsA

Effet sélecteur faible, l’avantage de B s’amenuisant quand S croît. Pourrait expliquerla possibilité de lutter contre les boues filamenteuses par des additions de substratsazotés (A serait une zooglée très exigeante et B un filament peu exigeant en azote). L’existence et la survivance d’espèces nombreuses dans la nature et dans les popula-tions mixtes équilibrées indique que le cas I est sans doute le plus fréquent(WILLIAMS, 1973).Il se confirme (CHUDOBA, GAUDY, GHOSH et al.) que deux communautés bactériennespeuvent être sélectionnées en jouant sur les conditions opératoires : une communautéd’organismes à croissance rapide (bâtonnets et coques Gram +, µ̂ = 1,4 h–1) et unecommunauté d’organismes à croissance lente (pas de coques, bactéries Gram –, coli-formes et protozoaires, µ̂ = 0,7 h–1). WINOGRADSKI avait déjà noté ces deux types, etavait appelé autochtones les organismes du type A (sélectionnables par Ks) et zymo-gènes ceux du type B (sélectionnables par µ).

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SECONDE PARTIE

Les réacteurs hétérotrophes

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CHAPITRE 5

Réacteurs aérobies à biomasse fixée(Lits bactériens)

1. Généralités

1.1. Description

Le lit bactérien est un réacteur biologique aérobie, où les microorganismes sont fixéssur un support inerte et forment un biofilm. Ils reproduisent industriellement l’effetépurateur du sol. On les appelle également « lits percolateurs », mais l’appellation« biofiltres » est à déconseiller car elle fait référence erronément au processus phy-sique de filtration. (En anglais : trickling filters ; en allemand : Tropfkörper). Onpeut représenter comme suit un élément de lit bactérien, avec le mouvement desdivers composés :

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Fig. 5.1. – Schéma de principe du biofilm.

En ruisselant, l’eau à épurer forme un film liquide qui sera traversé par l’oxygènevenant de l’air, et par le CO2 formé dans la biomasse.La formation et l’adhérence des biofilms ont été étudiés par COSTERTON (1978) etCHARAKLIS (1982). La bactérie possède une membrane constituée d’une doublecouche lipidique, dont sortent de courts filaments liposaccharidiques, et ces derniers

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Le substrat et les produits non volatils seront échangés entre la biomasse et le filmliquide. Le biofilm, étant constitué par un empilage irrégulier de cellules, présentedes canalicules par où les échanges de masse pourront se faire. Comme la migrationdu substrat est environ 3 à 5 fois plus lente que celle de l’O2 on pourra obtenir troiscouches dans le biofilm, de l’extérieur vers l’intérieur :n Couche aérobie recevant du substrat, en croissance ;n Couche aérobie ne recevant pas de substrat, non en croissance mais en respira-

tion endogène ;n Couche anaérobie, ne recevant ni oxygène, ni substrat, en fermentation gazeuse. Cette troisième couche prend une teinte noire, et devient fragile à cause des bulles degaz qui s’y forment. Finalement, le film entier se détache par lambeaux, entraînésdans le courant liquide, et le support dénudé est à nouveau colonisé. Ce phénomèneprécieux, par lequel l’épaisseur du biofilm se régularise automatiquement, est l’auto-curage (v. fig. 5.4). Il y a donc deux mécanismes simultanés qui régulent l’épaisseurdu biofilm :n l’abrasion continue ;n le décollement périodique.

Lors de la (re)colonisation du support, l’épaisseur du biofilm s’accroît exponentielle-ment pendant environ 3 jours (WANNER et GUJER, 1985), puis ralentit sous l’effet deslimitations de transfert.D’une manière générale, les petites anfractuosités du support sont rapidement com-blées par le biofilm, de sorte que la surface utile est inférieure à la surface réelle. Parcontre, ces anfractuosités fournissent des refuges de biomasse, qui permettent unerecolonisation plus rapide après décollement.La migration du substrat étant lente, elle est le facteur limitant du processus d’épura-tion. Il est donc inutile de rechercher la formation de films épais, et de nombreuxessais ont montré que l’épuration était fonction de la surface exposée, et non dupoids de biomasse (qui d’ailleurs reste lui aussi constant, grâce à l’autocurage).On a montré (Andrews) que l’efficacité d’un biofilm évoluait de la façon suivante enfonction de son épaisseur (Fig. 5.4) : au-delà de 150 µ l’efficacité maximum estatteinte. En pratique, l’épaisseur s’équilibre à une valeur qui est en fonction de laDBO5 de l’eau percolante :

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Epaisseur DBO5 (mg O2/l)

1–2 100

3 350 (= égout)

12 2000

Fig. 5.4 – Autorégulation de l’épaisseur du film (GUJER).

émettent (grâce à un enzyme polymérase) de longs filaments polysaccharidiques.Ceux-ci constituent un feutrage collant appelé glycocalyx, qui amarre très fermementun groupe de bactéries au support inerte. Ce glycocalyx est chargé négativament etconstitue un micromilieu relativement abrité et renouvelé en O2, en S, etc.

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Fig. 5.2 – Deux systèmes à biomasse fixe : le lit bactérien et les biodisques.

Fig. 5.3 – Vitesse apparente de métabolisation par des films bactériens (d’après HOEHN et RAY, 1973).

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1.2.1. Flore nitrifiante

Nitrosomonaset Nitrobacter ne peuvent exister que dans le quart inférieur du lit,lorsque la DBO est tombée déjà à 20–30, car ailleurs ils sont en compétition tropdéfavorable avec les autres bactéries (à taux de croissance 50 fois supérieur) pourl’occupation de la surface. On observe, lors de la mise en route d’un lit, une succes-sion écologique caractéristique (v. fig. 5.6).On a rapporté que de petits escargots envahissaient parfois les lits bactériens par lebas, dévorant la biomasse nitrifiante et causant de sérieux ennuis mécaniques.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Fig. 5.6 – Progrès biologique de la maturation d’un lit bactérien.

Les bactéries apparaissent d’abord (après environ 10 j.), puis les nématodes désintè-grent le film et la qualité de l’effluent s’amoindrit. Ensuite des « champignons »contrôlent les vers, et les ciliés apparaissent : le biofilm est mûr (après environ 3semaines). Comme certains organismes ont des cycles annuels, un déséquilibre enfaveur des vers apparaît chaque année vers avril, provoquant un ébouage massif.Il a été démontré (Williams et Taylor, 1968) que la présence des macroinvertébrés,vers et larves de mouches, était un facteur essentiel pour empêcher le blocage deslits bactériens et pour provoquer la formation de boues à bonne sédimentabilité.Selon RITTMAN (1987) : Le flux de substrat détermine la profondeur du biofilm :

0,03 mg DBO5/cm2.j : faible charge ;0,10 mg DBO5/cm2.j : minimum pour obtenir un film épais ;0,30 mg DBO5/cm2.j : forte charge et croissance rapide.

Un biofilm contient en moyenne 3,75 % seulement de matière sèche, et sa formulemoyenne est C5H7NO2.

PIKE (1978) donne des indications précieuses sur les interactions entre les diversorganismes constituant le biofilm. Les bactéries y représentent ± 80 %, alors que lesciliés et les fungi font chacun 10 %. Le film peut s’établir rapidement en été, maisl’état climax met 2 ans à être atteint, les lombricides étant les derniers à apparaître. Ilest très probable qu’une activité anaérobie prédomine au fond des biofilms épais descouches superficielles d’un lit bactérien. On a déjà signalé le rôle des protozoaires,mais il faut également préciser celui des « brouteurs » et celui des moisissures.

Lorsque la DBO dépasse 800, il est important de diluer l’eau par un recyclage del’effluent, sous peine d’avoir un film trop épais provoquant l’engorgement du lit. Uncalcul estimatif, effectué par SCHROEDER et TCHOBANOGLOUS (1976), montre mêmequ’au-delà de 400 l’oxygène peut commencer à être limitant, son transfert devenantinférieur aux besoins respiratoires. L’apparition de zones réductrices entraîne unrisque d’odeurs, qui disparaîtront grâce au recyclage. En raison des difficultés d’ac-cès au film, il est pratiquement impossible de déterminer l’âge moyen des cellulesquittant le lit.

1.2. Composition du biofilm

Biologiquement, un biofilm mûr est une communauté assez complexe, où l’on trou-ve les organismes suivants :n Bactéries: bâtonnets Gram –, libres ou coloniaux, en Zooglées – Spirilles –

Spirochètes – Bactéries filamenteuses (par exemple : Sphaerotilus, Beggiatoa, etc).n Moisissures: rares sauf en présence d’un substrat pauvre en azote, s’acidifiant

rapidement – Fusarium, Geotrichum, etc., formant un fungo-mycéliumspongieuxà travers lequel O2 diffuse trente fois mieux, ce qui produit une épurationmeilleure, mais aussi le gonflement du film, menant à l’engorgement du lit(« bulking » et « ponding » ou formation de mares). En hiver, les fungi trouventdes conditions plus favorables et en développant leurs hyphes entraînent unrisque d’engorgement.

n Protozoaires : Vorticelles dans le haut du lit – Opercularia(cilié colonial) dansle bas. Ils se nourrissent de bactéries, surtout isolées, et ont de ce fait un grandrôle dans la clarté finale de l’effluent.

n Vers : Nématodes ou vers ronds, parmi lesquels Eisenella tetraedra,desEntrychæides (p. ex. le petit lombric Lumbricillus rivalis), des Anguillules. Cesvers contribuent à détacher le biofilm en forant des galeries.

n Insectes: La mouche Psychoda(var. alternata ou severini) a son cycle (25 j.)entier autour du lit bactérien. Elle pond dans le biofilm, les larves s’y dévelop-pent, et 2 % environ finissent par éclore. Par les après-midi de septembre, onobserve des envols innombrables (jusqu’à 30 000/m2.j !). Cette mouche n’est pasmalpropre, et ne s’éloigne guère des lits.

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Fig. 5.5 – La mouche Psychoda. A = adulte (2 à 5 mm). B = larve (4 à 6 mm).

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On tire alors, en divisant par le volume A∂x de l’élément :∂F = ∂C + R (5.2)∂x ∂tA∂x = volume de l’élément ;F = flux massique par unité de surface et de temps ; C = concentration au temps t ; R = vitesse de consommation.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Fig. 5.8 – Flux d’oxygène à travers un élément de biofilm.

Le flux étant causé par la diffusion, pour exprimer F on utilisera la première loi deFick :

– F = – ∂M = D ∂C (5.3)∂t ∂x

qui exprime que le flux F, ou transfert de la masse M en un temps t, est proportion-nel au gradient de concentration (D est le coefficient de diffusivité, en cm2/s). Endifférenciant cette équation par rapport à x et en la portant dans la précédente, ontrouve :

– D ∂2C = ∂F = δC + R (5.4)∂x2 ∂x ∂t

Hors du biofilm, R = 0 et il reste la seconde loi de Fick.

Dans le film, supposé à l’équilibre, on a ∂C = 0 et il reste∂t

– D d2C = Rdx2

Cette équation peut être intégrée une fois dans la zone superficielle où R peut êtreconsidéré comme constant (il vaut environ 1,5 mg O2/l.min), c’est-à-dire non limitépar C ni par x.On trouve l’équation d’une droite :

– dC = R x + K (5.5)dx D

et en intégrant une seconde fois on obtient une parabole correspondant bien auxrésultats expérimentaux de la fig. 5.7. La pente de la droite permet le calcul de D,

Les brouteurs sont les rotifères, les nématodes, les annélides, les larves de diptèresetc. Ils sont surtout actifs par temps chaud et en consommant le film ils réduisent laproduction de boue et la rendent mieux sédimentable. Il ne représentent guère, enfait, que ± 10 % de l’activité totale du lit.Les moisissures (Fusarium, Geotrichum,etc.) ne sont pas un composant normal desbiofilms, mais il arrive qu’ils dominent les bactéries en hiver par temps froid, oulorsque l’eau est très riche en carbone organique, ou encore à bas pH (p.ex. lors-qu’on traite des eaux contenant des acides minéraux, ou de conserveries de fruits).Les moisissures ont des hyphes filamenteux qui s’attachent fortement aux supports,dépassent hors du film; et sont donc peu sensibles aux carences alimentaires. Lebroutage devient impossible et le filtre s’engorge : les Allemands nomment cet inci-dent Verpilzung. Les remèdes sont : la recirculation, la filtration double alternée (v.plus loin) et l’espacement des périodes d’aspersion.

1.3. Pénétration de O2 et S dans les biofilmsCette pénétration a été étudiée par BUNGAY, WHALEN et SANDERS (1969) à l’aided’une microélectrode à O2. On a obtenu les profils suivants (à 26 °C), qui confirmentqu’il n’est pas nécessaire de rechercher des films trop épais :

A : S = 20 mg/l, film aérobie, respiration limitée par S. B : S = 500 mg/l, film anaérobie, respiration limitée par O2.

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Fig. 5.7 – Epuisement de l’oxygène dans un biofilm.

Le calcul de la diffusion de l’oxygène peut se faire comme suit, à travers un élémentde film d’épaisseur ∂x, de surface A, et parallèle à l’interface (fig. 5.8).On a le bilan massique :

A (F + ∂F) – AF =(∂C

)(A∂x) + R (A∂x) (5.1)∂t

débit – débit = accumulation + utilisationentrant sortant dans l’élément dans l’élément

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L’emploi de siphons doseurs (v. ci-après p. 114) régularise cet écoulement, maisrend l’afflux discontinu : l’appareil travaille successivement à un débit fixe ou àun débit nul, et selon des alternances tout à fait irrégulières.

b. Au point de vue purement hydraulique, même à débit constant, les temps deséjour ne sont pas constants, mais distribués log-normalement, avec un modeapproximativement à 0,8 du temps théorique, et s’étendant entre 0,2 et plus dedeux fois celui-ci (fig. 5.9). (N.B. On appelle temps théorique de passage celuiqui correspond au renouvellement complet du film percolant. Le volume de cedernier peut être mesuré en arrêtant l’alimentation et en recueillant le liquide quicontinue de s’écouler.) Il s’agit ici d’un mélange vrai, puisqu’à la sortie de l’ap-pareil le liquide évacué est un mélange de parties y ayant séjourné des tempsdivers.KORNEGAY & ANDREWS (1969) ont montré que la courbe usuelle des temps deséjour peut être étroitement approximée par une succession de 6 réacteurs àmélange complet disposés en série : on peut ainsi comparer la proportion d’écou-lement tampon.

(c) Les bras des arroseurs rotatifs déterminent à nouveau, pour leur part, une irriga-tion discontinue.

(d) Le caractère « piston » a une répercussion importante, et qui rend plus délicateencore la formulation mathématique : la sélection biologique par niveau. La bio-masse n’est donc pas constante verticalement, ni quantitativement ni qualitative-ment. Il est connu depuis longtemps que les nitrifiants se cantonnent dans lequart inférieur de l’appareil, que les Vorticelles (protozoaires) s’accumulent dansle haut alors que leurs congénères Opercularia (Ciliés coloniaux) se trouventdans le bas, les moisissures se trouvent toujours dans le haut à cause de leur Ksélevé, etc. Dans ces conditions, il devient difficile d’admettre qu’il y a des« constantes » valables pour décrire la totalité du fonctionnement d’un lit bacté-rien, et c’est ce qui explique le succès des formules empiriques.

Les lits bactériens sont le siège d’un écoulement ruisselant, caractérisé par une char-ge hydraulique ou vitesse de percolation, en m3/m2.h ou m/h. Les valeurs usuelless’échelonnent entre 1,2 et 1,9 m/h et ne dépassent en tout cas jamais 10, même sansrecyclage.En régime irrigué le lit bactérien contient une certaine quantité d’eau qu’on appellerétention. La rétention totale sera la différence entre les poids de la colonne sèche etirriguée. Si on interrompt l’irrigation et qu’on laisse se drainer l’appareil, le volumerecueilli représente la rétention dynamique. L’eau qui reste dans la colonne à cemoment est celle que la capillarité retient aux angles, aux points de contact, et auxanfractuosités : on l’appelle rétention statique. Un lit propre n’a normalement pas deporosité et n’a donc pas de rétention interne, mais une fois couvert de biofilm il fautcompter également l’eau captive dans ce film.En dehors du fait qu’il permet la circulation de l’air, le lit ruisselant a l’avantage surle lit noyé de provoquer une augmentation du coefficient de dispersion. Le filmliquide percolant est mince, et isomorphe du biofilm, de sorte que les distances àparcourir sont faibles et qu’un approvisionnement régulier de chaque élément du

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

qui vaut environ 4.10–7 cm2/s, soit 70 fois moins que dans l’eau à la même tempéra-ture : 2,7.10–5cm2/s pour O2.En fait la microélectrode décèle, dans les canalicules du biofilm, de fréquents chan-gements de concentration, qui indiquent qu’il ne s’agit pas réellement de diffusionmoléculaire passive, mais bien d’un transfert par de nombreux microtourbillonsaléatoires. Reprises récemment (REVSBECH, 1991), ces mesures ont montré quel’oxygène pénètre dans le biofilm jusqu’à – à peu près – 0,2 mm, et que la réductiondes sulfates commence à ± 1,3 mm de profondeur, la concentration en sulfures pou-vant monter jusqu’à ± 20 mg/l au fond d’un biofilm épais.

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Tableau 5.I – Caractères de quelques biofilms réels.

Localité Biomasse σ Déshydro- Respirationg/l sec volatil m2/m3 génase mg O2/m2.h

(mg/ (mg/ µMTF/g.hcm2) cm2)

Philippeville 3,32 5,53 3,82 60 105,2 –Saive (surface) 4,33 6,77 4,01 64 – –Saive (profondeur) 1,37 2,14 1,03 64 – –Eghezée 4,94 3,95 – 125 74 –Lantin 5,20 5,34 3,05 98 72,9 –Romsée (6 batteries – 2,4 à 1,7 à – 100 à –de biodisques) 9,8 7,0 300

Grille plastique fine(2,5 mm) immergéeen rivière – 3,54 2,41 – – 220

(Résultats Cebedeau)

2.Cinétique de l’épuration dans les lits bactériens

2.1. Type d’écoulementEn tant que réacteur, le lit bactérien a un type d’écoulement continu qui l’apparenteplus à l’écoulement piston qu’au mélange complet. Il est toutefois impossible d’enrendre compte correctement par les formules théoriques correspondant à l’un oul’autre de ces deux types car divers éléments perturbent le schéma de fonctionnement.a. Lorsque la charge hydraulique varie (ce qui est le plus souvent le cas, notamment

selon un cycle diurne pour les eaux urbaines), la distance verticale moyenne depercolation parcourue en l’unité de temps à faible débit (B1) est sensiblementinférieure à celle parcourue à fort débit (B2). Une tranche d’appareil n’est doncpas soumise à des conditions constantes et ceci se traduit par un effet analogue àcelui d’une dispersion (Fig. 5.9).

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On doit donc s’attendre à ce que la fraction mouillée du garnissage intervienne dansl’équation du lit bactérien, plutôt que la simple surface théorique. Et en effet lescourbes de passage des traceurs ne sont pas parfaitement expliquées par les théoriesusuelles, basées généralement sur une distribution stochastique des écoulements.CRINE et al. (1984) ont montré récemment que l’ajustement était bien meilleur si onconsidérait le concept de percolation dans un millieu non saturé, donc hétérogène.Ce modèle prend aussi en compte la dispersion radiale de l’écoulement, et donne unsens physique au cœfficient n de l’équation d’Eckenfelder (v. ci-après), qui se trouveainsi lié au pourcentage de surface mouillée.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Fig. 5.11 – Station de Fleurus. a. Courbe de passage réelle du traceur (θl théorique = 24,3 mn). b. Autocurage du biofilm, lors de la reprise de l’aspersion après la phase de repospériodique.(Noter le synchronisme).

film en substrat est automatique. Il y a toutefois des zones mortes, soit parce que nonaccessibles par l’irrigation, soit parce que mouillées par capillarité mais non suffi-samment renouvelées par l’irrigation. Lorsque la charge hydraulique croît, la frac-tion mouillée du garnissage augmente et tend asymptotiquement vers une valeurmaximum, qui reste cependant toujours inférieure à la surface théorique du garnissa-ge (fig. 5.10, LEKHLIF, 1992).

Fig. 5.10 – Aire effectivement mouillée en fonction de la charge hydraulique.

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Fig. 5.9 – La courbe de traçage d’un lit bactérien réel.(Lantin II, données Cebedeau)

Surface théoriquedu garnissage

Surface maximum mouillable

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θl = temps de séjour moyen total du liquide [T].

Il reste donc à exprimer θl à partir de variables maîtrisables, qui seront :H = profondeur du lit (m) ; Ch = charge hydraulique (m/j, ou m3/m2.j).

W. E. HOWLAND (1957) avait dérivé théorquement la durée de la percolation autourd’une sphère, et montré que cette durée est proportionnelle à H/Ch

2/3, avec uneconstante de proportionalité elle-même liée à la viscosité (donc à la température) etau rayon des sphères (ou au « rayon apparent » des pierrailles). Pour un lit bactérienvraisemblable, de 2 m de haut, rempli de pierrailles de 5 cm de diamètre et chargé à2,1 m/j, on trouve ainsi un θl de 6,5 min. Pour des cailloux, en raison de leur irrégu-larité, on trouverait normalement des temps supérieurs, plus conformes à ceux mesu-rés par traceurs (de l’ordre de 10 min). L’équation de Howland, bien vérifiée par lesfaits, donne :

θl = C.H/Ch0,67 (5.9)

HOWLAND a également déduit de son équation celle donnant la fraction restanteS1/S0, c-à-d. l’équation connue sous le nom de Schulze :

S1/S0 = 10–kH/Ch0,67 (5.9’)

Dans celle-ci, il est délicat de donner des dimensions à la constante de vitesse k, carelle contient une constante biocinétique vraie et la constante de proportionnalité deHowland, ainsi qu’un coefficient de forme. Si toutefois on exprime H en m et Ch enm/j, la constante globale kvaudra (en système décimal) 0,69 < k < 1,03.Cette équation permet déjà le calcul d’un lit bactérien, puisque S/S0 est lié au rende-ment épuratoire. Selon elle, en portant le log du DBO restant vs ton trouve une droi-te décroissante. Elle est réputée valable jusqu’à des charges organiques élevées (> 6 kg DBO5/m

3.j). Selon elle, le rendement épuratoire n’est pasfonction de lacharge organique mais seulement de la charge hydraulique. Elle ne tient pas comptede la température, qui a un effet sur k, et aussi sur la composition de la communauté :elle ne donne donc que des moyennes annuelles. Elle suppose à juste titre constantela biomasse. Par contre, cette surface est liée à la géométrie du support, et on peutexpliciter celle-ci dans la formule suivante (cf. BRUCE, 1973 et fig. 5.12) :

log S1 = – 0,0058 . σΗ(5.10)

S0 Chn

σ = surface spécifique du support (m2/m3) ; et si on veut raffiner encore c’est lasurface active donc la surface mouillée.

n = exposant caractéristique du support lui-même lié à la friction mouillée du gar-nissage.

En homologuant Howland-Schulze (9’) à Bruce (10), on voit que 0,0058σ = 0,69 à1,03, c-à-d. que l’équation de Bruce explicite la valeur de σ implicite chezHowland : de 120 à 180 m2/m3.Avec la variété de média modernes, on ne peut plus admettre uniformément n = 0,67comme avec les supports classiques de HOWLAND. ROESLER a donné une équationempirique simple pour n = f(σ).

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

2.2. Quelques formules empiriques

Elles sont données ici pour l’eau urbaine, et il est évident que les constantes numé-riques n’y sont valables que pour le type d’eau ayant servi à l’ajustement statistique.

NRC(National Research Council) :

ρ = 1 (5.6)

1 + 0,443 [ W (1 + 0,1 r)2

]1/2

V (1 + r)

W = apport en kg DBO5/j ;r = taux de recyclage ;V = volume du lit bactérien en m3.

ρ = rendement = 1 – SS0

Fairall (avec recirculation) :

ρ = 1 – 5,62 V (1 + r)–0,444(5.7)

Ch

V = volume du lit bactérien en m3 ; Ch = charge hydraulique en m/h.

2.3. Approches théoriquesn 2.3.1. Dans l’approche simple de SCHULZE (1960), on suppose la biomasseconstante dans le biofilm mûr. Cette hypothèse est fausse, nous l’avons vu, maisacceptable pour un lit bactérien à moyenne ou forte charge, et d’autant plus qu’onpeut admettre que seule une mince pellicule de film, constante dans son épaisseur,est active. On suppose en outre qu’une loi monomoléculaire est applicable, ce quistrictement n’est valable que lorque S est faible, donc au pied du lit (lorsque S estélevé, une loi d’ordre zéro est plus vraisemblable). En outre, cette approche négligela zone intermédiaire où S commence à être limitant, comme l’exprime la loi deMonod.

On aboutit ainsi à des formules simples :

dS = – KS d’oùS1 = e–Kθl = 10–kθl (5.8)

dt S0avec :S = concentration de substrat au niveau atteint par le liquide percolant après un

temps t ;S0, S1, idem respectivement à l’entrée et à la sortie du lit ;K, k, constantes cinétiques, respectivement dans le système de base e et de base

10 [T–1] ;

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détournée la saturation prévue dans l’équation de Monod et absente des modèlesd’ordre 1. Lorsque S0 augmente, les couches externes du biofilm deviennent satu-rées, ce qui ralentit l’enlèvement du substrat. A ce fait s’ajoute que l’activité accruedes couches externes entraîne un plus grand besoin d’oxygène, lequel est alors épui-sé à des profondeurs moindres (se reporter à la fig. 5.7). L’épaisseur de la couchediminue, et la vitesse d’enlèvement aussi. Divers auteurs ont d’ailleurs souligné quela limitation par l’oxygène était un risque à forte charge (v. p. ex. PORTER, 1977).RITTMAN (1978), remarquant que la biodégradation a tendance à ralentir à mesurequ’elle progresse, a proposé un modèle d’ordre variable, tel que :

S1 = C S0n

où n est un exposant variant de 0,5 à 1 selon une fonction très complexe et prove-nant d’un ajustement empirique. En fixant n à 0,5 on a obtenu pour les biodisques unbon ajustement (HELMAN, 1983). Sur le plan théorique, ces équations un peu boîteuses ont l’inconvénient de ne pasprévoir de limite à la capacité épuratoire d’un lit bactérien, alors que l’équation deMonod en impose une et que la pratique des lits dégrossisseurs à très forte chargeconfirme ce fait. Néanmoins, pour les lits finisseurs, à charge faible ou moyenne, leséquations du type Schulze, dans leur simplicité, sont celles qui représentent le mieuxla cinétique observée.Comme dernier développement, citons l’incorporation par Schulze du procédé derecyclage. Si on désigne par r le taux de recyclage (comme fraction du débit traver-sier), le débit appliqué devient Q(1 + r), et le substrat entrant prend une concentra-

tion S0’ qui vautS0 + rS1

1 + rFig. 5.13 – Elément de lit bactérien.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

La discussion numérique aboutit à montrer que la recirculation ne modifie pas le

n = 0,91 – 21,48 (5.11)σ

comme en pratique σ varie de 80 à 220 m2/m3, on voit que n varie finalement assezpeu (de 0,64 à 0,81).Il existe d’autre part une relation empirique, due à SINKOFF, donnant σ en fonctionde ε (porosité en %) et de d (diamètre moyen des cailloux, en cm) :

Fig. 5.12 – Equation de BRUCE.

σ = 6 (100 – ε) (5.12)d

ex. : si ε = 47 % et cailloux de 3 cm, σ = 106 m2/m3.

D’autres auteurs ont encore essayé d’améliorer l’équation de Schulze, toujours en yexplicitant la constante k.Dans cette voie citons ECKENFELDER (1961) qui a voulu tenir compte d’une diminu-tion de l’activité du biofilm entre le haut et le bas du lit. Pour ce faire il a rendu laconstante fonction de l/Hm, où m est un exposant empirique tel que l’équation seramène à celle de Schulze si m = 0. Ultérieurement, OLESKIEWICZ et ECKENFELDER

(1974) ont remarqué que la constante semblait inversement proportionnelle à S0 etont proposé l’équation suivante :

S1 = 10–KH/ChS0 (5.13)S0

Cette influence inattendue de S0 n’est pas une inhibition par le substrat, et a étéobservée indépendamment par GRADY (1975) dans les boues activées et par EDELINE

(1978) dans les rivières. L’interprétation la plus plausible actuellement serait que labiodégradation mène à certains déchets métaboliques à caractère inhibiteur, d’autantplus abondants que S0 est élevé. On peut cependant considérer également que le facteur 1/S0 réintroduit de façon

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Ks lnS0 + (S0 – S1) =

CH = µ̂ Aσdρ Η 1 (5.17)S1 Q Y Q

Le calcul s’est fait en suivant la tranche d’eau dans son mouvement descendant, doncl’équation est valable pour un réacteur piston idéal. On obtient des résultats pratique-ment identiques en appliquant six fois de suite un modèle analogue établi pour unmélange complet. On note aussi que A/Q = 1/Ch, ce qui fait apparaître le groupe H/Ch,présent également dans l’équation de HOWLAND-SCHULZE. La fragilité des hypothèsesfaites sur la constance de Y et de Ks ajoutée au fait que les lits bactériens présententune stratification biologique verticale, entraîne le doute sur la constance de µ̂.En fait l’application pratique de cette équation, qui a le très grand mérite d’expliciterle rôle de Q et de σ, montre qu’elle n’est valable que pour des valeurs de S relative-ment élevées (> 250 mg/l glucose, avec inoculat d’eau d’égout). Lorsque S descendà 100 mg/l, les résultats observés sont sensiblement supérieurs aux résultats calculés.Comme on pouvait le prévoir, on constate que la chute de S est une fonction linéai-re de h aux fortes valeurs (ordre zéro), et ne ralentit qu’aux environs de 200 mg/l(ordre 1).Pour son application, la formule requiert que les constantes Y, µ̂, d, et ρ soient détermi-nées au cours d’essais pilotes, Ks doit même être mesuré pour chaque valeur de Q envi-sagée. Après cela, il suffit de choisir H, A, Q et σ de façon à optimiser le rendement.L’équation générale montre que le graphique ∆S = (S0 – S1) vs ln S0/S1 doit êtrelinéaire. La pente de la droite vaut – Ks, et son ordonnée à l’origine (i.e. quand S0/S1 = 1)donne en groupe tous les autres facteurs.Le groupe CH de cette équation est identique à la capacité d’enlèvement maximumd’un lit bactérien donné au débit Q. Etant donné les bases de la théorie, et notam-ment l’adoption d’une épaisseur constante de la couche active du biofilm, il est nor-mal qu’une telle capacité maximum soit mise en évidence. Elle est de l’ordre de 0,7mg glucose/cm2.h (soit 168 g/m2.j), aux plus fortes charges, alors que Ks est del’ordre de 100 à 120 mg/l pour le glucose, qui est souvent le substrat limitant parceque le plus efficient (GHOSH, 1970 ; GAUDY, 1963).L’influence de la charge organique, selon ce modèle, peut être démontrée par uneanalyse de sensibilité : il semble que le rendement soit d’abord stable, puis diminuede plus en plus fortement lorsque la charge organique croît. L’influence du recyclageparaît positive dans la mesure où une augmentation de charge hydraulique modifieKs dans un sens favorable. Mais ce dernier fait lui-même paraît difficile à interpréter.Il semble que la turbulence accrue diminue les barrières de transfert, globalementreprises dans Ks.N. B. : On peut explicitement introduire le recyclagedans les calculs, si on exprimecelui-ci par r en proportion de Q.Q devient alors, comme chez Schulze, Q (l + r), etla concentration, S’o.

n 2.3.3. Discussion– Le taux maximum horaire d’enlèvement est atteint quand la biomasse répond

avec µ̂ (S non limitant).– Le réacteur piston est théoriquement supérieur au réacteur à mélange complet de

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

rendement épuratoire : ce qui est gagné par la diminution de concentration à l’entréeest reperdu par un passage plus rapide. En pratique, les avantages de la recirculationde l’effluent sont plutôt hydrauliques : meilleure répartition de la charge, tanttransversalement qu’en profondeur, et impacts cinétiques des jets d’eau contribuantà empêcher le colmatage des couches supérieures du lit.

n 2.3.2. L’approche de KORNEGAY et ANDREWS (1969) repose sur un bilanmassique établi pour l’élément de hauteur dh, et intégré sur toute la hauteur H. Onne fait plus d’hypothèse simplificatrice sur l’ordre de la réaction et on utilisedirectement l’équation de Monod.Dans la tranche dh, la concentration du substrat passe de (S + dS) à S, la différencedS étant métabolisée avec un rendement Y. Si Q est le débit on trouve facilement :

Q(S + dS) – QS = QdS = 1 . dM = 1 µM = µ̂ M . S (5.14)Y dt Y Y Ks + S

L’orthodoxie mathématique de cette équation d’équilibre est rétablie si l’on observeque M contient une différentielle cachée : dh.On fait alors l’hypothèse importante que Ks, Y et M sont constants. Pour M, on peuten effet admettre qu’il est donné par :

M = A.dh.σ. d. ρ. avecA = section transversale du lit ;Adh = volume élémentaire ;σ = surface spécifique du matériau ;d = épaisseur active du biofilm ; ρ = poids spécifique du film (poids sec par unité de volume) ;M = biomasse contenue dans le volume élémentaire Adh ;dt = temps mis par l’eau pour traverser dh.A, σ, d et ρ peuvent sans danger être considérés comme constants. Par contre, laconstance de Y et de Ks n’est pas aussi assurée. Ks notamment ne saurait êtreconstant que si Q lui-même le reste, et Y diminue de haut en bas du lit, du fait del’intervention croissante du métabolisme endogène. Si on admet qu’il est constant, ilne saurait en tout cas l’être pour tous les lits bactériens, et c’est bien l’hypothèse laplus faible du système. Les écarts toutefois n’apparaîtront que pour de faiblescharges ou des épurations poussées.

On trouve finalement (en groupant sous C les constantes) :

Q dS = µ̂ . Aσdρ . S = C . S (5.15)dh Y Ks + S Ks + S

Il faut souligner qu’on a ici une équation différentielle selon h et non plus selon tcomme chez Schulze. On n’a donc plus besoin de convertir les débits en temps parl’équation de Howland. Le temps a disparu grâce à l’introduction de dM/dt = µM.L’intégration devient très simple :

∫S0

S1 Ks + SdS = 1 ∫0

HCdh (5.16)

S Qce qui donne :

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même surface (jusqu’à 60 ou 80 % en plus), donc deux filtres en série seront plusefficaces que deux filtres en parallèle.

– Le recyclage a un effet favorable : diminuer Ks (l’augmentation de Q diminue larésistance à la diffusion, et le lit est plus vite saturé, c-à-d travaille plus long-temps à µ̂), et un défavorable : déviation plus poussée du type piston vers le typeà mélange complet. Il y a donc une valeur optimale de r dans chaque cas.

– Si on compare la formule de Schulze à la formule de Kornegay, on en note lasimilitude. Le signe – disparaît si on inverse le terme sous le logarithme. σ et Hinterviennent directement. Q intervient sous la forme Ch

– 0,67 d’un côté et Ch–1 de

l’autre. Le second terme du membre de gauche est négligé chez Schulze, où on afait : S << Ks.

Lorsqu’on applique le modèle de Kornegay à des résultats expérimentaux, on ren-contre un succès modéré (fig. 5.14), se limitant aux cas de fortes charges organiques.Ce modèle ne décrit que la métabolisation du substrat (par l’équation de Monod),mais il se peut que celle-ci ne soit pas le processus limitant à faible et moyenne char-ge. C’est dans la constante Ks que se cumuleront tous les effets de freinage (p. ex.l’adsorption ou la diffusion) et de ce fait Ks observé à partir de ce modèle est généra-lement si élevé qu’on ne peut plus le considérer comme une constante de saturation

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Fig. 5.15 – Epuration d’eaux de malteries par biodisques (Cebedeau). Modèle KORNEGAYet ANDREWS.

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Fig. 5.14a – Interprétation selon KORNEGAYet ANDREWS(r = 1).

Fig. 5.14b – Interprétation selon SCHULZE.

Fig. 5.14c – Interprétation selon OLESZKIEWICZet ECKENFELDER.Essais d’épuration d’effluents de limonaderies sur lit bactérien en modulesplastiques (Cebedeau, VANDEVENNEet DUBOIS, 1977).

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A l’équilibre dS/dt = 0 (S est constant dans l’auge) et l’équation permet le calcul de Sdans le cas le plus général. Le terme de réduction par la biomasse en suspension peutêtre négligé pour rendre l’équation plus simple : le volume V est généralement petit etle temps de séjour y est faible, de sorte que M

s<< Mf (v. 3.4.2.). La même équation

peut permettre de prévoir S = f (t) dans un système discontinu : il suffit de faire Q = 0.Lorsque les biodisques sont mis en œuvre sous forme de n batteries successives,l’épuration totale est la somme de celles réalisées par chaque étage. En supposantque chaque batterie comporte le même nombre de disques, seul S varie d’un réacteurà l’autre, et il reste :

n

Q (S0 – Sn) = 2 π N (r22 – r2

1) d Bf

µ̂ f ∑Si

Yf Kf + Sii = 1

En groupant les constantes sous K, et en notant par a l’aire déployée par un seuldisque, il reste :

n

∆ S = S0 – Sn =Na K

∑Si (5.20)

Q Kf + Sii = 1

qui fait bien apparaître les facteurs conditionnant l’efficacité des biodisques. Il fautdistinguer à ce propos un rendement caractérisable par ∆S et une efficacité caractéri-sable par Q∆S. Lorsque l’on augmente la charge, ces quantités varient en sens inverse.En vue de son utilisation plus commode, on peut distinguer les deux cas habituels etextrêmes :

1. charge très forte : S ≈ 1 → ∆ S = Na KKf + S Q

2. charge très faible : S≈

S→ ∆ S =

Na K .

S1

Kf + S Kf Q Kf

On voit donc que les normes de calcul doivent être différentes selon que la charge estforte ou faible : on a à nouveau un ordre zéro à forte charge, fonction seulement de lacharge hydraulique et un ordre 1 à faible charge, fonction à la fois de Q et de S. Lepremier régime donne la limite maximum de l’efficacité : le biofilm travaille à µ̂ƒ.Pour l’application aux réacteurs multiples (1.), il suffit de multiplier par le nombred’étages dans le cas de fortes charges. Dans l’autre cas(2.) par contre, l’épurationvarie d’étage en étage, et on passe de S0 à S1, S2, … Sn. L’équation ci-avant (compa-rable à l’équation 6.5, page 140) permet de tirer (∆ S= S0 – S1) :

S1 =1

(5.21)S0 1 + Na K

QKfet comme Sn =

S1 .S2 …

Sn

S0 S0 S1 Sn – 1et que Kf, Q etc. ne changent pas d’un étage à l’autre, on trouve finalement :

Sn= ( 1 )

n(5.22)

S0 1 +Na KQKf

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Fig. 5.16 – Schéma de principe des biodisques.

analogue à celle de Michaelis. Par contre le modèle de Kornegay s’applique souventavec succès (fig. 5.15) aux biodisques (v. ci-après 2.3.4), parce que ceux-ci sont desréacteurs très semblables aux réacteurs expérimentaux sur lesquels Kornegay etAndrews ont mis au point leur équation.

n 2.3.4. Appliquée au cas des biosdisques, la théorie de KORNEGAY & ANDREWS

donne souvent de bons résultats. Les biodisques sont des disques enfilés parallèlementsur un axe horizontal tournant. Ces disques plongent dans l’eau à épurer pendant unepartie de leur rotation (ils se chargent de substrat) puis émergent dans l’air pendant lereste du temps (ils absorbent de l’oxygène). Ils se chargent de biofilm sur leursdeux faces, et doivent présenter un écartement minimum pour éviter le colmatage.

L’épuration a lieu de deux façons :1. par le biofilm attaché aux disques de surface A, et2. par la biomasse en suspension dans l’auge de volume V.

On établit à nouveau un bilan massique, en admettant qu’il y a mélange completdans l’auge, que la mortalité des bactéries est négligeable, et que l’énergie d’entre-tien peut rester implicite :

dS . V = Q S0 – Q S –µ f Mf –

µs Ms (5.18)

dt Yf Ysµ f et Yf sont le taux de croissance et le rendement du biofilm ;µ

set Y

ssont le taux de croissance et le rendement de la biomasse en suspension ;

Mf est la biomasse active du film ;M

sest la biomasse en suspension dans le volume V.

La surface totale active des disques vaut évidemment A = 2 Nπ (r22 – r2

1) (si N est lenombres de disques). Si Bf est la biomasse unitaire du film, d’épaisseur active d etde surface A, on peut remplacer Mf par AdBf. De même si B

sest la concentration de

biomasse en suspension dans le volume V, on peut remplacer Ms

par V Bs. Enfin,

utilisant l’équation de Monod, on trouve :

dS . V = QS0 – QS – µ̂ f 2 Nπ (r22 – r2

1) d BfS –

µ̂s V BsS (5.19)

dt Yf Kf + S Ys Ks + S

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l’adsorption est prise en considération, de même que la possibilité d’une limitationpar la diffusion lente de l’oxygène dans l’eau et le biofilm. Sans entrer dans le détailmathématique de ces modèles, disons qu’ils s’appuyent eux aussi sur des bilansmassiques dans les deux phases. Les divers processus faisant varier S sont modéliséscomme suit, selon les auteurs :Métabolisation : ordre zéro, ordre 1, équation de Monod, ou ordre variable.Diffusion du substrat : KLσ (S – S*) ;

Advection : –u ρ dSdh

Diffusion de l’oxygène : D d2C (deuxième loi de Fick);dx2

Adsorption : S* = αS + Sr.Avec :KL = coefficient de transfert du substrat dans la phase liquide ;σ = surface spécifique du support inerte ;S = concentration en substrat dans la phase liquide ; S* = idem à l’interface liquide-biofilm ; –u = vitesse moyenne de percolation ;ρ = poids spécifique de l’eau usée ;h = distance depuis le sommet du lit ;D = coefficient de diffusion moléculaire de l’oxygène ;C = concentration en oxygène dissous ;x = profondeur depuis la surface du biofilm ;α = constante ;Sr = concentration en substrat « éliminable ».

Les équations finalement obtenues sont difficilement maniables notamment parcequ’elles font intervenir de nombreuses constantes inconnues. Elles ont surtout l’inté-rêt de montrer que les formules plus simples déjà connues sont en réalité des asymp-totes de la formule générale, valables dans des conditions particulières. Par exemplel’équation de SCHULZE est l’asymptote à faible charge, alors que le taux d’enlève-ment constant est l’asymptote à forte charge.

Selon la morphologie plus ou moins épaisse, plus ou moins compacte, plus ou moinsfilamenteuse, plus ou moins riche en prédateurs de premier et second rang, l’impor-tance relative des barrières adsorptive, diffusive et métabolique va fortement varier.Les mécanismes adsorptifs, externes, correspondent bien à la formulation deSCHULZE et concernent en principe les lits recevant un substrat concentré, tel que lemétabolisme soit saturé, or précisément SCHULZE a établi son équation pour la faiblecharge… On a cru expliquer ce fait en invoquant l’adsorption. En réalité les théoriessont sous-déterminées par les faits, et la qualité des données recueillies ne permetpas de trancher nettement entre les modèles.Par contre les lits recevant un substrat dilué semblent plutôt modélisables par desmodèles comme celui de KORNEGAY, basé sur les processus métaboliques, internes.En pratique, les études comparatives concluent invariablement à la supériorité desmodèles du type « SCHULZE amélioré ».

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Comme dans le cas des lits bactériens à film fixe, les constantes cinétiques et para-mètres de ces équations doivent être déterminés au cours d’essais, dont les fabricantsprésentent généralement les résultats sous forme de graphiques. On doit envisagerdes essais différents pour mesurer l’épuration du film seul (forte charge hydrau-lique), ou l’épuration combinée du film et de la suspension (faible charge). Commeon connaît les équations relatives à ces deux régimes, l’épuration due à la suspensionpeut être évaluée par différence. Le cas le plus important étant celui du film, remar-quons que son équation générale :

Q (S0 – S1) = NaKS1

Kf + S1peut donner un graphique linéaire si on l’écrit :

Kf . 1 + 1 = Na (5.23)K S1 K Q (S0 – S1)

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Fig. 5.17 – Linéarisation du modèle de KORNEGAY.

On portera alors les résultats des essais en prenant 1S1

comme variable. La pente de la

droite donne Kƒ/K et l’ordonnée à l’origine donne 1/K. Il n’est pas nécessaire d’analy-ser K en ses composantes (µ, d, etc.). C’est la méthode classique du double réciproque.Le système à biodisques est du type à mélange complet, alors que le lit bactérienéquivaut à une série de 6 réacteurs à mélange complet. Le lit bactérien a donc unavantage théorique sur les biodisques, que les fabricants compensent en disposant lesdisques en batteries successives (jusqu’à 4) pour produire des effluents fortementépurés, au détriment de leur coût.

n 2.3.5. Le modèle de KORNEGAY a l’avantage de faire apparaître l’effet de satura-tion, qui est effectivement observé, et que le modèle de SCHULZE ne prévoyait pas. Ildécrit uniquement l’étape métabolique du processus de nutrition et suppose qu’il n’ya aucun autre frein à la résorption des matières organiques. Dans sa discussion, ilprécise néanmoins très bien que toute limitation due au transfert de masse seraitautomatiquement incorporée (de façon implicite) dans la constante empirique Ks.D’autres auteurs, comme PORTER, comme ATKINSON et HOWELL, comme AMES,AMADO et ROBERTS, ou d’autres encore, envisagent des modèles plus généraux où

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et GUJER (1985) ont montré que la vitesse de l’air était proportionnelle à √∆T, où ∆Test la différence de température entre l’air entrant et l’air sortant. Ce dernier, surtoutsi le lit est de quelque hauteur, est supposé saturé d’humidité et à la même tempéra-ture que l’eau entrante. La théorie prévoit, et l’expérience confirme, que le refroidis-sement de l’eau est proportionnel au réchauffement de l’air, ainsi qu’au rapport entrela vitesse de l’air et la vitesse de l’eau. Par exemple, un réchauffement d’air de 15 °C peut causer un refroidissement d’eau de 1,5 °C.L’influence sur la température de l’eau est très marquée, le lit bactérien agissantcomme une tour de réfrigération d’autant plus efficace que r est élevé et que la poro-sité du médium est grande : une eau traitée peut ainsi passer de 8,7 °C à 5,3 °C.La température agit également sur la cinétique d’épuration, selon les lois du typegénéral examiné dans la première partie (chap. 1 § 7). En région tempérée, le cœffi-cient a est souvent de l’ordre de 1,10, mais il peut descendre à 1,05 en région chau-de, où les températures approchent de l’optimum enzymatique. En région froide,c’est le gel qui est surtout à redouter. Les lits bactériens à faible charge et très expo-sés seront couverts, et on fermera partiellement leurs ouïes d’aération en période degrand froid. Le recyclage peut également aider à empêcher la formation de glace audistributeur tournant.

3.1.2. Régimes usuels de chargeOn définit une charge superficielle ou hydraulique (m3/m2.j ≡ m/j : il s’agit des m2 dela section transversale du lit), et une charge organique volumétrique (g DBO5/m

3.j :il s’agit des m3 apparents du support inerte mis en œuvre). En pratique, un lit bacté-rien est évidemment soumis aux deux charges à la fois, bien que la première soit deloin le facteur le plus important selon la théorie.

Usuellement on distingue :

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Charge Faible Normale Forte

kg DBO5/m3.j 0,08 – 0,40 0,40 – 1,0 1 – 10

Ch m3/m2.j(recyclage inclus) 1,5 – 4,5 4,5 – 25 20 – 100

35 (modules)Ch minimum 1,5 14 – 25 20 (vrac)r 0 0 – 1 0 – 6H m 1,5 - 4 1,5 – 4 4 – 12Epuration réalisée ← DBO5 < 50 → ∆DBO 50-80 %

La charge biologique peut être évaluée, si on se rappelle que la biomasse vaut 3 à6 g/l en matière sèche (cf. tableau p. 88). Les lits bactériens en cause ayant été calcu-lés pour 300 g DBO5/m

3.j, il en résulte une charge biologique de 0,1 à 0,2 g DBO5/gB .j, correspondant à une boue activée à faible charge avec nitrification partielle(cf. tableau p. 157). La comparaison n’est toutefois pas rigoureuse, car le biofilmn’est actif que par une de ses faces.

Par ailleurs ROBERTS (1973) a montré que le coefficient de transfert d’O2 était jus-qu’à 25 fois plus grand que celui de transfert de substrat : il est donc peu probableque le premier puisse être limitant, même dans des films épais.Dans l’état actuel des connaissances et vu la technologie du procédé (notamment lesparticularités de l’aspersion des lits), une formulation rigoureuse et complexedemeure inutile. L’intérêt de ces recherches réside surtout dans l’éclairage qu’ellesdonnent aux mécanismes en cause.

3. Technologie des lits bactériens3.1. Généralités

L’élément essentiel du lit bactérien est le support inerte, disposé en colonne, surlequel s’accroche le biofilm. Pour alimenter ce support en eau résiduaire, il faut dis-poser d’un distributeur aussi régulier que possible. Après le lit vient un décanteursecondairedestiné à l’enlèvement des boues secondaires, qui sont envoyées généra-lement vers un digesteur.Avant d’aborder la description de ces appareils, il est bon d’établir certaines généralités.

3.1.1. Température

La chaleur a un effet très favorable. Les réactions qui se déroulent dans le lit sontexothermiques, et cette chaleur est dissipée dans un liquide en film mince, mais cefacteur ne suffit pas à lui seul à déclencher un effet de cheminée. L’eau d’égout estgénéralement plus chaude que l’air ambiant en hiver et plus froide en été. Elle peutrefroidir jusqu’à 4 °C par évaporation dans le lit. Comme les deux fluides ont unechaleur spécifique très différente, l’air présent dans le lit bactérien prendra rapide-ment la température de l’eau percolante, se chargera d’humidité et changera de den-sité par rapport à l’air atmosphérique. S’il devient plus froid (en été) il s’alourdit, etun courant de ventilation descendant s’amorce. Le phénomène inverse a lieu enhiver, et on constate (PÖPEL) l’absence de circulation lorsque l’air atmosphérique a± 2 °C de plusque l’eau usée. On peut d’après cet auteur utiliser l’équation suivante :

v (m.h–1) = 4,45 [Tair (°C) – TH20(°C) – 1,88]

L’apport naturel d’oxygène par cet effet de tirage est généralement suffisant dansdes lits de porosité et de hauteur normale, ce qui dispense d’employer des souffle-ries. Le pied du lit doit être abondamment pourvu d’ouïes d’admission d’air, dont lasurface totale correspondra à 1-2 % de la section transversale de la tour, et qui serontsoigneusement orientées en tenant compte des vents dominants. En Angleterre, onprévoit souvent, en supplément, une aération latérale.L’effet de cheminée amène de l’oxygène en suffisance, mais provoque un refroidis-sement de l’eau qui peut se révéler gênant pour la nitrification, surtout avec les litsplastiques à haute porosité qui offrent peu de résistance au flux d’air : dans ces cas,on prévoira avec avantage des volets limitant l’accès de l’air au pied du lit. BOLLER

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Au point de vue organique, la charge s’exprime de plus en plus en flux, afin de tenircompte explicitement de σ. Par exemple la charge recommandée par l’ATV (0,4 kgDBO5 /m3.j) équivaut sensiblement, étant donné le garnissage recommandé parailleurs avec son σ de ± 100 m2/m3, à un flux de 4 g DBO5 /m2.j. Aux U.S.A. onadopte un flux maximum de 6, et en Suisse de 10 g DBO5 /m2.j. De tels flux ne per-mettent pas une nitrification complète : 2 g/m2.j. pour les lits ordinaires, et 4 g/m2.j.pour les biodisques, seraient dans ce cas les limites à ne pas dépasser. GUJER (1983)estime toutefois que dans les petites stations l’alcalinité des eaux usées est insuffi-sante pour garantir une nitrification complète. Aux flux supérieurs à 2 la biomasse en excès n’est pas stabilisée, l’âge moyendescellules évacuées est inférieur à 25 jet on ne peut plus se passer de décanteur secon-daire. (N.B. : on appelle âge moyen d’une biomasse le rapport entre le poids total debiomasse présent dans l’appareil, et le poids de biomasse évacué par jour.)

3.1.4. Production de boue secondaire

Cette boue se présente en amas assez considérables, surtout pour les biodisques, etdécante très facilement. La quantité produite est mal connue. On peut retenir lesvaleurs suivantes, en g/g ∆DBO5 :

Très faible charge : 0,22Faible charge : 0,3-0,5Forte charge : 0,63-1,0

qui sont valables pour un lit bactérien ayant un rendement en DBO de 80 % et unâge moyen du biofilm de 1 j.

La production de boue est très variable selon la saison, elle est maximum au prin-temps et minimum en été. Durant l’hiver, le biofilm s’accumule en raison de l’ab-sence de prédateurs, de sorte qu’un ébouage massif a généralement lieu au printempslors de la réapparition de ceux-ci.Un lit bactérien tend à se colmater par excès de production de boue, qui a lieu sur-tout dans les couches supérieures. Plusieurs méthodes sont employées pour décol-mater un lit présentant du « ponding » ou formation de mares en surface. La pluscourante est l’usage d’une lance à eau à haute pression : celle-ci décolle effective-ment le biofilm, mais en le faisant descendre elle reporte le colmatage aux couchesplus profondes. Une autre méthode est la chloration, qui est très efficace mais tuetoute la biomasse de sorte que le rendement diminue pour longtemps et que la sur-charge prévaut. Plus recommandable est la méthode au salpêtre (WOLTERS, 1972)qui consiste à arrêter le lit et à répandre dessus 0,5 kg/m2 de salpêtre sec. On humidi-fie alors un peu, et on reprend l’irrigation après 2-3 h. Quelques jours après, le lit sepurge de lui-même. Dans les cas graves on procède à une seconde application 1 à 2semaines plus tard.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

3.1.3. Charge hydraulique et recyclage

La charge hydraulique conditionne le temps de séjour de l’eau dans le lit, qui varieexpérimentalement entre 10 et 1 000 secondes (1/6-15min). C’est cette brièveté qui afait penser à un mécanisme d’adsorption pure (KRISHNAN, 1966).La notion de charge hydraulique est cependant délicate à interpréter avec les distri-buteurs rotatifs ou alternatifs, où on mesure des charges moyennes alors que le débitréel instantané est de loin supérieur.Grâce à la possibilité de recycler l’effluent sur le lit bactérien (ou même à l’entrée dudécanteur primaire) on est dans une certaine mesure libre d’augmenter à volonté lacharge hydraulique. Cette pratique est cependant coûteuse et ne doit être employéequ’à bon escient. On cite souvent le chiffre de 0,8 m/h comme taux d’irrigationminimum des lits traditionnels (et 1,4 pour les lits à support plastique). Il est cepen-dant patent que de nombreuses installations à faible charge travaillent de façon satis-faisante à des Ch très inférieures (0,05 à 0,25 m/h). Il semble, selon PALLASCH etTRIEBEL (1969), qu’il ne faut la recommander que dans deux cas :n lorsque l’on traite une eau concentrée, pauvre en O2, et où on souhaite éliminer

un maximum d’azote ; n lorsqu’on ne parvient pas au rendement souhaité par simple passage sur un lit de

faible hauteur.Un argument supplémentaire (diminution de Ks) a été avancé par KORNEGAY (cf. ci-dessus p. 96) Au contraire il ne faut pas la recommander lorsque la DBO5 de l’eauest ≤ 150 mg O2/l, ou serait rendue telle par la dilution.

HALVORSON cite de nombreux avantages au recyclage, outre ceux déjà avancés plushaut (1963). Retenons surtout l’effet intense d’aération, la turbulence de l’écoulementfavorisant l’adsorption, l’éloignement des Psychoda, l’accélération du passage dansle décanteur primaire d’où moins de risques de putréfaction, et enfin la possibilité dedénitrification dans le décanteur primaire si l’eau recyclée contient de l’azote oxydé.Toutefois le recyclage surcharge le décanteur secondaire : WOLF (1980) recomman-de un recyclage de 100 % lorsque le lit bactérien est surchargé ou travaille à sa char-ge nominale, et n’admet un recyclage > 100 % que si l’installation est sous-chargéeet risque de se dessécher. WOLF introduit en même temps un nouveau paramètred’irrigation, la force de rinçage S (Spülkraft) :

S = Ch/a.nDans cette formule S représente la chute d’eau en mm lors du passage d’un brasd’aspersion, a est le nombre de bras et n leur vitesse de rotation en t/h, alors que Chest introduit en mm/h. On recommande Ch = 0,2 à 0,4 m/h la nuit et 0,6 à 0,8 m/h lejour, avec S = 2 mm. Le nombre de bras devient alors déterminant puisqu’on obtientla même valeur de S avec deux bras et Ch = 0,4, qu’avec 4 bras et Ch = 0,8. Il exited’ailleurs des distributeurs à bras multiples découplables partiellement. La valeurrecommandée, S = 2 mm, est un optimum. Si S est trop élevé, le film est arraché, et siS est trop faible, il s’épaissit et on risque la formation de mares ou ponding. On admetgénéralement que les bras doivent tourner à ± 1 t/min., soit 60 t/h. L’angle d’impactde l’eau sur le médium est ainsi favorable à un autonettoyage de celui-ci, alorsqu’avec des vitesses de rotation plus élevées, les jets deviennent presque horizontaux.

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coûteux, surtout si on recourt à des supports plastiques, de sorte qu’une combinaisonoptimale est obtenue lorsqu’on réserve les lits bactériens au traitement partiel d’eauxchargées(> 500 DBO5), soit une charge de 1 à 10 kg DBO5/m

3.j, suivi d’un secondétage à boues activées. Le lit bactérien reste possible et économique pour des taillesaussi réduites que 5 à 50 EH (GUJER, 1983).

3.2. MédiumsParmi les supports naturels on emploie du gravier ou des pierrailles concassées etcalibrées assez étroitement : p.ex. : 80-120 mm. La pierre locale fait généralementl’affaire pourvu qu’elle ne soit pas gélive et ne présente pas trop de fragilité à l’attri-tion. On recherche évidemment les roches légères volcaniques, comme pouzzolaneet ponce, mais l’avantage qu’on leur attribuait du fait de leur porosité en tant qu’aug-mentation de surface spécifique s’est révélé imaginaire : le film remplit ces alvéoleset « lisse » la surface.

Les alvéoles sont par contre précieux dans les « chamottes » des lits noyés que l’onlave à contre-courant (v. plus loin le Flopac de Degrémont). Ces chamottes furentparmi les premiers matériaux synthétiques employés : terre cuite, tuiles à profilsdivers… Plus récemment, sont apparus les supports plastiques, très légers, sansvolume mort, et auto-portants (c.à.d. ne nécessitant pas un mur d’enceinte). On lesfabrique actuellement avec des surfaces spécifiques très comparables et même supé-rieures à celle des matériaux naturels.

En RFA pour la lave volcanique, on recommande de stratifier le lit de la façonsuivante :

couche supérieure 0,25 m 60 /80couche moyenne 1,25 m 40 /60couche inférieure 0,25 m 80/150

La couche inférieure est une couche de protection, et les deux couches supérieuresont ensemble un σ de 90 à 96 m2/m3.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Fig. 5.18 –Quelqueséléments degarnissageen vrac(Doc.Cebedeau).

Cette méthode ne fait pas tomber le rendement puisqu’on founit de l’O2 via le NO3–,

mais elle ne remédie pas à la cause, de sorte qu’il faut prévoir des interventions 2 à 3fois par an.

3.1.5. Résistance aux chocs

On a observé depuis longtemps que les lits bactériens résistent assez remarquable-ment aux variations de charge, et même aux chocs brusques. Cet effet tampon seraitdû (COOK et HERNING, 1978) au fait que les couches profondes hébergent une bio-masse affamée. Celle-ci répond à la surcharge à la façon d’une boue stabilisée dansle procédé contact-stabilisation (voir p. 165) et présente une grande capacité deréserve. Un tel effet n’est évidemment possible que sur un appareil quelque peu sur-dimensionné, mais justement le lit bactérien est moins sensible au surdimensionne-ment que les boues activées (GUJER et al., 1983).

3.1.6. Performances

Les performances moyennes enregistrées en Bavière et annoncées par WOLF sontreprises au tableau ci-après :

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Charge DBO5 DCO N-NH+4 kWh/EH.mois

g DBO5/m3.j

100 5-23 30-115 0-14 3,0200 6-25 35-120 0-14 1,8400 8-29 50-125 7-44 1,25800 22-43 70-170 ≥ 30 (0,9)

avec une dépense énergétique moyenne de 8,33 W/m3, et pour un support tradition-nel (lave). Les performances dépendent évidemment aussi du support, comme ilapparaît dans les résultats de cette étude du Cebedeau (VANDEVENNE 1982) compa-rant trois lits identiques :

Type r σ Charge Ch DBO5 ρ% m2/m3 g DBO5/m

3.j m/h effluent %

Cailloux 400 114 300 0,5 56 75Filterpack 1120 33 95 450 0,2 47 80Filterpack CR 0 220 450 0,15 35 85

3.1.7. Aspects économiques

Le besoin en énergie des lits bactériens se ramène aux frais de pompage, évalués à0,15-0,20 kWh/kg DBO5 (ŒHME, 1984). Les investissements par contre sont plus

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Les supports en matière plastique utilisés en vrac ont permis d’éliminer de nom-breux défauts des remplissages traditionnels, à commencer par leur poids élevé etleur porosité réduite. Par un dessin judicieux, des ouvertures latérales, une construc-tion asymétrique, on a pu réduire fortement les zones inaccessibles au ruissellement.Certains éléments modulaires présentent même des canaux obliques dans toutes lesdirections, de façon à promouvoir la redistribution latérale de l’écoulement (Plasdek).

Pour des eaux ne contenant pas de matières en suspension, on propose aujourd’huidivers supports vermiculés, petits cylindres de la dimension d’une pierre à briquet, etprésentant des surfaces spécifiques énormes (p.ex. 4000 m2/m3) Certains d’entre euxsont « dopés », c.à.d. censés contenir des oligoélements favorables à la santé du bio-film. Les marques sont Biogrog, Biolite, Biofor, …

Les tours en matériaux granulés de section ronde, ont des hauteurs limitées à 2-3 m,à cause des pressions latérales. Les lits bactériens disposés dans le sol, pratique fré-quente en Grande Bretagne, peuvent avoir des profondeurs supérieures.

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Fig. 5.19 – Chenal cranté. Augets basculeurs à remplissage et vidange alternés.Eclabousseurs, ajutages avec plaques passives. Rampe d’aspersion montée surchaîne sans fin.

Médiums pour lits bactériens

Nom Nature, forme Poids Surface % videet dimensions spécifique spécifique

kg/m3 m2/m3

Scorie ø 75-125 mm 1350 40-50 ~ 50ø 30-50 mm 1350 90-105 ~ 50

Pierrailles calibrés 1" 1350 140 ~ 50Gravier rond 2" 1350 105 ~ 50Granit 20-80 mm – 100 45Petit granit 10-20 mm – 200 47Basalte 15-20 cm 1500-2000 40 ~ 53Whinstone 2" (5,1 cm) 1365 79,6 46,1

Dowpac ou Surfpac clayonnage de feuilles – 89 94(Dow Company) ondulées en PVC

Cloisonyl (alphacan) tube cloisonné en PVC 88 225 94

Hydropak (Hoechst) feuilles ondulées à – 200 94-98enrouler ø roul. 1.5 m

Bioprofil (VKW) feuilles profilées de PVC – 190 95

Flexirings anneaux de polypropylène – ø 1,5" : 133 –(Koch Eng. Co) ø 3,5" : 100

Euromatic DK sphères de polyéthylène, 85 108 31ø 38 mm

Actifil (Norton) anneaux à clayonnage interne – 95 > 90en polypropylène

Aero-block terre cuite vitrifiée 1120 70 53

Ewall-porit anneaux en PVC 60 120 93,3Ing. E. Walloschke ø 45 L. 40-50 mm

Filterpack(Mass Transfer Ltd) polyéthylène en « assiettes »1120 M de 50 x 1870 – 95 96CR PVC en « bigoudis » de 30 x 50 – 220 95

Flocor RC (SGN) anneaux avec ondulations 50 230 95Flocor E (SGN) clayonnage de feuilles de PVC 38 92 97

Bionet (NSW) module en polyéthylène 46 100 95

Hexacell (Hongrie) clayonnage de feuilles – 100-220 > 90ondulées PVC

Plasdek (Munters) clayonnage PVC 30 100 95

Etapak (Filtermat) anneaux en polypropylèneà clayonnage interne

· Etapak 210 Ø 45 mm · H : 40 mm 60 220 96· Etapak 120 Ø 115 mm · H : 90 mm 40 120 95

Hufo 200 (Biotys) anneaux en polypropylène 42 200 98Hufo 120 de forme cônique 43 120 97Hufo 90 44 90 96

Biosol 120 (Biotys) anneaux en polypropylène – 120 95de forme alvéolaire

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L’engorgement des lits bactériens est parfois lié au mode de distribution. Il semblefacilité par une aspersion fine, et au contraire éliminé lorsque l’eau est distribuée engros jets, même si ceux-ci n’irriguent pas la totalité de la surface. De même, lesSprinklers à réaction tournent souvent trop vite, et il y a intérêt à réduire leur rota-tion à un passage de bras toutes les 5 à 10 minutes (grâce à des freins) pour réduireencore le risque d’engorgement (WPRL, 1959). De toute manière le biofilm estspongieux, et il a la propriété d’aspirer du liquide par capillarité, même dans unezone non directement irriguée.

Sur les lits bactériens à remplissage plastique, la charge hydraulique à assurer estplus élevée que sur les lits traditionnels, et atteint 1 à 2 m3/m2.h (PORTER). Pour unremplissage en vrac le taux d’irrigation minimum est de 0,75 m3/m2.h, pour lesmodules à feuilles ondulées il est de 1,5 m3/m2.h.

Les distributeurs tournants du type Sprinkler (fig. 5.20) sont actionnés par la réac-tion de l’eau dans des tuyères obliques (fig. 5.21), ou par de petites turbines à eaudisposées au bout des bras. Ces appareils exigent une hauteur d’eau motrice de 50 à80 cm, accumulée dans la cheminée centrale. En cas d’afflux d’eau continu, unetelle hauteur risque de ne pas être atteinte en période de faible débit, et les distribu-teurs s’arrêtent. On emploie alors des systèmes de siphons auto-amorçants disposésdans un réservoir en charge, et qui se vident rapidement dès que le réservoir estplein. Un afflux continu et irrégulier est ainsi transformé en vidanges discontinues

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Fig. 5.21 – Etaleur de jet. Document Noyes Data Corporation, Park Ridge.

Les tours plastiques ont fréquemment 10 ou 12 m de haut, et leur section est plussouvent carrée ou rectangulaire.Les biodisques ont été à l’origine fabriqués en polystyrène expansé de haute densité,renforcés par de petites entretoises. Le matériau flotte sur l’eau, ce qui diminue lesfrottements aux paliers et réduit la dépense d’énergie. On fabrique aussi des biodisquesen feuilles de PVC ou d’aluminium, dont le volume mort et la fragilité sont moindres.

3.3. Distributeurs

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Fig. 5.20 – Distributeurs rotatifs GARD® pour lits bactériens.

1. Hauban (galvanisé).2. Ridoir (galvanisé).3. Verrouillage à goupilles.4. Colonne centrale.5. Bouclier de débordement.6. Cheminée centrale.7. Gicleur-réacteur.8. Etaleur.9. Collier.10. Tube d’aluminium.11. Assemblage des gicleurs aux bras.

12. Boulons inox.13. Bras conçus pour une vitesse max.de ± 1,2 m/s.14. Roulement principal.15. 2,3,4, ou 6 bras selon débit.16. Pierrailles.17. Mise à niveau.18. Pilier de béton.19. Plaque de base.20. Capuchons graisseurs.21. Joint en néoprène.

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a pensé à pourvoir les clapets d’une pointe dirigée vers l’intérieur, et qui déboucheautomatiquement le conduit chaque fois que le distributeur est au repos.Le Sprinkler classique, même avec bras découplables, a une vitesse de rotation diffi-cile à régler finement. On utilise en Grande-Bretagne un système à turbine complète-ment différent. Chaque bras est pourvu à son extrémité d’une petite turbine à eaucoaxiale par rapport au bras, et accouplée à une roue dentée. Cette roue dentée

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Fig. 5.23 – Distributeur longitudinal.

Fig. 5.24 – Entraînement par turbine et chaîne.

au cours desquelles la charge nécessaire est toujours disponible. Un tel dispositif estreprésenté à la fig. 5.22.

Il faut essayer de régler les siphons doseurs de telle façon qu’ils provoquent desinterruptions < 5 mn. Si ces arrêts dépassent 10 mn (WOLF, 1980), on risque d’en-courager les mouches. Certains distributeurs ont une paire de bras alimentés directement depuis la chemi-née centrale, et une seconde alimentée grâce à un petit seuil, seulement lorsque l’af-flux est important et fait monter le niveau dans la cheminée centrale.Les points délicats des aspergeurs sont le joint de rotation (qui sera de préférencehydraulique), l’équilibre du haubanage, et les orifices verseurs qui se bouchent fré-quemment. Ces dispositifs sont par ailleurs sensibles au gel.Pour de très grands lits bactériens, on peut avoir intérêt à construire des lits rectan-gulaires qui seront irrigués par des distributeurs longitudinaux (fig. 5.23) montés surrails et puisant dans une rigole amenant l’eau d’égout décantée (un passage toutesles 10 ou 15 minutes).

De grands progrès ont été réalisés dans les systèmes de distribution. Les jets sontgénéralement étalés par des étriers capillaires, par des cuillers, ou par des clapetsoscillants tels celui de la fig. 5.21. Comme les tuyères se bouchent régulièrement, on

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Fig. 5.22 – Siphon autoamorçant.1. Bassin en béton.2. Cloche métallique ouverte en dessous.3. et 4. Tubes de petit diamètre.5. Tube central vers le distributeur.Au début l’eau est au niveau A et B1, ainsi que C1 dans le tube 4 (régulateur de pression). Lors du remplissage,l’eau atteint le tube 3 et monte dedans, isolant la cloche. L’air sous la cloche est comprimé : le niveau B1 baisseà B2 et C1 monte à C2 (il ne peut monter plus haut à cause du trop-plein). A ce moment le siphon s’amorce etalimente le sprinkler, car la pression dans la cloche est telle que tout son air est brusquement relaché àl’atmosphère par le tube 4.

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drique alimentée en eau usée. La rotation n’exige que 0,25 W/m2 (LOHR, 1967). Iln’y a presque pas de perte de hauteur d’eau.La répartition des durées d’immersion et d’émersion n’est pas la même au centrequ’à la périphérie mais vaut à peu près 50 % + 50 %. La rotation des disques vise àmélanger l’eau, à transférer de l’oxygène à l’eau, et à empêcher les court-circuits.Pour obtenir un mélange correct, il faut tourner d’autant plus vite que la chargehydraulique est forte. On ne peut toutefois dépasser une vitesse périphérique de 20m/min. sous peine d’arrachement du film. En pratique, on adopte 13 m/min (soit2,05 t/m pour les petits disques et 1,37 t/m pour les grands). Les arrêts de rotationsont à éviter absolument, car le biofilm sèche rapidement et il se crée un fort désé-quilibre capable d’user ou même de griller le moteur lors de la remise en marche. Ilest parfois nécessaire à forte charge d’accélérer la rotation d’un premier étage, afind’améliorer le transfert du polluant au biofilm. Le transfert d’O2 pendant l’émersionest très rapide, et la provision d’O2 prise est toujours suffisante pour couvrir lesbesoins pendant l’immersion, quelle que soit la vitesse. L’alternance immersion-émersion décourage les mouches.Etant donné le mélange dans l’auge, le procédé est à mélange complet. A reçoit del’eau pendant α/2π et B reçoit de l’eau pendant ß/2π << α/2π, de sorte que le biofilmest plus mince au centre qu’à la périphérie.

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Fig. 5.26 – L’immersion-émersion dans les biodisques.

La production de boue secondaire est évidemment fonction de la charge :

charge production(g DBO5/m2.j) (g/g ∆DBO5)

14 0,620 0,830 1,060 1,2

engrène sur une chaîne sans fin (fig. 5.24) posée simplement sur le garnissage, etprovoque la rotation du bras, qui ne doit donc plus dépendre de la réaction des jets.De ce fait ceux-ci sont remplacés par des rideaux d’eau obtenus par débordement surde petits déversoirs crénelés à 12 dents. Pour fonctionner correctement ce systèmes’accompagne d’un traitement primaire particulièrement soigné. La turbine participeévidemment à la distribution.

3.4. Quelques dispositifs particuliers

3.4.1. L’A.D.F. ou double filtration alternée

Dans ce système, on utilise deux lits bactériens en série et on en change l’ordrechaque semaine. Il est nécessaire de sédimenter l’eau intermédiaire, et le circuit depompage devient plus compliqué.Ce système élimine ou réduit le risque d’engorgement jusqu’à des charges de0,2 kg/m2.j, et permet généralement de traiter le double d’eau usée pour un mêmevolume de lit. Sa complexité mécanique le fait toutefois réserver aux grandes etmoyennes installations. Il nitrifie peu ou pas du tout.

3.4.2. Les biodisques

Ce sont généralement des disques de 2 ou 3 m ø, d’une épaisseur de 2 ou 3 cm, enfi-lés par batteries de 20 ou 40 sur un même axe, avec un intervalle de 1 à 2 cm(fig. 5.25).

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Fig. 5.25 – Document « Société de l’Industrie Minérale », Saint-Etienne.

La surface utile des grands disques (recto + verso) vaut à peu près 13 m2, celle des

petits 5,9 m2. On ne peut donc dire que le système se caractérise par une grande sur-

face spécifique ni par une grande porosité. Ils tournent dans une auge semi-cylin-

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dépasser 10,5 g/m2.j si on veut un effluent d’une DBO5 < 25. Une règle simple pourprévoir les performances des biodisques est la suivante, si on appelle x leur chargeen g/m2.j :

DBO5 moyenne de l’effluent = xDBO5 maximum de l’effluent = 2,5 x

La capacité maximum d’enlèvement est très variable : de 16 à 389 g/m2.j, avec tou-tefois un grand nombre de valeurs entre 35 et 40 g/m2.j (EDELINE et VANDEVENNE,1979).

Le dispositif résiste assez remarquablement aux à-coups. Le rendement retrouve savaleur initiale peu d’heures après la perturbation. La fluctuation est considérable-ment amortie à la sortie (accumulation de substrat, mis en réserve) et, exprimée enmasse de DBO éliminée par jour, la performance est meilleure lorsque la chargevient par à-coups.Le recyclage est parfaitement inutile puisque le système est à mélange complet, saufla nuit lorsqu’il n’y a pas d’afflux d’eau usée : la biomasse a tendance à se détacher,et il vaut mieux évacuer ces flocons (qui sont très bien minéralisés) par passage dansle décanteur. A faible charge et dans les derniers étages,la nitrification est possible.Même avec une concentration élevée de détergent le dispositif ne mousse jamais. Legonflement du film (bulking) n’est ici pas gênant, et il est même bienvenu dans lamesure où il améliore la diffusion de S et de O2, donc les performances (PRETORIUS,1973).

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Fig. 5.27 – Calcul des biodisques multiétagés.(L’oblique renforcée montre la valeur de Q/A nécessaire pour obtenir le mêmerésultat avec un seul étage. La courbe n’est rien d’autre que la courbe de Monod).

ces boues sédimentent très vite parce qu’elles ne sont pas triturées dans le dispositif.Les plus gros lambeaux viennent d’ailleurs de la périphérie.On a tiré parti de cette morphologie de la boue secondaire pour remplacer le décan-teur secondaire par un petit tamis cylindrique rotatif appelé FANGOMAT, dont la rota-tion peut élégamment être couplée à celle des disques. Ces filtres admettent unecharge jusqu’à 7 m3/m2.h sans que leurs performances soient inférieures à cellesd’un autre décanteur classique.L’épaisseur du biofilm varie de 1,5 à 3 mm. On ne pratique normalement pas derecirculation.Une élégante méthode graphique (v. ECKENFELDER, 1976) permet de calculer uneinstallation multiétagée à partir de l’équation de KORNEGAY et ANDREWS (ci-dessusp. 96) qu’on récrit :

Q ∆ S = K ∑Si

A n Ks + SiK = capacité maximum d’enlèvement.A = Na. K et Ks sont supposés avoir été déterminés préalablement. On trace alors la fig. 5.27et on construit les performances de chaque étage en partant de S0. On se fixe pourcela une valeur de Q/A (p. ex. 60 l/m2.j) et trace une oblique ayant cette pente, jus-qu’à intersection avec la courbe.A l’aplomb de ce point on trouve S1. Repartant de S1 avec la même pente, on trouvede même et successivement S2, S3, etc. On vérifie ainsi aisément que le fonctionne-ment en plusieurs étages diminue sensiblement la surface nécessaire, ce qui est nor-mal puisque le premier étage travaille à plus forte charge que le dernier.La construction s’explique comme suit : la courbe est le lieu des points d’équilibredes biodisques, entre S1 et Q ∆ S/A ; le point caractéristique d’un étage doit doncêtre sur la courbe. Par ailleurs, l’oblique de pente Q/A partant de S0 donne les ∆S àpartir de S0, donc S1 : le point caractéristique d’un étage doit également être sur ladroite, et ne peut se trouver qu’à l’intersection de la droite et de la courbe. En effetl’ordonnée Q(S0 – Si)/A peut s’écrire aussi QS0/A – (Q/A) Si, qui est l’équationd’une droite de pente – Q/A issue de S0.

Complémentairement au film, les flocons de biomasse dans l’auge peuvent agircomme des boues activées. A partir des respirations mesurées dans les auges, on apu évaluer cet effet à 4,5 % dans une station de 3 650 EH (MOUSTIER) et à 10 % dansune station de 1 000 EH (BLAIMONT).

Les biodisques peuvent admettre pratiquement 40 à 150 l/m2.j et 15 à 60 gDBO5/m

2.j. La colonisation des disques intervient en quelques jours. Il se forme unfilm dense (4 % de matière sèche), à raison de 3 à 5 l/m2 ou 120 g/m2 (sec). La bio-masse diminue de la périphérie vers le centre et d’étage en étage. Si on applique à untel film une charge de 15 à 60 g DBO5/m

2.j, la charge biologique vaut 0,13 à 0,50 kgDBO5/kg B.j soit une charge pouvant varier de faible à moyenne. On peut cependantles charger encore davantage, bien que selon les autorités bavaroises on ne puisse

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Les boues finales (70 g/EH), provenant de la floculation et du lavage des filtres, doi-vent être déshydratées par centrifugation ou filtration. Le démarrage de l’étage phy-sicochimique est instantané et celui de l’étage biologique a lieu en moins de 24 h.,ce qui rend l’installation commode pour les sites de vacances à surpollution brusqueet temporaire.

3.4.4. Filtres à sable pour eaux potables

DescriptionLes filtres à sable lents destinés à la préparation de l’eau potable consistent en bacsrectangulaires de grandes dimensions, contenant une couche de 60 à 90 cm de sablefin (0,3 à 1,6 mm) reposant sur un lit de gravier (7,5 cm d’épaisseur). Le fond dubassin est pourvu de crépines à fentes fines permettant à l’eau de s’écouler. Le lit desable est noyé par une couche d’eau assurant la charge hydraulique nécessaire pourvaincre la perte de charge : 5 à 8 cm de hauteur d’eau sont nécessaires en début decycle, mais il faut 50 à 90 cm en fin de cycle.Bien qu’ils aient été conçus initialement pour réaliser l’enlèvement mécanique desimpuretés en suspension, il est apparu rapidement qu’ils fonctionnaient aussi biolo-giquement, et on a attribué cette action à une couche de microorganismes situés ensurface : la « Schmutzdecke ». L’action de filtration vraie est même secondaire,puisque ces filtres ne conviennent pas pour les eaux troubles.Leur nom de filtres lents vient de la faible vitesse de filtration qui leur est appliquée :2 à 5 m/j en général.

Mécanisme d’actionCette action est très efficace, même sur le plan de l’enlèvement des pathogènes : oncite le cas de la ville d’Altona qui fut préservée d’une épidémie de choléra grâce àses filtres lents, alors que la ville de Hambourg voisine était décimée (1892).Selon des travaux faits à la Thames Water Authority (BURMAN, 1978), l’épurationest aussi bonne en l’absence de Schmutzdecke. En réalité, la couche de sable fonc-tionne comme un lit bactérien aérobie noyé à très faible charge. On y trouve uneflore complexe comparable à celle des lits bactériens.Les bactéries et autres hétérotrophes y dominent (Actinomycètes, Fungi), et dégra-dent la matière organique contenue dans l’eau. S’il s’agit d’une eau de surface, cettematière organique est faite de matière humique et de polluants apportés par leségouts (détergents, pesticides, phénols, …). L’adaptation de la flore à de nouveauxpolluants est rapide et efficace.Des prédateurs de tous genres, depuis les virus jusqu’aux protozoaires, contrôlent ledéveloppement des bactéries et contribuent à l’élimination des pathogènes.On trouve aussi des germes nitrifiants, qui transforment l’ammoniaque (interdit dansl’eau de boisson) en nitrate (toléré à concentration beaucoup plus élevée). Il est pos-sible d’encourager leur développement par des additions délibérées d’ammoniaqueen automne.

121

REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Les biodisques présentent une grande surface mouillée exposée au refroidissement età l’évaporation. Ils devront être couverts d’un abri protecteur, muni de jalousiesréglables afin d’opérer une ventilation adéquate par tous les temps.

3.4.3. Flopac (DEGRÉMONT )

Principe :Il s’agit d’un traitement en deux phases :1. Floculation et décantation (éventuellement flottation),2. Lit bactérien noyé aérobie à deux couches pour l’élimination de la charge colloï-

dale ou soluble restante, avec recyclage de 100 à 140 %.La floculation par Al2 (SO4)3, FeCl3 ou Ca (OH)2 a un rendement de 50-70 % sur lereste.

120

Fig. 5.28A : préaération par dômes poreux ;B : dégrossissage sur « chamotte ».C : finissage sur silex concassé fin de 2 mm (0,5 à 4).

La chamotte est une argile cuite dont la surface est généralement lisse, ce qui permetd’enlever l’excès de biomasse par lavage à contre-courant d’eau et d’air (1 à 5 % deQ traité). Mais elle comporte quelques sites en creux où la biomasse reste insensibleau lavage, ce qui permet le réensemencement et la reprise quasi immédiate de l’acti-vité. L’eau de lavage retourne au floculateur. Le support garantit un très grandcontact et est recouvert d’une flore aérobie facultative, accompagnée de prédateurs.Le besoin d’O2 semble faible et est facilement couvert par les 8-10 mg/l fournis à lapréaération. La fourniture d’O2 reste cependant inférieure à la ∆DBO, ce qu’on n’ex-plique pas encore clairement. Sous une vitesse de filtration de 8 m/h, on épure 0,18kg DBO/m2.h.

A

B

C

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Page 64: L Epuration Biologique Des Eaux

d’épaisseur, des tubes perforés pour améliorer l’accès de l’air. Dans ces conditions,on peut admettre 0,5 m d’eau par jour.Les matières en suspension sont surtout retenues en surface, ce qui amène l’appari-tion d’une faune détritivore et prédatrice très diversifiée (MABIALA et al., 1990),ainsi que le colmatage. On peut donc être amené à augmenter la dimension desgrains pour faciliter la percolation, ou encore à concevoir des filtres multicouches.

PerformancesSi on ne dépasse pas la charge admissible, tous les auteurs s’accordent pour enregis-trer des performances remarquables. L’eau issue de ces tertres est par exempleconvenable pour l’irrigation de parcs publics ou de terrains de sport (BRISSAUD).Les tertres mettent une quinzaine de semaines pour parvenir à maturation, car laflore hétérotrophe est lente à s’y installer. Lorsqu’elle est en place, on peut facile-ment réduire de 70 % la DCO et obtenir des eaux traitées avec une DCO inférieure à75 mg O2/l. A ce moment, une flore nitrifiante s’installe également et peut réaliserune nitrification avancée. La réduction de phosphore est excellente au début, par uneffet combiné d’adsorption, d’échange et de précipitation avec Ca. Les germesfécaux sont éliminés à plus de 99 %. Cependant, la charge hydraulique n’atteintguère que 1,5 cm/j.

3.4.6. Le lit fluidisé aérobie

On a récemment envisagé de fixer la biomasse sur un support dense et inerte degrande surface : le sable, l’hydroanthracite, voire le charbon actif. Plusieursvariantes sont à présent commercialisées, où on maintient le support en état de flui-disation, afin d’assurer un contact optimal avec le substrat. La fluidisation doit êtreobtenue par recyclage, afin de maintenir une vitesse ascensionnelle de 0,6 m/min., et

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

Dans l’eau surnageante, qui reçoit de la lumière, peuvent se développer des algues,surtout à la fin de l’été, en couches parfois épaisses. Un nettoyage périodique estnécessaire car lorsqu’elles meurent, ces algues se décomposent rapidement et appor-tent un surcroît de matière organique indésirable.Le filtre à sable lent doit toujours rester aérobie. L’eau brute contient de l’oxygène,et c’est la charge hydraulique qui conditionne l’épaisseur de la couche active.Contrairement à l’intuition, une vitesse trop lente est néfaste car elle permet à l’oxy-gène d’être entièrement consommé, et à des conditions anaérobies d’apparaître. Pourla même raison, un filtre ne doit jamais être laissé à l’arrêt longtemps sans en souti-rer toute l’eau.

Technologie sommaireOn ne peut traiter avec succès sur filtres à sable lent qu’une eau de faible turbidité(max. 2 mg/l SiO2), contenant de la matière organique, mais n’ayant reçu ni coagu-lants (qui colmateraient le sable) ni chlore (qui tuerait la couche active).Lorsque la perte de charge dépasse le maximum fixé (± 90 cm), on régénère le lit engrattant la couche superficielle, qui peut alors être lavée et recyclée, ou simplementéliminée. Ceci est pratiqué tous les 2 ou 3 mois, après drainage à sec. On peut aussiréaliser le lavage par fluidisation.La Schmutzdecke initiale se forme en ± 2 semaines, mais le plein débit peut à nou-veau être appliqué dès 24 h après la remise en marche.Les filtres à sable lents, étant donné leurs dimensions, sont souvent à l’air libre. On aproposé de les couvrir, afin de les protéger à la fois de la lumière et des oiseaux :c’est cependant une pratique très coûteuse.

3.4.5. Tertres sableux pour les effluents de fosses septiques

DescriptionL’effluent des fosses septiques est souvent évacué dans le sol par l’intermédiaired’un « puits perdu », ou d’un réseau d’irrigation subsuperficielle. La seconde métho-de permet de mieux répartir la charge. Néanmoins, dans les deux cas, on confie letravail au sol local qui ne convient pas toujours et risque de se colmater. Des essaisde percolation sont possibles mais difficiles à réaliser sérieusement, et leur significa-tion est très controversée car le sol initial sur lequel on le pratique n’est pas encorerecouvert de biofilm. C’est pourquoi on préfère parfois, notamment aux USA(WILLMAN et al., 1981), créer un tertre sableux où sera appliqué l’effluent à rejeter.Ce tertre consiste typiquement en une éminence de 60 cm de matériau sableux sur-monté de 15 cm de gravier calcareux. Le matériau de choix est le sable dolomitique,mais du sable silicieux peut également faire l’affaire si on l’additionne de 2,5 à 5 %d’argile. La granulométrie sera moyenne à grenue.Au cours d’essais effectués à Montpellier, BRISSAUD et al. (1986) ont démontré l’im-portance de l’aération, surtout si la charge de l’eau à traiter est élevée. Ils préconi-sent donc des alternances d’infiltration et de ressuyage, à raison de 0,5 h + 1,5 h. Ilest également avantageux d’introduire dans la couche de sable, qui aura 1,5 m

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Fig. 5.29 – Coupe transversale du tertre filtrant.

chambre étanched’alimentation avecpompe de refoule-ment à flotteur

conduite d’alimentation

tranchées d’infiltration

sable de rivière

terre végétalegazon

drains de dispersion

talus-pente

bidim

arrivée

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE FIXEE (lits bactériens)

cela augmente évidemment les frais de fonctionnement. Ceci est contrebalancé parune forte économie de place, car on peut facilement atteindre 10 et même 40 g debiomasse par litre de sable (0,4 mm de grain). La biomasse déploie une superficieélevée et permet une épuration en 15 min. L’oxygénation, dans le procédé OXITRON

(DORR-OLIVER), est obtenue en saturant l’eau brute entrante par de l’oxygène pur.Ces lits peuvent être employés pour traiter des eaux difficiles (p.ex. cokeries), etnitrifient efficacement.

3.4.7. Le biolaveur

Une autre application récente du lit bactérien est le biolaveur, destiné à désodoriserde l’air vicié. Le lit est mis en ventilation forcée, de bas en haut, par cet air vicié,cependant qu’il est aspergé, en circuit fermé, par une solution nutritive.

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CHAPITRE 6

Réacteurs aérobies à biomasse en suspension

(Boues activées)

1. Généralités1.1. Description générale du procédé

Le procédé à boues activées consiste en un réacteur biologique aérobie, où lesmicroorganismes flottent librement dans un liquide aéré, sous forme de petits amasappelés BIOFLOCS. Le mélange eau usée-bioflocs est appelé LIQUEUR MIXTE.Le procédé, inventé à Manchester en 1914, reproduit industriellement l’effet épura-teur des rivières. Il est devenu le principal procédé actuel d’épuration. Le schéma debase fig. 6.4 connaît de nombreuses variantes dont les principales seront examinéesultérieurement. (En anglais : activated sludge ; en allemand : Belebtschlamm).Les flocons de boue activée ont un diamètre apparent pouvant atteindre 3-5 mm, etsont composés des mêmes microorganismes que le biofilm des lits bactériens : c’estune biocénose bactérienne avec prédateurs. Il lui faut au moins deux semaines pouratteindre sa concentration usuelle de 3-4 g/l (valeurs extrêmes : de 1 à 8 g/l) enmatières de suspension volatiles (MSV). Pour épurer à 95 % un substrat quelconque,une boue activée doit contenir au moins 1 mg ATP/l. On caractérise une installationpar sa « charge » : n charge hydraulique

(m3 d’eau usée traités par m3 d’aérateur et par jour) Chn charge organique ou volumique

(kg DBO5 appliqués par m3 d’aérateur et par jour) Con charge biologique ou massique (ou charge des boues)

(kg DBO5 appliqués par kg de biomasse et par jour) CbLa biomasse se formant lentement, il est nécessaire de la recycler, de sorte qu’onpeut distinguer deux temps de séjour différents :θl = temps de séjour du liquide dans l’aérateur ;θc = temps de séjour des cellules dans l’installation (ou « âge des boues », voir défi-nition p. 138). On verra que l’âge des boues conditionne fortement leurs propriétés.Généralement, on adopte θc > 3 j et à forte charge 0,2 < θc < 0,4 j, car les valeursintermédiaires donnent des boues à mauvaise sédimentabilité.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

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Une boue ne formant pas de flocons est dite en « croissance dispersée », et si les flo-cons sont très petits, on les dit « en tête d’épingle » (pin-point flocs). Ces deux ano-malies provoquent de nombreuses difficultés dans une station d’épuration. Certainsproduits comme les peroxydes, le Hg, le Cd, le Zn, défloculent les boues activées(NEUFELD, 1976). Même dans une boue normale, il existe une proportion de cellulesisolées, et on estime généralement que les ciliés pédonculés contribuent à éliminerpar prédation ces cellules isolées et à fournir un effluent particulièrement bien clari-fié. Comme leur taux de croissance est sensiblement moindre que celui des bacté-ries, ils n’apparaîtront que lorsque θc sera suffisamment élevé (voir ci-après 1.2.4).Les microbes les plus importants trouvés dans les boues activées sont lesPseudomonadacées (bactéries vraies) ainsi que les genres Flavobacterium etAlcaligenes (HAMER, 1985).

1.2.2. Le gonflement des boues ou « Bulking »

1.2.2.1. Description

Les boues activées connaissent une « maladie » assez grave, par laquelle les floconsprennent des dimensions anormalement élevées, une densité très faible, et cessent desédimenter correctement dans le décanteur secondaire. Pour un même poids sec,elles occupent un volume 4 à 6 fois plus élevé (plus précisément leur indice volumé-trique* passe de 50 à 200 et plus).Elles envahissent alors le décanteur secondaire, sont entraînées et perdues dans l’ef-fluent, et la pompe de recyclage, ne pompant plus qu’une suspension diluée, ne peutplus maintenir dans l’installation la biomasse voulue. Cependant l’épuration demeu-re excellente et l’effluent limpide.Lors du bulking apparaissent des bactéries en fourreau telles que le Sphærotilusnatans, des fungi tels que le Geotrichum candidum, des bactéries du soufre telleThiothrix ou des Actinomycètes comme Nocardia rubra. Une très abondante littéra-ture traite de cette question complexe, et est loin de l’avoir complètement élucidée.On a très tôt distingué deux sortes de gonflements, mais qu’il faudrait si possibleexpliquer par une théorie unique :a. Le gonflement zoogléal, causé surtout par un excès de rétention d’eau (eau liée)

dans un floc de Zooglæa ramigera: on peut y trouver jusqu’à quatre partiesd’eau pour une partie de matière sèche.

b. Le gonflement filamenteux, causé par un développement excessif deSphærotilus, de Leptomitus, de Geotrichum, etc.

Les causes premières de ces gonflements sont variées et les remèdes ne le sont pasmoins. Examinons d’abord les principales théories explicatives avancées.

* Indice volumétrique ou SVI (Sludge volume index) : volume (en ml) occupé par ung de boues activées (en MV) après sédimentation de 1/2 h dans une éprouvettecylindrique de 1 litre.

Fig. 6.1 – Vue typique d’un bassin d’aération. A gauche, un bassin enfonctionnement, à droite, un bassin vide (Doc. IBW).

1.2. Biocénose1.2.1. Floculation des boues activées

La propriété qu’ont les cellules bactériennes de se coller ensemble sous forme d’amasfloconneux est extrêmement importante et cependant mal connue. Les flocs de bouesactivées sont 3 à 6 fois plus solides que les flocs d’alumine (MAGARA et al., 1976).On a invoqué dès le début la sécrétion d’un « liquide floculant », mais ce n’est querécemment que de tels polymères ont pu être identifiés avec certitude. Beaucoupd’espèces secrètent des polysaccharides et des polyesters, qui sont des réserves ter-naires externes accumulées surtout lorsque le substrat est abondant mais pauvre enazote et ne permet pas une croissance égale de tous les composants cellulaires.Zooglaea ramigeraa la propriété de former des polymères particulièrement vis-queux (jusqu’à 3 à 5 % du poids sec). MAGARA, NAMBU et UTOSAWA ont trouvé enmoyenne 10 % de polymères extracellulaires et 20 % de PHB (interne).On suggère également que le polycation floculant sécrété par toutes les bactéries neserait autre qu’un acide humique : on sait par ailleurs que ce produit est un des méta-bolites ultimes de l’activité microbienne.On conçoit que dans ces conditions, la boue activée doive être traitée comme n’im-porte quelle suspension floculable, c’est-à-dire en l’agitant sous un gradient de vites-se G contrôlé. Sous faible gradient, le diamètre des flocs est élevé mais leur surfacespécifique (donc leur activité) est faible. Il y a donc un gradient optimum à mettre enoeuvre, et qui semble varier de 50 à 200 s–1.Les flocons normaux ont une dimension de 20 à 200 µ et sont très hydrophiles. Bienque ne concernant que moins d’un % du débit à traiter, le traitement de la bouesecondaire peut coûter jusqu’aux 2/3 des investissements et des frais de fonctionne-ment (ECCLES et HORAN, 1985).

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

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de sorte que le groupe dominant, et par suite les propriétés de sédimentation, vontdépendre de [S] et de [O2]. La fig. 6.2 montre les courbes de Monod relatives à cha-cun de ces trois groupes.Dans le groupe α, on trouve Zooglæa ramigeraqui provoque des boues ramifiéesspectaculaires mais en fait très rares. On y trouve aussi Citrobacter, Flavobacteriumbreveet surtout Pseudomonas stutzeriqui est un excellent formateur d’exopolysac-charides (30 % glucose, 20 % galactose, et 10 % ac. glucuronique). Les constantesde cet organisme sont µ̂ = 0,13 h–1, Ks (glucose) = 4,4 mg/l et Y = 0,62 mg/mg.Dans le groupe γ se trouvent les filamenteux les plus dangereux, dont un grandnombre ont été répertoriés (v. l’atlas de EIKELBOOM) : n° 1701; 021 N; 0041 etMicrothrix parvicellaqui, comme son nom l’indique, forme de petits filaments. Cedernier a un µ̂ = 0,07 h–1 ; un Ks (glucose) = 2,4 mg/l et un Y = 0,57 mg/mg. Il neproduit pas d’exopolymère floculant, mais au contraire possède une réserve de PHBqui lui permet de survivre à un séjour prolongé dans le décanteur secondaire.Selon le modèle intégré, l’apparition du gonflement des boues résulte du caractèrecyclique de la vie des bactéries dans une installation à faible charge et à mélangecomplet. La cellule bactérienne naît dans l’aérateur où elle séjourne 6 à 12 h dans unjus à faible concentration en C, N et P, et sous tension d’O2 comprise entre 0 et 4mg/l selon sa position dans le biofloc. Ensuite, elle entre dans le décanteur secondai-re où le gradient de vitesse

–G diminue : si elle a des exopolymères, elle flocule et

sédimente. Pendant 6 h, elle subit un appauvrissement progressif en S et O2, pendant

Fig. 6.2 – Les trois groupes de bactéries impliquées dans la sédimentation des boues activées.

1.2.2.2. Théories explicatives

On dispose actuellement de trois modèles pour expliquer la formation des flocs bac-tériens et ses aberrations.a. Phénomènes d’attraction à la surface bactérienne(FORSTER, ERIKSSON et

HARDIN)Ce modèle part du fait que la surface des bactéries porte une forte charge négati-ve aux pH neutres, sous l’effet de l’acide glucuronique, le composant le plusionogène de cette surface. Il en résulte normalement une répulsion réciproquedes cellules et une croissance dispersée. Mais les cellules produisent aussi desexopolymères, portant des cations polyvalents qui, en se liant aux sites - formentdes ponts faibles d’abord, puis plus forts, et amènent la floculation. Les orga-nismes filamenteux agissent eux-mêmes comme un macropolymère, mais ils ren-dent le floc trop rigide et incompressible pour sédimenter.

b. Modèle de l’ossature filamenteuse(SEZGIN, JENKINS, CHIESA et IRVIN)Dans ce modèle, les filaments forment l’ossature des bioflocs et les zoogléess’attachent à eux par une matrice gélatineuse. Le biofloc idéal est alors celui quicontient une proportion équilibrée de ces deux catégories d’organismes. L’excèsde filaments fait dépasser ceux-ci des flocons et provoque le foisonnement oubulking, alors que leur absence produit des flocons trop petits dits « en têted’épingle » (pin-point flocs).L’excès de filaments peut être dû à plusieurs causes, et notamment à un manqued’O2 au centre des flocs. Pour empêcher cette déficience il faut au moins 2 mgO2/l dans la liqueur mixte et une régulation automatique. L’utilisation d’O2 puraméliore aussi la pénétration de l’oxygène dans les flocs et diminue ce danger,même en présence de gros flocs.

c. Théorie intégrée(CHIESA, ECCLES et HORAN)Ce modèle rassemble toutes les connaissances à peu près démontrées sur le foi-sonnement des boues et considère que trois groupes de bactéries sont impliqués.Les trois groupes se distinguent par leur taux de croissance (µ), leur affinité(l/Ks) pour le substrat ou pour l’oxygène, et leur résistance à la disette (grâce àdes réserves de PHB).

On a le tableau suivant :

Groupe Type µ̂ Affinité Résistance

forte pour à la disette

α formeurs de flocs élevé S faible

β filaments A élevé O2 faible

γ filaments B faible S forte

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« Fill and Draw », où le cycle comportait 1 h de charge, 3 h d’aération et 1 h dedécantation, ne présentaient jamais de gonflement. Les systèmes tubulaires non plus,ni ceux qui s’en approchent par l’usage d’un certain nombre de bassins homogènesdisposés en cascade. Il y a donc interêt à adopter ce type de configuration lorsquec’est possible. Par exemple, on peut simuler un réacteur tubulaire par une alimenta-tion intermittente de 5 min/h. Mais on peut, surtout, avec CHUDOBA, réaliser un bas-sin présélecteur de petite dimension. Il est à calculer sur 1/20e du volume d’aérationtotal, ou pour un θ1 de 10 min. Idéalement, il faudrait que 50 à 60 % de la DCO ysoit fixée, par adsorption. Il est même possible de ne pas l’aérer, ce qui permet uncertain taux de dénitrification aux dépens des nitrates de la boue de retour. On a rap-porté (HORAN, 1990) des améliorations spectaculaires dans de petites stations, sim-plement en recyclant la boue de retour juste à la sortie du décanteur primaire, dans lechenal qui mène au bassin d’aération.Pour une lutte rapide, on recommande généralement le chlore, le fer ou les polyélec-trolytes. Ces derniers sont pratiquement inemployés en raison de leur coût. Le chloredoit être ajouté de façon intermittente aux boues de retour, à raison de 2 g Cl/kg B.j.Souvent cependant, il faut porter la dose à 8 ou même à 10 g, et cette technique bru-tale tue indistinctement les filaments et les non-filaments. La qualité de l’effluent sedégrade, et la nitrification diminue si la dose dépasse 5 g. L’emploi de Fe+++ oud’Al+++ à raison de 20-50 mg/l est très favorable. Ces cations floculent la boue, etaussi maintiennent localement (dans les flocs) des concentrations élevées de P, favo-rables aux non-filamenteux. Le procédé allemand FERROBION est basé sur une doseconstante de 2,5 à 5 mg Fe/l. Citons quelques autres remèdes :

1. Certains filaments comme le Sphærotilus poussent mieux que les bactéries nor-males lorsque le substrat est pauvre en azote et riche en carbohydrates : on corri-gera danc la déficience par une addition de sel azoté, un recyclage de boue digé-rée, l’incorporation d’eau d’égout urbaine, d’urée, …

2. En conditions déficientes en N, Z. ramigeramet en réserve le carbone du sub-strat, sous forme d’une pellicule extracellulaire. La charge négative augmente.On provoque la synhérèse (rejet de l’eau liée) par des additions de chlore mas-sives (90 mg/l) : effet immédiat mais temporaire.

3. Des Actinomycètes filamenteux apparaissent en cas de déficience en Fe. Ils dis-paraissent lorsque [Fe] est portée à 2 mg/l et plus (cas rare).

4. A une charge > 500 g DBO5/kg MS.j, toutes les boues activées risquent de gon-fler. Toutefois les réacteurs à mélange complet sont plus vulnérables que lesréacteurs tubulaires ou discontinus : on attribue ceci à la présence simultanée detous les états de métabolisme. Un réacteur qui sépare nettement les phases de res-piration endogène est moins sujet au gonflement. De même, on remédie au gon-flement filamenteux aussi bien qu’au gonflement zoogléal par une aération dequelques jours sans alimentation (longue période endogène).

5. Pour lutter contre Thiothrix, par exemple dans les fabriques de choucroute, il suf-fit de chlorer ou d’aérer l’eau avant épuration biologique, pour oxyder les sul-fures (par exemple 5-10 mg/l chlore sur la boue de retour ou sur l’eau brute).

133

REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

132

lequel elle perd son aptitude à accumuler le substrat. Seules les cellules disposant deréserves retrouvent facilement cette aptitude et repartent en croissance lors de leurretour dans l’aérateur. Ce facteur exerce une pression de sélection en faveur du grou-pe filamenteux γ.Il s’ensuit que pour lutter à court terme contre le gonflement, il faut diminuer l’âgedes boues θc, ce qui donne l’avantage aux formeurs de flocs α qui ont un µ élevé, etraccourcit le séjour dans le décanteur secondaire, diminuant du même coup l’avanta-ge du PHB pour le groupe γ. La lutte à long terme passe plutôt par le compartimen-tage de l’aérateur ou l’adoption d’un système à gradient de concentration.De nombreux chercheurs, et en particulier EIKELBOOM (1981), ont cherché à dresserun inventaire des formes filamenteuses rencontrées lors du gonflement des bouesactivées. On se reportera à cette publication pour les détails mais le principe del’identification au microscope est simple et à la portée de toute personne soigneuse.On utilise des critères morphologiques (branchement, cloisonnement, présence d’unfourreau, élongation, forme, dimension, …) aidés de deux ou trois tests de colorationsimple (Gram, Neisser, granulés de soufre, …). Vingt-deux organismes ont ainsi étérepérés. La souche identifiée aidera à repérer une cause probable, à vérifier si cettecause est présente, et à y remédier. Voici quelques éléments d’interprétation tels queles présente HORAN (1990) :

Cause Type de filament susceptible d’apparaître

Manque d’O2 1701, Sphærotilus natans, Haliscomenobacter hydrossis

Charge trop faible Microthrix parvicella, H. hydrossis, Nocardia, 021 N, 0041, 0675, 0092, 0581, 0961, 0803

Eau septique Thiothrix, Beggiatoa alba, 021 NDéficience en nutriments Thiothrix, S. natans,021 NpH trop acide Fungi

Quelques détails supplémentaires sur les remèdes sont fournis à la section suivante.

1.2.2.3. Remèdes

Si les causes premières du gonflement sont nombreuses, les remèdes ne le sont pasmoins. Certains permettent une intervention rapide et à court terme, alors qued’autres cherchent à éliminer durablement la cause. Il apparaît qu’environ la moitiédes installations des boues activées présentent un gonflement de boues soit perma-nent, soit par épisodes.Selon GRAU et CHUDOBA, HOUTMEYERS, VAN DEN EYNDE, VERACHTERT (1982), laconfiguration des réacteurs est capitale. Les anciens systèmes semi-continus dits

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

6. Deux organismes filamenteux ont été associés sans équivoque à un manqued’O2. Ce sont le 1701, qui indique un grave manque d’O2, et Sphærotilus natansqui témoigne d’un léger manque (HORAN, 1990). Il faut maintenir au moins 1 mgO2/l pour une station normale, et 2 mg O2/l pour une station qui nitrifie.

1.2.3. Boues flottantes

Dans les décanteurs secondaires, on observe parfois des boues flottantes causées parla dénitrification. Ce cas est examiné ailleurs. Par contre, il peut se produire un casparticulier de boue flottante dans l’aérateur, accompagnant un gonflement filamen-teux par Nocardia amaræ.Cet organisme a une paroi très hydrophobe, et se fixe sur les microbulles d’air, (70 µde diamètre), formant ainsi des écumes dès que sa population atteint 103 à 106 parmg MSV. Il faut également que θc soit supérieur à 3 j., car son µ vaut 1,2 j–1. Enoutre, il a un optimum de pH très marqué entre 6,5 et 8,5, de sorte que ce phénomè-ne ne se produit pas dans les réacteurs où la nitrification maintient le pH à desvaleurs franchement acides. On peut s’en débarrasser en évitant de recycler les ditesécumes (HIRAOKA et TSUMURA, 1984). On a également remarqué (LECHEVALIER,1975) que le surnageant de digesteurs contient une substance puissamment nocardio-toxique, même après dilution au millième. Le recyclage d’un tel surnageant prévientgénéralement l’apparition de Nocardia.Puisque Nocardia forme une écume, il semble logique de l’attaquer en aspergeantcette écume avec du chlore.

1.2.4. Les protozoaires

Les protozoaires peuvent atteindre des abondances remarquables dans les boues acti-vées, où ils jouent un rôle important dans la clarté finale de l’effluent. Les proto-zoaires présents dans les boues activées sont les Flagellés, les Ciliés et les Amibes.Leur observation microscopique est relativement aisée et fournit des indicationsintéressantes sur la santé d’une boue, c’est pourquoi nous les décrirons avecquelques détails.Leurs caractéristiques générale sont les suivantes :– structure corticale très organisée, où prédominent les cils ;– présence d’un orifice buccal ou cytostome ;– vacuoles alimentaires et vacuoles excrétoires pulsatiles, c’est à dire se contrac-

tant rythmiquement ;– un micronoyau à fonction génétique, et un macronoyau à fonction métabolique ;– présence d’une conjugaison sexuelle ;– reproduction par scission transversale le long du plan équatorial du corps.Les Flagellés se déplacent en agitant devant eux un flagelle très mobile. Ils sontamenés par l’eau usée, et se nourrissent de matière organique. Ils entrent donc encompétition pour elle avec les bactéries dispersées et avec les bactéries floculées, desorte qu’ils disparaissent rapidement ou ne sont présents qu’en petit nombre. On ne

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Amas debactériesfilamenteusesgross. 320 ×(Sphaerotilusnatans)

Colonied’Operculariagross. 100 ×.

Epistylis gross. 100 ×.

Documents Faculté desSciences Agronomiquesde Gembloux UER de Microbiologie, Prof. J. Brakel et M. Culot.

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Page 71: L Epuration Biologique Des Eaux

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

les trouve en abondance que dans les installations à forte charge, ou fonctionnant mal.Les Ciliés sont au contraire prédateurs, et se nourrissent de bactéries, surtout isolées.Il est certain que leur apparition coïncide avec une meilleure clarification finale del’effluent. Ils peuvent atteindre jusqu’à 5 % de la biomasse en suspension, etconsommer jusqu’à 10 % des bactéries isolées, dans l’aérateur aussi bien que dans ledécanteur (HAMER, 1985).On divise généralement les Ciliés en trois groupes (STRUMIA et al., 1986), sur la basede leur comportement.n Les nageurs, qui se déplacent librement dans la liqueur mixte et vivent dispersés

(ex. Chilodonella uncinata, 60 µ, fig. 6.3a).Ils ne sont pas recyclés avec la boue et disparaissent rapidement. Leur présenceest typique des installations en démarrage.

n Les rampants, qui sont en principe libres mais se meuvent dans les bioflocs àl’aide d’une sorte particulière de cils, les cirres (ex. Aspidisca costata, 30 µ,fig. 6.3c). Fixés aux boues, ils sont séparés avec celles-ci dans le décanteursecondaire et recyclés. Ils ont donc un net avantage de compétition sur lesnageurs, et s’installent dans les boues mûres.

n Les pédonculés ou sessiles, qui vivent fixés à demeure sur les bioflocs par leurpédoncule. Ces espèces forment souvent des bouquets (Carchesium polypinum,fig. 6.3e). Eux aussi sont recyclés avec les boues et caractérisent des boues mûreset stables.

Une boue activée peut contenir jusqu’à une dizaine d’espèces parmi lesquelles :Nageurs

– Trachelophyllum pusillum (*) d– Litonotus fasciola– Chilodonella uncinata(*) a– Trachilia minuta

Rampants– Aspidisca costata(*) c– Euplotes eurystomus

Sessiles– Vorticella convallaria– Vorticella microstoma– Opercularia microdiscum(*) b– Opercularia coarctata– Epistylis rotans– Epistylis plicatilis– Carchesium polypinum(*) e– Tokophrya– Acineta

Les organismes marqués * sont les plus fréquents, selon CURDS et COCKBURN (1970).

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Fig. 6.3 – Protozoaires. Document extrait de « Notes on Water Pollution », N° 43,HMSO, London.

Les deux facteurs qui conditionnent avant tout l’établissement et le maintien despopulations de protozoaires sont la teneur en oxygène et l’âge des boues θc. Lesbesoins en oxygène sont élevés, et on ne voit guère de protozoaires dans les liqueursmixtes contenant moins de 2 mg O2/l, sinon des Flagellés.

Dans les installations à très forte charge, θc étant par exemple < 2 j, les protozoairesn’ont pas la possibilté de s’installer. Dans les installations à forte ou moyenne char-ge (ou dans les sections amont de réacteur de type piston), on rencontre surtout desOpercularia (jusqu’à 100 000 par g de boue), alors que les Rotifères (qui sont à pro-prement parler des Métazoaires) se rencontrent du côté des faibles charges et dansles liqueurs mixtes bien aérées (jusqu’à 50 000 par g de boue).

1.3. Dynamique des populations dans les stations à boues activées

Dans une station à boues activées, la biomasse est continuellement séparée de l’eauépurée dans le décanteur secondaire, et recyclée dans le bassin aérateur. Toutefois, labiomasse, du fait de l’utilisation du substrat, a tendance à croître et, pour la mainte-nir constante, on est obligé d’en éliminer un certain pourcentage chaque jour. Il en

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µ i = µ̂ iS (6.3)

Ksi + S

d’où on tire facilement :

µ̂ i ≥∆ M (Ksi + S) =

1 ( Ksi + S ) (6.4)M ∆t S θc S

Si Ks est négligeable devant S, la parenthèse tombe, et on peut dire plus simplement

que l’âge des boues θc doit être supérieur à 1/µ̂ i pour que l’organisme i soit retenu

dans l’installation. On définit ainsi un seuil par tout ou rien.

Son application à la nitrification est particulièrement nette. La nitrification est effec-

tuée par Nitrosomonas spet Nitrobacter sp: le premier étant le plus lent sera aussi

celui qui commande la présence ou l’absence du phénomène. On constate bien, en

effet, que la nitrification est complète pour Dc < 0,31 j–1 et nulle pour Dc > 0,31 j–1

(v. fig. 10.4, p. 248).

1.4. Cinétique des boues activées à mélange complet

1.4.1. Approche simplifiée

Cette approche est généralement connue sous le nom de modèle de MCKINNEY ou

d’ECKENFELDER.

On peut se faire une idée déjà satisfaisante d’une station à boues activées, compor-

tant un aérateur et un décanteur, moyennant quelques simplifications. Soit le schéma

de la fig. 6.4. On établira sur ce circuit un bilan massique basé sur les hypothèses

suivantes :

a. le réacteur est homogène (sa concentration en substrat et en biomasse est partout

la même, en particulier la valeur de S1 est celle de la sortie de liqueur mixte) ;

b. aucune épuration n’a lieu dans le décanteur ;

c. la purge de la boue en excès est négligeable dans le bilan massique ;

d. la vitesse de métabolisation est d’ordre 1 par rapport à S, c’est-à-dire que le sub-

strat est limitant (voir équation de MONOD pour S petit) ; le modèle ne s’applique

donc pas aux appareils à forte charge (où la vitesse est d’ordre zéro) ni aux très

faibles charges (où S1 ≅ 0, et où le métabolisme est partiellement endogène) ;

e. la portion de métabolisme endogène ou d’entretien est négligeable dans le bilan ;

f. la liqueur mixte recyclée est considérée comme uniquement constituée d’eau.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

résulte que la biomasse est totalement renouvelée au bout d’un certain nombre dejours, appelé « âge des boues » ou θc (temps de séjour des cellules).

θc =biomasse présente (= BV)

=M

(6.1)biomasse purgée chaque jour ∆M/∆t

B = concentration des boues (maintenue constante par les purges) ;V = volume de l’installation (y compris la partie du décanteur secondaire contenant

des boues).M = biomasse totale en place ;∆M = quantité de biomasse évacuée pendant le temps ∆t (purge discontinue).Puisque B est constant, la purge correspond exactement à la biomasse synthétiséependant le même temps. Ceci est vrai à l’échelle de la biomasse totale, mais pasnécessairement pour chaque microorganisme qui la compose. Soient en effet desmicroorganismes de biomasse Bi et caractérisés par des taux de croissance µ i. On a évidemment ∑

iBi = B, et pour chaque organisme la croissance pendant θc vaut

(Bi)1 = (Bi)o eµiθ

c (6.2)

si l’indice l désigne la sortie, et 0 l’entrée. Or la purge élimine tous les organismes aumême pourcentage, mais selon la composition du mélange à la sortie. La proportiondes divers organismes a cependant changé entre 0 et 1, à l’avantage des organismes àcroissance rapide, de sorte que la proportion de ces derniers ne cesse de croître.Théoriquement, l’élimination des organismes lents est inéluctable et complète.En pratique cependant, la situation est plus complexe, et les biomasses ne devien-nent jamais monospécifiques. En effet, les différences de µ sont souvent ténues, desorte que l’avantage des rapides peut parfois se retourner au profit des lents grâceaux facteurs suivants :– la concentration en substrat fluctue, et µ peut être plus ou moins éloigné de µ̂ ; – à la limite, un organisme rapide peut avoir sélectivement éliminé tout son sub-

strat pendant le séjour de l’eau θl , ce substrat devient alors limitant et la croissan-ce s’arrête ;

– la composition du substrat peut, par ses variations, favoriser successivementdivers organismes ;

– les changements de température peuvent également renverser l’ordre des µ, ;– l’organisme le plus rapide est aussi le plus exposé à la prédation.Des équilibres très complexes sont donc atteints, mais aucun organisme ne peut sub-sister dans une station si sa croissance est inférieure au taux de purge. On peut for-muler comme suit ce critère de rétention:soit M la masse de boue activée (M = BV) et ∆M la portion de cette masse soutirée àchaque cycle, de durée ∆t quelconque. On peut définir un taux de dilution Dc de labiomasse par

Dc = ∆ M = 1 [T–1] (6.1’)M ∆ t θc

Pour qu’un organisme i subsiste, il faut que µ i ≥ Dc, or µ i est donné par l’équation deMonod :

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

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Fig. 6.5 – Modèle d’ordre 1 pour l’épuration d’une eau de brasserie (Cebedeau, 1975 ; K = 0,373 x 2,3 = 0,858 l.mg–1.h–1, θl = 3 h, B = 3,5 g/l).

La valeur numérique de K dépend de la biodégradabilité de l’eau, de la température,et aussi de la façon d’exprimer B (ici en MS). Voici quelques repères :

– 0,15 : estimation prudente, température hivernale (Eckenfelder).– 0,15 : eau urbaine (Cebedeau).– 0,21 - 0,35 : eau urbaine (Mastantuono).– 0,80 : mélange d’eau urbaine et d’industrie chimique (Vandevenne).– 0,86 : eau de brasserie (Cebedeau).

La fig. 6.5 donne un exemple industriel où on voit que l’ajustement est bon saufpour les très faibles valeurs de S1. On estime d’ailleurs qu’il n’est guère possible dedescendre au-dessous d’une DBO5 de 3 mg O2/l (pollution résiduelle dite « fatale »).On vérifiera également que la fig. 6.5 se place bien dans la zone hachurée de la fig. 6.6.Si on remplace l’hypothèse (a) (réacteur homogène) par celle d’un réacteur tubulai-re, il n’est plus possible de calculer un bilan massique, puisque S varie de façoncontinue depuis S0 jusqu’à S1, de sorte que la vitesse d’enlèvement n’est plusconstante partout dans le réacteur. On a cette fois

dS ≅ – µ̂SB = – KSB

dt YKsCette équation s’intègre, entre les limites S1 et S0, en :

[lnS]S1

S0= – KB[t]θl

0

d’oùS1 = e–KBθl = 10–KBθl/2.3 (6.6)S0

Fig. 6.4 – Schéma de principe d’une installation à boues activées.

Nous basant sur l’équation 4.13, p. 58, dont nous prenons l’approximation d’ordre 1valable en faible charge, nous pouvons écrire comme suit le terme de disparition dusubstrat :

Q ∆S ≅ Vµ̂ 1

BS1 = K B V S1Y Ks

(si on pose K = µ̂/Y Ks)On établit donc aisément le bilan massique en égalant les entrées et les sorties :

QS0 + rQS1 = (Q + rQ) S1 + K B V S1d’où on tire, en notant que V/Q = θl :

Sl =1

(6.5)S0 1 + KBθl

Cette équation se linéarise en :S0 – S1 = K S1Bθl

qui permet de calculer K comme pente de la droite obtenue en portant en graphiqueles résultats obtenus sous diverses conditions opératoires.Pour des raisons non encore clairement expliquées, mais selon un phénomèneconfirmé par de nombreux chercheurs, la constante K semble inversement propor-tionnelle à S0 (soit K = K’/S0).

La constante globale vaut KB, en [T–1], de sorte que K s’exprime en l.mg–1.h–1 :c’est la constante d’enlèvement de substrat par unité de biomasse. La formule estvalable au moins dans la plage 1 < θl < 8 h (installations dites « conventionnelles »).

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Y’ = 0,7 – 0,034 x 1,07t – 20+ pK

QS0/M

où p est la fraction inerte dans la matière en suspension de l’eau brute,K est le rapport de ces matières en suspension à la DBO5 de l’eau brute.

1.4.2. Approche par l’équation de Monod

Pour une approche plus complète, on ne fait plus d’hypothèse simplificatrice surl’ordre de la réaction et on adopte l’équation de Monod. On distingue en outre les réac-teurs tubulaires et homogènes, chacun étant envisagé avec et sans recyclage de boues.Nous présentons ci-après les modèles simples proposés par MOSER (1975) pour lesdeux types de réacteur. Le schéma de la fig. 6.4 reste valable, mais il suffit de consi-dérer que le bassin d’aération est idéalement mélangé dans le premier cas, et qu’ilprésente un écoulement piston sans mélange longitudinal dans le second. Il est évi-dent que pour des raisons techniques les réacteurs réels sont toujours intermédiairespar rapport à ces cas extrêmes idéalisés.Q étant donné en m3/j, on définit :

la charge organiqueC0 =QS0 (en kg O2/m

3.j)V

la charge biologiqueCb =C0 (en kg O2/kg B.j)B

L’équation de Monod donne alors (cf. p. 58) :

–dS

= µ̂1

BS1 (6.9)

dt Y Ks+ S1

n Cas du réacteur homogène :Dans cet appareil deux concentrations seulement existent : So et S1, dont seule S1règle la cinétique. Le bilan global est donc le même avec ou sans recyclage. Aucuneintégration de l’équation de Monod n’est nécessaire puisque la vitesse est constante,on remplace dS/dt par ∆S/∆t = (S0 – S1) / (V/Q), et on obtient directement le bilanmassique :

Q (S0 – S1) = Vµ̂

BS1 (6.10)

Y Ks + S1d’où on tire :

Cb =µ̂ S1 (6.11)

Y (K s + S1) (1 –S1)S0

n Cas du réacteur tubulaire :Dans cet appareil, on rencontre longitudinalement toutes les valeurs intermédiaires

entre S0 et S1 : il faut donc intégrer l’équation pour calculer la charge biologique, carla vitesse de dégradation décroît sans cesse. En réalité, à cause du recyclage, laconcentration à l’entrée du réacteur vaut :

S’0 =S0 +

rS1 (6.12)1 + r 1 + r

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

La même équation est retrouvée en partant de celle du mélange complet (6.5). Il suf-fit de disposer n bassins homogènes et identiques en cascade. Chacun d’eux retien-dra l’eau pendant θl/n, et leurs effets se cumuleront de façon multiplicative :

Sn =S0

[1 + KBθl ]nn

On fait alors tendre n vers l’∞ et il vient

lim [1 +KBθl ]n = eKBθl

n → ∞ nLes deux équations d’ordre 1 sont valables entre S1 = 4 mg O2/l (en DBO5) et lesconcentrations plus fortes où apparaît l’effet de saturation : il devient alors nécessai-re de prendre l’équation de Monod sans la simplifier. L’approximation se vérifie évi-demment mieux en réacteur homogène qu’en réacteur tubulaire, puisqu’on n’y passepas par des concentrations élevées de substrat.Ajoutons qu’on a parfois de bons résultats avec des cinétiques telles que (GRAU,1975) :

dS = – KB[ S ]ndt S0Pour calculer sommairement une station d’épuration, on doit encore disposer dumoyen d’évaluer le besoin en O2 et la production de boue secondaire. On peut utili-ser pour cela les formules suivantes.n Pour l’oxygène :

O = αQ∆S + βM (6.7)α = 0,5 sur base DCO, ou 0,67 sur base DBO, terme de respiration exogène ;β = 0,16 à 0,17 (on peut exprimer M en MS ou MSV), terme de respiration endogène ;avec O = besoin en kg O2/j ;

Q∆S = substrat éliminé (en kg DBO5/j) ;M = biomasse totale en kg.

Une telle formule ne tient pas compte des besoins d’O2 pour la nitrification, qui doi-vent être calculés en sus (v. chap. 8).n Pour la boue :

Y’ = 0,8 [ QS0]0,24(6.8)

Mavec Y’ = taux global de conversion en boue (y compris les matières en

suspension de l’effluent) en kg par kg de ∆DBO ;Q = débit en m3/j ;S0 = concentration initiale de substrat (en kg DBO/m3) ;M = biomasse contenue dans l’aérateur seul (en kg).

N.B. : L’expression entre crochets, qui n’est autre que la charge des boues, Cb,doit rester comprise entre 0,4 et 1,2. L’équation, empirique, donne la valeurmoyenne annuelle de Y’, pour 15 ° < T < 19 °C.

Une formulation plus détaillée a été proposée par HANBURY et JOHNSTONE (1982)pour les fossés d’oxydation :

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

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sibilité de réaliser un mélange longitudinal aussi bien parfait que nul, la nécessité detravailler avec des θc supérieurs à 3 j. (de 3 à 5 j. et souvent plus) pour assurer unebonne décantabilité des flocs, tous ces facteurs rendent finalement peu discernablesles différences entre les deux systèmes. En d’autres termes, un bassin de même tailledonnera la même DBO finale qu’il fonctionne en mélange complet ou en écoule-ment piston. Même l’effet du taux de recyclage des boues apparaît négligeable. Leseul argument subsistant en faveur du réacteur homogène est sa plus grande stabilitéde fonctionnement : la concentration faible qui y règne le met à l’abri des inhibiteurset des toxiques, par contre, dans le réacteur tubulaire, les variations de charge à l’en-trée peuvent affecter favorablement la floculation de la boue active. Le réacteurhomogène est par contre davantage sujet au gonflement des boues.

1.4.3. Modèle de Herbert

HERBERT (1956) part des mêmes prémisses, mais incorpore explicitement dans seséquations le décanteur secondaire, à partir duquel sera effectué le recyclage desboues. Le schéma de base est le suivant (fig. 6.7) :

Fig. 6.7 – Les boues activées selon le modèle de HERBERT.

Il concerne ici exclusivement un réacteur homogène avec recyclage des boues. Cerecyclage concerne une fraction r du débit Q, et la boue activée subit dans ledécanteur un effet de concentration tel que sa concentration est multipliée par c(en pratique souvent proche de 2). Le taux de dilution reste défini par D = Q/V, cequi est une valeur théorique : la valeur réelle est supérieure à cause du recyclage,elle vaut D’ = (1 + r) D. Les purges de boues sont négligées, de même que leterme de maintien.Si on tenait compte de la mortalité dans (6.15), il faudrait µnet = µbrut – b, et si ontenait compte du facteur d’entretien dans (6.16), il faudrait µbrut = µnet + b.On établit sur ce système un bilan massique sur B et sur S :

[B] : V dB = rQcB + VµB – Q (1 + r) B (6.15)dt

[S] : V dS = QS0 + rQS1 – (1 + r) QS1 – V µB (6.16)dt Y

A l’équilibre on a évidemment dB/dt = dS/dt = 0. On divise alors par V, remplaceQ/V par D, et utilise l’équation de MONOD pour exprimer µ = f (S).

alors que le temps du transit du liquide vaut :

θ’l =V (6.13)

Q (1 + r)En intégrant

dS = – µ̂SBdt Y (Ks + S)

entre S’0 et S1 pour S, et entre 0 et θ’l pour t, on trouve facilement :

Cb = µ̂ S0 (6.14)

(1 + r) Y (K s ln S’0 + S’0 – S1)S1n Comparaison des deux réacteurs :De ces équations caractéristiques, on peut tirer les principales valeurs intéressantes(B, S1, …) et notamment étudier la variation du substrat résiduel S1 en fonction de lacharge biologique Cb. Pour des valeurs-types des constantes biologiques (µ̂ = 0,1 h–1,Y = 0,6, Ks = 100 mg/l) ainsi qu’une valeur donnée du taux de recyclage (r = 0,5),on obtient la figure 6.6 suivante.

Fig. 6.6 – Comparaison des réacteurs homogène et tubulaire.

On constate qu’une station du type tubulaire est toujours en principe plus performan-te qu’une station à mélange complet, puisqu’à charge égale elle donne un effluentmieux épuré. Ceci résulte du fait qu’en mélange complet, la cinétique est gouvernéepar une seule concentration de S1, qui est très faible. Par contre, dans un réacteurtubulaire, S variant continûment de S’0 à S1, la cinétique moyenne, gouvernée par uneconcentration de S en moyenne plus élevée, est elle-même plus rapide.En pratique (SCHROEDER, 1975), l’imprécision des échantillonnages et des mesures,le caractère mixte de la population, l’absence d’un substrat limitant unique, l’impos-

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

On trouve alors aussitôt :µ = D (1 + r – rc) (6.17)

B =Y

(S0 – S1) (6.18)(1 + r – rc)

S1 =K s D (1 + r – rc)

(6.19)µ̂ – D (1 + r – rc)

Ces équations rendent immédiatement apparents les effets du recyclage et du décan-teur secondaire. L’expression

1 + r – rc = 1 + r (1 – c) (6.20)est nécessairement < 1 puisque c > 1. Le taux de croissance µ sera donc très infé-rieur par rapport au cas sans recyclage, où cette expression vaut 1 puisque r = 0.Parallèlement la production de boue sera diminuée, et la concentration résiduelle ensubstrat sera moindre. Au contraire, le lagunage aéré, sans recyclage, produit beau-coup de boue et épure peu.

En pratique, le recyclage (souvent de l’ordre de 50 à 100 %) permet de quadrupler labiomasse et de quintupler le taux de dilution tout en produisant moins de boues et unmeilleur effluent : le même volume d’installation est donc beaucoup mieux exploité.

Herbert préconise de conduire les stations à boues activées en maintenant c constant.On peut effectuer un contrôle rapide de la valeur de r en mesurant le volume de boueactivée sédimentée dans la liqueur mixte Ba et dans la boue recyclée Br, commedans le test SVI (v. ci-dessus 1.2.2). Si le SVI des deux liqueurs est supposé iden-tique (ce qui n’est qu’approximativement exact), on a

Q (1 + r) Ba = rQBr (6.20)d’où

r = 1 = 1 (6.21)Br – 1

c – 1

Ba

Si on utilise cette valeur de r dans l’expression 1 + r (1 – c), on trouve 0, c.à.d. quele taux de croissance est nul et qu’on retrouve l’hypothèse simplificatrice du départselon laquelle les purges de boue étaient négligeables. L’équation (6.21) est uneapproximation. La valeur réelle peut être tirée de (6.17) :

r = 1 – µ/D ≠ 1c – 1 c – 1

où µ/D est toujours < 1.La fig. 6.8 suivante, empruntée à GAUDY (1971) montre que le modèle de Herbert pré-dit des valeurs relativement stables de B et S1 lorsque D varie. Néanmoins, lorsque Dapproche de la valeur critique imposée par µ̂ , le système décroche assez brusquement.

146

Fig. 6.8 – Fonctionnement des boues activées selon le modèle de HERBERT.Les courbes en traits tiretés correspondent à un réacteur sans recyclage de boues.Le recyclage des boues (courbes en traits pleins) permet de multiplier par 4 labiomasse et par 5 le D admissible. La courbe B est donnée par (18) et S par (19).Remarquer que S ne peut dépasser S0, même si le dénominateur de (19) tend verszéro. Dans les deux exemples, on a choisi S0 = 1.000.

1.4.4. Modèle de McCarty

Une approche encore plus complète consiste à tenir compte de l’équation de Monod,mais aussi des purges de boues et des pertes de biomasse par respiration endogène etautres processus.Si on appelle, dans une station d’épuration à l’équilibre :

P = le taux de production de boue, en g/l.j ;R = le taux d’utilisation du substrat, en g/l.j ;B = la concentration en biomasse, en g/l ;(N.B. : tout est exprimé par unité de volume d’aérateur).

on peut écrire :P = Yobs R = YR – bB (6.22)

exprimant ainsi que le rendement de conversion « observé » empiriquement, Yobs,du substrat en biomasse, se décompose en réalité en deux termes.Le premier est la conversion, considérée comme instantanée, du substrat en biomas-se selon une constante absolue Y.Le second exprime la perte continue de biomasse (donc fonction du temps), par l’in-termédiaire d’un coefficient global d’entretien b(en j–1) s’expliquant par :n la nécessité de consommer une partie des réserves de la biomasse pour assurer

l’intégrité permanente des cellules ;n la mort et la lyse de cellules ;n l’excrétion de polymères ;n la prédation.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

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où empiriquement Y prend des valeurs de 0,3 à 0,4 selon le substrat (sur DBO5) et bsemble varier, selon les écosystèmes et le substrat, entre 0,01 et 0,07 j–1. Le cœffi-cient d’entretien b est lié au coefficient m de maintien, (b = mY) qui représente les gde substrat nécessaires par jour pour entretenir 1 g de biomasse dans son état d’inté-grité : il faut donc préciser si on considère la masse totale en suspension B (expriméeen MS), la masse de matière organique B’ (exprimée en MSV), ou seulement lamasse de cellules Bc.

1.4.5. Discussion sur les paramètres cinétiques

L’importance du terme d’entretien est d’autant plus grande que θc est élevé, de sorteque les installations à faible charge produisent moins de boues. Il s’ensuit qu’ellesont aussi des besoins d’azote et de phosphore réduits par rapport à la proportioncanonique 100 : 5 : 1 ; SHERRARD et SCHROEDER ont calculé cet effet en supposantqu’on applique un substrat sucré (C6H12O6) à un système dans lequel on a :

Ks = 100 mg DBO5/l – k = 5 j–1

Y = 0,5 mg MSV/mg DBO5 – b = 0,06 j–1

(les diverses formules utilisées sont données au § 5). Ils obtiennent, en prenant pourla biomasse la formule plus complète

C60H87O23N12P :

θc moles de B produites Proportion Besoin en O2pour 3 moles C6H12O6 DBO5 : N : P O2 : DBO5

utilisées nécessaire

3 0,117 106 : 5,4 : 1 0,926 0,103 120 : 5,4 : 1 0,9910 0,087 142 : 5,4 : 1 1,0715 0,073 170 : 5,4 : 1 1,1420 0,064 194 : 5,4 : 1 1,18

(d’après Sherrard et Schroeder).

Remarquons que les 4 paramètres cinétiques sont obtenus deux par deux (µ̂ et Ksd’une part, Y et b d’autre part) grâce à des ajustements linéaires. Ils sont donc, danschaque paire, ajustés l’un sur l’autre, c’est-à-dire que l’erreur expérimentale se répar-tit entre eux. Il est donc hors de question de faire des calculs en prenant une constantechez un auteur, et une chez un autre : elles doivent former un tout cohérent.Les formules de LAWRENCE et MCCARTY sont à employer pour interpréter des sériesd’essais, puis pour calculer un réacteur à partir de là. Nous avons compilé au tableausuivant quelques valeurs de constantes cinétiques publiées, et basées sur les deuxmodèles les plus usités.

Si on appelle en outre θ1 et θc, respectivement le temps de séjour du liquide et descellules dans l’installation, on a évidemment à l’équilibre

dB = dS = 0dt dt

côté boue P = B (6.23)θc

côté substrat R = ∆S (6.24)θl

d’où, en vertu de (19) :

Yobs = P =θl B (6.25)

R θc ∆∆SCette formule permet de calculer Yobs dans une installation donnée, elle revient àcomparer la biomasse B qui se régénère en un temps θc, à la quantité de substrat ∆Squi se dégrade en un temps θl.Si on définit U = R/B comme vitesse spécifique d’utilisation du substrat par unité debiomasse [T–1], on obtient en divisant (6.22) par B cette nouvelle formulation dubilan massique effectué sur la biomasse :

P = 1 = YU – b (6.26)B θc

Fig. 6.9 – Exemples d’application du modèle de MCCARTY(Cebedeau).

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de 8 équations simultanées non linéaires ne connaît pas de solution analytique. Parcontre, et par comparaison avec le modèle de LAWRENCE et MC CARTY, il requiert laconnaissance de 19 paramètres au lieu de 4. Huit de ces paramètres peuvent cepen-dant être estimés sans trop de risque, de sorte qu’il en reste 11. Il est évidemmentexceptionnel qu’on en dispose ou qu’on soit prêt à engager la recherche délicatenécessaire pour les obtenir. Le modèle IAWPRC laisse de côté les aspects physiquesdu traitement primaire et de la séparation solides/liquide dans le décanteur secondai-re. Par contre, il fournit une évaluation des besoins en oxygène et de la productionde boue. Il accepte aussi certaines modalités particulières du traitement par bouesactivées telles que le « contact-stabilisation », l’alimentation étagée ou le « fosséd’oxydation ».

1.5. Calcul d’une station à boues activées

Deux méthodes sont en présence :n l’une basée sur le critère « charge des boues » ;n l’autre basée sur le critère « âge des boues » ;et on a montré (STENSEL & SHELL, 1974) qu’elles se ramènent l’une à l’autre.L’exposé qui suit s’articule sur la seconde méthode, dont la signification biochi-mique est plus aisément saisissable intuitivement. Elle part de l’équation deMCCARTY.Dans la pratique, les stations à boues activées conventionnelles ont des temps deséjour pour les liquides (θ1) de 6 à 8 h, des charges de boues Cb (rapport F/M =Food/Microorganisms de la littérature anglosaxonne) échelonnées de 0,05 à 5 kgDBO5/kgB.j, et des âges des boues de 2 à plus de 100 j.Que les deux méthodes n’en forment fondamentalement qu’une seule découle d’unraisonnement simple. Si on fixe la charge Cb, l’apport donné de substrat imposeraune certaine biomasse dans le système. Pour se maintenir, celle-ci devra présenter untaux de croissance suffisant µ, et comme µ = 1/θc dans un chemostat, il s’ensuit queθc se trouve également fixé.La masse M de boue activée dans l’installation vaut BV (concentration x volume), etpar définition l’âge des boues vaut :

θc =M

(6.27)dM/dtque l’on apprécie plutôt par M , car les purges sont discontinues.

∆M/∆tOn a aussi la relation (v. ci-dessus § 1.4.4) :

1 = YU – b (6.28)θc

La charge des boues vaut par définition :

Cb =QS0 =

Apport journalier de substratBV Biomasse présente

153

REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

1.4.6. Le modèle n° 1 de l’IAWPRC

Il s’agit d’un modèle élaboré par un groupe de cinq experts internationaux (HENZE

M., GRADY JR, C.P.L., GUJER W., MARAIS, G.V.R. ; MATSUO, T., 1986) au sein del’IAWPRC. Il est probablement le mieux équilibré disponible à ce jour, balançantfort bien les difficultés d’une sophistication avancée avec les avantages à escompter.Il est conçu pour un système « à une boue », c.-à-d. où la même boue activée par-court un maximum de trois réacteurs et un décanteur secondaire. Il permet la biodé-gradation, la nitrification, et la dénitrification hétérotrophe. Il distingue 8 processusaffectant 13 compartiments ou composants. Les cinétiques adoptées sont d’ordre 1pour les processus n° 4, 5, 6 et 8, mais pour les quatre autres on a retenu des ciné-tiques à saturation du type Monod, comportant 2 à 4 facteurs multiplicatifs. Parexemple le processus n°1 comportera un facteur « substrat soluble » et un facteur« oxygène dissous », formulés comme suit :

µ̂H (Ss ) (

O) BHKs + Ss K0 + O

où l’indice H désigne les hétérotrophes. Le substrat est évalué en DCO et il n’estplus fait usage de la DBO, cependant que la teneur en oxygène O est considéréecomme une « DCO négative ».Voici la liste des processus retenus :

n° 1 = croissance aérobie des hétérotrophes.n° 2 = croissance anoxique des hétérotrophes (i.e. dénitrification).n° 3 = croissance aérobie des autotrophes (i.e.nitrification prise globalement).n° 4 = mortalité des hétérotrophes.n° 5= mortalité des autotrophes.n° 6 = ammonification de l’azote organique soluble.n° 7 = hydrolyse des composés organiques piégés dans les bioflocs.n° 8 = hydrolyse de l’azote organique piégé dans les bioflocs.

On a donc quatre processus concernant les matières ternaires et un concernant simul-tanément l’azote et les matières ternaires.Le fait de rejeter la DBO oblige à trouver un autre mode de partage de la DCO, quisera d’ailleurs appliqué aussi à l’azote. On distinguera :

une DCO soluble aisément dégradable,une DCO lentement dégradable ; une DCO organique inerte en suspension;une DCO inerte soluble ;une DCO provenant des cellules mortes.

La DCO inerte soluble traverse la station sans être modifiée, mais les DCO en sus-pension sont censées être intégralement et instantanément piégées dans les bioflocs.La DCO lentement dégradable est supposée s’hydrolyser après avoir été piégée dansles flocs. Il est hors de question de donner ici plus de détails sur ce modèle, par ailleurs élé-gant, simple, et extrêmement bien justifié par des experts réputés et expérimentés. Iln’exige pas un ordinateur puissant (un PC suffit), et est alimenté par des valeurs dedépart raisonnablement choisies. Il fonctionne alors par itération, puisque le système

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

En fait, seule une fraction ρ (rendement fractionnaire) de S0 est utilisée par la bio-masse, de sorte qu’on a une formule de passage simple entre les deux méthodes(U = ρCb) :

1= YρCb – b (6.29)

θcDans les deux méthodes, une fois choisie la valeur du critère fondamental, on doit sechoisir une valeur de B. On utilise alors l’équation de Monod et calcule successive-ment tous les éléments importants de la station. Cette approche, très générale,convient aussi bien pour la biodégradation carbonée, la nitrification, la dénitrifica-tion et la digestion anaérobie. Nous donnons le détail de la procédure d’aprèsMCCARTY (1970) pour un réacteur homogène.n Age des boues :

θc =M

=BV

(6.30)∆M/∆t BrQp + Be (Q – Qp)car il faut considérer comme purges (a) les purges volontaires faites au débit Qp etdont la concentration est la même que celle du recyclage Br, et (b) les matières ensuspension Be entrainées dans l’effluent de débit (Q – Qp).n Utilisation du substrat :

U =V∆S/θl =

Q (S0 – S)= K

S(6.31)

M BV Ks + Srésultant de l’équation de Monod, avec K comme valeur maximum possible de U,valant µ̂/Y, et correspondant aux conditions de croissance maximum µ̂ de la biomas-se. De là on tire :

1 = YU – bθc

N.B. : On peut prendre pour Y et b les valeurs données au § 1.4.5, mais il vaut tou-jours mieux les déterminer au laboratoire ou sur unité pilote.n Production de boues :En multipliant (6.28) par B, il vient (d’après les définitions) :

∆∆B = Y ∆∆S – bB (formule connue classiquement) (6.32)∆∆t θθl

n Qualité de l’effluent S :

S =K s (1 + bθc) (6.33)θc (YK – b) – 1

Cette formule est obtenue en remplaçant U dans (6.28) par sa valeur selon l’équationde Monod (6.31).n Volume de l’aérateur V :

θl =V

=Y (S0 – S) θc (6.34)

Q (1 + bθc) Béquation qui combine (6.29) et (6.31) en tenant compte de la définition de U = R/B.n Taux de recyclage r :En faisant un bilan massique des boues activées dans une installation comportant undécanteur, on introduit la fraction recyclée r et la concentration Br de la boue souti-rée à la pointe du décanteur. A partir de la définition et du calcul de θc, on trouve(voir démonstration en note ci-après) :

154

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Q [ 1 + r (1 –Br )] (6.35)

θc V BOn notera que le rapport Br/B est le rapport de concentration d’un décanteur secon-daire, et on sait que ce nombre est limité. Si on écrit :

1= µ

Q= D

Br = c,θc V BOn retrouve la formule bien connue de Herbert :

µ = D [1 + r (1 – c)] (6.35’)On prendra c = ± 2 et il deviendra possible de calculer r. Le taux de croissance ainsicalculé est un µ net, c.à.d. le µ donné par l’équation de Monod moins le cœfficientd’entretien b.

Note : Démonstration de l’équation (6.35).Fig. 6.10 – Bilan massique simplifié de la biomasse

Le bilan massique des boues sur l’aérateur donne : rQBr + (1 + r) Q∆B = (1 + r) QBrecyclage production dans sortie (α)entrée l’aérateur aérateur

Or la production de boue est due à un taux de croissance µ = 1/θc appliqué à la bio-masse B pendant un temps θ1 = V/Q(1 + r).On a donc (définition du taux de croissance qui, à l’équilibre, doit être exactementégal au taux de purge) :

∆ B = ∆B = µB = B = Q (1 + r) ∆B (ß)θ1 V/Q (1 + r) θc V

d’où on peut tirer Q (1 + r)∆B, que l’on porte dans (α), et (6.35) en découle parregroupement et simplification. Tenir compte des deux éléments négligés du bilanaboutit à compliquer l’équation sans améliorer notablement sa précision.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

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2. Technologie des boues activées2.1. Domaines de charge et variantes

Le procédé admet d’assez nombreuses variantes, que l’on peut d’abord classer enfonction de la charge biologique, (kg DBO5/kg B.j) qui les caractérise. Comme lacharge entraîne un « temps de séjour » et aussi un « âge des boues », la biocénosevariera d’un type à l’autre, par l’effet sélectif ainsi provoqué.On distingue traditionnellement des charges très faibles à très fortes, échelonnéesplus ou moins géométriquement comme il apparaît dans le tableau 1. Certainesvariantes portent en outre un nom, qui se réfère à des particularités techniques desdispositifs employés. Quelques-unes de ces variantes sont présentées numérique-ment au tableau 6.II, et seront décrites à la section 3.Selon le principe mis en œuvre, la géométrie des réacteurs change profondément,ainsi que le mode d’aération appliqué. L’aération peut être réalisée par de très nom-breux dispositifs, qui ne seront pas étudiés ici.

Tableau 6.I – Boues activées. Tableau des charges (valable pour fines bulles injectées à au moins 3m de profondeur).

Ch. Ch. des Durée OC/ Product.org boues de charge Air Energie de boue

activées séjourCharge Degré d’épuration

obtenu kg kg DBO5 DBO5 h ou j kg O2 m3 par kWh par kg B//m3j /kg par kg DBO5 kg DBO5 kg DBO5

B.j kg DBO5 éliminé

Très faible Minéralisation totale =Fossé d’oxydationPasveer 0,18 0,05 1-5 j 2 > 45 0,42 ≤ 0,30

Faible complète + nitrifi-cation partielle 0,7 0,2 5 h 1,3-1,5 29-33 0,46-0,52 ≅ 0,75

Moyenne complète, avec DBO5résiduelle de ≅ 25 1,8 0,5 2 h 0,7-1,1 16-24 0,25-0,38 ≅ 0,9

Forte complète avec DBO5résiduelle de ≅ 40 3,6 1,0 1,3 h 0,6-0,8 13-18 0,21-0,28 1,2

Très forte complète avec DBO5résiduelle de ≅ 80 7,2 2,0 0,7 h 0,3-0,6 7-13 0,11-0,21 ≥ 1,4

(D’après WLB 12 (1968), R. Köhler).OC = « Oxygenation Capacity ».BA = Matières en suspension (sec).

n Besoin d’oxygène :De façon analogue à la production de boues secondaires et à l’utilisation du substrat,le besoin d’oxygène se calcule par :

∆∆ O2 = a∆∆S

+ b’B (par unité de volume) (6.36)∆∆t θl

et en divisant par B, on obtient les respirations spécifiques :∆ O2 . 1

= aU + b’ (6.37)∆t B

où les cœfficients a et b’ (respiration endogène : mg O2/mg B.j) se déterminent aumieux à partir d’essais en laboratoire ou en pilote. Le besoin total pour tout le volu-me V s’obtient en multipliant par la valeur de V tirée de (6.34), et U par sa valeurtirée de (6.28) :

V ∆ O2 = (S0 – S) Q a [(1 + bθc) + b’θcY] (6.38)∆∆t 1 + b θc

Equations de MCCARTY pour boues activées

1= YU – b = Y ρ Cb – b

θc

θc =M

=BaV Ba : aérateur

∆M/∆t BrQp + Be (Q – Qp) Br : recyclageBe : effluent

P = ∆B/∆t = Y ∆S – bBθl

S1 =Ks (1 + bθc) (K = µ/Y)

θc (YK – b) – 1

V = Q θl = QY ∆S θc

(1 + b θc) B

1 = Q [1 + r (1 – Br )] d’où on tire rθc V B

µ = D [1 + r (1 – c)]

∆ O2 = a∆S

+ b’ B (b’ = mg O2/mg B.j)∆t θl

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Fig. 6.11 – Age des boues et production de boues (inspiré de Koot)

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

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Tableau 6.II – Quelques variantes du procédé.

Charge normale Age desType kg DBO5/m

3.j kg DBO5/kg ρ bouesMVS.j % DBO j

Aération prolongée 0,32 0,05-0,20 85-95 10-∞Conventionnel +aération étagée 0,55 0,20-0,50 95 4-14Charge étagée 0,80 0,20-0,50 95 4-14Contact-stabilisation 1,10 0,20-0,50 90 4-15Aération brève 1,6-6,4 0,50-3,50 60-85 0,8-4

(d’après Lawrence et McCarty)

Tableau 6.III – Composition d’un effluent de station à boues activées.

Charge des boues Cb 0,15 0,30 0,50 1,00 Eau (*)kg DBO5/kg MS. j brute

DBO5 5 16 25 50 230DCO 20 50 70 120 370N — NH4 2,5 22 35 36 12N — NH2R 0,5 1 2 3 38N — NO3

– 29 10 1 0 0N — N2 (dénitrification) 10 7 2 0 –

boue en excèsen DCO mg O2/l 120 140 150 160 –en N – NH2R mg/l 8 10 10 11 –

d’après Beuthe (1970).(*) Eau brute décantée.

On n’a pas intérêt à appliquer n’importe quelle valeur de Cb ou de θc, et il vaut

mieux tenir compte de quelques autres éléments. Par exemple : la DBO résiduelle

de l’effluent cesse de diminuer lorsque θc ≥ 2 j, ou Cb ≤ 1,1 j–1. La quantité de la

boue secondaire est idéale pour 5 ≤ θc ≤ 8j., mais on va souvent jusqu’à 30 j, et

même 100 j., dans le but de réduire la production de boue.

∆DBO5)

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continu par un déversoir spécial réglable, soit en discontinu par minuterie réglable.La charge des boues reste alors automatiquement constante, et la qualité de l’effluentaussi (méthode de WALKER, 1971).Néanmoins, la remarque faite en 1.4.1, et selon laquelle la constante cinétique estinversement proportionnelle à S0, conduit à limiter l’usage de cette méthode aux casoù S0 varie peu ou pas du tout. Si S0 varie, il y a lieu de le mesurer, et d’augmenterθc lorsque S0 lui-même augmente. Il s’ensuit évidemment que r varie à sa suite(BENEFIELD et RANDALL, 1977).

2.3. Schéma des principales variantes

Fig. 6.12 – Système traditionnel.

Fig. 6.12. Charge 0,2-0,5 kg DBO5/kg B j. (si > 0,35 pas de nitrification). Convientpour eau d’égout, ou eau résiduaire industrielle diluée. Ecoulement : mélange com-plet. Boue non entièrement minéralisée. Production de boue : d’autant plus élevéeque la charge est forte.

Fig. 6.13a – Aération étagée.

Fig. 6.13a. Module l’aération en fonction des besoins : max. à l’entrée, min. à la sor-tie. Ecoulement : piston. Economie d’air.Typiquement pour 4 étages, les besoins en O2 sont :

1er : 35 %2e : 27 %3e : 23 %4e : 15 %

En exprimant les charges en DCO, on peut proposer, sous réserve d’essais, a = 0,54b’ = 0,0094 j–1

Y = 0,47 si la biomasse est en poids, et 0,67 si elle est en DCOb = 0,02 j–1.

µ̂ = 3,0 j-1 à 10 °C, et Ks = 20 mg DCO/l.Le domaine 0,4 < θc < 3 produit des boues de mauvaise qualité, sans doute à causedu manque de protozoaires : le θc est insuffisant pour qu’ils se maintiennent, mais lacharge reste trop faible pour qu’il y ait bonne floculation des boues. L’âge des boues(en jours) est une fonction inverse de la charge des boues Cb, et on peut lier commesuit les âges normalement associés aux charges :

θc = 1,224 Cb–1.125 (6.39)

Une boue vieille (p. ex. θc = 100 j.) est une boue « brûlée », accompagnée de nom-breuses cellules mortes et débris de cellules, floculant mal et provoquant des diffi-cultés au clarificateur secondaire.De même, et pour les mêmes raisons de sédimentabilité de la boue, les charges com-prises entre 0,5 et 1,0 kg DBO5/kg B j. sont considérées comme à éviter et rarementpratiquées (KOOT, 1980). La fig. 6.11 montre ces relations.

2.2. Modes de conduite des boues activéesCompte tenu de tous ces phénomènes et des théories qui cherchent à en rendrecompte, quatre modes de conduite ont été proposés pour les installations à bouesactivées :a. Maintenir B constant dans l’aérateur (méthode traditionnelle) au moyen de

purges appropriées effectuées de façon discontinue. Dans ce cas la production deboues s’adapte à la charge, qui varie constamment, de sorte que θc et S1 varienteux aussi, tendant sans cesse vers leur valeur d’équilibre.

b. Maintenir c et r constants (HERBERT), ce qui stabilise le facteur (1 + r – rc) dumodèle, et donc les performances. Il est très facile de rendre r constant, maispour c c’est beaucoup plus délicat en pratique. Cette méthode ne peut empêcherune station de perdre sa biomasse par dilution : la même valeur de c est obtenuepour Br = 8 g/l et Ba = 4 g/l, que pour Br = 2 g/l et Ba = 1 g/l.

c. Maintenir Br constant (GAUDY), ce qui est plus facile que la méthode (b). On agitsur la boue de retour grâce à un épaississeur complétant à volonté l’action dudécanteur secondaire. On est alors certain de recycler une quantité fixe (Br = cB).

d. Maintenir θc constant (MCCARTY et LAWRENCE), par un taux de purge constant(en %). Dans ce cas B varie en fonction de la charge, et s’ajuste de façon à éva-cuer exactement la boue formée. La charge biologique reste constante, et les per-formances sont stables en ce sens que le rendement d’épuration est constant (S1suivant évidemment les fluctuations de S0).

La dernière solution garantit une boue en excès de qualité constante. Elle permet deminimiser la production de boue, dans la mesure où les aérateurs peuvent suivre lademande respiratoire. Elle est plus simple à contrôler en station, sans aucune analy-se : il suffit de purger une proportion constante du débit de retour de boues, soit en

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..

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Fig. 6.16 – Etages multiples.

Fig. 6.16. Ce système est un dédoublement du système traditionnel, convenant pourdes eaux industrielles toxiques. On omet généralement le décanteur primaire. Lesecond étage est une boue activée normale, « protégée » par le premier étage. Laboue en excès du second étage n’est jamais purgée, mais renvoyée au premier étagequ’elle réalimente en boue de bonne qualité et où elle sert surtout par adsorption.L’étage primaire, dont le volume est le 1/4 de l’ensemble, est à très forte charge, etfournit une boue lourde et sédimentant bien. En cas de toxicité, c’est elle qui encais-se le coup. C’est de l’étage primaire que sont faites les purges. L’étage secondairetraite surtout une charge dissoute, et dont la variabilité a été fortement atténuée.Le système peut accepter jusqu’à 5,5 kg/m3.j de DBO5 filtrée, et donne un rende-ment de 75 % avec environ 1 h de θl total. La production de boue est inférieure àcelle qu’aurait la même capacité en monoétagé.Le système Attisholz dédouble également, mais réalise une épuration par bactériesen A1, et par protozoaires en A2, en jouant sur [O2] et θc.Dans la même veine, on citera également le système « cascade » étudié et optimisépar HOFFMANN (1988), qui préconise comme solution optimale 4 bassins en cascade,chacun ayant un θl de 0,7 h avec une charge organique totale de 1 kg DBO5/m

3. j. Lepremier compartiment est anoxique, et la répartition de l’aération est O : 2 : 1 : 1. Lepremier bassin adsorbe la charge à raison de ± 60 mg DCO/g B, et dénitrifie s’iléchet. Le SVI est nettement meilleur qu’en mélange complet sur un seul bassin demême volume, la DCO de l’effluent devient meilleure que celle du mélange completsi la charge biologique dépasse 1, et la production de boue peut tomber de 10 à 14 %.

Fig. 6.17 – Fossé d’oxydation (PASVEER).

Fig. 6.17 – Aération prolongée à très faible charge : 50 à 200 g DBO5/g B j.Production de boue faible ou nulle. Minéralisation totale. Voir ci-après § 2.6.

Fig. 6.13b – Charge étagée.

Fig. 6.13b. L’aération est uniforme, mais des suppléments de charge sont admis làoù les besoins en air diminuent. Ecoulement : piston. Admet une plus grandeconcentration en boue activée. Comme modification, permet d’augmenter la charged’une installation traditionnelle.

Fig. 6.14 – Contact - Stabilisation.

Fig. 6.14. Même charge que le système traditionnel, mais charge hydraulique double(1,1 kg DBO5/m

3.j). Aération brève (20 mn : adsorption seule), puis réactivation desboues. Rendement : ± 70 %. Voir ci-après § 2.4.

Fig. 6.15 – Procédé HATFIELD (KRAUS).

Fig. 6.15. La boue est réactivée avant recyclage avec le surnageant du digesteur, oumême avec la boue digérée. Convient pour eaux pauvres en N (conserverie de fruits,légumes, laiterie), en récupérant l’NH+

4 du digesteur. Pour la même raison, résiste augonflement des boues. Admet une forte concentration en boue activée.

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2.4. Contact - Stabilisation(d’après SIDDIQI, SPEECE, ENGELBRECHT, 1967 ; GUJER, JENKINS, 1974 ; MORFAUX etALBAGNAC, 1979).

Principe :Mettre en contact une eau usée et une boue activée stabilisée, pour une courte pério-de (environ 1/2 h), puis les séparer par décantation, et stabiliser la boue dans un bas-sin spécial d’aération (v. fig. 6.20).Ce principe avantageux, inventé en 1921 en Angleterre, est mis en œuvre dansdivers systèmes : aération étagée, biosorption, KRAUS, contact-stabilisation.n 1. L’enlèvement de DBO au cours de la phase de contactse fait extrêmementrapidement (moins de 1 mn) pour les matières en suspension ou colloïdales, qui sontadsorbées ou capturées physiquement par les bioflocs. Or, 69 % des matières orga-niques de l’eau d’égout urbaine sont en suspension. L’absorption des matières dis-soutes et leur métabolisation est beaucoup plus lente (± 50 fois). On prévoit généra-lement 0,5 h de contact, après quoi la boue est séparée dans le décanteur secondaireet stabilisée sous forme de boue concentrée. Ceci permet une économie considérablede volume : le volume total du procédé est d’environ 40 % du volume du procédénormal.On a observé (KAINTZ & FORNEY, 1959) qu’en 30 mn le substrat soluble (surtout dutype glucidique) est entièrement capté et stocké sous forme de glycogène, moyen-nant 18 % du besoin total en O2. C’est ensuite seulement que ces réserves sont trans-formées en nouvelles cellules, à µ constant.

Fig. 6.20 – Document Noyes Data Corporation, Park Ridge.

n 2. Le point sensible de la méthode est la durée de stabilisation, car elle détermine(1) la sédimentabilité de la boue, et (2) son aptitude à métaboliser rapidement le substrat frais.

Fig. 6.18 – Aération mobile.

Fig. 6.18. Bassin allongé unique, servant d’aérateur et de décanteur secondaire. Cepont suce la boue décantée au fond, et la projette sur la surface en l’aérant. Le dépla-cement continuel (programmé) du pont permet à chaque zone d’être tour à tour aéréeet décantée (Procédés DANJES et BRUCKER).

Fig. 6.19 – Oxygène pur.

Fig. 6.19. L’usage d’oxygène pur ou d’air enrichi oblige à couvrir les réacteurs. Lecoût du gaz est compensé par l’efficacité de transfert beaucoup meilleure et la possi-bilité de travailler avec des concentrations en biomasse plus élevées. Les boues sontriches en protozoaires et décantent rapidement. L’oxygène est produit par cryogénieou par tamisage moléculaire. Les performances globales semblent toutefois iden-tiques à celles du procédé classique (Procédé LINDOX, UNOX, OXYAZUR, etc.).L’appareil étant couvert et sous pression, les gaz d’évent sont réglés de façon àcontenir encore 40 à 50 % d’O2 (le reste étant du CO2 et du N2 strippés). La régula-tion se fait simplement sur la pression du premier réacteur. Dans ces conditions, onabsorbe environ 90 % de l’oxygène fourni, et on maintient 6 mg d’O2/l dans laliqueur mixte, où tout risque d’anoxie est évidemment éliminé. L’O2 peut pénétrerjusqu’au centre des bioflocs, et les protozoaires sont dans un milieu idéal. Le systè-me ne produit pas d’aérosols. Des charges jusqu’à 1,3 kg DBO5/kg MSV.j peuventêtre atteintes, et des biomasses de 4 à 7 g/l peuvent être entretenues (WILCOX etAKINBAMI, 1974 ; DEPRE et VAN CAUWENBERGHE, 1977).

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N.B. : Ces installations– ne comportent pas de décanteur primaire (remplacé souvent par un dila-

cérateur) ;– visent à réduire à zéro le soutirage de boue en excès, en laissant volontaire-

ment un peu de boue partir dans l’effluent.

n 2. L’aération à deux étages(Fig. 6.22) :

Fig. 6.22 – Minéralisation totale.

Dans la première variante, si on n’élimine pas la boue, la liqueur mixte s’équilibre à uneconcentration de boue telle qu’il n’y a plus de production nette, sinon le léger entraîne-ment dans l’effluent. De là l’appellation « minéralisation totale ». En fait ceci entraîneune détérioration de l’effluent, et ne peut être pratiqué que si on admet un ρ DBO5 < 90 %.Pour avoir malgré tout une faible accumulation de boues, on allonge la durée d’aération.

Les normes US actuelles sont :Charge volumétrique : 0,24 kg DBO5/m

3.j et θ1= 24 h ;Déc. II : θl = 4 h ; charge superficielle ≤ 12 m3/m2.j ;Charge au déversoir ≤ 62,5 m3/mct.j sur débit de pointe; Besoin d’air : 93 m3/kg DBO5;Recyclage de boue ≥ à Q0.

En Belgique on admet θ1 ≥ 20 h, mais on exige une charge biologique ≤ 0,07 kgDBO5/kg B.j.Le calcul d’une telle station comporte, outre celui du rendement épuratoire, celui desmatières en suspension s’éliminant avec l’effluent. La masse totale de solides en sus-pension sera :

Au cours de la période de stabilisation, l’activité de la boue activée commence parcroître sensiblement, puis elle décroît de nouveau. Le maximum d’activité se situevers 7,5 h.La phase d’augmentation d’activité s’explique par la métabolisation des substancesadsorbées et en réserve, qui mobilise tous les enzymes de respiration et de synthèse.Pendant ce temps, la cellule synthétise des protéines (c.à.d. surtout des enzymes),dont la teneur est max. après 6 à 8 h. C’est aussi à ce moment que la concentrationen produits intermédiaires du métabolisme est minimum (notamment les polymèresde réserve). La phase de décroissance correspond surtout à l’inactivation progressivedes systèmes enzymatiques inductibles.Les eaux usées d’industries telles que brasserie, confiserie, panneaux de fibre debois, sont riches en glucides et mènent à l’apparition d’une biomasse à respirationrapide (jusqu’à 80 mg O2/g.h) synthétisant des α-glucanes intracellulaires. Larésorption de ces réserves exige une source de N et de P, dont les eaux sont dépour-vues, et qu’il est préférable d’ajouter dans le bassin de stabilisation. Le volume debassins nécessaire est ainsi réduit (MORFAUX et ALBAGNAC, 1979). Il faut donc éviter de tomber dans la deuxième phase, et pour cela arrêter la stabilisa-tion dès que le substrat exogène a disparu.n 3. Enfin, comme dans tout système à boue activée, une augmentation de la char-ge (soit du rapport S/B) entraîne une plus grande production de boue secondaire, etla concentration d’équilibre de la boue activée s’élève : il y a moins de temps dispo-nible pour la respiration endogène, réductrice des boues.L’indice volumétrique des boues est également affecté par la charge, il est max.(± 40) lorsque la charge vaut ± 2 kg DCO/kg B.j. Le système supporte des chargesextrêmement élevées, jusqu’à 10 kg DCO/kg B.j.

2.5. Aération prolongée

Ce principe est valable pour des petites stations (< 4 500 m3/j) avec faible charge(< 0,1 kg DBO5/kg B.j.) et faible vitesse ascensionnelle au décanteur II(< 25 m3/m2.j.)Deux types sont possibles :n 1. L’aération prolongée proprement dite(fig. 6.21) :

Fig. 6.21 – Aération prolongée.

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∑B = Ba + Bs + Biavec :

Ba = biomasse active ;Bs = biomasse stabilisée par la respiration endogène ;Bi = masse de solides inertes provenant de l’eau brute ;

et il est possible de calculer ou d’évaluer chacune des composantes.Pour que l’équilibre se produise, il faut que le décanteur laisse partir une certaineproportion de ∑B, puisqu’il n’y a aucun soutirage volontaire. Le rendement enmatière en suspension du décanteur secondaire sera donc l’élément déterminant decet équilibre. On peut admettre en moyenne un « entraînement » de ± 0,5 % desmatières en suspension de ∑B, lequel varie de 2 à 7 g/l : ceci produit dans l’effluentune concentration de 10 à 35 mg/l de matières en suspension, acceptable dans la plu-part des cas et équivaut à un âge des boues de 20 j.Comme le système est à mélange complet, la vitesse d’enlèvement est donnée par :

S0 – S1= k BaS1θ1et on trouve empiriquement à 20 °C :

kBa = ± 8,5 h–1 = ± 200 j–1.Toutefois θl est tellement élevé que cette cinétique est masquée et que la DBO5 del’effluent filtré est généralement de l’ordre de 3 à 5. La DBO totale de l’effluent vautla somme du substrat non-dégradé (= S1) et de la DBO résultant des solides entraî-nés, à raison de 0,6 mg O2 par mg de suspension.Le besoin en O2 est la somme du besoin associé à la synthèse et de celui correspon-dant à la destruction endogène des boues. A ce propos, il est toujours dangereuxd’essayer d’économiser de l’air en pratiquant une aération intermittente. Il existe debonnes indications qu’un temps d’aération de 24 h n’est pas indispensable. On anotamment confirmé la bonne marche des installations avec les conditions :

θ1 = 8 hθc = 10 j[B] = 4,5 g/lS0 = 200 mg O2/l

qui ont fourni un effluent de DBO5 = 9 et de matières en suspension = 15 mg/l.Un exemple de bloc d’oxydation totale est représenté à la fig. 6.23.

2.6. Fossé d’oxydation

PrincipeLe fossé ou chenal d’oxydation n’est pas un réacteur à mélange complet. Il offre uncircuit le long duquel les eaux circulent sans cesse, poussées et aérées par des dispo-sitifs ponctuels. Il admet des eaux dessablées mais généralement non décantées(éventuellement dilacérées). (cf. schéma 6.17).

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Ce procédé très économique a été conçu initialement pour les collectivités rurales,mais il s’est industrialisé peu à peu, et a servi également à l’épuration d’eaux indus-trielles. Il semble particulièrement adapté aux eaux biodégradables des industries ali-mentaires.Il est attrayant par les caractères suivants :– faible coût d’installation ;– production de boues faible ou nulle ;– boues produites stables ;– excellent rendement des aérateurs ; – conduite aisée ;– bonne résistance aux surcharges momentanées ;– degré d’épuration élevé ;– moins d’odeurs, puisqu’il n’y a pas de décanteur primaire et que la boue secon-

daire est stabilisée.

Fig. 6.23 – Bloc d’oxydation totale.(Document « Société de l’Industrie Minérale », Saint-Etienne).

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Normes caractéristiquesCes normes sont celles du Dr Pasveer, applicables à une eau urbaine (1 EH = 54 gDBO5), et complétées ultérieurement : – Capacité d’aération : 300 l/EH ;– charge biologique : 50 g DBO5/kg B.j ;– [B] : 4 g/l,– Production de boue : 30 g/EH ;

– θc : 300 l/EH x 4 g/l

= 40 j (minéralisation) ; le temps réellement nécessaire30 g/EH

dépend de la température, comme le montre la fig. 6.25.– θ1 : 1 à 5 j, selon concentration ;– OC : prévoir 2 kg O2 pour 1 kg ∆DBO5 et jusqu’à 2,5 (1,4 kg suffirait, mais le

reste sert à la nitrification et à la minéralisation). Aération par rotors ou brosses ;– Dissipation d’énergie : 12 W/m3, ce qui permet la formation de gros flocons

nitrifiant à leur périphérie et dénitrifiant à leur centre ;– On peut y dénitrifier en prévoyant des zones anoxiques (p.ex. en remplaçant un

aérateur par un propulseur de fond). On peut alors « récupérer » jusqu’à 70 % del’O2 fourni (v. chap. 8).

– Vitesse de l’eau dans le chenal : ≥ 30 cm/s ;– Consommation : ± 24 kWh/EH.an ;– Aire de séchage nécessaire : 1 m2/3 EH ;– Surface nécessaire totale : 1 à 2 m2/EH.Aux Pays-Bas, où ce procédé connaît plus de 1 000 applications, on admet que lesystème peut satisfaire aux normes suivantes :

Moy. Max. *DBO5 7 10TKN 10 15

* 80 % de l’intervalle de confiance.

VariantesLe chenal peut se disposer classiquement comme à la fig. 6.24 avec des aérateurstransversaux à axe horizontal, ou encore sous la forme CARROUSEL qui permetl’emploi d’un rotor aérateur à axe vertical (fig. 6.26).

Fig. 6.26 – Carrousel.

Fig. 6.24 – Vue aérienne de la station d’épuration de Waremme, par chenald’oxydation (Doc. AIDE).

Par contre, il a les inconvénients suivants :– frais de fonctionnement élevés ;– grande surface occupée au sol.

Fig. 6.25 – Temps nécessaire à différentes températures (d’après HEIDE).

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Bien entendu ce modèle est adéquat seulement pour des boues secondaires et nonpour des boues primaires. Parmi les constantes relevées, citons :

C0 (g/l) kd (j–1) Ajustement (R2)

5 0,086 0,90610 0,094 0,94120 0,047 0,97630 0,050 0,962

Provenancede la boue kd (j–1) Source

Brasserie 0,0185 CebedeauLaiterie 0,060 CebedeauCokerie 0,0212 Cebedeau

Cellulose sur B’ 0,060 Guiotsur B 0,041 Guiot

Cokerie traitéepar biodisques 0,047 Cebedeau

Urbaine 0,051-0,140 Vandevenne

Lorsqu’on ne peut procéder à des essais pour mesurer Kd, on peut estimer la duréede digestion par la formule de LAWTON et NORMAN (voir p. 65). C’est ce qu’ont faitpar exemple PARSSCHENS et KISHONI :

% ≥ MSV = 2,84 + 35,07 log t

Dans une boue activée fraîche normale, la proportion organique et dégradable est de46 à 55 %.Lorsqu’on suit un essai de digestion par des mesures, on rencontre en outre cette dif-ficulté qu’une partie de la matière organique devient minérale, ce qui explique par-tiellement pourquoi la matière initiale ne peut disparaître intégralement.Suivant en cela RANDALL, VANDEVENNE (1986) insiste sur la nécessité de calculer lescinétiques à partir de « matières totales dégradables », obtenues par un essai d’aéra-tion en cuvée.

Selon KRAINTZ & FORNEY (1959) 23 % de la biomasse des boues activées n’est pasoxydable, et s’accumule à raison de 0,6 % par jour. Au Cebedeau, EDELINE et coll.(1975) ont trouvé des proportions analogues : 1 g de biomasse digérée donne lieu àla formation de 0,09 g de cendres.

Les aérateurs-propulseurs employés ne permettaient pas autrefois une profondeur dechenal supérieure à 1,2 m. Ceci est corrigé par des aérateurs modernes commel’Aérovis. Il importe en tout cas de prévoir un déversoir de sortie réglable, pour pou-voir ajuster l’immersion des aérateurs.

2.7. Digestion aérobie

Principe

Les boues primaires et les boues secondaires en excès ne sont généralement passtables, et doivent subir un retraitement. L’un de ceux-ci est la digestion aérobie, aucours de laquelle cette boue est agitée en présence d’oxygène pendant plusieursjours, sans aucune addition de substrat, jusqu’à obtention du degré de stabilité voulu.

Dans les installations de boues activées à minéralisation totale, la charge des bouesest tellement faible que la croissance permise par l’adsorption de substrat est presqueentièrement contrebalancée par la respiration endogène. Dans la digestion aérobie,on sépare la phase de croissance sur le substrat et la phase de respiration endogène,qui ont lieu dans des bassins différents. Les avantages de cette procédure sont :a. La réalisation d’une respiration endogène vraie, allant jusqu’à la lyse cellulaire,

puisque aucun substrat n’est présent.b. La possibilité de réaliser la digestion sur une boue fort concentrée, telle qu’elle

sort d’un décanteur, donc dans un bassin de plus petites dimensions.c. La digestion d’une boue activée, parce que produite sous charge normale, et de

ce fait digérant vite.d. La phase de croissance (dans le premier bassin, qui est un bassin d’aération nor-

mal) n’a plus besoin d’être substrat-limitée, et peut donc être plus rapide.Il y a entre cette conception et la minéralisation totale la même différence qu’entre leprocédé contact-stabilisation et les boues activées conventionnelles.

Cinétique

Le modèle le plus simple proposé (REYNOLDS, FARKAS & BENEDEK) est celui d’uneélimination de la portion biodégradable de la biomasse (qui est ici en même tempsbiomasse et substrat) selon une loi d’ordre 1. Il est en fait prouvé qu’en réalité lavitesse de dégradation décroît au cours de la digestion, selon une loi pour laquellediverses formulations empiriques ont été proposées. Il est préférable de considérerque la biomasse B, dont la fraction organique B’ constitue le substrat, diminue selonl’équation d’ordre 1 (v. p. 65).Par exemple, sur des boues produites par des biodisques ayant traité des eaux decokerie (Cebedeau), on a trouvé d’excellents ajustements :

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respiration à 20° C ≤ 0,1 mg O2/MV.jextractif éthéré ≤ 35 mg/g M. sèchedéshydrogénases ≤ 5 mg TF/g M. sèche

En conclusion d’une longue et systématique étude effectuée au Cebedeau,VANDEVENNE (1986) recommande plutôt pour la respiration :

≤ 1 pour les boues secondaires ;≤1,5 pour les boues primaires, seules ou en mélange,

et confirme que la teneur en matières volatiles n’est pas un critère valable.

2.8. Lagunage aéré

Il s’agit en somme d’une boue activée sans recyclage de boue, avec ou sans décan-teur final. L’aération est réalisée le plus souvent par des aérateurs flottants, ou pardes aérateurs linéaires type Engelbart (1970) spécialement conçus pour assurer unecirculation convenable du liquide malgré la capacité d’aération réduite.Ce système est généralement traité comme un réacteur à mélange complet et faiblecharge (cinétique d’ordre 1, v. 1.4.1, p. 139). L’absence de recyclage fait que la bio-masse est de l’ordre de 400 à 1 000 mg/l, avec des temps de séjour de 5 à 25 j. Lacharge biologique peut être relativement élevée (de 0,2 à 1,0 kg DCO/kg MSV.j.).Les paramètres nécessaires au calcul sont extrêmement faciles à obtenir par desessais dans de petits bacs.

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REACTEURS AEROBIES A BIOMASSE EN SUSPENSION (boues activées)

Besoin en air

Le besoin en O2 est calculable en supposant l’oxydation complète de C5H7NO2, cequi exige 1,42 kg O2 pour détriure 1 kg de matière. Dans un réacteur à mélangecomplet, on appliquera cet oxygène de façon homogène, en fonction du ∆S réalisédans l’appareil. Pour un bassin étroit et long, se rapprochant de l’écoulement piston,on aura intérêt à calculer l’aération, p. ex. pour chaque quart du réacteur, en fonctionde l’intégrale de biodégradation. La dotation en air représente seulement 5 à 10 % dece qu’il faudrait en phase de croissance.

Performances

La boue digérée est brun foncé, décante et se draine bien si sa minéralisation a duréau moins 10 j. Il n’y a d’ailleurs généralement aucun intérêt à poursuivre la digestionau-delà de 15 j. On ne peut juger le rendement sur la perte de MSV seulement, car cerendement dépend de l’âge des boues fraîches, c.à.d. de leur plus ou moins grandeminéralisation initiale. La perte de MSV est de l’ordre de 40 %.Le surnageant a une DBO très faible, ce qui distingue favorablement ce procédé dela digestion anaérobie. Dans ce surnageant, une partie de l’azote (jusqu’à 60 ou70 %) est relibérée sous forme de NH4

–, ce qui permet un recyclage utile en cas d’eaucarencée en N. Le reste de l’azote est nitrifié, et la production de NO3

– (jusqu’à900 mg/l !) provoque la disparition du pouvoir tampon du système et l’abaissementdu pH jusqu’à 5. Ceci n’entraine toutefois aucun inconvénient (alors que cela pour-rait paralyser un fossé d’oxydation).On peut facilement atteindre 25 à 30 g/l de B dans le digesteur, et la boue digéréefinale atteint ± 50 g/EH. L’insufflation d’air (15 à 20 m3/min pour 1 000 m3 de cuve)sert surtout à agiter cette boue concentrée.On retiendra pour un projet les normes suivantes (LABONTÉ) :– temps de séjour : 12 à 15 j. ;– charge organique :

1,6 kg MVS/m3.j sur mélange de boues I et II, 3,2 kg MSV/m3.j sur boues II seules.

– concentration des boues digérées : 2-4 %.– aération : 15-20 m3/min. pour 1 000 m3 bassin.

En Belgique on exige, pour une boue minéralisée, que :1. un échantillon aéré 5 j. à 20° C ne perde pas plus de 10 % de son poids ;2. sa teneur en matière organique soit < 50 %.

En fait, une boue obtenue sur substrats solubles et digérée par voie aérobie pendant30 j. (âge total) peut atteindre une respiration inférieure à 4 mg O2/g MSV h.La question des indices de minéralisation est délicate, chaque pays tendant à adopterses normes. Par exemple, le Bayerisches Landesamt (1978) considère comme suffi-samment minéralisée une boue présentant les caractères suivants :

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Page 91: L Epuration Biologique Des Eaux

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CHAPITRE 7

Réacteurs anaérobies(Méthaniseurs)

1. Généralités1.1. Présentation générale du procédé

Le digesteur anaérobie est un réacteur biologique où la biomasse est maintenue àl’abri de l’air et de la lumière. La métabolisation anaérobie des matières organiquesa lieu aussi dans les milieux naturels (vases, marécages, …), et est assurée par unebiomasse bactérienne complexe. Pendant longtemps, la digestion anaérobie a été leseul procédé de traitement des boues et des liqueurs résiduaires industrielles concen-trées, et appliqué sous sa forme la plus simple et la plus fruste : le digesteur unifor-mément mélangé à simple passage. Depuis peu, un réexamen du procédé a permis :n de développer d’autres configurations de réacteurs ;n de travailler sur des eaux ou des suspensions plus diluées ;n de travailler à froid.La flore bactérienne en cause se caractérise par les éléments suivants :n métabolisme anaérobie, libérant comparativement très peu d’énergie, donc ne

provoquant qu’une faible production de biomasse ;n transformation de la majeure partie du carbone organique en gaz (CO2 et CH4),

ce qui permet une épuration poussée malgré le métabolisme peu favorable ;n processus très sensiblement accéléré par la chaleur, de sorte que les régimes

mésophile (33-35 °C) et thermophile (55 °C) sont surtout intéressants. Malgrécela, l’épuration anaérobie reste plus lente que l’épuration aérobie.

On distingue actuellement trois étapes au moins dans le processus (BRYANT, 1979).La première étape hydrolyse et solubilise la matière organique, puis la fermente enacides gras (notamment l’acide acétique). L’acide propionique et les acides à chaîneplus longue sont alors attaqués par un autre groupe : les acétogènes, producteursobligés d’hydrogène. Le groupe des méthanigènes proprement dits intervient enfinpour produire du méthane, soit par décarboxylation de l’acétate, soit par réductiondu CO2 (v. fig. 7.1). Un quatrième groupe peut produire de l’acétate à partir de H2 etCO2. Selon les circonstances, l’étape limitante de cette série de processus sera l’hy-drolyse ou la méthanogénèse.

La flore active est hypersensible à l’oxygène, lequel est bactériostatique ou mêmebactéricide pour les méthanigènes. Les ferments acidogènes sont anaérobies faculta-

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Au cours de leur métabolisation, les acides grassont dégradés par ß-oxydation(KNOOP), à partir de l’extrémité carboxyle, ce qui libère chaque fois un HA–c et del’hydrogène. Les acides insaturés acceptent une partie de cet hydrogène avant desubir à leur tour la dégradation. Le point final de la dégradation est l’acide acétique,sauf pour les acides impairs qui donnent de l’acide propionique.

Si on examine le cas de l’acide palmitique (en C16) on a :CH3 (CH2)14 COO– + 14 H2O → 8 A –c + 7 H+ + 14 H2∆G0’ = + 82,9 k cal/mol

et on voit que la réaction, endergonique aux conditions standard (i.e. ici pH 7 et pH2 0),ne peut avoir lieu que si on s’écarte de ces conditions en éliminant l’hydrogène àmesure qu’il est produit : la communauté méthanigène s’en charge, comme il sera vuau § 1.2.2. La fig. 7.2 montre comment, en diminuant la concentration en H2 (soit lepH2), on se déplace vers des ∆G0’ qui finissent par devenir négatifs, c’est-à-direexergoniques, rendant la réaction thermodynamiquement possible. C’est ce qu’onappelle un transfert interspécifique d’hydrogène.On rencontre divers types de carbohydrates, allant de la biodégradabilité totale à lanon biodégradabilité absolue.n Cellulose, amidon, dextrines et sucres simples sont aisément biodégradables.

Pour la cellulose, il faut l’intervention d’une cellulase, mais les problèmes vien-nent surtout d’un manque d’accessibilité de la molécule, « protégée » par lalignine dans les tissus ligneux.

n Les hémicelluloses et pectines sont des polymères à base de pentoses, égalementbiodégradables via le furfural, alors que les polymères du xylose formeront del’hydroxyméthylfurfural.

n La lignine est un polymère cyclique du phénylpropane, amorphe, non dégra-dable, mais qui est sans doute à l’origine de la formation d’acides humiques.

La dégradation des glucides, après leur hydrolyse en monosaccharides, mène à desacides, des aldéhydes ou des alcools. Un hexose peut par exemple être coupé endeux unités C3, susceptibles de former chacune une molécule d’HA–c. Ceci laisseprévoir le rôle de l’acide lactique dans la fermentation acide des rejets d’industriesagro-alimentaires (toujours riches en glucides), comme intermédiaire dans la forma-tion de l’acide acétique. Néanmoins une partie de l’acide propionique formé à cestade provient sans doute de ce même acide lactique.Les protéines quant à elles, permettent de préciser le sort de l’azote dans les diges-teurs anaérobies. Après hydrolyse par des exoenzymes, les acides aminés résultantssont dégradés chacun selon sa structure, c’est-à-dire de façon très variable. Les pro-duits de cette dégradation sont principalement le NH3 et l’HA–c : l’azote est doncminéralisé sous forme ammoniacale. Généralement, la conversion en acides se faitpar une désamination réductrice (réaction de STICKLAND) fonctionnant sur des pairesd’acides aminés :

CH3 – CHNH2 – COOH + 2 H2O → CH3 – COOH + CO2 + NH3 + 2 H22 CH2NH2 – COOH + 2 H2 → 2 CH3 – COOH + 2 NH3

1 alanine + 2 glycine + 2 H2O → 3 HA –c + 3 NH3 + CO2

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

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tifs : ce seront donc les seuls à apparaître dans un digesteur non clos, ou à survivreen cas de rentrée d’air. Le digesteur ne doit pas être accessible à la lumière car desalgues, autotrophes et dont un ensemencement est toujours présent, pourraient libé-rer localement de l’oxygène si elles recevaient de l’énergie lumineuse.

1.2. Chimie et biochimie du procédé

1.2.1. Les bactéries hydrolytiques et fermentaires

Cette première communauté réalise ce que l’on distinguait autrefois sous les nomsde « phase de liquéfaction » et « phase d’acidification ». La liquéfaction, c’est-à-direl’hydrolyse des matières organiques complexes telles que les protéines, les graisses,la cellulose, etc., s’accompagne en effet d’une fluidification de la boue. Cette phaseétait très importante et spectaculaire, à une époque où la digestion anaérobie s’adres-sait exclusivement à des boues. L’état de division des matières et leur complexitéchimique rendait parfois cette étape particulièrement lente, au point de constituer lemaillon limitant de toute la chaîne.

On rencontre les lipides sous la forme de graisses, de phospholipides, de cires,d’acides gras, … Après hydrolyse, ils sont transformés en acides gras et en glycérolou autres alcools.

Fig. 7.1 – Etapes de la dégradation anaérobie.

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

Une telle réaction fournit donc de l’acide acétique mais pas d’hydrogène. La dégra-dation des amino-acides donne souvent lieu à la formation d’acides gras volatils(AGV) branchés (isomères) tels que l’isobutyrique et l’isovalérique.Globalement, on voit que les divers types de composés organiques mènent tous àla formation d’AGV, parmi lesquels l’acide acétique est de loin le plus important(plus de 70 %). On trouve néanmoins, en proportion diverse, tous les acides grasdepuis C1 jusqu’à C7 : le contrôle d’un digesteur anaérobie passera donc logique-ment par l’analyse (si possible fractionnée) de ceux-ci. La dégradation des matièresazotées s’arrête au stade NH3. Une certaine quantité d’hydrogène est produite, quidoit être éliminée du milieu sous peine de bloquer le métabolisme. Les équivalentsréducteurs résultant de cette activité, lors de la réoxydation des coenzymes réduits(celle-ci est indispensable, car ils sont en quantité limitée et la cellule doit les récu-pérer) :

NADH + H+ → NAD+ + H2 ∆G0’ = + 4,3 k cal/molsont alors normalement accumulés dans cette molécule réduite très simple qu’estl’HA–c. Mais si l’hydrogène n’est pas éliminé du milieu à une vitesse suffisante, ceséquivalents réducteurs sont canalisés vers d’autres substances : l’acide propionique,le lactate ou l’éthanol, substances qui ne peuvent pas être utilisées directement parles ferments méthaniques.Il s’agit de fermentations acides, lors desquelles une partie du substrat sert d’accep-teur final d’électrons, cependant que le pH diminue.

1.2.2. Les bactéries méthanigènes

Dans cette communauté, on trouve deux groupes d’espèces, capables de réaliserdeux réactions caractérisées par une respiration anaérobie, où c’est le CO2 qui sertd’accepteur final d’électrons.Le premier groupe, appelé acétoclastes, opère une dismutation de l’acide acétique :

CH3 COOH → CH4 + CO2 ∆G0’ = – 8,5 k cal/mol.Il s’agit d’une réaction peu énergétique et fort lente. Néanmoins, environ 70 % duméthane produit provient de cette réaction, ce qui explique qu’il peut être difficiled’empêcher l’accumulation d’HA–c dans un digesteur traitant des eaux aisément fer-mentescibles telles celles des industries agroalimentaires.Le second groupe, appelé hydrogénophiles, réduit le CO2 en méthane :

CO2 + 4 H2 → CH4 + 2 H2O ∆G0’ = – 31,3 k cal/mol.Cette réaction semble beaucoup plus énergique et plus rapide que l’autre (qui estjuste capable de fournir 1 ATP), bien qu’on sache à présent qu’elle fournit un seulATP, car dans l’habitat réel des méthanigènes, l’énergie disponible est seulement15,3 k cal/mol.Des essais à partir d’acide acétique marqué (C14H3 – COOH et CD3 – COOH) ontprouvé que le CH4 provient toujours du carbone le plus réduit (celui du groupeméthyl).Acétoclastes comme hydrogénophiles ont des Ks faibles (5.10–6 à 5.10–3 mM) desorte qu’aux concentrations usuelles de leur substrat elles peuvent être toujours

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considérées comme saturées. Il importe cependant de rappeler que la réduction duCO2 en CH4 nécessite un minimum d’hydrogène pour être exergonique. La droitecaractéristique de cette réaction, qui figure également sur la fig. 7.2, montre qu’ondoit avoir :

[H2] > 10–6 atm.

1.2.3. Les bactéries acétogènes

Ces bactéries devraient systématiquement être appelées « réductrices obligées deprotons » (ROP) ou « obligate hydrogen producing acetogenic bacteria » (OHPA).Comme leur nom l’indique, elles produisent de l’acide acétique et de l’hydrogène,soit les substrats précis dont ont besoin les méthanigènes. Leurs substrats sont lesproduits des bactéries fermentatives autres que HA–c et H2, c’est-à-dire surtout l’aci-de propionique, l’acide butyrique et l’éthanol.

La transformation de ces trois substances est impossible à l’état standard, en raisondu ∆G0’ positif :

Réaction ∆G0’ [H2] max(kcal/ admissible mol) (atm)

CH3.CH2OH + H2O CH3.COOH + 2 H2 + 2,3 0,15CH3(CH2)2COOH + 2 H2O 2 CH3.COOH + 2 H2 + 11,5 2.10–3

CH3.CH2COOH + 2 H2O CH3.COOH + CO2 + 3 H2 + 17,1 9.10–5

Elle ne devient possible, à nouveau, que si l’hydrogène est éliminé à mesure par lesferments méthaniques. La fig. 7.2 montre que le ∆G0’ ne devient négatif que si[H2]

~< 10–4 atm, ce qui (compte tenu du minimum de 10–6 atm mentionné en 1.2.2.)impose une fourchette de concentration pour l’hydrogène :

10–6 < [H2] < 10–4 atmC’est pourquoi on ne détecte que des traces d’hydrogène dans un gaz de digestion.On constate également que c’est l’acide propionique qui est le plus problématique, etqu’il est donc utile de doser.Dès que les hydrogénotrophes sont inhibés (et ils sont sensibles !), ils ne peuventplus éliminer l’H2 assez vite. Alors les équivalents réducteurs des acidogènes sontcanalisés vers H Prop, que l’on voit apparaître et s’accumuler, car il est inutilisablepar les acétoclastes. Seuls les ROP peuvent débloquer la situation.

Dans un digesteur en équilibre, on peut se passer des ROP, mais non en cas de désé-quilibre, car ils sont les seuls à pouvoir décomposer l’acide propionique : on conçoitque le dosage de ce dernier soit riche en enseignements. Par contre, dans le systèmede digestion où l’on sépare les phases fermentative et méthanigène, le second réac-

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Les anaérobies stricts sont représentés surtout par Clostridium. Les champignons, leslevures et les protozoaires ne sont pas absents mais restent tout à fait mineurs.La flore acidogène est généralement anaérobie facultative, et en fait on sait que lamoitié des microorganismes d’une boue activée peuvent se transformer en germesfermentatifs sous conditions anaérobies.Le second groupe est celui des bactéries méthanigènes.Il s’agit de microorganismes très spécialisés et, par conséquent, très sensibles et trèsdifficiles à étudier. Cette flore constitue la famille des Méthanobactériacées, danslaquelle on distingue plusieurs genres :n Methanothrix (rebaptisé récemment Methanosæta).n Methanobacterium.n Methanobacillus.n Methanococcus.n Methanosarcina.n Methanospirillum, etc.Ces appellations font référence à la forme des organismes. Une quinzaine paraissentavoir été isolés, mais leur classification est périodiquement remise en cause, et desvariétés que l’on croyait distinctes se révèlent semblables (ZEIKUS, 1979 ; WOLFE,1979). A noter également que les flores mésophile et thermophile sont constituéesd’espèces différentes.On verra des microphotographies de Methanothrix et de Methanosarcina à la fig.7.3. Toutes deux sont acétoclastiques, la première étant présente dans les digesteursà long temps de séjour et la seconde dominant lorsque θ < 30 j. (MAH, 1983).Methanospirillum est quant à lui hydrogénotrophe.

Pour Methanosarcina barkeri, cultivée sur HA–c, AIVASIDIS (1985) donne lesconstantes suivantes :

µ̂ = 0,206 j–1

Y = 1,53 g/molKs = 240 mg/l (= 4,0 mM)t2 = 81 h.

On considère actuellement les bactéries méthanigènes comme des Archébactéries,sans doute les être vivants les plus anciens de la biosphère. Elles se distinguent des

teur doit obligatoirement contenir des ROP puisqu’il reçoit un mélange d’AGVcontenant des acides propionique et butyrique.

1.3. Ecosystème

3.1. Description de la flore

L’écosystème des liqueurs mixtes en digestion anaérobie est très complexe et resteimparfaitement connu.Il est clair, d’après ce qui précède, que les divers groupes de bactéries spécialisées dela digestion anaérobie doivent manifester une succession écologique, tout en formantun écosystème symbiotique hétérogène à forte interdépendance. Plus précisément lesprocessus d’acidogénèse sont inhibés par leur produit, alors que la méthanogénèse estinhibée par son substrat, et ceci limite la symbiose entre les deux flores.On a vu qu’il est possible de distinguer trois flores distinctes, entre lesquelles exis-tent des relations symbiotiques.Le premier groupe est celui des bactéries fermentatives.Il s’agit en tous cas de bactéries banales, très diversifiées et anaérobies facultatives.Elles ont un taux de croissance et un rendement d’assimilation relativement élevés(p. ex. 1,25 h–1 et 0,175 respectivement selon GOSH et POHLAND). Elles sont généra-lement acidophiles et peuvent continuer à fonctionner à des pH aussi bas que 5.

Fig. 7.2 – Exergonicité des réactions en fonction de la pression d’hydrogène (1 kcal = 4,186 kJ).

Fig. 7.3b – Methanosarcina (noter lesempilements cubiques).

Fig. 7.3a – Methanothrix (filaments) etMethanococcus (coques).

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les autres) et ceci, associé au fait qu’ils dépendent étroitement de leur associationavec des ferments méthaniques, explique qu’on ne les a découverts que récemment(BRYANT, 1979). Ceux qui utilisent les acides propionique et butyrique ne peuventabsolument pas s’en passer.Le genre principal de ces producteurs d’H2 serait Citrobacter, mais il y en a beau-coup d’autres, parmi lesquels Enterobacter cloacæ. Ces bactéries ne possèdent pasde F420 et ne sont donc pas fluorescentes. Leur temps de génération (t2) est de 5 à 6 j.

1.3.2. Les granules

Parmi les configurations modernes de digesteurs convenant pour des substratssolubles, figure l’UASB développé par LETTINGA et ses collaborateurs (1980). Il estdécrit plus loin au § 3.3. L’Upflow Anaerobic Sludge Blanket, par son mouvementascensionnel, tend à sélectionner une biomasse sédimentant bien : c’est ce qui s’estproduit sous la forme de « granules ». Leur formation n’est pas encore parfaitementmaîtrisée mais leur étude a considérablement progressé, grâce d’une part à la modé-lisation et d’autre part à la microscopie électronique. Une excellente synthèse de cesrecherches a été donnée par GUIOT et al.(1992), et nous lui empruntons ce qui suit.Les granules sont des amas bactériens structurés pouvant atteindre plusieurs mm dediamètre. La structuration est concentrique, et montre les divers types d’organismesdans un ordre logique, formant un consortium stable et efficace :n en surface, ainsi qu’au sein du liquide, on trouve les acidogènes producteurs

d’hydrogène ;n en surface, et associés aux premiers, sont les hydrogénotrophes (comme M. sar-

cina, M. coccus et M. spirillum) à métabolisme rapide ;n le substrat est ainsi transformé en acides acétique et propionique, ainsi qu’en

hydrogène, qui migrent vers l’intérieur du granule ;n l’hydrogène restant est consommé à mi-profondeur par d’autres hydrogéno-

trophes à Ks plus faible ; dans cette couche se trouvent aussi les acétogènesOHPA ;

n la couche centrale ne reçoit plus d’hydrogène, mais seulement de l’acide acé-tique : elle est donc constituée uniquement d’acétoclastes tels que M. sæta; cettecouche présente des poches de gaz CH4, dont la pression refoule vers l’extérieurle biogaz, mais dont l’activité entretient un gradient de concentration qui« suce » l’acide acétique vers l’intérieur.

1.4. Synthèse des aspects énergétiques du métabolisme anaérobie

Selon MAH (1983), environ 10 % de l’énergie est libérée dans la fermentation acide,et ± 4 à 5 % supplémentaires lors de la méthanogénèse finale. Le reste se trouvedans le biogaz sous forme de méthane. On peut comparer comme suit la métabolisa-

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autres procaryotes (bactéries à noyau diffus) par un certain nombre de traitsnégatifs : absence de cytochromes, de flavines et de quinones. Elles ont aussi uneparoi cellulaire, des ribosomes et des lipides de composition différente.

Positivement, elles se caractérisent par la possession de deux coenzymes spéci-fiques : le F420 et le coenzyme M. Le premier, une déazaflavine proche du FAD, estainsi nommé parce qu’il manifeste une fluorescence à 420 nm. C’est un transporteurd’électrons à bas potentiel (E0’ = – 373 mV). Cette propriété laisse certains espoirsde mesurer sélectivement la biomasse anaérobie, mais les résultats de son applica-tion ne sont pas encore très démonstratifs.Il semble exister également chez tous les méthanigènes un facteur F430 impliquédans la réduction du coenzyme M. Une carbone dioxyde réductase doit égalementintervenir, chez les hydrogénotrophes. Cet enzyme, tout comme le chromophorejaune du F430, contient du Ni, de sorte que le nickel est un oligonutriment indispen-sable à la digestion anaérobie et, semble-t-il, seulement à elle.

Le coenzyme M est, chimiquement, le plus simple des coenzymes connus, un trans-porteur de méthyle dont la formule est HS-CH2 = CH2 – SO3

– ou mercoptoéthanesulfonate. La filière de réduction du CO2 en CH4 semble à présent totalement éluci-dée. Certains théoriciens (LE GALL) estiment qu’il est heureux que la méthanisationsoit limitée dans la nature par des toxiques, car elle produit une importante perte decarbone (gazéifié en CH4 et CO2) et détruirait l’humus.On a pu obtenir des mutants intéressants par le radiocobalt, avec des vitesses d’utili-sation de substrat deux fois supérieures, et des temps de génération ramenés à 1 j etmême moins (WORNE, 1973).La flore méthanigène est très sensible à la température, qui a un effet sélecteur mar-qué. On distingue les régimes suivants :

Régime T° opt. (°C) t2(j) (**)

Psychrotolérant 17(*) 35Mésophile 35 10

Thermophile 55 4(*) Optimum peu accusé.(**) Temps de duplication.

L’énergie d’activation des deux phases, sur substrats solubles, vaut 12 000 cal/mole(GOMA, 1976). Le métabolisme est par ailleurs affecté qualitativement par l’augmen-tation de température, et l’effet le plus fréquemment mis en évidence est une aug-mentation de la production de méthane. Il n’est pas encore établi clairement que lesdeux populations (acidogène et méthanigène) ont le même optimum thermique.La communauté des acétogènesreprésente environ 1/10e de la biomasse présentedans un digesteur. Leur développement est extrêment lent (30 à 50 fois plus lent que

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tion de CH3COOH par chacune des deux voies. Une mole d’HA–c a un contenu éner-gétique de 207,8 kcal/mole, qui sont intégralement récupérées en régime aérobie, enproduisant 12 ATP et une biomasse importante. En anaérobiose par contre seule-ment 7,4 kcal/mole sont récupérées par la biomasse, en produisant 0,5 ATP et unebiomasse moins importante d’autant. Le reste, soit 200,4 kcal/mole, se trouve dansle CH4 que nous pouvons brûler.Dans ces filières, la réduction de protons, donc la formation d’H2, constitue uneimportante voie d’évacuation des électrons, à condition que cet hydrogène soit éli-miné à mesure par les méthanigènes.L’énergétique anaérobie est en effet nettement moins favorable pour les microorga-nismes que l’énergétique aérobie (voir fig. 1.1, p. 16). Dans le premier cas, en effet,les microorganismes ne disposent que du système enzymatique des déshydrogénasesqui, par une série de transferts d’hydrogène, prélève une partie de l’énergie libre dessubstrats pour former de l’ATP. En fin de cycle, nous avons vu que l’hydrogène est« accepté » par du CO2.En régime aérobie par contre, les microorganismes disposent d’un système enzyma-tique supplémentaire : celui des cytochromes, qui transfère les électrons de l’hydro-gène vers un accepteur final qui est l’oxygène. On récupère ainsi une quantité consi-dérable d’énergie (également stockée sous forme d’ATP) et notamment presquetoute la chaleur de formation de l’eau, soit 52 000 cal/mol (SCHRŒDER et BUSCH). Lemétabolisme anaérobie est finalement 19 fois moins rentable que l’autre, ce quidonne un avantage déterminant aux organismes anaérobies dans la technologie del’épuration : ils donnent lieu à de très faibles productions de boues excédentaires (±4 % en pratique) et permettent à l’homme de récupérer l’énergie qu’ils perdent dansle CH4, qui est un gaz combustible (5 600 à 6 000 kcal/Nm3 pour le gaz de diges-tion). Malheureusement, la lenteur de reproduction des ferments méthaniques, mêmeaméliorée par sélection de souches mutées au radiocobalt, oblige à réserver le procé-dé aux boues ou aux eaux très concentrées.

Si l’on compare les deux réactions productrices de CH4 (§ 1.2.2) on voit que la pre-mière implique le transfert de 8 électrons, et la seconde d’un électron seulement : oncalcule que l’énergie libérée par la seconde est quatre fois plus élevée que la premiè-re. Or, les essais avec C14 montrent que les 3/4 du méthane proviennent d’acide acé-tique, et que le 1/4 restant, provenant d’H2, livre à lui seul plus d’énergie que lereste. On en déduit, et l’expérience le confirme, que les bactéries utilisant H2 serontplus nombreuses que celles utilisant CH3 – COOH (SMITH et MAH, 1966).

1.5. Conditions générales et conduite

Les relations énergétiques et écosystémologiques décrites plus haut imposent au pro-cessus certaines contraintes. La grande sensibilité des ferments méthaniques auxagents inhibiteurs et toxiques en impose d’autres. La présente section rassemble etprécise les conditions dans lesquelles un digesteur est susceptible de fonctionner cor-rectement, conditions établies à partir d’expérimentations sérieuses. Le simple énon-

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cé de ces conditions montre que la conduite efficace d’un digesteur passe par ledosage ou la mesure régulière des paramètres indiqués.

1.5.1. Acidité

On admet que la plage correcte de pH est située entre 7,2 et 6,4 ; les dépassementsalcalins étant toutefois moins graves que les acides. On fixe souvent 2 g/l (exprimésen ac. acétique) comme concentration maximum en AGV tolérable dans un diges-teur. En fait, selon une hypothèse D’ANDREWS, un pH acide empêche la dissociationdes AGV, et les AGV non dissociés auraient un effet inhibiteur. Par ailleurs, c’est lemême AGV non dissocié, pénétrant plus facilement dans la cellule, qui constitue lesubstrat véritable. On se trouve donc en présence d’une inhibition par le substrat,pour laquelle l’équation suivante semble valable :

µ =µ̂

1 +Ks +

SS Ki

avec Ks = 2 mg/l et Ki = 40 mg/l.Le pH et la concentration en AGV ont ainsi leur importance. DUARTE et ANDERSON

(1982) confirment que l’inhibition est observée lorsque le pH est inférieur à 6,3 oulorsque la teneur en AGV non dissociés atteint 10 à 25 mg/l (en HA–c).Un raisonnement analogue a été fait pour la flore acidogène (AIBA, 1968) qui serait,elle, inhibée par son produit, et pour laquelle l’équation de Monod se modifieraitcomme suit :

µ = µ̂ S . e–KiA

Ks + S(où A est l’acidité du milieu).Etant donné la présence de nombreux ions tels que H+ – OH– – HCO3

– – HS– – HPO4-

- – CO3-- – NH4

+ et CH3.COO–, un système tampon complexe se forme (ZEHNDER,1982). Le pouvoir tampon de ce système est maximum à pH 6,4 et nul à pH 8,3. Ilest très faible à pH 5 et très élevé à pH 10.En pratique, il faut donc considérer aussi la réserve alcaline qui tamponne un diges-teur (bicarbonate ammonique), et qu’on détermine par un TAC arrêté à pH 6*. Tantque cette réserve est supérieure aux AGV, il n’y a pas de danger. Les mesures habi-tuelles pour remédier à la panne par excès d’acidité sont :n la neutralisation par NaHCO3, NaOH, Ca(OH)2, … ce dernier, moins coûteux,

produit toutefois des boues ; quant aux alcalis, ils réagissent avec le CO2 et ris-quent de créer un vide sur le digesteur, avec aspiration d’air toxique ;

* On a également proposé (DILALLO, 1961) de mesurer le TAC jusqu’à pH 4, puis dechauffer pour chasser le CO2, et ensuite de titrer en retour jusqu’à pH 7 par NaOH.Le dernier résultat est l’équivalent des AGV, et l’alcalinité bicarbonatée est la diffé-rence des deux. On obtient ainsi les deux valeurs en une seule opération très simple.

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n la diminution de la charge (qui réduit momentanément la formation d’AGV) ;n la dilution du contenu du digesteur.Un excès d’ammoniaque (au-delà de 3 g/l) exerce un effet toxique et fait chuter laproduction de gaz, mais une acclimatation est possible.

1.5.2. Détergents

Les détergents anioniques, même « biodégradables », se dégradent peu ou pas enmilieu anaérobie. Or, ils se concentrent aux interfaces et sont en grande partie sous-traits à l’épuration biologique aérobie lors de la décantation primaire. Ils s’accumu-lent peu à peu dans le digesteur, et deviennent inhibiteurs dès que leur ocncentrationatteint et dépasse 2 % sur le poids sec des boues en digestion.Pour supprimer l’inhibition, on peut employer un composé cationique, l’amine stéa-rique, qui aux doses convenables forme un dérivé non ionique avec ces détergents.La nouvelle molécule formée reste réfractaire à la dégradation, mais l’inhibition estsupprimée.

1.5.3. Inhibitions et toxicités diverses

La digestion passe pour très sensible à la toxicité, et est souvent évitée pour cette rai-son. SPEECE et PARKIN (1983) contestent cette vue et montrent qu’il s’agit le plussouvent d’effets bactériostatiques, donc réversibles, plutôt que de toxicités entraînantla perte de la biomasse. C’est évidemment sur les méthanigènes que s’exercent laplus souvent ces effets, mais une absence de production de gaz pendant 20 j nesignifie pas une biomasse morte. La résistance et l’adaptation sont d’autantmeilleures que le θc est élevé.Par exemple, une adaptation est possible à 5 g/l N-NH4

+, et un blocage par 10 g/l etplus (RÜCKAUF et al., 1992) de N-NH4

+ reste rapidement réversible. Il en va de mêmepour le sulfure, inhibiteur dès 35 à 50 mg/l, mais auquel on peut s’adapter jusqu’à400 mg/l, et dont l’effet est réversible jusqu’à 2 g/l.Le Cu, l’O2, le CN–, le CHCl3 ont aussi un effet réversible, mais bien entendu, il n’estpas question d’adaptation à O2. Quant aux cyanures, ils peuvent être neutralisés pardes antidotes tels que la cystéine, le thiosulfate, l’hydroxylamine, le dithionite, …Nous avons d’autre part pu adapter, avec prudence, un digesteur traitant des eauxphénolées de cokerie à 335 mg/l de sulfocyanures.

1.5.4. Valeur des substrats pour la conversion en gaz

Connaissant la structure chimique d’un substrat, il est possible de prévoir la compo-sition du biogaz qu’il fournira. Pour cela, on écrira une équation où les produitsseront CO2 et CH4 uniquement, et on obtiendra l’équilibre en faisant intervenirexclusivement des molécules d’eau. Voici trois exemples :

190

C6H12O6 → 3 CO2 + 3 CH4 soit un biogaz à 50 % de CH42 C6H5OH + 8 H2O → 5 CO2 + 7 CH4 soit un biogaz à 58,3 % de CH44 CH3OH → CO2 + 3 CH4 + 2 H2O soit un biogaz à 75 % de biogaz.

En fait, ce calcul est approché car il ne tient pas compte de ce qu’une fraction dusubstrat est assimilée, de ce que le CO2 est partiellement dissous dans la phaseaqueuse, et de ce que les bioconversions peuvent ne pas être complètes. Ces correc-tions demeurent cependant limitées, et la méthode reste un guide acceptable.D’autre part, le CO2 et le CH4 étant des gaz contenant un atome de carbone et occu-pant 22,4 l par mole, on peut prédire absolument que la gazéification de 1 g de Corganique donnera exactement 1,868 Nl de biogaz, quelle que soit sa composition.De même, on peut énergétiquement prévoir que l’élimination de 1 g de DCO donne-ra au maximum 350 Nml de CH4.Dans la pratique, on produira généralement moins de CH4 que le ∆ DCO ne le laisseprévoir, et un biogaz plus riche en CH4 que la composition du substrat ne l’indique.En fait, la composition théorique du gaz est directement liée au niveau d’oxydationdu carbone dans le substrat, donc au γ de celui-ci (cf. chap. 1, p. 19). On peutconstruire le graphique suivant, modification de celui de ZEHNDER (1982), ou appli-quer simplement l’équation % CH4 = 12,5 γ.

Fig. 7.4 – Composition du biogaz pour divers substrats.(1 = méthanol ; 2 = graisses ; 3 = algues et bactéries ; 4 = protéines ; 5 = hydratesde carbone, ac. acétique ; 6 = ac. oxalique)

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1.5.5. Potentiel rédox

Le milieu d’un digesteur est fortement anaérobie, et son potentiel se situe générale-ment vers – 290 mV. On a vu que le rédox du F420 était de – 373 mV, et par ailleursla réduction du CO2 en CH4 intervient à – 400 mV (LE GALL, voir aussi tableaup. 42). Il faut donc prendre toutes précautions pour éviter les rentrées d’air dans l’ap-pareil. La boue ou l’eau brute à traiter en contiennent cependant de faibles quantités,ainsi que d’autres substances réductibles telles que NO3

– ou SO4––, mais les bactéries

fermentatives les consomment rapidement.

1.5.6. Sulfates

En présence de sulfates, la méthanisation est impossible, car la sulfato-réduction (parDesulfovibrio) détourne l’hydrogène pour former l’ion HS–. De même, les sulfato-réducteurs l’emportent sur les méthanigènes dans l’utilisation de HA–c, qui est pourtous deux un substrat énergétique. En cas d’excès de sulfates, on se débarrasse dusulfure en le combinant à une masse de fer placée dans le circuit gazeux : H2S estainsi déplacé vers la phase gazeuse, où il est éliminé. On traite en détail de la sulfa-to-réduction au chapitre 9.

1.5.7. Activité de la biomasse

L’activité d’une boue anaérobie n’est pas aussi facile à mesurer que celle d’une boueactivée aérobie, où la respirométrie fournit un test commode et précis. On a suggéréplusieurs techniques, dont la plupart sont inapplicables pratiquement. Par exemple,le dosage du F420 ou de l’ATP, qui sont à écarter pour leur coût, la difficulté dudosage, et le manque de netteté des conclusions. Deux tests seulement nous parais-sent pouvoir être recommandés :n l’activité déshydrogénasique : elle permet de suivre la maturation d’un réacteur

sans problèmes analytiques exagérés, mais le chiffre obtenu ne permet aucuneinterprétation numérique et n’est pas spécifique des méthanigènes. Une boueactive peut atteindre des valeurs de 40 à 70 µM TF/g MSV.h. Il semble y avoirune relation inverse entre cette activité et la teneur en AGV du milieu (v. fig.7.5,Cebedeau 1985).

n la vitesse de résorption de l’acétate : elle se mesure assez facilement par la tech-nique des « serum-bottles » (GOODIN et HALL, 1986). Elle varie de 0,1 mg A–c/mg. MVS.j pour une boue non granulée et faiblement active, à 0,9 mgA–c/mg MSV.j pour une boue granulée très active.

1.5.8. Oligoéléments

On a montré que des traces des métaux suivants sont indispensables au développe-ment de la biomasse (SPEECE) :

Fe – Co – Zn – Cu – Mn – Mo – Ni

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Cependant, un excès de ces métaux, comme des autres métaux lourds, est très dan-gereux. Ils inactivent les groupes SH des enzymes (et en particulier du coenzyme M)en formant des mercaptides (MOSEY, 1971). Comme presque tous ont des sulfurestrès insolubles, il est possible de s’en débarrasser par une addition modérée (50 à

Fig. 7.6 – L’activité spécifique (rapportée au poids de matière volatile ensuspension) s’est élevée lentement de 1,7 à 3,4 au cours des 4 premiers mois defonctionnement d’un digesteur traitant des ordures ménagères.

Fig. 7.5 – Une activité supérieure à 30 µM TF.g–1.h–1 garantit une faible teneur enAGV.

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100 mg/l) de SO4-- (MASSELLI). Ce sulfate est rapidement réduit (en fournissant de

l’alcalinité) et la teneur résiduelle en les divers métaux toxiques est inférieure à1 µg/l. Le seul métal toxique échappant à ce traitement est le chrome. Un excès de S-- est cependant toxique lui aussi (dès 70 mg/l).

2. Cinétique de l’épuration anaérobie2.1. Difficultés de la modélisation

La modélisation des réacteurs anaérobies est délicate pour plusieurs raisons :a. plusieurs communautés interviennent, avec des constantes biologiques diffé-

rentes ;b. le rendement énergétique étant faible, la production de biomasse est faible aussi,

et sa mesure précise difficile ;c. la biomasse ne peut être mesurée directement, et ne peut être abordée qu’à travers

les matières volatiles, dont elles ne représentent que 20 à 50 % bien souvent ;d. de nombreux équilibres physicochimiques interviennent : partage entre phases

gazeuse et aqueuse, dissociation de H2CO3, d’HA–c, de NH3, etc.Plus un modèle est sophistiqué, plus il exige, pour être utilisé, la connaissance deparamètres nombreux. Il reste exceptionnel qu’on en dispose, surtout dans les diges-teurs qui traitent des boues plutôt que des substrats dissous. On présente ci-après unesélection de quelques appoches, de plus en plus complexes. On pourra également sereporter à deux bonnes synthèses récemment publiées : celle de RIPLEY et BOYLE

(1983) et celle de DESJARDINS et LESSARD (1992).Les modèles publiés choisissent parfois de traiter globalement la digestion commeun processus d’ordre 1, mais dans la voie d’une élaboration de plus en plus fine onverra intervenir l’équation de Monod, puis une subdivision en processus successifsqui seront, selon les besoins de la cause, tout ou partie des étapes suivantes :n hydrolyse des matières en suspension ;n fermentation acide ;n acétogénèse (inhibée potentiellement par un excès de H2) ;n méthanogénèse autotrophe ;n méthanogénèse hétérotrophe (inhibée potentiellement par le pH) ;n les divers équilibres chimiques et physiques.Les inhibitions mentionnées ne sont que les deux principales parmi les nombreusespossibles, mais elles ne sont pas du même type : celle par H2 est non-compétitive, etcelle par HA–c est a-compétitive.

2.2. Modèle d’ordre un

Il est souvent tout à fait suffisant d’utiliser un modèle d’ordre 1, pour un réacteurinfiniment mélangé sans recyclage.

194

On a alors (toutes communautés confondues) :

dS = – K1S [avec K1 = f(T)]dt

d’où il vientln S1 = ln S0 – K1t

qui permet de tracer un graphique linéaire pour la valeur de S1 en fonction du tempsde séjour. Cette équation est directement valable pour un réacteur du type piston (oùla biomasse serait fixée et parcourue par un substrat soluble), ou pour une digestionquelconque en cuvée. Pour ce dernier cas, voir ci-après § 2.5.Cette approche est également valable pour un lit fluidisé, où le recyclage est rapideet ne concerne que la fraction liquide et non la biomasse. On y observe un ∆S entrele pied et le sommet du lit, mais elle est faible et on peut valablement considérer quela valeur de S y est la même partout : l’échelle de temps du recyclage est de loin pluscourte que celle de la métabolisation et le réacteur (sauf s’il est très haut) peut êtreconsidéré comme homogène.Lorsque le réacteur est infiniment mélangé, on obtient comme pour les boues acti-vées (cf. chap. 5.4) l’équation :

S1 =S0

1+ K1θd’où on peut tirer K1. La fig. 7.7 suivante donne un exemple d’application de cemodèle à un lit fluidisé anaérobie sur charbon actif traitant des condensats defabrique de pâte de cellulose Kraft.

Fig. 7.7 – Application du modèle d’ordre 1 à une fabrique de cellulose (Cebedeau).

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quement dans le réacteur. Il faut toutefois connaître par ailleurs les valeurs desconstantes, qui diffèrent évidemment de celles valables pour les boues activées.A 35 °C, les auteurs semblent d’accord sur les valeurs suivantes (sur acides grasvolatils, comme substrat des méthanigènes) :

Y = 0,04 – 0,05b = 0,02 – 0,05 j–1

k = 6 – 10 g/g.j.kd = 0,02 j–1

µ̂ = 0,32 j–1

Malheureusement, les valeurs avancées pour Ks divergent considérablement, et vontde 150 à 2 000 mg/l pour la gazéification de l’acide acétique.Les études théoriques et de laboratoire montrent que le temps de séjour des boues(θc) doit être au moins de 3 j pour qu’une digestion correcte ait lieu. En pratiquecependant, on est contraint d’adopter des θc de 10 à 30 j, ce qui démontre que latechnologie de la digestion a encore des progrès importants à réaliser, probablementdans le domaine de la mise en contact efficace du substrat et de la biomasse.D’autre part, ces coefficients ne concernent que l’étape limitante, celle de la gazéifi-cation. La phase d’acidification produit également une biomasse, de sorte que lesparamètres globaux sont plutôt :

Y = 0,07 – 0,50b = 0,01 – 0,10 j–1

k = 0,3 – 1 g/g.javec pour Ks des divergences plus larges encore.

2.4. Modèle à deux compartiments pour digesteur continu (GHOSH et POHLAND )

Il est possible de raffiner l’approche précédente, en n’assimilant plus le phénomèneglobal à son étape la plus lente, mais en faisant intervenir explicitement deux bio-masses. La formulation est exactement identique à celle de 2.3, mais le produit de lapremière phase est le substrat de la seconde.

Pour obtenir séparément, par des essais, les constantes relatives à la première bio-masse, il suffit de travailler avec un temps de séjour suffisamment faible (θl < 14 h)pour que les ferments méthaniques soient lessivés. Un développement technologiqueintéressant est suggéré par ceci : on peut réaliser la digestion dans deux réacteurssuccessifs, le premier à faible temps de séjour (donc acidifiant), le second à temps deséjour élevé (donc gazéifiant). Les biomasses des deux compartiments doivent bienentendu rester séparées, soit par des décanteurs intermédiaires, soit par des mem-branes dialysantes. Ce système est connu sous le nom de split-phase ou twee trap.

Pour les calculs selon ce modèle, on peut en théorie appliquer d’abord les équationsde la première phase et on en déduit la quantité de substrat dégradée par unité de

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

Un modèle de ce type revient à considérer qu’il existe une étape limitante dans l’en-semble de la séquence, et que cette étape est d’ordre 1. Elle peut être, selon le cas,l’hydrolyse des matières en suspension, ou la conversion des AGV en CH4.Malgré leur simplicité, ou peut-être grâce à elle, ces modèles rendent de bons ser-vices, notamment pour la conception d’algorithmes permettant le pilotage direct desdigesteurs (RENARD et al., 1988 ; VAN BREUSEGEM, 1990).

2.3. Modèle global pour digesteur continu avec recyclage

L’amélioration par rapport au cas précédent consite à faire intervenir l’équation deMonod. L’approche de LAWRENCE (1971) est à la fois simple, biologiquement saineet technologiquement efficace. Elle est la réplique exacte du modèle déjà proposépour les boues activées aérobies.En toute rigueur, chaque communauté microbienne devrait être envisagée séparé-ment, et il faudrait tenir compte du fait que le métabolite (les AGV pour la première,et le CH4 pour la seconde) constitue une proportion très élevée du substrat et n’a pasencore été oxydé complètement. La variation de substrat serait ainsi la somme de 3termes (GOMA, 1975) :

dS = dB + mB + dMdt YGdt YMdt

où, en sus des symboles déjà explicités,YG désigne le rendement de croissance (G = growth) ;YM désigne le rendement en métabolite ;M désigne la concentration en métabolite (CH4 et CO2) ;m désigne le coefficient de maintenance.

On admet cependant pour simplifier que les méthanigènes sont le chaînon le pluslent, donc règlent la vitesse de l’ensemble. On adopte d’autre part la même approcheque pour les boues activées aérobies, en appliquant divers bilans massiques à undigesteur continu à l’équilibre. En adoptant le même sens pour les symboles(v. chap. 6, p. 148) on aboutit à la même équation :

P = 1 = YU – bB θc

Rappelons que 1/θc est le taux de croissance global de la biomasse, mortalité etpertes déduites.Cette théorie a été présentée par LAWRENCE, SHERRARD, SCHROEDER, MCCARTY,HERBERT, etc. On la retrouve, identique mais sous des formulations différentes, chezGHOSH et POHLAND (1974).Après avoir considéré l’évolution des boues, on peut examiner comment se compor-te le substrat, métabolisé avec une vitesse donnée par l’équation de Monod, toujourscomme pour les boues activées.En jouant avec ces équations, il est possible de calculer un digesteur en prenantcomme unique paramètre son θc. Ce dernier a le grand avantage de pouvoir êtreréglé sans connaître exactement la proportion de solides réellement active biologi-

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

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B =G + kB0 où k est une constante.

kPendant la phase de croissance exponentielle, on peut donc écrire du gaz ce que l’onécrit de la biomasse :

ln (G + kB0) ≅ ln G = µ̂ t + ln kB0valable si G >> kB0 ce qui est le cas normal pour une digestion discontinue. La fig. 7.8montre une telle courbe en G = f (t), dont la pente fournit très simplement µ̂. Lesfigures suivantes (d’après BASU) montrent l’évolution des principaux paramètres lorsde la digestion discontinue de vinasses de distillerie. On peut en tirer par exemple lesrendements de conversion en gaz et en biomasse.

Fig. 7.8 – Digestion de vinasses de distillerie (BASU· Cebedeau).

volume et de temps, donc aussi la quantité d’AGV formée. La deuxième phase doitalors être calculée de façon à utiliser cette même quantité d’AGV, et on en déduirala concentration à laquelle s’équilibreront les AGV.Les auteurs ont trouvé les valeurs suivantes pour les constantes biochimiques sursubstrats solubles, comparées à celles d’une épuration aérobie (tableau 7.I). Cesvaleurs sont plus favorables que celles de la pratique courante, car il s’agit de substrats purs et solubles.

Tableau 7.Iépuration anaérobie épuration

acidogénèse méthanogénèse aérobie

µ̂ h–1 1,25 0,14 1,40Ks mg/l 22,5 600 60Y global d’assimilation 0,173 (0,040) 0,840Y en produits g/g

ac. acétique – 0,04 –ac. propionique 0,12 0,06 –ac. butyrique 0,20 0,09 –ac. gras longs 0,23 0,17 –hydrates de carbone 0,16 0,06 –graisses 0,24 0,18 –protéines 0,06 0,07 –

Y en gaz ml/g∆DCO 27 200 à ± 700 –b h–1 0,044 – –

(d’après GHOSH et POHLAND, complété par MOSEY).

Rappelons que le premier étage produira un mélange d’acides, parmi lesquels inévi-tablement de l’ac. propionique : le second étage doit donc abriter une populationactive de ROP.

2.5. Modèle pour digesteur discontinu (MALY )

La digestion discontinue (par cuvées) n’est appliquée qu’exceptionnellement defaçon industrielle. Certains auteurs la préconisent cependant pour les essais de labo-ratoire, afin de dégager notamment la valeur de µ̂.

Le démarrage d’un digesteur discontinu obéit en effet à une loi de croissance expo-nentielle, pendant laquelle µ̂ est constamment atteint. Il n’est pas nécessaire demesurer la biomasse pour calculer µ, car à tout gramme de biomasse synthétisée cor-respond un volume constant de gaz dégagé : il suffit donc d’enregistrer la courbecumulée du gaz produit G = f(t) et on aura toujours G = k(B – B0) d’où :

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nous bornerons à indiquer ici les méthodes adoptées pour y parvenir.L’apport le plus élégant est sans doute celui de MOSEY, tenant compte du développe-ment de senseurs (importés du domaine médical) capables de mesurer la concentra-tion en H2 du biogaz. Le Ks pour H2 utilisé comme substrat pour les hydrogéno-trophes serait de 6,0 µM, soit 8 000 ppm dans le biogaz, de sorte qu’un digesteurefficace doit travailler à des concentrations nettement inférieures : par exemple,

Fig. 7.10 – Digestion de vinasses de distillerie (Basu · Cebedeau).

2.6. Modèles à inhibitionLes modèles plus complexes, qui essaient d’inclure les diverses communautésmicrobiennes, ne peuvent tirer plein avantage de leur complexité que s’ils se don-nent les moyens de modéliser aussi leurs inhibitions, i.e. l’action de [H2] sur les acé-togènes, et l’action du pH ou de [AGV] sur les acétoclastes.De nombreux auteurs s’y sont employés, avec des succès divers (MOSEY, 1983 ;HILL, 1982 ; ROZZI, 1985 ; COSTELLO, 1991 ; pour ne citer que les principaux). Nous

Fig. 7.9 – Digestion de vinasses de distillerie (BASU· Cebedeau).

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

50 < H2 < 120 ppm et θ ≥ 10 j. Si on ne prend que la réoxydation des NAD+ enconsidération, sa vitesse est divisée par deux lorsque [H2] = 670 ppm dans le gaz (envolume). MOSEY, après calcul, montre que la fraction réoxydée NAD+ (utile) parrapport au NADH (inutile) est proportionnelle à une « fonction régulatrice » :

11 + 0,0015 [H]

L’équation de Monod, pour l’évacuation des ac. propionique et butyrique par acéto-génèse, devient alors

dS = kBSdt (Ks + S) (1 + 0,0015 [H])

mais la fonction régulatrice a peu d’effet sauf en cas de surcharge.Toute la théorie repose sur la possibilité d’une mesure, et cependant la validité decelle-ci a été contestée sur l’argument qu’on ne mesure pas vraiment la teneur en H2au sein même des bioflocs ou des biofilms…L’inhibition acide des acétoclastes peut être prise en compte par une fonction trèsempirique de pH, comme chez ROZZI ou COSTELLO. Elle peut également, sur unebase plus théorique, être incorporée dans une équation de Haldane (inhibition a-compétitive), où l’ac. acétique non dissocié provoque une inhibition par excès desubstrat. C’est la solution D’ANDREWS (1968) qui donne pour ce cas Ks = 1,06 mg/l.L’acide acétique est un acide faible, et une telle concentration est atteinte pour desconcentrations totales (forme dissociée + forme non dissociée) extrêmementvariables en fonction du pH : depuis 140 mg/l à pH 6,8 jusqu’à 2 300 mg/l à pH 8,0.Or, effectivement, les digesteurs de ferme, rendus très alcalins par leur teneur enammoniaque, supportent de hautes teneurs en AGV. ANDREWS utilise une constanted’inhibition Ki = 40 mg/l, mais MOSEY conteste cette approche, parce que, selon lui,l’excès d’ac. acétique agit par son acidité et sa salinité, et non par sa toxicité.

2.7. Equilibre d’un digesteur continu

Lorsqu’un digesteur est à l’équilibre, sa biomasse ne varie pas :dB = µB – BD = 0dt

d’où :µ = D

avec D(j–1) = taux de dilution ou inverse du temps de séjour (pour les appareils sansrecyclage). La biomasse est synthétisée (µB) à la même vitesse qu’elle est éliminéepar l’effluent (µD).Si, à un tel appareil en équilibre, on impose un léger accroissement de charge, Daugmentera et dB/dt deviendra < 0. Le digesteur perdra sa biomasse, en même tempsqu’il recevra davantage de substrat : la concentration de ce dernier augmentera donc.Conformément à l’équation de Monod, cette augmentation de S entraînera une aug-mentation de µ, qui redeviendra égal à D. Un nouvel équilibre sera donc atteint, etl’appareil est autostabilisant.

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Si l’on continue à augmenter la charge, µ ne pourra cependant croître indéfiniment.Dès que µ̂ sera atteint, il y aura lessivage irrémédiable de la biomasse, c-à-d état desurcharge, et effondrement brusque du système. Ceci est visible nettement auxfigures 7.11 et 7.12 (d’après BASU).

L’efficacité E de l’appareil, mesurée en kg de DCO éliminés par m3 de digesteur etpar jour, suit une loi représentée à la fig. 7.12 (Cebedeau, digestion de lisiers). Lacourbe E = f (D) passe nécessairement par un maximum (MALY) car on a :

E = D(S0 – S1) = D (S0 – KD )µ̂ – D

(S1 est remplacé par sa valeur dans l’équation de Monod, en tenant compte de ce queµ = D). On observe que le rendement épuratoire reste constant aux faibles charges,puis fléchit et tombe brusquement. Le maximum d’efficacité ne correspond pas aumaximum de rendement.

Fig. 7.11 – Digestion de vinasses de distillerie (Basu · Cebedeau).

2.8. Modèles incluant les équilibres physicochimiques

Ces modèles peuvent tenir compte de cinq équilibres différents, chacun déplacé enfonction de la température :n celui du CO2 qui se partage entre eau et gaz selon la loi de Henry, et qui s’ionise

dans l’eau comme un acide faible ;n celui du NH3 qui s’équilibre exactement de la même façon (rappelons d’ailleurs

que le (NH4)HCO3 est le principal système tampon d’un digesteur) ;n celui de H2 qui est censé se partager entre eau et gaz selon la loi de Henry, mais

que malheureusement les mesures récentes (SAMSON et GUIOT, 1990) prouventn’être pas en équilibre, et plutôt fortement sursaturé du côté eau ;

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n arrêt de charge (pratiquement inutilisable),n ajout d’une base,n dilution,n apport d’une biomasse active d’origine extérieure,n fixation du CO2 dans le biogaz et recyclage du gaz ainsi purifié pour relever le

pH.

ANDREWS a étudié deux systèmes de contrôle, par simulation et non sur un digesteurréel.Le premier système consiste à choisir le pH comme paramètre de contrôle et à luidonner une valeur de consigne (p. ex. 6,95). L’action de contrôle consistera alors àajouter 500 M d’alcali par m3 et par jour pour chaque unité de ∆pH. Cette liaisonlinéaire au pH est discutable, puisque le digesteur possède des systèmes tampon,mais la stratégie se révèle efficace pour corriger rapidement le sûrissement. Elle estbien entendu sans effet en cas de problèmes de toxicité.

La seconde stratégie consiste à adopter comme paramètre de contrôle QCH4= Qgaz *

[CH4]. L’action correctrice sera l’apport d’une boue active exotique, selon une régu-lation par bande : si la production de CH4 est < 3,75 l/lR.j, on enclenche l’apport debiomasse et on le cesse dès que la production de CH4 est > 4,15. Cette stratégie seraefficace contre une intoxication, mais exige qu’on dispose à volonté de la biomassenécessaire.

Dans ce chapitre des stratégies de contrôle, mentionnons les résultats obtenus parl’équipe de Louvain (BASTIN, RENARD, SINÉCHAL, …) qui parviennent à maintenir undigesteur en régulation malgré des surcharges délibérées. La méthode consiste àmesurer automatiquement des paramètres de contrôle soigneusement sélectionnés(température, pH) et à réagir en ligne par processeur, sur les paramètres en question.

3. Technologie de la digestion anaérobie3.1. Quelques relations quantitatives

3.1.1. Réductions des matières organiques

Les divers substrats se comportent différemment en digestion : ils fournissent plusou moins de gaz, et celui-ci est plus ou moins riche en CH4. Le tableau II donne uneidée de ceci. La réduction des matières organiques peut donc en principe être esti-mée à partir d’une analyse de la liqueur à digérer : lipides (L), glucides (G) et pro-tides (P) déterminés en g/g. L’équation de BLITZ, qui adopte des coefficients volon-tairement pessimistes si on les compare au tableau 7.II, donne alors :

R = 100 (0,92 L + 0,62 G + 0,34 P)où R est la réduction en % des matières organiques. R peut valoir 53 % pour desboues secondaires, et 44 % pour un mélange de boues primaire et secondaire.

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

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n celui des acides gras volatils, ionisables en tant qu’acides faibles, chacun avec saconstante de dissociation ;

n le pH et la réserve alcaline, qui se déduisent des équilibres précédents.

Un modèle complet de ce type exige la connaissance de nombreuses constantes, etsa manipulation devient excessivement lourde. Actuellement, cette approche estréservée à la recherche, bien que GRAEF et ANDREWS (1974), ou HILL et BARTH

(1977) en aient proposé des formulations précises, comportant une quinzained’équations simultanées.

2.9. Stratégies de contrôle

On ne dispose guère de moyens de contrôle aussi efficaces pour piloter un digesteuranaérobie qu’une boue activée. Une approche pragmatique du problème a été four-nie par ANDREWS (1974), qui relève que l’opérateur a 5 paramètres de contrôle à sadisposition: [AGV], pH, TAC à pH 6,5, Qgaz et [CH4]. Ces paramètres peuvent utile-ment se grouper pour en diminuer le nombre et en augmenter la signification :[AGV]/TAC et Qgaz*[CH4]. Quant aux actions de contrôle utilisables pour ramenerles paramètres à leur valeur de consigne, elles sont :

Fig. 7.12 – Digestion de lisiers animaux (Cebedeau).

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3.1.3. Production de boues – Surnageant

La production de boues des méthanigènes est environ 10 fois moindre qu’en épura-tion aérobie (Y = 0,04). Toutefois, les acidogènes ont un rendement de l’ordre de0,17 de sorte que la production de boue est plus souvent de l’ordre de 10 %. Le rap-port S/B, pour être correct, doit être compris entre 0,25 et 0,33. Au démarrage, lacharge biologique est élevée et la biomasse croît vite. Lorsque la charge est inférieu-re à 0,25, les toxines peuvent s’accumuler et la biomasse disparaît lentement(TABASARAN).

Fig. 7.13 – Richesse en gaz et teneur en AGV (acides gras volatils). GOEPPNERetHASSELMANN(1974).

La boue digérée urbaine, ainsi que certaines boues industrielles, ont de bonnes pro-priétés agricoles (horticulture, cultures maraîchères). On a constaté (KOLATTUKUDY

et PURDY, 1973) que jusqu’à 28 % de la boue digérée urbaine peut consister en cuti-ne, un polyhydroxyalkane particulièrement résistant, constituant la couche externede tous les végétaux et abondant dans les aliments qui en dérivent.Le liquide surnageant constitue un autre produit de la digestion. Il est généralementmal débarrassé de ses matières en suspension, malodorant, et très chargé en DBO5

3.1.2. Production de gaz

La fourniture de gaz elle aussi peut être estimée approximativement, par l’équation deROEDIGER. Si on a déterminé Gmax, quantité de gaz maximum pour une digestion dedurée infinie, soit par des essais en cuvée (v. p. ex. fig. 7.13), soit à partir des donnéesdu tableau II, on peut admettre que la quantité de gaz réellement produite sera :

G = Gmax(1 – 10–kθ)où θ est la durée de digestion en jours, et k une constante valant 0,05 à 0,15j–1. Enpratique, on prendra k = 0,10 et, par prudence, on affectera Gmax d’un coefficient de0,65 (surévaluer G est dangereux, car cela revient à sous-évaluer les besoins en fuelpour chauffer le digesteur).Dans le cas de boues urbaines, les résultats sont assez stables :

1 g de carbone organique gazéifié donne 1,868 Nl gaz ;1 g de boue sèche produit ± 500 Nml gaz ;1 g de matière organique détruite donne 1,25 g ou 800 à 1200 Nml de gaz ;1 g de DCO détruite donne 350 Nml de CH4.

Tableau 7.II – Digestion anaérobie. Traitabilité de quelques substances parvoie anaérobie.

Conversion Richesse du Gaz totalNature en gaz gaz en CH4 produit

% % m3/kg

Hydrates de carbone(amidon) 100 50 0,83

Acides gras 80-90 62-72 1Graisses (triglycérides) 65-85 62-72 1Protéines 31-52 73 0,5-0,6Lignine et fibres

(cellulose) 0-40 45-50 0,65

Carbone organique(théorique) 100 65-75 1,868

(D’après PÖPEL & DIETRICH)

Ce gaz urbain contient 65 à 75 % de CH4, et peut être comparé à d’autres sources decalories par le tableau III suivant. Plus la charge est élevée, plus le gaz est pauvre enCH4. La production de gaz est souvent supérieure (jusqu’à + 15 %) en régime ther-mophile, ce qui suffit normalement à couvrir le besoin supplémentaire de calories.Les fig. 7.13 et 7.14 donnent des indications supplémentaires sur le dégagementgazeux.

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(de l’ordre de 700 à 2 000 mg O2/l). Ce liquide est le plus souvent renvoyé en tête ducircuit d’épuration biologique aérobie. Une modalité intéressante est son utilisationdans la variante des boues activées connue sous le nom de procédé KRAUS (v. p. 162).La plupart des autres solutions pour le traitement du surnageant sont soit trop coû-teuses, soit franchement inefficaces.On a aussi recommandé de retenir le surnageant et de ne le renvoyer à l’épurationaérobie que pendant le WE, afin de compenser le manque de substrat pendant cettepériode.

3.2. Aspects constructifs généraux

3.2.1. En épuration urbaine, on traite le mélange des boues primaires et secon-daires. On distingue les domaines de charge suivants :

Tableau 7.IV

kg MV/m3.j θ1(j) Remarques

Charge normale 0,7 100 à froid30 à chaud

Forte charge 1,4-3 10-15 toujours chauffé et mélangé

La digestion de liqueurs ou suspensions industrielles est souvent plus rapide, car lesmatières organiques y sont généralement plus solubles et plus fraîches (v. tableau V).Au point de vue de sa confituration, le digesteur de boues n’est ni continu, ni discon-tinu mais plutôt semi-continu : il est alimenté par les soutirages périodiques de bouesdu décanteur primaire. Si ces soutirages sont massifs et espacés, ils risquent d’amor-cer une fermentation acide incontrôlable : on a donc intérêt à fournir la boue parpetits volumes et à intervalles rapprochés (au moins deux fois par jour pour lespetites stations, et davantage pour les grandes où l’équipement le permet).Il est presque impossible de distinguer la biomasse des matières en suspension. Lacroissance étant lente, on a intérêt à conserver la biomasse par un recyclage, par l’in-termédiaire d’un séparateur anaérobie (décanteur couvert). Pour des raisons écono-miques, on n’appliquera pas la digestion à des liqueurs tenant moins de 1 % enmatières organiques (BUSWELL). La concentration en matières en suspension peutmonter sans inconvénient jusqu’à 10 %, et n’est guère limitée que par la difficultéd’assurer un brassage suffisant.Par temps de pluie, ou lorsque le soutirage des boues dans les décanteurs est com-mandé par une minuterie, il arrive que la boue envoyée au digesteur soit trop diluée,ou trop pauvre en matière organique. Il s’ensuit une chute dans la production de gaz,d’où encore un défaut de chauffage. On aura toujours intérêt à envisager une précon-centration de la boue avant digestion (MIGNONE, 1975), soit par un épaississeur, soitpar un flottateur à l’air dissous.Fig. 7.14 – Plafonnement de la production de gaz.

Tableau 7.III – Pouvoir calorifique de divers combustibles (d’après PÖPEL).

Combustible Pouvoir calorifique Consommation d’air

Gaz de digestion 5 600 à 6 000 6,2 à 6,7(65 à 70 % CH4) kcal/Nm3 Nm3/Nm3

Gaz de ville 3 800 à 4 200 kcal/Nm3 5,2 Nm3/Nm3

Mazout 10 700 kcal/kg 10,9 Nm3/kgCharbon 6 500 à 7 600 kcal/kg 7,5 à 9 Nm3/kgCoke 7 000 kcal/kgElectricité 860 kcal/kWh 0

}

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pour les taluter. La boue brute peut être pasteurisée avant admission (de sorte que lescalories ainsi dépensées ne soient pas perdues), ou lors du rejet final après épuration(afin de protéger l’emploi agricole de la boue).Si un digesteur de laboratoire peut être aisément chauffé à 0,1 °C près et être homo-gène, il n’en va guère de même pour un appareil industriel, surtout si la zone dechauffage est séparée de l’appareil. D’importants écarts de température – souventplusieurs degrés – peuvent alors être enregistrés, et ils sont nuisibles dans les deuxsens. S’il existe des zones plus froides que la température de consigne, la cinétiquede digestion ralentit et reste suboptimale. Si, au contraire, pour maintenir à tout prixla valeur de consigne, on force le transfert de chaleur aux échangeurs, ceux-ci peu-vent se tranformer en pasteurisateurs de boues. Nous avons observé un cas de cegenre, où la température des boues à la sortie de l’échangeur atteignait 42 °C.On a donc tout intérêt à soigner à la fois le système de chauffage et le système demélange.Nous ne parlerons pas ici de la digestion thermophile qui reste peu employée. Il estexact qu’elle fournit souvent un peu plus de gaz, et en un temps plus bref.Cependant, le ∆T par rapport à l’ambiance est pratiquement doublé et, du mêmecoup, les déperditions calorifiques. Des isolations particulièrement soignées doiventêtre mises en place. Ces appareils ne se trouvent guère que sous des climats chauds.Citons cependant le projet français du CIRSEE dans lequel les boues sont digéréesen deux phases : la première selon une fermentation acide thermophile, et la secondeselon une méthanisation mésophile.L’attrait de la digestion repose sur la possibilité de recueillir un excès de biogaz. Lebilan thermique sera excédentaire si l’énergie du biogaz produit excède les besoinsde chauffage : seront donc avantagés les digesteurs recevant une eau chaude audépart (cokerie, distillerie, condensats divers, …), ou pouvant être chauffés par des« basses calories » autrement perdues. La figure ci-après peut servir de guide pourévaluer ce bilan.

Fig. 7.15 – Bilan calorifique d’un digesteur (WEBB, 1983).

Tableau 7.V – Conditions de traitement pour quelques industries agricoles.

DBO5 Charge Séjour Rende- Gaz Source(***) ment

mg O2/l kgDBO5/ j % m3/kgm3.j MV

Sucraterie 3 400 2,0 (**) 9 62 0,52 CVinasses 30 000 3,0 10 80 0,35 B

mélasse & levure 10 000 1,5 10 80 0,3grain 16 000 2,2 14,4 90 0,7vin 11 000 1,4 10 99,5 1,5 D

Laiterie 3 300 – 6 99,5 – DAbattoir (2 étages) 1 500 1,4 0,5 95 – DTannerie (discontinu) 5 500 (**) 5,5 (**) 50 71,2 0,4 CLisier (porc ou bœuf) 20 000 3 10 90 0,54 CAmidon de gluten 14 000 (**) 3,8 80 K & SAmidon de maïs 6 280 (*) 3,3 88 »Distillerie de whisky 25 000 (*) 6,2 95 »Brasserie 3 900 (*) 2,3 96 »Vinification 23 400 (**) 2,0 85 »Levurerie 11 900 (**) 2,0 65 »Mélasses 32 800 (**) 3,8 69 »Conserverie de viande 2 000 (*) 1,3 95 »

1 380 (*) 0,5 91 »Conserverie de fruits 800 (*) 0,18 50-70 »

(*) En DCO Sources : D : DIETRICH

(**) En matière volatile C : Cebedeau(***) Après dilution adéquate B : BASU

K & S : KIRSH& SYKES.

3.2.2. Le chauffage peut être réalisé par divers moyens :n serpentin intérieur relevable par le haut (peu à peu abandonné car il se couvre

d’incrustations difficiles à enlever et nuisant au transfert de calories) ;n circulation externe de la boue dans un échangeur (les échangeurs à cylindres

coaxiaux, pouvant être ouverts aux deux extrémités pour le nettoyage, sont trèspratiques) ;

n injection de vapeur vive (très simple, la dilution provoquée est insignifiante, maisrisque de détruire partiellement la biomasse).

Le digesteur doit évidemment être isolé thermiquement, ce qui est d’autant plus coû-teux qu’on désire travailler à haute température. Même les digesteurs non chaufféssont isolés sommairement en les enterrant en partie, et en utilisant la terre excavée

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

3.2.3. L’agitation est elle aussi assurée par des moyens variés. Elle met en contactle substrat et la biomasse, empêche la formation d’une croûte de matière flottantes(« chapeau ») et favorise la sortie des bulles de gaz. On utilise les moyens suivants :n propulseur à hélice disposé dans un tube vertical, se terminant par un cône vers

le bas, et assurant un mouvement de bas en haut ;n injection de vapeur, combinant chauffage et agitation ;n pompage de la liqueur en un point et réinjection en un autre point ;n brassage mécanique simple, par pales tournantes ;n recirculation du gaz produit, réinjecté à la base de l’appareil dans une couronne

perforée : procédé vigoureux, mais n’entraînant aucun risque d’endommagermécaniquement la biomasse.

Les digesteurs de boues sont des réacteurs à mélange complet, même si ce mélangelaisse très souvent à désirer. La nécessité de mettre en contact le substrat et la bio-masse en milieu concentré, le dégagement des bulles de gaz, ainsi que l’obligationd’empêcher la formation d’une croûte flottante, interdisent d’envisager dans ce casdes digesteurs du type tubulaire.Plusieurs conceptions s’affrontent quant aux besoins d’agitation. Au nom d’argu-ments biologiques, tels que la nécessité de protéger l’association syntrophique debactéries productrices et consommatrices d’hydrogène, on a soutenu que le mélangedevait être « doux », et même, selon certains, intermittent.D’autres cependant (SAMSON, 1991) ont procédé à de nombreuses mesures de tempsde séjour par traceur, et ont montré que les zones mortes dans un digesteur urbainpouvaient atteindre 70 %. Lors d’un tel essai, nous avons nous-même mesuré 43 %,ce qui réduit considérablement le temps de séjour réel des solides, et mène invaria-blement au sûrissement de l’appareil ou (si on prévoit la chose) à son grossier surdi-mensionnement.

3.2.4. La purification du gazpeut se révéler nécessaire. Sans entrer dans lesdétails, il s’agira d’éliminer la vapeur d’eau (par un condenseur) ainsi que l’H2S etéventuellement le CO2, pour enrichir le gaz en vue de sa compression. Si l’on arecours à une agitation par recirculation du biogaz, il devient particulièrement élé-gant d’en profiter pour stripper H2S. Le gaz recirculé sera au préalable passé sur unemasse d’oxyde de fer hydraté et granulé (8 à 20 mm) qui réagit selon :

Fe2O3 . 3 H2O + 3 H2S → Fe2S3 + 6 H2O.Peu à peu, la masse se charge et il faut la régénérer en l’exposant à l’air selon :

Fe2S3 + 3/2 O2 + 3 H2O → Fe2O3 . 3 H2O + 3 S ↓Après un certain nombre de cycles, la masse est trop chargée en soufre élémentaire(± 60 %) et ne peut plus être régénérée.

3.3. ConfigurationsLa mise en œuvre de la digestion anaérobie se fait selon plusieurs configurations,dont la plus fruste est la fosse septique (fig. 7.16), où une digestion à froid est com-binée avec une décantation. La fosse septiqueest un mauvais décanteur (traversé parles bulles de gaz) combiné à un mauvais digesteur (non brassé, non protégé de l’oxy-

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gène). La chute de DBO dans l’eau ne dépasse pas ce que l’on peut attendre d’unemauvaise décantation (± 25 %). Le système conserve cependant tout son intérêt dansles régions à habitat clairsemé, où il a l’avantage de ne pas appauvrir les nappes etd’éviter le court-circuit écologique que constitue le réseau d’égouttage.

Fig. 7.16 – Fosse septique suivie d’un lit bactérien (d’après ROUHART).

Le tableau 7.VI donne la composition moyenne d’un effluent de fosse septique.Parfois, la fosse septique est suivie d’un lit bactérien noyé à remplissage de coke oude fagots, qui améliore ses performances.Il se forme généralement une croûte flottante, dont le rôle est plutôt bénéfique puis-qu’elle abrite le milieu de l’air atmosphérique. Il ne faut donc pas l’enlever systéma-tiquement. L’accumulation de boue (± 100 l/hab.an) nécessite une vidange régulière,dont la périodicité sera très variable, en fonction du mode de vie des usagers. Onveillera à ne pas vidanger complètement et à laisser subsister environ 15 % de laboue. Pour une monographie détaillée sur ce système, v. ROUHART (1986).

Tableau 7.VI – Composition-type d’un effluent de fosse septique (Cebedeau).

Fosse simple Fosse de décan- Fosse suiviesimple tation (2 étages) d’un lit bactérien

Matières en suspension105° mg/l 60-260 70 50-275600° mg/l 10-50 10 20-190

DCO mg/l 200-1600 300 175-365pH – 7,5-8,9 7,1 6,8-8,4acides gras volatils mg/l 80détergents anioniques mg/l 6N-Kjeldahl mg/l 110-650 400 250-350

Dans la Fosse Imhoff (fig. 7.17), ces deux opérations, toujours à froid, se déroulentdans des compartiments distincts. Le digesteur chauffé (fig. 7.18) mais non mélangé

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

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la lenteur de la croissance de sa biomasse. Il s’agissait donc d’imaginer diversmoyens de retenir cette biomasse, qui se sont rangés en deux classes :

a. ceux où la biomasse est invitée à se fixer sur un support inerte (surfaces diverses)ou actif (grains de charbon actif) ;

b. ceux où on recherche l’agrégation des bactéries en bioflocs semblables auxboues activées, ou mieux encore en granules denses, séparés alors par sédimenta-tion ou par filtration.

Fig. 7.19 – Schéma de digestion à deux étages à brassage par le gaz (Memento technique de l’eau, Degrémont).

1. Arrivée des boues fraîches.2. Digesteur primaire.3. Digesteur secondaire.4. Compresseur de gaz.5. Pots de purge.

6. Torchère.7. Gazomètre.8. Vers chaufferie et surpresseurs.9. Pompe de circulation des boues.10. Echangeur de chaleur.

11. Pompe à eau chaude.12. Chaudière.13. Vers traitement terminal.14. Vers lagunage.15. Trop-plein.

Fig. 7.17 – Schéma de fonctionnement de la fosse Imhoff. 1. compartiment dedécantation. 2. compartiment de digestion (Document « Société de l’IndustrieMinérale », Saint-Etienne).

Fig. 7.18 – Digesteur unique à moyenne charge (Document Degrémont, Rueil-Malmaison).1. Pompe de circulation de boue pour réchauffage.2. Pompe de circulation de boue pour brise-chapeau.3. Chaudière à eau chaude.4. Echangeur de chaleur.5. Vase d’expansion.6. Brise-chapeau.7. Limiteur de pression et antivide.

8. Départ de gaz.9. Evacuation du chapeau.10. Prises d’échantillons.11. Thermomètre.12. Evacuation des boues digérées.13. Pompe de circulation d’eau chaude.14. Arrivée boues fraîches.

entrée eauxusées fraîches

sorties effluentaméliore certes les performances du procédé,mais demeure peu favorable en volume, parcequ’il est le siège d’une stratification et queseule une des couches formées est réellementactive. Seul mérite réellement le nom de réac-teur le digesteur à forte charge, avec chauffageet agitation, suivi d’un compartiment décanteur.On verra sur la fig. 7.19 un tel digesteur à deuxétages, et à la fig. 7.20 un système spécialementconçu pour l’industrie sucrière. Le digesteurinfiniment mélangé n’est plus le seul réacteuremployé en digestion anaérobie. La technolo-gie a considérablement évolué, dans le butd’obvier à l’inconvénient majeur du procédé :

Fig. 7.20 – Digesteur de type Iris.

Cloche métallique

Remblai

Bâche de recueilTendeurs

Hélice

GazAffluent

Effluent

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

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D Boues activées anaérobiesavec séparation et recycla-ge de la biomasse. Pour évi-ter le dégagement de gazdans le décanteur, onrefroidit la liqueur mixtedans un échangeur, et lescalories ainsi récupéréesservent à réchauffer A ou R.

E Lit de boues ascensionnel(= UASB) biomasse en bio-flocs ou en granules. La for-mation des granules, homo-gènes et denses, est trèssouhaitable mais n’estguère maîtrisable.

F Lit fluidisé, à biomassefixée sur support granulaire(sable, charbon actif,hydroanthracite, …). Latour de fluidisation peutavoir jusqu’à 25 m de haut.Le système admet descharges extrêmement éle-vées parfois supérieures à10 kg DCO/m3.j, d’eauxriches en substrat dégra-dable et soluble.

La fig. 7.21 donne une idée schématique de ces diverses variantes qui s’expliquentd’elles-mêmes. On retiendra que les procédés A, B et G conviennent pour les boues(boues urbaines, ordures, lisiers, fumiers, …) alors que les autres visent surtout dessubstrats dissous ou colloïdaux, avec peu de matières en suspension.

A Digesteur infiniment mélan-gé à simple passage, conti-nu, discontinu ou en cuvée.

Fig. 7.21 – Les configurations des réacteurs anaérobies.A = affluent ; E = effluent ; G = gaz ; R = recyclage ; P = purge.

B Digesteur à écoulement pis-ton agité manuellement defaçon discontinue. Convientpour de petites installationsagricoles.

C Lit bactérien anaérobie, àécoulement ascensionnel,recyclage facultatif, bio-masse fixée sur support envrac ou en modules.

G Digesteur à percolation,premier étage à arrosage encuvée, second étage endigestion. Système proposépour les fumiers ou lisierspailleux.

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REACTEURS ANAEROBIES (Méthaniseurs)

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drainer vers le bas et s’évaporer vers le haut. Le processus peut être accéléré en cou-vrant le lit, ou en ajoutant un polyélectrolyte à la boue. Une fois sèche, la boue secraquèle et ne retient plus l’eau même s’il pleut dessus : c’est une des grandes diffé-rences avec une boue non digérée. Elle est également devenue pratiquement inodore.Son emploi en agriculture est hautement souhaitable, mais doit rester soumis à desanalyses rigoureuses, notamment pour y contrôler les métaux lourds.Le tableau 7.VII ci-après donne des normes précises de chargement des lits deséchage, telle qu’élaborées par VANDEVENNE (1986).

Tableau 7.VII – Normes de chargement pour lits de séchage (selon VANDEVENNE, 1986).

Lits Siccité recherchée % kg MS/m2.an EH/m2

C ≥ 40 100 5NC ≤ 25 (*) 125 7NC ≤ 25 190 10

(*) pelletableC = couvert NC = non couvertsbase : 1 EH = 50 g MS/jNe jamais dépasser 20 kg MS/m2 par charge.

Tableau 7.VIII – Avantages et inconvénients de la digestion.

Avantages Inconvénients

± 2/3 de la charge totale en DBO Appareils plus coûteux à l’achattraités sans frais d’aération que l’aérationAccepte boues hydrophiles à Mauvaise odeur (H2S et autresfaible concentration métabolites)Boue digérée plus filtrable que Difficile à contrôler (pH, charge,toute autre N & P, T°, sels)rH faible empêche corrosion H2S oxydé par l’air très corrosifDes corps aérobiquement Démarrage délicatréfractaires sont dégradés La graisse se concentre en écumeLe méthane est récupérable O2 toxiqueFaible production de boues Liqueur surnageante très polluante

(d’après CLEAN WATER, Optimizing lipid biostabilization, US Dept., Int., 1970.

H Digesteur à séparation dephases, premier étage pourhydrolyse et acidificationrapide, second étage :méthanisation. Le volumetotal est inférieur à celui dudigesteur unique correspon-dant.

La digestion anaérobie des ordures ménagères fraîches est techniquement délicatemais possible, de même que celle des lixiviats frais de décharges d’immondices. Pourles ordures, on parle de digestion semi-solide, et le réacteur est généralement unevariante ou une combinaison des systèmes D et H. Parmi les procédés déjà industriali-sés, citons le VALORGA (France), le FAL (Allemagne) et le DRANCO (Belgique).

Fig. 7.21 – Fermenteur Degrémont (Tribune de l’Eau).

3.4. Les lits de séchage

La boue digérée a une concentration de ± 5 %, et il est le plus souvent nécessaire dela sécher. Plusieurs techniques sont disponibles, et parmi elles le filtre à bandes pres-seuses tend à se généraliser, parfois même sous forme d’unités mobiles pouvant trai-ter les boues de plusieurs stations de petite taille.La solution traditionnelle était le lit de séchage, réalisé sous forme de parcelles rec-tangulaires bordées de murets, et dont le sol est drainant. Un grand soin doit êtreapporté à ce sol, constitué de briques ou de dallettes posées à joint ouvert sur descouches de gravier convenablement calibré. A chaque cycle, une mince couche desable frais est étendue sur le fond pour en renouveler les joints. La boue digérée est« coulée » dans le lit de séchage en couche de 20 à 25 cm, et l’eau peut alors se

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Tableau 7.IX

Bases microbiologiquesSystème microbiolo-giqueSensibilité aux inhibi-tions

Exigence en nutriments (N & P)

Température °CFourniture d’énergieexterneDanger de gonflement

Réalisation techniqueBâtiments

InstallationConduitePersonnel (à tps partiel)Combinaison avec pasteurisation

CoûtInvestissementsFrais de fonctionnement

Anaérobie

Biocénose complexe, 2 étagesTrès sensible, surtoutaux métaux lourds

Faible

30-35Le gaz de digestioncouvre les besoinsInexistant

Unités multiples et dif-férentesCompliquéeContrôle nécessaireUn peu plus élevéEconomique grâce àl’excès de gaz

PrépondérantsNégligeables

Aérobie

Biocénose unique, 1 étageRelativement résistante,analogue aux bouesactivéesStricte

10-15Nécessité d’aérer etd’agiterSérieux en présence desucres

Simples bassins ouverts

Très simpleSurveillance simpleRéduitNécessité de carburantsupplémentaire

± les 2/3± 1/3

3.5. Discussion générale du procédé

Les arguments pour et contre le procédé anaérobie sont donnés au tableau 7.VIII.Une discussion économique est en outre esquissée dans le tableau 7.IX, en compa-raison avec les procédés aérobies

(D’après HELMER-Gas-Wasser-Abwasser 54 (1974), n° 1, 14-23, complété).

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CHAPITRE 8

Dénitrificateurs hétérotrophes

1. Microbiologie

De très nombreux et très répandus microorganismes hétérotrophes sont capablesd’utiliser les ions nitrite et nitrate comme accepteur final de leurs électrons, à laplace de l’oxygène et seulement lorsque celui-ci est absent. Ce transfert intervient àla fin de la chaîne respiratoire et il faut pour l’opérer disposer de cytochromes déter-minés. Les bactéries en question, parmi lesquelles on trouve au premier rang lesPseudomonas, sont donc aérobies facultatives. DAWSON et MURPHY (1972) estimentque 25 à 40 % de la biomasse d’une boue activée sont capables de dénitrifier.

La dénomination « facultative » recouvre notamment le fait que les nitrate – et nitri-te – réductases nécessaires sont des enzymes inductifs. Ils ne se forment qu’en pré-sence de NO2

– et NO3–, et leur formation est réprimée par O2. Cependant, une fois

formées, elles restent présentes même s’il y a un peu d’oxygène. On peut donc avoirnitrification à l’extérieur d’un floc ou d’un film, et dénitrification à l’intérieur. Lachaîne de transport d’électrons se trouve un peu modifiée, en ce sens qu’au lieud’avoir l’intervention successive habituelle des cytochromes b, c et a comme dans lemétabolisme avec oxygène, le cytochrome a est court-circuité et un ATP est perdu.Le cytochrome b réduit le nitrate en nitrite, et le cytochrome c réduit le nitrite.GRADY et LIM (1988) donnent un tableau très clair faisant apparaître le rendementexceptionnel de la respiration aérobie sur le glucose :

Tableau 8.IMATP/MGlu

∆G’0 ∆G’0/MATP

Fermentation 2 54 27Respiration

aérobie (sur O2) 38 686 18anaérobie (sur NO3

–) 26 686 26,4

Les résultats pratiques ne sont pas toujours aussi clairs. Les uns affirment(MC CLINTOCK et al, 1988) que les vitesses d’élimination du substrat sont sensible-

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DENITRIFICATEURS HETEROTROPHES

ment les mêmes, mais que la production de biomasse est réduite jusqu’à 40 %. Pourd’autres (BÖHNKE, 1989) la vitesse d’élimination du substrat n’est plus que 75 % dece qu’elle est en présence d’O2… Un excès de nitrite ne gène pas, et une boue acti-vée peut tolérer 4 800 mgN–NO3

–/l (TAYLOR, 1956).

Le schéma 1 du chap. 10 montre que les produits de la réduction sont, non pas l’am-moniaque, mais des formes gazeuses peu solubles et sans nocivité pour l’environne-ment : essentiellement l’azote élémentaire N2 qui se dégage sous forme de bulles.On voit immédiatement l’avantage du procédé, qui élimine très proprement le conta-minant indésiré. L’azote ainsi libéré rentre dans le cycle général, et peut être refixépar les végétaux, mais certains auteurs émettent des réserves sur l’attitude quiconsiste à « perdre » en quelque sorte un nutriment soluble, alors que par ailleurs,dans des pratiques culturales, on est obligé de synthétiser l’ammoniaque pour fertili-ser les champs.Si la dénitrification a lieu de façon incontrôlée dans un décanteur secondaire, elleprovoque des remontées de boues indésirables (« rising sludges »). La compositiondu gaz ainsi formé a donné, selon les expérimentations de FROST (1976) :

N2 : 90,2 %CH4 : 7,3 %CO2 : 2,4 % O2 : 0,1 %

Selon CLAYFIELD (1974), il ne faut qu’une minute pour rendre le milieu anaérobie, etenviron 3 h pour produire une quantité d’azote suffisante pour provoquer la flotta-tion de la boue : l’implication sur le séjour des boues dans les décanteurs secon-daires est évidente. Les boues flottantes sont rares en hiver, et ne se produisent pas sil’effluent contient moins de ± 16 mg/l de nitrate.La réaction

1/2 O2 + 2 H+ + 2 e→ H2O (E’0 = 0,816 V)est remplacée parNO3

– + 2 H+ + 2 e→ NO2– + H2O (E’0 = 0,40 V)

ou parNO3

– + 6 H+ + 5 e→ 1/2 N2 ↑ + 3 H2O (E’0 = 0,84 V)

On voit (selon CAMPBELL, 1973) que le potentiel de la dernière est fort proche decelui de la première, et que les énergies libérées doivent être comparables. Ce neserait pas le cas si la réduction s’arrêtait au stade nitrite (2e réaction), or il sembleque le nitrite soit formé, au moins comme intermédiaire.Les germes dénitrifiants sont hétérotrophes, et ceci pose certains problèmes, car onverra (chap. 10) que l’azote oxydé n’est produit qu’après biodégradation desmatières organiques ternaires et quaternaires. L’effluent de réacteurs nitrifiantscontient donc normalement peu ou pas de substrat énergétique, et comme tel ne peutpas supporter une flore dénitrifiante. Trois solutions sont possibles à cette situation :

226

n Dénitrification exogène, c.à.d. usage d’un substrat externe qui peut être – un nouvel apport d’eau usée (= Dénitrification combinée) ;– une addition d’un substrat soluble de synthèse (par ex. CH3OH)

n Dénitrification endogène, c.à.d. recours aux réserves cellulaires comme substratinterne (ce dernier système ne produit pas de biomasse mais est plus lent).Dans le cas d’un substrat exogène comme le méthanol, certaines relations stoechio-métriques peuvent être dégagées :

6 NO3– + 5 CH3OH → 3 N2 ↑ + 5 CO2 + 7 H2O + 6 OH–

montrant qu’il faut théoriquement 1,90 g de méthanol pour réduire 1 g d’N nitrique.En fait, il en faut 2,50, car une partie sert à la synthèse cellulaire.L’influence du pH est surtout notable dans sa liaison avec l’inhibition parl’oxygène : en milieu acide, la flore dénitrifiante supporte de faibles teneurs d’oxy-gène, alors qu’en milieu neutre ou alcalin, une anoxie totale est nécessaire. Le pro-cessus lui-même libère des ions OH–, et l’alcalinité ainsi provoquée représente lamoitié de l’acidité produite par la nitrification, comme on peut le vérifier en compa-rant les deux équations globales. L’optimum d’action paraît se situer dans la plage,assez large, de 6 à 8.

Ajoutons que CH3OH n’est plus l’unique donneur d’électrons employé, en particu-lier pour le traitement des eaux potables où sa toxicité fait problème. On a essayéégalement CH3-COOH, CH3-CH2OH, et même H2.L’action de la température sur la flore dénitrifiante est la même que sur la flore hété-rotrophe respirant l’oxygène. Ceci est assez normal, surtout si l’on considère qu’unsubstrat donné livre à peine moins d’énergie dans le premier cas que dans le second(WUHRMANN et GUJER, 1976) :

Substrat → O2 → NO3

Glucose – 686 – 637Lactate – 314 – 298

Méthanol – 164 – 155

( G° à pH7 en k cal/mol.)

2. CinétiqueSi l’inhibition intervient à de très faibles concentrations d’O2, l’activation ne requiertelle aussi que de très faibles concentrations d’azote nitrique (± 0,1 mg/l). Comme uneffluent nitrifié contient de l’ordre de 20 mg N-NO3

–/l et qu’après dénitrification il encontient encore ± 1 mg/l, la dénitrification fonctionne pratiquement toujours à savitesse maximale, et le processus sera d’ordre zéro par rapport à la concentration enazote. On peut exprimer le rendement d’assimilation bactérienne par rapport à l’azo-te dénitrifié (sur méthanol), et on trouve sensiblement 0,6 g MSV synthétisée/ g N-NO3

– réduit.

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Page 117: L Epuration Biologique Des Eaux

Le réacteur de dénitrification est une cuve brassée mais non aérée, qu’il n’est pasnécessaire de couvrir, l’azote des bulles le protégeant des rentrées d’oxygène.Sur un lit bactérien, on adopte généralement le lit noyé traversé de bas en haut, garnid’un matériau assez fin (gravier 1 ou 1/2 pouce, sphères plastiques creuses de22 mm). Le recyclage de boue et le décanteur tertiaire ne sont pas indispensables,car la synthèse de biomasse est faible, le substrat étant maintenu au minimum. On adans ce cas un réacteur plus ou moins tubulaire, et la teneur en azote de l’effluentpeut descendre à 0,5 mg N/l. La charge hydraulique à appliquer est de 0,2 j–1 maxi-mum. L’excellent contact et la haute surface active par unité de volume permettentdes temps de séjours plus brefs qu’en boues activées. Pour améliorer encore cescaractères, on a étudié (JERIS, 1974) des réacteurs à lit de sable fluidisé, pouvant tra-vailler à des vitesses ascensionnelles aussi élevées que 36 m/h.KOOPMAN et al. (1990) ont utilisé un lit de sable fluidisé (hauteur 5,5 m) dans unappareillage particulièrement bien conçu. La dénitrification complète, avec métha-nol, d’une eau contenant 22 mg N/l a été obtenue sous des charges atteignant2,7 kg N/m3.j.Les biodisques permettent eux aussi la dénitrification exogène, à condition cette foisd’enclore la batterie, sinon les disques se rechargeraient en oxygène pendant la par-tie émergée de leur parcours. Avec des temps de séjour de 20 min, on atteint unedénitrification de 6,25 kg N-NO3/m2. j (DAVIES et PRETORIUS, 1975), vitesse quiparaît supérieure à ce qu’on a trouvé sur des colonnes à remplissage plastique(± 4 kg N-NO3/m

2.j à 20 °C pour divers résultats compilés par DE RENZO, 1978).

3.2. Dénitrification combinée

Il s’agit à nouveau d’une dénitrification basée sur un substrat exogène, mais celui-ciest le moins cher qu’on puisse imaginer : c’est l’eau d’égout elle-même. Les vitessessont sensiblement réduites, et en outre le processus ne peut être qu’incomplet : eneffet l’eau d’égout apporte, en même temps que du substrat carboné, de l’azoteammoniacal qui restera évidemment sous cette forme. De nombreuses variantes,souvent ingénieuses, ont été proposées.LUDZACK et ETTINGER (1962) ont suggéré un système dit « semi-aérobie » où deuxzones d’aération ou bassins aérateurs sont prévus. La nitrification a lieu dans lesecond, abondamment alimenté en oxygène, alors que le premier reçoit une aérationréduite dans la zone où pénètre l’eau brute. On recycle dans cette même zone laliqueur mixte du second étage, riche en azote oxydé. On renforce ainsi les pertesd’azote dans cette zone à forte charge, et l’aération subséquente chasse l’azotegazeux formé. Le risque de boues flottantes est éliminé. Le système peut être appli-qué comme modification à une station déjà construite.En Angleterre, on tend à recloisonner ainsi, généralement en 4 cellules, d’anciennesinstallations conventionnelles. On y introduit une circulation cyclique de cellule encellule, l’une d’entre elles étant anoxique : l’ensemble se rapproche alors du fosséd’oxydation tel que décrit plus loin.

229

DENITRIFICATEURS HETEROTROPHES

Par ailleurs, puisque NO3– ne fait que remplacer O2, et pratiquement sans perte

d’énergie, la vitesse de dénitrification sera proportionnelle à la vitesse de respiration,or cette dernière est fonction de la nature et de la concentration du substrat : on doitdonc s’attendre à de fortes différences de vitesse entre la dénitrification exogène etl’endogène. Selon WUHRMANN, on peut compter (à 15° C) sur :– 0,5 à 1,50 mg N/g B. h en régime endogène,– 2,7 mg N/g B. h en régime exogène.Le taux de proportionnalité entre respiration endogène et dénitrification est sensible-ment égal à 0,275 mg N/g B. h pour 1 mg O2/g B. h (CULP et SCHLECHTA, 1966). Lesdonnées de CLAYFIELD (1974) avec un substrat exogène conduisent à un facteur de0,18 et 0,14 sur substrat endogène. On peut comparer ces chiffres au rapport théo-rique, calculable si on considère comme équivalentes les quantités d’oxygène etd’azote nitrique acceptant le même nombre d’électrons : soit 2,5 O pour 1 N, ou

14 = 0,352,5 × 16

En d’autres termes, il faut assurer un rapport DBO5/N-NO3– au moins égal à

1/0,35 = 2,86.

3. TechnologieLa technologie connaît les trois modalités de principe déjà exposées (exogène, endo-gène et combinée), que l’on applique aux lits bactériens, biodisques, et boues acti-vées. Deux avantages sont à attendre : l’élimination de l’azote et une substantielleéconomie d’énergie (jusqu’à 25 % et plus).

3.1. Dénitrification exogène

Le substrat exogène doit être bon marché, facile à dégrader et à manipuler. Aux EU,on donne la préférence au méthanol, bien que les mélasses et la poudre de lait aientp.ex. été aussi utilisées. La dose à ajouter est très critique, car un excès provoqueraitune repollution de l’effluent, alors qu’un manque ralentirait le processus et produi-rait un effluent incomplètement dénitrifié. En fait, le substrat doit permettre, outre ladénitrification des nitrates, celle des nitrites et la consommation de tout oxygène dis-sous qui resterait dans l’eau à dénitrifier. On a donc les formules de MCCARTY,devenues classiques :

[CH3OH] = 2,47 [N – NO3–] + 1,53 [N – NO2

–] + 0,87 [O2][∆B] = 0,53 [N – NO3

–] + 0,32 [N – NO2–] + 0,19 [O2]

(la seconde formule donne l’augmentation de biomasse résultant des trois compo-santes, exprimée en matière volatile).Sur boues activées, les quelques stations déjà réalisées donnent à 20 °C une vitessede dénitrification d’environ 0,2 kg N/kg MSV. j, avec un effluent ne contenant plusque 1,8 mg d’N total. Temps de séjour : 1 à 2 h.

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Page 118: L Epuration Biologique Des Eaux

Le lit bactérien sert ici à nitrifier l’effluent de la phase de contact. Le liquide nitrifiéest introduit par le fond dans le bassin de stabilisation. Le rendement d’éliminationsur l’azote atteint 85 % : une valeur supérieure est impossible étant donné l’existen-ce d’un circuit direct.Décrivons enfin le procédé Bio-Dénitro, qui est d’application générale au Danemark(HARREMOËS et al, 1991). Il consiste en deux bassins complètement mélangés detaille égale pouvant être raccordés dans l’ordre AB ou BA. On réalise alors automati-quement la séquence de quatre phases indiquée à la fig. 8.2. En conditions normales,la teneur résiduelle en N ammoniacal est < 1mg/l, et celle en N nitrique < 5mg/l.

Fig. 8.2 – Le procédé danois Bio-Denitro.

3.3. Dénitrification endogène

Appliquée par WUHRMANN (1961) à la station expérimentale de TÜFFENWIES, cetteméthode mène à une dénitrification totale de l’effluent sans aucun apport de substrat,mais à une vitesse réduite. Un autre avantage de la méthode est la réduction de bio-masse (par respiration des réserves cellulaires), par opposition aux autres systèmesqui accroissent au contraire la production de boue.La vitesse de dénitrification observée varie de 0,02 à 0,04 kg N/kg MSV. j avec uneffluent contenant 2 ou 3 mg N/l.Une forme de dénitrification endogène non désirée se produit parfois par tempschaud dans les décanteurs secondaires où le temps de séjour des boues est trop long :les amas de biofilms ou de bioflocs respirent rapidement l’O2 et le substrat résiduelpuis dénitrifient NO3

– et il naît en leur sein des bulles de N2 qui les font flotter. Unpare-écume est indispensable pour éviter de charger l’effluent. Il suffit de remuer ces« rising sludges » pour qu’elles se désagrègent et retombent. Pour les éviter, lemieux est à la fois de réduire le temps de séjour dans le décanteur, et d’allonger leséjour dans l’aérateur, ce qui mène à une réduction plus poussée du substrat et doncune dénitrification plus lente (THOMAZEAU, 1982).

231

DENITRIFICATEURS HETEROTROPHES

230

De telles filières dites « à une boue » peuvent être conçues selon deux variantes(BECCARI, 1983) :

a. anoxique → aérobie → anoxique, c.à.d. avec post-dénitrification finale ;b. anoxique → aérobie, c.à.d. sans post-dénitrification.

Quoique plus chère, la filière (a) présente les avantages suivants :– sensibilité moindre aux variations de [N] dans la source, grâce à un θc élevé ;– possibilité d’accélérer la dénitrification par un ajout de CH3OH dans le 3e réac-

teur en cas de surcharge ;– sensibilité moindre à une élévation de [O2] dans le 2e réacteur, grâce au recycla-

ge moindre.Le fossé d’oxydation peut être conduit de façon discontinue, selon une variante pro-posée par PASVEER (1971) sous le nom d’OXYDENITRO. La première phase mène àune nitrification complète, ensuite on sédimente la boue activée et soutire 10 % del’eau clarifiée, que l’on remplace par un volume équivalent d’eau d’égout. La troi-sième phase reprend l’aération, mais celle-ci est insuffisante étant donné la fortedemande de l’eau brute : il en résulte la dénitrification du mélange. L’azote de l’eaubrute est en partie assimilé puis, à mesure que la charge diminue dans cette sorte detraitement en cuvée, l’aération redevient suffisante et le reste de l’azote est nitrifié.Le procédé est difficile à appliquer dans un réseau mixte recevant des eaux pluviales.En fait, dans un fossé d’oxydation classique, la fourniture d’oxygène est localisée, etle profil longitudinal de l’oxygène dissous est en dents de scie. L’aérateur qui suitimmédiatement le point d’injection de l’eau brute a à faire face à un besoin maxi-mum d’oxygène, et propulsera par ailleurs une liqueur mixte totalement nitrifiée aucours de son parcours dans toute la longueur du fossé. En prévoyant la prochaineréaréation à une distance telle qu’une zone anoxique apparaisse, on peut provoquerla dénitrification. Les aérateurs à brosse ont comme double fonction de propulser etd’aérer la liqueur mixte, et ne présentent guère de souplesse de ce point de vue :pour empêcher le dépôt de la boue, on peut être amené à remplacer la seconde bros-se par un propulseur immergé.Diverses autres combinaisons, toujours basées sur une déficience calculée de l’aéra-tion, ont été proposées. Toutes ont l’avantage de récupérer l’oxygène dépensé pournitrifier (évalué à 5 kWh par an et par EH).Enfin BALAKRISHNAN et ECKENFELDER (1970) ont suggéré une combinaison particuliè-rement ingénieuse basée sur le procédé contact-stabilisation, et illustrée à la fig. 8.1.

Fig. 8.1 – Procédé Balakrishnan et Eckenfelder.

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233

DENITRIFICATEURS HETEROTROPHES

A ces remarques s’ajoutent les recommandations de GUJER (1986), selon qui la solu-bilité de N2 en fonction de la pression joue un rôle : une aération peu profonde dimi-nue la concentration en N2, alors qu’un décanteur très profond ne devient sursaturéen N2 (avec production de bulles et flottation des boues) qu’après une dénitrificationprolongée. Cette dénitrification elle-même sera d’autant plus lente que l’âge de laboue sera élevé.

3.4. Cas des eaux potables

L’approvisionnement en eau potable se fait de plus en plus à partir d’eaux riches ennitrates, résultat d’une agriculture intensive. Ce type de réacteur biologique est deplus en plus employé, notamment en France, pour dénitrifier ces eaux à potabiliser, etles amener à des teneurs inférieures à 11,3 mg N-NO3

–/l, maximum admis par la CEE.Les eaux potabilisables ne contenant évidemment pas de carbone organique à dégra-der, il faut en apporter et ici le méthanol, toxique, est un mauvais choix : l’éthanollui est préféré, notamment en France (procédés BIODENIT et NITRAZUR) cependantque les Allemands font des essais avec l’hydrogène, le carbone venant du CO2 dis-sous (RAVARINI et al., 1988). Une autre variante utilisée aux Pays-Bas et en Franceconsiste à retenir les nitrates sur une résine d’échange, et à dénitrifier biologique-ment les saumures de régénération : dans ce cas, les concentrations sont plus élevéeset le problème de la toxicité de la source de carbone ne se pose plus.Il existe également des méthodes autotrophes de dénitrification biologique, quiseront vues au chap. 11.

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CHAPITRE 9

Sulfatoréducteurs

La sulfatoréduction se rencontre dans deux circonstances : soit sous forme de per-turbation d’une digestion anérobie normale, soit comme processus délibérémentrecherché.

1. Le métabolisme des sulfatoréducteursCes bactéries utilisent le même substrat que les méthanigènes, mais avec un accep-teur d’électrons différent : l’ion sulfate. De ce fait l’énergie qu’elles dérivent de leurréaction énergétique est plus élevée, leur métabolisme est plus actif, et elles détour-nent ces substrats à leur profit, éliminant ou réduisant à l’inactivité les méthanigènespar des mécanismes non encore clairement compris.Par exemple la réaction des acétoclastes :

CH3COO– + H2O → CH4 + HCO3– – 31 kJ/mol

est remplacée parCH3COO– + SO4

-- → HS– + 2 HCO3– – 71 kJ/mol

alors que la réaction des hydrogénotrophes :4 H2 + HCO3

– + H+ → CH4 + 3 H2O – 135 kJ/molest remplacée par

4 H2 + SO4-- + H+ → HS– + 4 H2O – 150 kJ/mol

L’activité des sulfatoréducteurs est donc limitée par la dose de SO4-- disponible, mais

aussi par la disponibilité de H2 et d’une petite molécule organique commeCH3COOH.

Parmi les sulfatoréducteurs, Desulfobacter postgatei a été bien étudié par INGVORSEN et al. (1984). Cultivé sur acétate, cet organisme manifeste un Ks moyende 2,25 mg/l S-SO4

-- et un taux maximum d’enlèvement de sulfate de 134 mg S-SO4

--/l.gB. Cultivé sur sulfate, son Ks s’établit à 4,1 mg/l acétate, avec un tauxmaximum d’enlèvement d’acétate de 183 mg/l.gB. On constate que les taux d’enlè-vement sont assez élevés et les systèmes vite saturés.

Toute la production de méthane se trouve transformée en production d’H2S. Celui-ci, tout comme le CO2 est impliqué dans deux équilibres :

H2S H+ + HS– 2 H+ + S--

(H2S)g = H (H2S)aqavec H = constante de la loi de Henry.

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Page 121: L Epuration Biologique Des Eaux

cessus industriel comme les divers procédés Kraft et en particulier le Kraft-sulfate.Dans ce cas, on observe que non seulement le H2S formé est toxique pour les métha-nigènes, mais aussi le SO4

– –de départ.Il est toutefois possible de neutraliser dans une certaine mesure ces effets, et demaintenir simultanément des méthanigènes et des sulfatoréducteurs. Nos essais ontmontré que la production de gaz chutait brutalement lorsque la teneur de S--, à pH6,5, atteignait la dose relativement élevée de 450 mg/l dans le liquide, et ce nonobs-tant l’élimination d’une masse supplémentaire de H2S strippé par le biogaz. Lorsquela dose toxique est atteinte, la production de gaz cesse également, ce strippage dispa-raît et l’intoxication s’aggrave. C’est pourquoi elle est si nette et brutale, quoiqueréversible dès qu’on a éliminé le H2S par une méthode appropriée.L’effet du sulfate est plus complexe. Dès son apparition, il occasionne une réductioncorrespondante du volume de gaz produit et de sa qualité. La sulfatoréduction pla-fonne, notamment en raison de la limitation en substrat organique, de sorte que lesulfate apparaît dans l’eau avec sa toxicité propre vis-à-vis des méthanigènes, et illes inhibe totalement lorsque sa concentration atteint 900 mgS/l.

3. La sulfatoréduction pour l’élimination des métauxLa plupart des sulfures de métaux lourds, à l’exception du chrome, sont très inso-lubles, et ont des pK de l’ordre de 10–20 à 10–50. Comme les bactéries sulfatoréduc-trices réduisent le sulfate en sulfure, il est possible d’éliminer efficacement lesmétaux lourds par cette méthode biologique, qui a été étudiée notamment par MAREE

et al.(1986) et par CRINE et al.(1989).La tolérance de pH est très large (4 à 10) de même que la tolérance de température(25 à 60 °C). CRINE et al. ont pu fixer leur biomasse sur de la mousse de polyurétha-ne réticulée, de sorte que le traitement peut se faire en 1/2 h. Une concentration de60 mg/l d’un mélange de Cd, Cu, Zn et Fe a ainsi été ramenée à moins de 1 mg/l.De la matière organique doit évidemment être fournie (ici 500 mg COT/l), bien quela possibilité existe théoriquement de travailler avec de l’hydrogène.

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237

SULFATOREDUCTEURS

Le premier équilibre est celui de la dissociation des protons, et est donc fonction dupH selon le diagramme classique :

Fig. 9.1 – Domaine de stabilité des diverses formes du soufre.

Si on considère que la digestion se déroulera normalement entre les pH de 6,5 et 8,0,on voit que les deux seules formes possibles sont H2S et HS–, mais dans des propor-tions totalement variables. A pH 6,5 il y a 90 % de H2S, mais à pH 7,5 il n’en resteplus que 22 %. Seule la forme H2S peut entrer dans le second équilibre, qui est forte-ment affecté par la température.

2. Méthaniseurs affectés par les composés soufrésNon seulement les sulfatoréducteurs confisquent les substrats des méthanigènes,mais ils engendrent un produit qui est pour elle toxique : le H2S sous sa forme nondissociée.Deux attitudes sont alors possibles pour préserver la communauté méthanigène :n augmenter le pH de façon à réduire la fraction toxique ;n diminuer le pH de façon à permettre l’extraction de l’H2S par strippage.ENDO et TOHYA (1985) recommandent un pH de 6,5, et nous avons pu confirmer lafaisabilité de cette solution au cours d’essais de longue durée sur des effluents defabrique de cellulose.Les produits soufrés peuvent être présents dans la boue ou l’eau à traiter, sous laforme apparemment innocente du SO4

– –. Mais ils peuvent aussi provenir d’un pro-

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238

TROISIEME PARTIE

Les réacteurs autotrophes

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CHAPITRE 10

Nitrificateurs

1. Aspects théoriques1.1. Origine et formes de l’azote

Une eau d’égout urbaine contient environ 25 mg/l d’azote réduit total, dont 15 sousforme ammoniacale. Cet azote provient des déjections humaines, des consomma-tions ménagères de produits azotés (l’ammoniaque, les ammoniums quaternaires...)et autres sources accessoires. L’équivalent azoté de la population, ou dose d’azoteaccompagnant l’activité d’un habitant, varie selon les estimations entre 9 et 12 g N/j.

L’azote organique est évidemment surtout celui des protéines (azote peptidique), etdans une moindre mesure celui d’amines, d’amides, ou de bases organiques. L’uréeest la forme principale d’excrétion pour l’homme, alors que le poisson rejette direc-tement le NH3 et l’oiseau l’acide urique. L’urée s’hydrolyse rapidement en ammo-niaque sous l’action de l’uréase :

CO(NH2)2 + 2 H2O + H+ 2 NH+4 + HCO–

3 (10.1)Parmi les eaux usées industrielles, les eaux des industries agro-alimentaires sontgénéralement très pauvres en azote.

L’azote entre dans un cycle complexe où interviennent de nombreuses oxydoréduc-tions, rendues possibles par l’existence pour cet atome de 6 niveaux d’oxydation.Ceci est rendu apparent dans le schéma de KLUYVER et VERHOEVEN (voir fig.10.1).

Les réactions globales d’oxydation successives sont :(10.2) NH+

4 + 1/2 O2 NH2OH + H+ + 4,7 kcal/mol(10.3) 2 NH2OH H2N2O2 + 4 H+ + 4e(10.4) H2N2O2 + 2 H2O 2 NO2

– + 6 H+ + 4e– 71,17 kcal/mol

(10.5) NO2– + H2O NO3

– + 2 H+ + 2e – 17,71 kcal/mol

Toutes ces réactions sont faciles à l’exception de la première qui est endothermique.Toujours déplacée vers la gauche, elle ne permet qu’à une très faible fraction del’azote d’exister sous forme d’hydroxylamine. Celle-ci n’est donc jamais détectéedans les milieux autotrophes aérobies. Globalement, les trois premières réactionssont exothermiques (– 66,47 kcal/mol.), et la quatrième l’est également(– 17,71 kcal/mol.) [Valeurs selon Wuhrmann (1976)].

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1.2. Microbiologie

1.2.1. Biocénose

L’oxydation de l’azote est réalisée, dans les systèmes naturels, surtout par deuxespèces : Nitrosomonas et Nitrobacter. On connaît toutefois d’autres organismescapables d’oxyder l’ammoniaque.Ces deux organismes sont chimiolithotrophes : ils utilisent CO2 comme source decarbone, et l’azote réduit comme source d’énergie. Le premier réalise la transforma-tion de NH4

+ en NO2– et, le second celle de NO2

– en NO3–. Une notable quantité d’oxy-

gène est nécessaire pour ces oxydations : 3,43 g O2/g N et 1,14 g O2/g N respective-ment , soit un besoin théorique total de 4,57 g O2/g N. En fait, ces organismes ontaussi besoin d’azote pour leurs synthèses organiques, et dérivent à cette fin une par-tie de l’azote disponible. Les besoins réels en O2 sont de ce fait légèrement infé-rieurs, et on a confirmé à diverses reprises (WEZERNAK et GANNON, 1969 ; EDELINE,1978 ; MONTGOMERY et BORNE, 1966, etc.) les valeurs de 3,22 et 1,11 respective-ment, soit un besoin total de 4,33 g O2/g N et un rendement global d’assimilation de4,57 – 4,33 = 0,24 g de DCO cellulaire/gN. Les caractéristiques des deux espècesnitrifiantes sont raisonnablement bien connues et stables, et on peut les résumer dansle tableau 1 suivant, compilé d’après diverses sources :

Tableau 10.I – Caractéristiques de la flore nitrifiante.

Nitrosomonas Nitrobacter

Rendement Y (g B/g N) 0,05 0,02µ̂ à 20 °C (j–1) 0,48 à 0,71 0,58 à 1Ks (mg N/l) 0,7 à 1,0 0,35 à 1,1

(en N – NH4+) (en N – NO2

–)pH optimum (*) (–) 7,4 – 9,0 7,4 – 9,1Teneurs minimum en O2 (mg O2/l) 1,0 1,0

(*) Les pH diffèrent extrêmement selon les auteurs.

On voit d’après ce tableau que Nitrosomonas est plus lent que Nitrobacter. Il enrésulte que la nitritation sera l’étape limitante du processus, qui devra être calculépar rapport à elle. De même, il ne faut pas s’attendre à observer une accumulation denitrites dans le milieu en conditions normales.

Les constantes de saturation sont basses par rapport aux concentrations rencontréeset aux résultats recherchés, de sorte que les biomasses nitrifiantes travaillent prati-quement toujours saturées, c’est-à-dire avec une cinétique d’ordre zéro.

Fig. 10.1 – Schéma de Kluyver et Verhoeven.

Le domaine de stabilité des diverses formes minérales de l’azote est montré à lafig. 10.2 (les potentiels sont donnés par rapport à l’électrode d’hydrogène). Onconstate que la première transition a lieu vers 320 mV, et la seconde vers 400 mV.Une eau bien aérée a un potentiel ≥ 400 mV, de sorte que l’ensemble du processusne fait pas problème.

Fig. 10.2 – Domaine de stabilité des diverses formes de l’azote.

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pratique, sauf peut-être l’inhibition de Nitrobacter qui se produit dès 20 mg/l de NH3et par conséquent peut intervenir dans le traitement d’eaux de cokeries riches enammoniaque.La nitrification en rivière produit des déficits prononcés d’oxygène qui se stabilisentd’eux-mêmes à la concentration minimum permettant la nitritation (EDELINE, 1974),soit 0,8 mg O2/l. Tout récemment, HANAKI et al. (1990) ont réalisé des essais encontrôlant la teneur en O2 à 0,5 mg/l, et ont constaté que seul Nitrobacter était quasitotalement inhibé. Le nitrite s’accumulait dans le réacteur. Le graphique de lafig. 10.2 donne sans doute l’explication de ce fait : le redox est tombé en dessous de350 mV et la nitratation ne peut plus se produire.

1.2.3. Température

L’influence de la température sur les nitrifiants est analogue à celle exercée sur lesautres flores, bactérienne ou algale par exemple. Elle se caractérise par un Q10 del’ordre de 2 ou même plus. Si on admet l’équation habituelle

µT = µ15 θ(T-15) (10.2)la valeur de θ semble comprise entre 1,054 et 1,127 pour Nitrosomonas, ou entre1,06 et 1,07 pour Nitrobacter. Selon Downing et Hopwood, on a

µT = 0,47 . 1,103(T-15) (10.3)En fait, l’activité diminue au-delà de 31 °C.Les variations rencontrées dans la littérature viennent sans doute de pH différents etde souches différentes. A chaque θ correspond évidemment une énergie d’activationet WONG-CHONG et LOEHR (1975) ont montré qu’à pH 7,5 leur souche deNitrosomonasprésentait une énergie d’activation minimale, de 16,0 kcal/mol, alorsqu’à pH 6,0 ou 8,5 elle remontait à 20 kcal/mol.On soulignera enfin le rendement extrêmement faible des réactions en cause(v. tableau I), qui rend très petits les taux de croissance, et très faibles les biomassesproduites. Ceci apparaît dans la stœchiométrie formulée par HAUG et MCCARTY

(1972) de même que l’importance des besoins d’oxygène et l’acidification :n Pour Nitrosomonas :

55 NH4+ + 5 CO2 + 76 O2 → C5H7NO2 + 54 NO2

– + 52 H2O + 109 H+

n Pour Nitrobacter :400 NO2

– + 5 CO2 + NH4+ + 195 O2 + 2 H2O → C5H7NO2 + 400 NO3

– + H+

1.3. Cinétique

Des modèles cinétiques du type MCCARTY, ou KORNEGAY et ANDREWS, déjà vus àpropos des boues activées (cf. chap. 6), ont été appliqués avec succès à la nitrifica-tion, pourvu qu’on adopte des valeurs adéquates pour les constantes (tableau I). Il estpossible de considérer globalement la nitrification, ou au contraire de distinguer sesdeux composantes. Cette dernière attitude est plus raffinée, mais mène à des équa-

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1.2.2. Toxicités et inhibitions

La flore nitrifiante est très vulnérable à de nombreuses substances toxiques. On acompilé dans le tableau suivant les limites de toxicité établies par divers auteurs.De nombreuses molécules organiques sont inhibitrices. Parmi elles, on citera lestoxiques respiratoires et le surnageant des digesteurs anaérobies (or, il faut se rappe-ler que ce dernier est généralement recyclé en tête de station…).

Tableau 10.II. Inhibiteurs de la nitrification.

Seuil de Seuil deToxique toxicité Toxique toxicité

mg/l mg/l

CS2 35 Cu 0,1-0,4thiourée 1.10–6 M Ni 0,1-0,25allylthiourée 0,5 Cr 0,25-0,9S-- 200 Hg 2CN– 2 Zn 10cyanures complexes 0,5-3,5 Pb 0,5-1phénols 10thioacétamide 0,14méthylisothiocyanate 0,8 Ag 0,25dithiocarbamates (fongicides) ± 5sulfures de thiurame (accélérateur dansl’industrie du caoutchouc) ± 30

Deux substances d’importance en génie sanitaire ont été récemment démontréesinhibitrices (WIRKUS et SEKOULOV, 1990) : les sulfates de fer et d’alumine, tous deuxemployés comme floculants, ou comme précipitants pour l’élimination des phos-phates par voie chimique. Le second se révèle plus inhibiteur que le premier, maistous deux ont un effet du type Haldane.La flore nitrifiante ne peut utiliser que l’azote minéralisé, et présente des taux decroissance faibles : ces deux raisons font qu’elle apparaît tardivement dans la chaînedes processus biologiques, que ce soit en station d’épuration (zone inférieure des litsbactériens) ou en rivière (report vers l’aval). On a prétendu qu’une flore hétérotropheactive avait sur elle un effet inhibiteur. Les essais de HOCKENBURY (1977) semblaientmontrer qu’il n’en est rien, mais HANAKI et al. (1990) ont mis en évidence une aug-mentation de Ks de 1,0 à 7,2 mg N/l, alors que µ̂ demeurait inchangé. On en déduitque l’entassement des cellules hétérotrophes gêne le transport de NH4

+ versNitrosomonas. Nitrobacter n’est pas affecté.L’inhibition des nitrifiants par leur substrat et par leur produit existe également, maiselle se produit à des concentrations supérieures à celles rencontrées usuellement en

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avec :A = concentration d’azote ammoniacal (mg N/l) ;N = concentration d’azote nitrique (mg N/l) ;Q = débit traversier (m3/j) ;r = taux de recyclage (s.d.) ;B = concentration de biomasse totale (mg/l mat. sèche) ;n̂ = taux maximum de nitrification (mg N/mg mat. sèche.j) ;V = volume du bassin d’aération (m3) ;Ks = constante de saturation (mg N/l).

Il est intéressant de signaler que les auteurs ont dû, pour obtenir une simulation cor-recte, introduire un terme de retard dans le recyclage : les concentrations recycléesau temps t correspondent aux concentrations de l’aérateur au temps (t – tD) où tD estle temps de séjour dans le décanteur.Dans un système tubulaire ou quasi tubulaire, comme les boues activées à écoule-ment spiral (bassins longs et étroits parcourus longitudinalement), rivières, lits bac-tériens, flacons de DBO, …, la nitratation ne sera plus superposée à la nitritationmais bien postérieure à elle. Typiquement, on enregistre des courbes ayant l’alluremontrée aux fig. 10.3a, b, c (CEBEDEAU, 1971).Sur ces courbes, on voit disparaître l’ammoniaque et apparaître le nitrate, alors quele nitrite n’apparaît que de façon fugitive et transitoire. Dès qu’il se forme, il stimulela nitratation, ce qui le fait disparaître. Pour cette raison, il revêt l’allure d’une cour-be en cloche, et n’atteint jamais que des concentrations très faibles (en rivièrecomme dans les effluents de station, on trouve rarement plus de 500 µ g/l).L’élévation de température, qui agit différemment sur les deux espèces, peut contri-buer à séparer les deux processus, et à permettre aux nitrites d’atteindre des concen-trations élevées avant d’être consommés par Nitrobacter.Le cas des stations à boues activées homogènes est pour sa part strictement régi parle critère de rétention de DOWNING, exposé au chap. 6 (p. 138). Il revêt ici une signi-fication particulière, du fait du taux de croissance faible des nitrifiants, qui imposeun âge moyen des boues élevé si l’on veut retenir efficacement la flore. Cet âgemoyen varie en outre avec la température, comme le montre le tableau 10.III.

Tableau 10.III.

T Age des boues Charge biologique µ̂°C (j) (kg DBO5/kg B.j) (j-1)

5 19 0,1 0,05310 10 0,15 0,1015 5,5 0,25 0,1820 3 0,3 0,3325 1,7 0,4 0,59

tions compliquées, alors que la connaissance des concentrations de nitrite n’est pastellement intéressante. La prise en considération du phénomène global mène déjà àdes équations simultanées que l’on ne peut résoudre que par calcul numérique.Dans le cas d’un système à boues activées à mélange complet, on peut par exempleciter le système d’équations employé par WUHRMANN et GUJER (1976), et dont lesrésultats ont été confirmés par la pratique. Le modèle est appliqué avec un pas de2 h, et les prévisions s’écartent de la réalité de moins de 1 mg N/l.

ndA1 =

QA0 + rQAr – (1 + r) QA1 – n̂ .A1 . B (10.4)

dt V Ks + A1

ndN1 =

QN0 + rQNr – (1 + r) QN1 – n̂ .A1 . B (10.5)

dt V Ks + A1

Fig. 10.3a – Nitrification à 16,2 °C.

Fig. 10.3b. – Nitrification à 19,9 °C. Fig. 10.3c – Nitrification à 29,6 °C.

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Quant à la cinétique optimale de nitrification, celle que l’on peut observer à 20 °C età pH 8,4, elle a été évaluée par WILD et al. (1971) à 0,185 g N-NH4

+/g.j (biomasseexprimée en matière en suspension volatile).

Un test permettant la mesure quantitative et rapide des deux composantes de la nitri-fication a été proposé par VÖLSCH et al. (1990). La séparation de la nitritation et dela nitratation est rendue possible par l’existence d’inhibiteurs spécifiques : l’ATUpour Nitrosomonas et le chlorate pour Nitrobacter.

2. Technologie2.1. Le problème de l’alcalinité

Une discussion complète de ce problème peut être trouvée dans TEICHGRÄBER

(1991).

L’azote ammoniacal à nitrifier peut être amené sous forme minérale, ou sous formeorganique. Dans ce dernier cas, son ammonification engendre 1 OH- par NH4

+ libéré,mais, dans le premier cas, il n’y a pas d’alcalinité correspondante. La nitritation vapour sa part libérer 2 protons, c.-à-d. consommer 2 OH-. La nitratation est neutre dece point de vue, de sorte que 1 mg N-NH4

+ complètement nitrifié aura consommé7,14 mg TAC (en CaCO3). Si le système comporte une dénitrification finale(v. chap. 8), chaque NO3

– produira un nouvel OH–, de sorte que la filière complèteest équilibrée si l’étage de dénitrification est disposé de telle sorte que cet OH– soitdisponible pour la flore nitrifiante.

L’eau d’égout provient d’eau de ville, et celle-ci dispose normalement d’un certainTAC, sauf dans certains réseaux, dont les steps seront de ce fait à surveiller. Eneffet, si on ne pratique que la nitrification, il peut arriver que le système tampon soitconsommé entièrement, et que le pH descende dangereusement. Il est de toute façonprobable qu’il descendra au fond des biofilms ou au centre des bioflocs bien avantqu’on s’en aperçoive au sein du liquide.

Deux conséquences néfastes en découlent, si le pH descend au-dessous de 6 etdevient instable par manque de tampon : le pH optimal pour la nitrification (7,5-8,5)n’est plus respecté, et les bioflocs eux-mêmes se déstructurent avec perte de biomas-se dans l’effluent.

La dénitrification est évidemment la meilleure réponse à ces problèmes, mais onpeut toujours ajouter un complément bien calculé d’alcali, ou éliminer (p.ex. parstrippage) un excès trop net d’azote réduit minéral.Deux cas courants d’une telle situation sont les eaux de cokerie et les lixiviats d’or-dures ménagères.

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Fig. 10.4 – Relations entre la nitrification, l’âge des boues et la charge organique(divers auteurs).

On voit qu’à 20 °C, la nitrification n’est possible que si la charge est 0,3. Elledébute avec le domaine de la stabilisation partielle des boues, et est complète dansles installations à minéralisation totale. Il importe donc dans ces cas de prévoir lacouverture de besoins d’oxygène supplémentaires. La fig. 10.4, empruntée àECKENFELDER (1976), montre que la pratique confirme ces prévisions. A 15 °C, lecritère de rétention pourra se formuler :

θc ≥1 = 1 = 2,13 j

µ15 0,47Cette valeur est le strict minimum pour le maintien d’une biomasse active, maisBÖHNKE et al. (1989) font observer à juste titre que pour résister aux fluctuations, ilfaut appliquer trois fois cette valeur, soit 6,4 j.

Charge organique (kg DBO5 /kg MSV.j)

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une boue, à production de boue peu élevée, l’azote reste généralement en excès etpeut être nitrifié. Le système à deux boues n’est donc guère avantageux.La nitrification, si elle n’est pas suivie d’une dénitrification volontaire (v. chap. 8)peut parfois entraîner de sérieux inconvénients. La liqueur mixte riche en nitratesséjourne dans le décanteur secondaire, où elle ne reçoit plus d’oxygène. Le dépôt deboue continue de respirer au fond du décanteur, et peut être alors le siège d’unedénitrification intense, l’ion nitrate remplaçant l’oxygène moléculaire comme accep-teur d’électrons. Il en résulte la formation de bulles d’azote élémentaire au seinmême des bioflocs, suivie de la flottation d’énormes amas de biomasse (« risingsludge »).

2.2.2. Cas des lits bactériens

N’importe quel lit bactérien peut nitrifier s’il est de hauteur suffisante et soumis àune charge suffisamment faible. Les germes nitrifiants seront évidemment confinésaux couches les plus profondes du lit (le dernier quart environ). Selon les directivesde l’ATV, une nitrification complète est possible si la charge ne dépasse pas 2 gDBO5/m

2 de support et par jour.Selon WILSON et RIDDELL (1974), la dynamique et la compétition entre nitrifiants ethétérotrophes n’est favorable aux premiers que lorsque la DBO5 a été ramenée déjàà 20-30 (DCO = 90)*. Ceci n’arrive qu’au pied d’une tour, au dernier étage d’unebatterie, ou partout sur une tour à très fort recyclage. Selon une autre interprétation(WPRL, 1965), dans les couches supérieures, les nitrifiants sont noyés dans un filmd’hétérotrophes qui les privent d’oxygène : si le gaz circulant est enrichi en oxygène,la nitrification reprend.Le dispositif connu sous le nom de filtration double alternée (v. chap. 5, p. 116) nepeut évidemment être le siège d’une nitrification. La nitrification d’eaux industrielles est également possible. Dans des essais survinasses de distilleries avec un lit à remplissage classique, Basu (1969) a obtenu uneréduction de 67 % sur l’azote lorsque le lit était soumis à une charge faible permet-tant une réduction de 73,5 % de la DBO. Par contre, en augmentant la charge, le ren-dement sur la DBO tombant à 57 %, le rendement de nitrification s’est trouvé rame-né à 17 %. Sur un lit à remplissage plastique, les rendements en azote ont été nette-ment inférieurs.Contrairement aux boues activées où c’est le tout-ou-rien qui est la règle, la nitrifica-tion dans les lits bactériens décroît linéairement avec la charge volumique, et tombeà zéro pour 0,5 à 0,6 kg DBO5/m

3.j, soit 10 g/m2.j. (si σ = 60 m2/m3).Un lit bactérien noyé spécialement conçu pour nitrifier a été mis au point en labora-toire (HAUG et MCCARTY, 1972). La version de laboratoire est une simple colonne

* Limites dans le cas des biodisques : DBO5 = 14 et DCO = 50 selon WENG etMOLOF (1974).

2.2. Configurations

La nitrification a lieu dans n’importe quel type d’épurateur biologique aérobie, pour-vu que la température, l’alcalinité et la teneur en O2 soient suffisamment élevées.Cette exigence en température peut causer des problèmes dans les pays froids, où ilest nécessaire de nitrifier dans un appareil séparé, la dégradation de la DBO ayantlieu dans un appareil à forte charge.

2.2.1. Cas des boues activées

Le choix qui s’offre est de travailler avec un réacteur unique, ou avec deux réacteurssuccessifs : système « à une boue », ou système « à deux boues », illustrés par lesschémas 5 et 6 tirés de STAHL et SHERRARD (1974) :

Fig. 10.5 – Système à une boue.

Fig. 10.6 – Système à deux boues.

Dans le premier système, la même boue, d’âge suffisant, dégrade la DBO et nitrifiel’azote. Dans le second, où le temps de séjour total est cependant égal, on empêchela nitrification de se produire dans le premier étage en maintenant θc au-dessous duseuil de ± 4 j., et on l’encourage au contraire dans le second étage, grâce à un θcélevé et à un recyclage séparé. On peut même supprimer les purges sur le deuxièmeétage, et laisser passer du premier vers le second juste assez de boue pour maintenirle θc voulu. On conserve ainsi intégralement les nitrifiants.Toutefois, la production de boues du second système est évidemment très supérieure(environ 1,5 fois), de sorte qu’une bonne partie de l’azote (et même la totalité en casd’eaux pauvres en azote) est assimilée et non oxydée. Par contre, dans le système à

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2.2.3. Cas des biodisques

Selon les directives de l’ATV, il ne faut pas dépasser une charge de 4 g DBO5/m2.j

pour obtenir une nitrification complète.Avec leur biomasse fixe, permettant des âges de boues considérables, les biodisquespeuvent constituer des nitrificateurs puissants. En effet, de nombreux auteurs ontnoté et étudié ce caractère (ELLIS et BANAGA, 1976 ; WENG et MOLOF, 1974 ; HING etal., 1976). L’effet est lié à la surface de biofilm, et n’est affecté ni par la concentra-tion ni par le débit de l’eau usée, pourvu qu’un temps de contact minimum soit assu-ré (de l’ordre de 20 min par étage). On a même épuré avec succès des liquides trèschargés en ammoniaque, comme un effluent de bassins de stockage de boues digé-rées (780 mg N – NH4

+). La capacité maximum d’enlèvement varie évidemment fortavec la température, et était de 15 à 16 g N/m2.j. Avec de telles concentrations, desajouts d’alcalinité sont nécessaires pour maintenir le pH vers 7,8 – 8,2 dans le pre-mier des 4 étages. La fig. 10.6, extraite de LUE-HING et al.(1976) montre l’évolutiondu processus au fil des étages.

3. RéférencesBENNEMANN H., FELDMANN M., HEMPEL D.C. (1991), Nitrifikation mit immobilisier-

ten Bakterien, GWF, 132, 686-689.BÖHNKE B., PINNEKAMP J, (1989), Nitrifikation und denitrifikation in ein - und

zweistufigen Belebungsanbagen, Korr. Abw. 36, 570-581.DOWNING A. (1966), in Advances in Water Quality improvement, T. I, GUJER W., KREJCI V.,FLECKSEDER H. (1983), Tropfkörper und Tauchtropfköper bei

kleinem Abwasserreinigungsanlagen, G. W. Abw., 63, 330-341.EDELINE F. et LAMBERT G. (1974), A simple simulation method for river self-purifi-

cation studies, W. Res., 8, 297-306.HANAKI K., WANTAWIN C., OHGAKI S. (1990), Nitrification at low levels of dissol-

ved oxygen with and without organic loading in a suspended-growth reactor. W.Res., 24, 297-302.

HING C.L., OBAYASHI A. W., ZENZ D.R. (1976), Biological nitrification of sludgesupernatant by rotating disks. J.W.P.C.F., 48, 1, 25-46.

HOCKENBURY R., DAIGGER G.T., GRADY C.P.L. (1977), Factors affectingNitrification, J. Env. Eng. Div. (A.S.C.E.), 103, 9-19.

HANAKI K., WANTAWIN C., OHGAKI S. (1990), Effects of the activity of heterotrophson nitrification in a suspended-growth reactor, W. Res., 24, 289-296.

KOOT A.C. (1974), Aërobe zuivering van afvalwater en haar beperkingen. H2O, 7,325-332.

LAWRENCE A.W., MCCARTY P.L. (1971), A unified basis for biological treatmentdesign and operation. Discussion by Siddiqi. J. San. Eng. Div. (A.S.C.E.), 97, 127.

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de 1 m remplie en quartzite (2,5 à 4 cm de Ø), et parcourue de bas en haut par leliquide ammoniacal. Cette disposition, en fixant les microorganismes et en contrô-lant étroitement le temps de contact, permet une nitrification active même partemps très froid : 90 % de nitrification sont obtenus en 30 min à 20 °C, et en 60 minà 10 °C. Le fonctionnement reste possible même à 1 °C. L’eau à traiter doit recevoirde l’oxygène, et en raison des besoins élevés, seul l’oxygène pur entre en ligne decompte. On peut soit l’appliquer sous forme de préaération du liquide, soit l’injecterdirectement en bulles au pied de la colonne.On calcule que 20 mg/l d’N-NH4

+ produiront 3 mg/l de Nitrosomonas et 0,5 mg/l deNitrobacter, tout en consommant 85 mg O2/l. L’accumulation de biomasse est doncfaible, et peut être éliminée par un rinçage périodique. Les réactions en jeu ont uneffet acidifiant, mais on a observé que la biomasse pouvait s’acclimater à un pH de5,5 sans perte de rendement, bien que le pH optimum soit entre 7 et 8,5.

Fig. 10.7 – Progrès de la nitrification d’étage en étage sur une batterie debiodisques (d’après LUE-HING et al.).

De nombreuses autres recherches ont depuis confirmé ces observations (NENOV etal., 1992, BENNEMANN et al. 1991, SHIN et al.1989, …). Ils ont mis en application lefait bien connu que la biomasse nitrifiante se fixe facilement à des supports, et ontutilisé soit des mousses de polyuréthane, soit du sable maintenu en mouvement dansun réacteur à air-lift, soit encore des panneaux de matière synthétique immergés dansune eau aérée.

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CHAPITRE 11

Dénitrificateurs autotrophes

Ce procédé élégant mais délicat a été étudié puis mis en place par KRUITHOF et al.(1988) aux Pays-Bas. Il utilise le métabolisme de Thiobacillus denitrificans, selonl’équation énergétique globale :

5 S + 6 NO3– + 2 H2O 3 N2 + 5 SO4

-- + 4 H+ (–129,7 kcal/mole S)à laquelle s’ajoute une réaction de synthèse requérant une source de carbone miné-ral, de l’azote réduit (qui sera prélevé sur l’azote nitrique) et du phosphore. Le réac-teur sera un lit filtrant composé pour moitié de grains de soufre (2-6 mm) et pourmoitié de grains de calcaire (« maerl » 2- 5 mm). Le lit est parcouru lentement(0,25 m/h) de bas en haut pour aider à la sortie d’éventuelles bulles d’azote.Toutefois ces bulles d’azote, comme le montre l’équation d’équilibre ci-dessus, indi-quent une sursaturation en azote et tendront à faire rétrograder la réaction. C’est pourquoi le filtre est précédé d’une tour de désorption sous vide, qui éliminel’oxygène et l’azote et fait ainsi place à l’azote de dénitrification. La réaction libé-rant des protons, elle mettra en solution du CO2, et le système se tamponnera de lui-même vers pH 6,4-6,8. Le biofilm s’établit autour des grains de soufre, et doit êtrepériodiquement éliminé par lavage. Il ne semble pas jusqu’ici que d’autres produitssoufrés que le sulfate aient été engendrés, mais l’apparition de sulfate elle-mêmelimite l’applicabilité du procédé puisque la norme pour les eaux potables interdit dedépasser 150 mg SO4

--/l, et que certaines eaux contiennent déjà du sulfate au départ.

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QUATRIEME PARTIE

Les réacteurs mixtes

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CHAPITRE 12

Réacteurs algo-bactériens (Etangs de stabilisation)

1. Théorie1.1. Définition et classement

Il s’agit d’un bassin ou d’un système de bassins, exposés à l’air libre, et destinés autraitement biologique des eaux usées. Ils simulent, en l’amplifiant, l’action autoépu-ratrice des étangs ou des lacs. La plus ancienne mention connue de ce systèmeremonte à 1904, au Texas. Les étangs de stabilisation comprennent aussi ce qu’onappelle parfois (improprement) lagunes (d’après l’anglais « lagoon ») ou lagunage.On peut les classer en fonction de leur régime (aérobie ou non) ou en fonction deleur place dans la filière épuratoire. On aura donc des bassins de stabilisation : n anaérobies : sortes de prédigesteurs exposés à l’air ;n aérobies : fonctionnant grâce à une association typique d’algues et de bactéries,

complétée éventuellement par une aération mécanique ;n facultatifs : où la zone supérieure est aérobie et la zone inférieure anaérobie.

Selon l’autre classement, on distingue des bassins :n primaires : recevant des eaux brutes ;n secondaires : recevant des eaux prédécantées ;n de maturation : destinés à diminuer les pathogènes ;n à poissons : placés en épurateurs tertiaires.

On adoptera les symboles suivants :An = bassin anaérobie ;F = bassin facultatif ;Fm= bassin de maturation ;P = bassin à poissons.

Dans l’usage, on aura donc toujours un ordre immuable dans la succession des bas-sins, mais la série pourra être complète ou incomplète.

→ An → Fm → F → M → P →

On étudiera surtout ici les types An et F. Il faut toutefois distinguer actuellement lesétangs à microphytes, dont il sera exclusivement question plus loin, et les étangs àmacrophytes.

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REACTEURS ALGO-BACTERIENS (Etangs de stabilisation)

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Fig. 12.3 – Etangs de stabilisation (SYRACUSE, Doc. CEBEDEAU).

Fig. 12.2 –Réacteur Algo-bactérien (Doc. CEBEDEAU).

Le présent ouvrage se concentrant sur l’épuration biologique par les unicellulaires, lelecteur intéressé par les étangs à macrophytes est renvoyé à la bibliographie :RADOUX, 1987 ; KIKUTH, 1977 ; BRIX, 1987 ; BUCKSTEEG et al., 1985 ; EBELING,1985 ; ARBEITSBERICHT ATV, 1982 ; MARA, 1987.Enfin, on désigne sous le nom de « lagunage aéré » un procédé d’épuration qui seramène à une boue activée sans recyclage : cette variante a été examinée au chapitre6 (p. 175).

1.2. Aspects biologiques du fonctionnement

1.2.1. Le principe de baseest d’obtenir une épuration bactérienne aérobie sansavoir à dépenser d’argent pour la fourniture d’oxygène. On utilise l’oxygène fournipar des algues, ce qui oblige à exposer l’eau au soleil sous faible profondeur et gran-de surface.Ce procédé est étudié pour être très bon marché : il ne comporte que de grands bas-sins de terre, et convient surtout pour les régions où l’insolation est élevée et le ter-rain abondant et bon marché. Le principe est illustré dans le schéma suivant (fig. 1).Il combine les processus aérobies des lits bactériens et boues activées, avec les pro-cessus anaérobies des digesteurs. Le développement équilibré des algues et des bac-téries est essentiel au procédé et sera examiné au § 3.

1.2.2. L’exposition à la lumière permet, outre le développement des algues, celui dethio-bactéries, disposant de pigments leur permettant de réaliser une sorte de photo-synthèse où la photolyse de l’eau est remplacée par celle de l’H2S :

CO2 + 2 H2S → [CH2O] + H2O + S2 ↓

Ceci ne peut avoir lieu dans les digesteurs ordinaires, qui sont à l’abri de la lumière.Le précipité de soufre peut être observé sur les rives. Dans la partie réductrice des

Fig. 12.1 – Etang de stabilisation.

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REACTEURS ALGO-BACTERIENS (Etangs de stabilisation)

bassins, les sulfates sont réduits, et si leur concentration dépasse 500 mg/l cela peutmener à l’apparition de thiobactéries rouges qui peuvent parfois supplanter lesalgues en été et en automne. ex. : Thiopedia rosea, qui agit sur HS–.

1.2.3. Certains algues, comme les Euglènes, sont mobiles. Les bassins sont souventverts le matin et gris le soir, parce que les algues fuient les zones trop illuminées ettrop chaudes. Les Euglènes indiquent la santé d’un bassin, alors queChlamydomonasdomine plutôt dans les bassins où prévalent des conditions anaéro-bies (KOTT et INGERMAN, 1966).Les espèces d’algues dominantes dépendent aussi de la température :

à 20 °C : Diatoméesà 33 °C : Algues vertesà 40 °C : Algues bleu-vertes

Ces dernières sont gênantes parce qu’elles tendent à s’auto-floculer en masse et àsédimenter (v. ci-après 1.2.7.).

1.2.4. Les dépôts de boues sont surtout actifs par temps chaud. Ils libèrent alors desgaz (donc du carbone) mais aussi remettent en circuit des produits dégradablesconsommateurs d’oxygène, ce qui peut mener à une anaérobiose locale malgré laphotosynthèse.Même dans les bassins facultatifs, la photosynthèse peut avoir lieu dans les 15 à30 cm supérieurs, ce qui bloque les odeurs.

1.2.5. Le cycle photosynthétique diurne entraîne de fortes variations de pH : celui-ci peut monter jusqu’à 9,8 de jour en été, du fait de la consommation du CO2 par les

algues, et dépasser l’optimum des bactéries (pH~8). Dans ce cas il vaudra mieux nepas mélanger le bassin, les bactéries restant au fond, abritées par un thermoclinesitué à ± 1 m de fond.

1.2.6. La biodégradation est essentiellement le fait des bactéries et il n’y a pas depreuve que les algues y participent. En première phase, les protéines sont hydroly-sées et les acides aminés sont libérés (ils peuvent atteindre 12 mé/l). Ensuite l’azotepasse à la forme ammoniacale. Toute cette production d’NH4

+ est incorporée par lesalgues, mais les algues semblent également capables d’assimiler directement lesacides aminés libres, stimulant ainsi l’activité bactérienne (KOTT et INGERMAN,1966). Comme la dégradation des matières azotées s’arrête au stade NH4

+, un pHélevé correspondra à une forte proportion de NH3, donc à des odeurs. Les bassins destabilisation ne sont pas utilisés pour dénitrifier, car il faudrait avoir au préalablenitrifié en milieu aérobie, et ce serait contraire à l’esprit d’économie du procédé.Toutefois un certain % de dénitrification peut être obtenu par recyclage (v. § 2.3).

1.2.7. La stratification thermique est parfois détruite par le vent, mais on peut êtreamené à la détruire mécaniquement car elle n’est pas toujours avantageuse. Ce sera lecas lorsque les algues concentrées, en eau chaude et stagnante, précipitent d’elles-mêmes par autofloculation. La mort des algues prive les bactéries de leur source

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d’oxygène et les surcharge simultanément d’un afflux de matière organique. Le mélan-ge volontaire éloignera les algues de la surface, et empêchera leur autofloculation.

1.2.8. L’oxygène diffuse spontanément jusqu’à 1-1,7 m. Pour créer un bassin facul-tatif, possédant une zone anaérobie, on recommande donc une profondeur de 2 à3 m.

1.2.9. Le procédé présente une grande souplesse thermique. A froid, un bassin peutfonctionner sous la glace, qui conserve la chaleur en hiver et laisse un peu passer lalumière. On peut encore admettre 250 EH/ha dans ce cas, mais il y a toujours desodeurs au dégel.A chaud, certaines algues vertes sont toutefois moins actives si on dépasse 35 °C. Ilfaut alors, paradoxalement, aérer mécaniquement pendant ces périodes.

1.3. Cinétique de l’épuration

1.3.1. Les bassins facultatifs peuvent se calculer approximativement comme sic’étaient des réacteurs à boues activées à mélange complet :

S1 = S01

1 + kθavec :

S0 et S1 = DBO5 à l’entrée et à la sortie ;k = constante en j–1, fonction de la température (v. tableau 12.I) ;θ = temps de séjour, 7 à 40 j (exceptionnellement : 1 à 90 j).

Tableau 12.I

T (°C) 5 10 15 20 25 30 35

k (j–1) 0,10 0,12 0,24 0,35 0,53 0,80 1,20

Le calcul se base donc sur le rendement souhaité (S1/S0) et sur la température.Paradoxalement, il ne tient pas compte de l’insolation, ni de l’évolution anaérobiedes sédiments. Malgré cela les prévisions sont acceptables pour les rendements enDBO5 inférieurs à 90 %.En fait, il existe d’autres équations de dimensionnement supposant le mélange com-plet (MC), de même que d’autres encore basées sur d’autres prémisses ou simple-ment empiriques. Une sélection est donnée au tableau II, et on voit que dans lecontexte africain des essais relatés (Ouaga-Dougou), l’équation de VINCENT (1963)s’est montrée la meilleure. L’exposant empirique doit être déterminé par l’expérien-ce : il vaudrait par exemple 4,8 pour le Zambie, et 1,6 à 2,6 pour le Burkina Faso.Le choix de la valeur de k reste toujours délicat, car elle dépend de nombreux fac-teurs. MARAIS (1970) suggère d’adopter les conditions les plus critiques pouvant être

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pour le calcul sera trouvée à partir d’un essai de traceur. Des abaques simplifient lescalculs (BENEFIELD & RANDALL, 1980 : 343).

1.3.3. On peut aussi utiliser des équations franchement empiriques, parmi les-quelles on citera :

V = 3,5.10–5 Nq S0.1,08535–Tm

où : V = le volume du bassin en m3 ;N = le nombre d’habitants raccordés ;q = l’apport d’eau par habitant et par jour, en litres ;

tm = température moyenne du mois le plus froid, en °C.Cette formule ne prévoit pas le rendement d’épuration.

1.4. Choix de la profondeur

Ayant calculé V, il reste à choisir la profondeur : 1 à 3 m. La profondeur sera d’au-tant plus grande que :n sera élevée la proportion de matières sédimentables ;n sera froide ou irrégulière la température.STENTIFORD (1983) estime que la profondeur idéale est 1,5 m. Si elle est trop élevée,on provoque trop d’anaérobiose et, si elle est < 0,8 m, on voit apparaître les planteset les moustiques. En fait la véritable discussion porte sur la pénétration lumineuse,qui seule permet d’entretenir la photosynthèse et donc de garantir un milieu aérobiepour les bactéries.Or, la lumière incidente est d’abord réfléchie en surface (perte : environ 7 %) puispénètre et subit une extinction en fonction de la profondeur, selon la loi de Lambert-Beer. L’extinction est provoquée par la turbidité de l’eau usée, mais aussi par lesalgues elles-mêmes (phénomène d’auto-ombrage).CURTIS (1992) a suggéré une approche rationnelle à ce calcul, en retenant pour celale rayonnement photosynthétique le plus pénétrant (620 mm). Heureusement, lesconstantes d’extinction sont additives, et peuvent être calculées selon CURTIS par :

Kd (620) = 3,73 + 0,0157 Chl.où Chl est la concentration en chlorophylle a (µg/l), et où 3,73 est la constante d’ex-tinction normale d’une eau d’égout (en m–1).La zone où peut se dérouler une photosynthèse active est appelé zone euphotique, etdescend jusqu’à la profondeur où il ne reste plus que 1 % de la lumière incidente.S’il n’y a pas de chlorophylle (absence d’algues), on trouve ainsi une profondeureuphotique de 1,25 m, qui doit être dépassée si on veut empêcher le développementd’une végétation de fond.Lorsque les algues sont présentes, on souhaite qu’elles présentent une photosynthèsenette, c’est-à-dire qu’elles soient exposées chaque jour à une quantité suffisanted’énergie lumineuse. En supposant le milieu complètement mélangé (au moins surchaque verticale), cette exigence mène à une profondeur maximum critique Zc quel’on peut calculer à partir des travaux de TALLING (1957). Le calcul se complique ici,

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REACTEURS ALGO-BACTERIENS (Etangs de stabilisation)

264

rencontrées, et plus précisément de retenir comme température la valeur minimumd’une moyenne mensuelle glissante effectuée sur les maximum diurnes.

1.3.2. En réalité, un bassin de stabilisation est toujours incomplètement mélangésans être pour autant tubulaire. Dans ce type de réacteur, sur base de considérationshydrauliques et en admettant toujours l’ordre un, THIRUMURTHI (1979) proposel’équation modifiée suivante :

S1 = S04 ae1/2d

(1 + a)2 ea/2d – (1 – a)2 e–a/2d

avec a = 1 + 4 kθd et d = Dθ/L2 (sans dimensions).Outre les symboles déjà connus, d est un indice de dispersion, caractérisant le typed’écoulement : il varie entre 0 pour l’écoulement piston et ∞ pour le mélange com-plet. La valeur maximum en pratique est toutefois plutôt 12. D est le coefficient dediffusion et L la longueur d’un chemin caractéristique suivi par un élément liquidetypique du bassin. Les étangs de stabilisation, non aérés, ont des valeurs de d trèsfaibles (0,0625 à 0,100), alors que les « lagunes aérées » ont des d variant de 1 à 4 etplus, selon l’intensité de l’aération.On emploiera les mêmes valeurs qu’en 1.3.1 pour k.Ce modèle est en fait une application du modèle de WEHNER et WILHELM conçu pourun écoulement « arbitraire » et une cinétique d’ordre 1. La valeur de d nécessaire

Tableau 12.II – Quelques équations essayées par TOURÉà l’EIE (1991).

Auteur Principe Equation Coeff. devariation

%

Asian Institute – S1 = a S0 + b 40of Technology

Gloyna-Tischler – S1 = aS0 + b 23t

Schulze EP S1 = e –KT t 28S0

Marais et Shaw (1961) MC S1 = 1 27S0 1 + KTt

Eckenfelder MC S1 = 1 33S0 1 + (KT/S0 )t

Vincent et al. (1963) MC S1 = 1 5S0 1 + KT[S1/S0]

n t

Thirumurthi (1969) Ect S1 = 4 ae1/2d?

arbitr. S0 (1+a)2 ea/2d – (1–a)2 e–a/2d

avec a = 1 + 4 Ktdd = DL/vL

NB : t = temps en jours.

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n algues : NH3 + 7,6 CO2 + 2,5 H2O → C7,6H8,1NO2,5 + 7,6 O2n bactéries : 8,55C6H12O6 + 35,32 O2 + 4 NH3

→ 4 C5H7NO2 + 35,32 CO2 + 47,32 H2ODans cette dernière équation, on a ajouté, par rapport à celle de HENDRICKS et POTE,la quantité d’hydrate de carbone à oxyder pour dégager l’énergie nécessaire à la for-mation de la biomasse bactérienne (soit 553 contre 520 kcal). Quant à la biomassealgale, on en propose une autre formule, et on adopte un Q.A de 1. Selon STUMM etMORGAN (1970), la biomole algale serait C6,6 H16,4NO6,9 …L’eau des étangs de stabilisation est une solution d’engrais (azoté et phosphoré)exposée largement à la lumière, et pouvant en outre recevoir du CO2 atmosphérique.Ce type de réacteur est donc très propice à un développement d’algues abondant, etnon limité par le carbone. La richesse en algues est cependant dans une certainemesure auto-stabilisante, grâce à l’auto-ombrage.En pratique, on observe des productions d’algues de 10 à 66 g/m2.j, alors qu’il suffi-rait de 0,3 pour assurer la fourniture d’O2 dans un bassin recevant une charge nor-male de 3 à 5 g DBO5 par m2 et par j.Il y a donc toujours un gros excès d’algues, desorte que l’effluent est très « repollué ». Il y aurait intérêt à conduire le bassin pri-maire en anaérobiose franche (en le rendant plus profond) et à réserver les bassinssecondaire et tertiaire pour la sédimentation des algues. Aux normes actuelles surdi-mensionnées, une station à boue activée produira 60 fois moins de boue qu’un bas-sin de stabilisation (HENDRICKS et POTE, 1974).

2. Technologie2.1. Performances et charges

Les bassins de stabilisation sont généralement économiques si le terrain est bon marché.L’effluent est « passable » car, même s’il est bien épuré, il entraîne des algues. Lerendement en DBO5 atteint 70 à 85 % et souvent plus. La DBO5 de l’effluent variede ± 10 en été à ± 50 en période de dégel.Les critères usuels de charge sont donnés par les tableaux 12.III et 12.IV. On retiendra :n kg DBO5/ha.j : 10 – 100– 350 (soit ± 5 m2 /EH).n ts été : 15-20 j. ;

hiver : 180 j.Norme allemande (considérée comme sévère) : 10 m2/EH.En Bavière, on adopte les valeurs suivantes pour des étangs aérés : 2,9 m3/EH – 25 gDBO5/m

3.j – 2 kWh/EH.mois (WOLF et al., 1978).En Bavière toujours, où il existe 1 300 installations desservant des populations< 1 000 EH, on confirme les résultats satisfaisants obtenus (DBO 30 à 45) avec laséquence :

– 1 bassin anaérobie de 0,5 m3/EH– 1 bassin de stabilisation de 5 m2/EH.

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REACTEURS ALGO-BACTERIENS (Etangs de stabilisation)

parce qu’il faut tenir compte de ce que la photosynthèse est saturée au-delà d’unecertaine irradiance, ainsi que du rapport entre la consommation d’O2 pour la respira-tion des algues et la libération d’O2 par la photosynthèse.En l’absence de mesures plus précises, ce rapport peut être pris égal à 0,1. Quant à lalumière utile, elle vaudra 0,5 I0, valeur moyenne entre 0 et la valeur Is provoquant la satu-ration. Si on désigne par I0 l’irradiance mesurée juste sous la surface, la formule devient

zc = n lnI0

24 × Kd × 0,1 0,5 Isavec n = le nombres d’heures d’insolation par jour. En l’absence de mesures locales,on peut prendre Is = 55 W/m2 pour des cyanophycées (lac George, Ouganda) , ou150 W/m2 (Haute Sambre, Belgique).

1.5. Production d’algues et d’oxygèneLes bassins à algues ont en fait une production d’algues et d’oxygène liée à l’énergielumineuse reçue, qu’on peut estimer grossièrement par

O2 = 0,90 IA = 0,54 I

avecA = kg d’algues/ha.j ;O2 = kg d’O2/ha. j ;I = insolation en cal/cm2.j.

Il y a donc un rapport O2/A de ± 1,6 et il faut compter sur une production appré-ciable d’algues. La production de protéines algales n’est cependant pas encore unefin en soi.L’équilibre entre la fourniture d’oxygène et celle de CO2 doit être assuré. On connaîtles réactions stoechiométriques globales :n Dégradation aérobie par les bactéries.

6 C6H12O6 + 16 O2 + 4 NH3 → 4 C5H7NO2 + 16 CO2 + 28 H2O∆G = – 3 760 kcal.Energie libre de formation de la biomasse = – 520 kcal.

n Photosynthèse par les algues.h_v

NH3 + 8 CO2 + 4,5 H2O → C8H12NO3 + 8,75 O2∆G = + 112 kcal/mole d’algues.Cette équation doit être multipliée par 1,83 pour boucler sur O2 :

h_v1,83 NH3 + 14,6 CO2 + 8,25 H2O → 1,83 C8H12NO3 + 16 O2

On constate donc que globalement un équilibre est possible, en assimilant tout lesubstrat à du glucose. Si l’équilibre exact en O2 est assuré, les bactéries fournirontlégèrement plus de CO2 qu’il n’en faut aux algues. En termes globaux, on voit que 6moles de glucose se trouveront finalement converties en bactéries et en algues, cesdernières intervenant pour au moins 1,83 moles.Ces calculs sont dus à HENDRICKS et POTE (1974) mais d’autres balances ont étépubliées, par exemple celle de BUHR et MILLER (1983) :

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REACTEURS ALGO-BACTERIENS (Etangs de stabilisation)

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Si l’eau à traiter contient du purin et du jus de silo, il faut doubler la surface dusecond bassin.Au Brésil, MARA (1987) a obtenu une réduction de DBO5 de 240 à 17 en 5 bassinssuccessifs totalisant 29 j de temps de séjour (séquence A - F - M1 - M2 - M3). Il esti-me à 350 kg/ha.j la charge optimale à 25 °C.Les surfaces recommandées ou obtenues par calcul sont toujours des surfaces à mi-profondeur.Le traitement d’eaux industrielles répond évidemment à d’autres normes, spéci-fiques à chaque type d’eau. Nous l’illustrerons par les fig. 12.4a et 2b, qui donnent ladécroissance de DCO enregistrée durant 6 mois sur des eaux de sucreries (lavage ettransport des betteraves). La fig. 12.4a a trait à un bassin de 30 ares et 1,76 m deprofondeur, la fig. 12.4b à un bassin de 60 ares et 0,60 de profondeur moyenne.Dans les deux cas, la décroissance ne commence vraiment qu’en été. Le second bas-sin est peuplé d’algues et le premier non, mais un bilan oxygéné montre que les pro-cessus anaérobies l’emportent dans les deux cas. Le premier bassin élimine 230 kgDBO/ha.j et le second 195.

Fig. 12.4a et 12.4b. Epuration d’eaux usées de sucrerie (Cebedeau).

Les boues s’accumulent dans le premier bassin à raison de 10 cm/an environ (plusprécisément : 0,34 l/hab.j). Dans les bassins anaérobies, il faut parfois retirer desboues (en Allemagne, on prévoit une vidange tous les 7 à 10 ans).L’élimination des pathogènes est excellente. Au moins 99,9 % des coliformes dispa-raissent, à cause des conditions aérobies et de l’effet des rayons UV solaires. Cet

Tableau 12.IV – Charge en DBO par unité de surface et par jour dansdifférentes conditions climatiques.

Charge Nombre Durée desuperficielle d’habitants rétention Conditions(kg DBO5/ desservis (jours) (c) extérieuresha.jour) (a) par ha (b)

Moins de 10 Moins de 200 Plus de 200 Zones glaciales, avec couverture deglace saisonnière, température de l’eauuniformément basse et ciel nuageuxvariable.

10-50 200-1000 200-100 Climat froid, avec couverture de glacesaisonnière et températures estivalesmodérées pendant une courte saison.

50-150 1000-3000 100-33 Climat tempéré à semi-tropical, cou-verture de glace occasionnelle, pas decouverture de nuages prolongée.

150-350 3000-7000 33-17 Climat tropical, répartition uniformede la température et de l’ensoleille-ment, pas de couverture de nuages sai-sonnière.

a. Ces estimations reposent sur l’hypothèse que le volume d’effluent est égalau volume des eaux brutes admises, c’est-à-dire que la somme des pertes parévaporation et infiltration n’excède pas l’apport des pluies.b. En supposant un apport de 50 g de DBO5 par personne et par jour, dans lesrégions en voie de développement.c. Pour un volume d’eaux usées de 100 litres par personne et par jour.

Tableau 12.III – Caractéristiques des étangs de stabilisation.

Type Profon- Réten- Charge Charge Mélange ρ DBOdeur tion hydraulique organiquem j cm/j kg DBO∞ /j.ha %

Aérobie 0,3-1,2 3-5 5-25 100-300 15-30 cm/sec 70Anaérobie 2,5-4,25 20-80 5-10 200-1000 Dégagement de gaz 70

Mélange mécaniqueFacultatif 1,5-2,5 40-150 0,6-2,5 20-90 Vent seul 85-95

(d’après Gloyna).

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Page 138: L Epuration Biologique Des Eaux

vent être débarrassées de toute végétation pour empêcher la pullutation des mous-tiques, et pourvues éventuellement d’écrans pour empêcher les rats d’y forer desgaleries.

Dans le bassin primaire, l’orifice d’amenée doit être situé au fond, et son jet amortipour éviter les courts-circuits. Ce bassin doit être plus profond (p. ex. 3 m) que lesautres (p. ex. 1,2 m) pour recevoir les boues. Il est utile de distribuer la charge parplusieurs orifices si on veut répartir les dépôts.

Le tuyau de sortie doit être muni d’un pare-écumes.

Le dégrillage et le dessablage préalable des eaux sont à recommander mais ne sontpas indispensables.

La recirculation est rarement pratiquée, bien qu’elle puisse ramener vers l’entrée deseaux riches en oxygène et/ou en nitrates, et de ce fait supprimer les odeurs (taux derecyclage recommandé : 15 %, ABBOTT).

ETTER (1974) donne quelques conseils excellents pour remédier aux perturbations,notamment lorsque l’eau devient septique et grisâtre, le pH chute et les algues dispa-raissent. Il est alors utile de brancher un aérateur flottant pendant 24 h (sans se pré-occuper de l’odeur temporaire qu’il causera), ou d’isoler le bassin en cause jusqu’àrécupération (N.B. : les bassins doivent toujours former un réseau série-parallèle),ou encore d’ajouter à l’aide d’une barque un peu de NaNO3 pour stimuler les algues.Les mortalités d’algues ont surtout lieu au printemps et en automne : on veillera àdescendre le niveau de l’eau aussi bas que possible en prévision de ces accidents, cequi permettra, grâce aux haussettes du moine de sortie, de retenir plus longtemps leseaux mal épurées.

On peut prévoir une récolte des algues, pratiquée notamment en Afrique du Sud. Lafloculation est facile par 200 mg/l Al2 (SO4)3 ou 200 mg/l de Ca (OH)2, sans poly-électrolytes. On obtient à la fois un sédiment floculé et une écume flottante que l’onpeut séparer dans un décanteur à vitesse ascensionnelle de 0,7 m/h.

Selon l’origine de l’eau, on peut recommander divers agencements de bassins :

a. Haute teneur en suspensions An F

(ex. vidanges + minimum d’eau) An F M

b. Egout domestique à chasse d’eau An F M P

An F M

F M

F

F M

c. Egout domestique à chasse d’eau An F M

+ eau industrielle F

Fm F M

271

REACTEURS ALGO-BACTERIENS (Etangs de stabilisation)

270

effet est comparable à celui d’un filtre à sable suivi d’une chloration. Par contre, lesvers survivent et ne sont guère éliminés que par décantation. Les virus surviventaussi. Un effet de désodorisation semble accompli par les algues.La souplesse thermique du procédé est remarquable (de 0 à 35 °C).

2.2. Conduite

Pour contrôler la bonne marche d’un bassin, on peut mesurer la répartition de laDCO dans l’effluent (en %) (voir tableau 12.V).

Tableau 12.V – Répartition de la DCO dans l’effluent (%).Normal Surcharge

Algues 51 20Mat. susp. non-algales 13 42Dissous 36 38

Total 100 100

On voit que si la proportion de DCO dissoute ne change guère, la proportion algalepar rapport à la non-algale se renverse.RACAULT (1992) fournit quelques conseils précieux pour la surveillance des étangsde stabilisation. Selon lui, les premiers signes visibles d’un mauvais fonctionnementsont le changement de couleur et l’apparition de bactéries du soufre, qui révèlent unapport de sulfures. Les sulfures proviennent d’une eau d’égout concentrée et sep-tique, où ils peuvent atteindre 40 mg/l. Dans le bassin, les sulfures tuent rapidementles algues et provoquent l’anaérobiose dans le premier étang, à cause de leur forteconsommation d’oxygène. Un indice intéressant sera donc le dosage des sulfures àproximité du fond.De même, il est utile de surveiller la bonne santé des algues et le bon équilibre de labiocénose par un indice pigmentaire. RACAULT suggère pour cela de réaliser unextrait acétonique des matières en suspension prélevées en surface, et d’en prendrele spectre. On distinguera ainsi facilement la chlorophylle a (active) de ses produitsde dégradation (phæophytine) et des pigments des bactéries du soufre (roses).Les remèdes sont, dans l’ordre, la dilution, la réduction de profondeur (possible enjouant sur les moines), l’installation d’un prétraitement par dégraissage aéré, ouenfin l’attaque directe des sulfures dans le réseau (p.ex. par H2O2).

2.3. Construction

Ce sont de simples bassins de terre, où la terre retirée par excavation sert à lever lesdigues. Celles-ci doivent être corroyées, et leur pente est usuellement 1/2. Elles doi-

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CHAPITRE 13

Déphosphateurs biologiques

1. Apports de phosphoreLes plus importants sont ceux des populations (50 à 70 % du total). Le métabolismehumain excrète ± 2 gP/EH, auxquels il faut ajouter 2 g pour les formulations déter-gentes, soit 4 g en tout.Les eaux urbaines contiennent 10 à 30 mg P/l, et 30 mg /l pour les industries agro-alimentaires. Le rapport P/DCO y est toutefois respectivement de 3 % et de 1 %(carence bien connue de ces effluents industriels). Le phosphore est éliminé, dans lesstations d’épuration, par la boue retirée du circuit. Le ∆P constaté sur les eaux repré-sente 1 % du ∆DCO : on passe donc de 3 % à 2 %, et l’élimination de phosphore estde ± 30 % au mieux. Pour les effluents agro-alimentaires, l’élimination est forcé-ment meilleure.La déphosphatation chimique est un investissement faible (10 à 20 % du coût de laSTEP) mais son coût de fonctionnement atteint 30 % du coût total, c’est ce quiexplique la recherche de procédés purement biologiques, avec succession de phasesanaérobies et aérobies, qui peuvent multiplier jusqu’à 4 fois la rétention de P.

2. Biochimie du procédéLa prise de phosphore par les êtres vivants est un processus naturel et nécessaire : ils’agit plutôt d’en étudier les modalités précises et d’en tirer parti au maximum.L’histoire de ces recherches est relativement récente puisqu’elle remonte seulementà 1959, où on observa des taux d’enlèvement du phosphore supérieurs à ce que lais-sait prévoir le métabolisme global et la sacro-sainte formule DCO : N : P.On hésita longtemps sur la nature biologique du procédé, les opposants prétendantqu’il s’agissait en réalité d’une précipitation chimique sous forme de sel calcique,rendue possible par une élévation locale de pH, elle-même causée par le strippage duCO2. Actuellement la cause est entendue, le processus est purement biologique, eton en connaît les principales modalités. La fig. 13.1 prise à BISCHOFSBERGER lesmontre à partir d’un réacteur où alternent une phase anaérobie et une phase aérobie.La phase anaérobie provoque le relargage massif du phosphate dans l’eau, et l’appa-rition de substances très dégradables, telles que HAc–. Les bactéries facultatives nedisposant pas d’un accepteur d’électrons tel que l’O2 ou le NO3

–, l’oxydation de l’Ac–

est impossible et il est converti en PHB. Pour ce faire, la bactérie utilise ses réservesde polyphosphates (volutine) et libère de l’o-phosphate.

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Page 141: L Epuration Biologique Des Eaux

en P qu’une boue normale. La purge de boue élimine donc davantage de P, et lereste de la boue activée recommence le cycle.Les détails biochimiques du processus sont bien connus à présent, mais sortent ducadre de cet ouvrage. Disons simplement qu’au cours de la phase anaérobie l’acétatepénètre dans la cellule (sous forme d’acide acétique non ionisé), où se forme sonester phosphorique. Le radical acétyl est alors transféré au coenzyme A puis diméri-sé, ce qui donne le radical ß hydroxybutyrate, qui va enfin se polymériser en pHB.On potentialise ainsi de l’énergie chimique et ce faisant on utilise la réserve de poly-phosphate : chaque reste de butyrate demande 2 ATP pour sa synthèse, ATP créés àpartir des polyphosphates, qui se dépolymérisent et font apparaître du H2PO4

– dansla cellule. Finalement, il apparaît un gradient de phosphate qui force celui-ci à quit-ter la cellule.Au cours de la phase aérobie, non seulement la réserve de pHB est utilisée mais aussile substrat externe. Le métabolisme s’intensifie, grâce à la présence de O2 commeaccepteur d’électrons. La métabolisation complète des restes d’hydroxybutyrate libè-re suffisamment d’énergie pour créer bien plus des 2 ATP qu’il a coûtés à sa synthè-se. La cellule a donc un besoin élevé de PO4

---, qu’elle puise dans le milieu extérieuret qui se retrouve polymérisé en grains de volutine à l’intérieur de la cellule.A la limite, il semble possible d’éliminer la phase anaérobie si l’eau brute contientde l’acétate, ce qu’on peut provoquer en la laissant fermenter dans l’égout (sic) ouen lui ajoutant le surnageant d’un digesteur acide (donc sûri).Les technologies modernes réalisent l’« exaltation » de la fixation du P en prévoyantune phase anaérobie dans la filière. Celle-ci produit en abondance les moléculesaisément biodégradables dont on a besoin, l’acétate étant la principale mais le buty-rate et même le propionate peuvent aussi être utilisés pour la formation des réservespolymérisées.Une des grosses difficultés du procédé est que la boue activée est recyclée, et que sielle contient des nitrates (formés au cours de la phase aérobie), il ne suffira pas de nepas aérer pour obtenir une anaérobiose véritable : le NO3

– fonctionnera comme sub-stitut de O2, et il suffit effectivement de ± 3 mg NO3

–/l pour empêcher le relargage duH2 PO4

– sur quoi tout repose. On verra à la section 4 avec quelle ingéniosité on arésolu ce problème afin de rendre possible une élimination simultanée de N et de P.

3. Aspects microbiologiquesLa séquence de réacteurs décrite plus haut crée une forte pression de sélection, quitend à favoriser les organismes capables de synthétiser du pHB à partir d’acides grasvolatils en utilisant leur polyphosphate : il faut donc en outre que ces organismessoient capables de créer des granules de volutine. On sélectionnera aussi les orga-nismes facultatifs produisant l’acétate en milieu anaérobie, et exclura les aérobiesobligés qui ne peuvent capter aucun substrat en l’absence d’O2.C’est Acinetobacter sp. qui représente le premier groupe, et Aeromonas sp.lesecond. Mais ce sont en fait des groupes complexes : on y trouve A. calcoaceticus,

277

DEPHOSPHATEURS BIOLOGIQUES

Fig. 13.1 – Principe schématisé de la déphosphatation biologique (selonBISCHOFSBERGER, 1989).Principes– plus le relargage est intense, plus la fixation sera intense, donc aussi l’élimina-

tion nette ;– on intensifie le relargage par des S facilement dégradables tels les AGV obtenus

en anaérobiose ;– NO3

– et NO2– gênent évidemment la phase anaérobie ; or, ils risquent d’être pré-

sents dans la boue de retour ;– il se fait une sélection en faveur des organismes capables de synthétiser du pHB

à partir d’AGV en utilisant leur poly-P, et en défaveur des aérobies obligés quine peuvent capter aucun S en l’absence d’O2 ;

– enphase aérobie, les organismes utilisent à la fois le S externe et interne ;– au bout du compte, le P se trouve plus dans la boue purgée et moins dans l’eau ;

la boue est agronomiquement plus riche, et l’eau moins eutrophisante ;– la synthèse de pHB demande 2 ATP par reste (en milieu anaérobie), mais son

oxydation totale en milieu aérobie permet de former beaucoup plus que 2 ATP.

En présence d’oxygène, pendant la phase finale, le pHB est oxydé et libère rapide-ment beaucoup d’énergie. L’excès d’ATP est alors polymérisé en granules de voluti-ne (jusqu’à 25 % du poids sec !), et la biomasse ainsi formée est beaucoup plus riche

276

Elimination biologique du P

on purge les boues à ce moment

Phases :

La réserve de substrat se remplit

La réserved’énergie se vide

La réserve de substrat se vide

La réserved’énergie se remplit

élimination nette

– – – – – –

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Page 142: L Epuration Biologique Des Eaux

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DEPHOSPHATEURS BIOLOGIQUES

278

La fig. 13.2 montre le rhéogramme de ce procédé. La boue soutirée au décanteursecondaire, riche en P, est envoyée à un réacteur anaérobie appelé « strippeur dephosphate », où le phosphate est relargué, avec recyclage d’une partie de la boue. Lesurnageant du digesteur est donc enrichi en phosphate, qui est alors précipité à lachaux. Le surnageant est recyclé via le décanteur primaire, comme dans une boueactivée normale, mais ce décanteur intercepte en outre le phosphate de calcium. Laboue activée appauvrie en P est recyclée vers le bassin d’aération, où elle captera unexcès de P. C’est la boue du décanteur secondaire, riche en P, qui sera purgée.Dans une version ultérieure, on a proposé d’ajouter le circuit en pointillé, afin depermettre la dénitrification (au moins partielle) et de protéger le digesteur contrel’action des nitrates. Le nouveau bassin intercalé est évidemment anoxique.

4.2. MUCT ( = modified UCT)

La séquence de réacteurs est assez complexe et comporte 4 bassins de fonction diffé-rente, et dont le dernier est lui-même compartimenté (v. fig. 13.3).Les trois premiers bassins ne sont pas aérés mais sont maintenus agités. Les troisderniers compartiments sont aérés normalement. Trois circuits de recyclage sont pré-vus, un pour la boue épaissie, et deux pour le recyclage interne de la liqueur mixte.Comme de règle, la boue épaissie du décanteur secondaire est celle qui est la plusriche en phosphate, et sur laquelle s’effectuera la purge. Mais, comme elle sort d’unensemble de réacteurs aérobies, on ne peut éviter qu’elle contienne des nitrates. Onrègle ce problème par deux moyens. D’abord par un recyclage interne de 75 % de laliqueur mixte vers le bassin anoxique C pour assurer le gros de la dénitrification.Ensuite par l’insertion d’un autre bassin anoxique B par lequel transitent les bouesrecyclées avant d’être envoyées au bassin de tête A, anaérobie.

Fig. 13. 3 – Le procédé MUCT.

Cette disposition est très ingénieuse et efficace, car en B la boue disposera abondam-ment du substrat externe aisé à dégrader dont elle a besoin pour assurer sa dénitrifi-

A B C D1 D2 D3

Déc II

r = 1,0 r = 0,75

r = 1,0 boue riche en phosphate

Effluent

A. eutrophus, pour Acinetobacter, et à côté d’Aeromonason trouve aussiPasteurella, Pseudomonaset Moraxella p. ex.Cette variété d’organismes explique le comportement souvent imprévisible de l’en-semble. En effet, il existe des Acinetobacter incapables de réduire le nitrate (et doncimmunisés contre l’influence négative de la nitrification), d’autres capables de leréduire en nitrite (donc partiellement immunisés et provoquant une fixation de Pplus lente), et d’autres enfin capables de le réduire totalement en N2 (donc totale-ment vulnérables à l’effet de la nitrification).

4. TechnologieUn certain nombre de variantes ont été proposées, sous les noms de Phostrip, A/O,Bardenpho, UCT et MUCT (University of Cape Town), Biodenipho, RBS (réacteurbiologique séquentiel), Phoredox, … Certains sont brevetés. Il n’y a pas lieu de lesprésenter tous en détail car ils sont en progrès les uns par rapport aux autres, et ontfinalement permis de réaliser à la fois la dénitrification et la déphosphatation, ce quene permettaient pas les premières solutions. Nous retiendrons trois systèmes : lePhostrip avec son procédé partiellement chimique, le MUCT que nous considéronscomme la solution la plus évoluée disponible aujourd’hui, et enfin le Biodenipho àcause de sa grande simplicité. Tous ces procédés font usage d’une séquence particulière de bassins qualifiés d’aé-robiquessi on y injecte de l’oxygène ou si des nitrates y sont présents, d’anoxiquessi l’oxygène y est absent mais les nitrates présents, et d’anaérobiquessi ni l’un nil’autre de ces accepteurs d’électrons n’y est disponible. Rappelons qu’en milieuanoxique, le métabolisme demeure aérobie.

4.1. Phostrip

Fig. 13.2 – Le procédé Phostrip.

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Les deux autres bassins sont de capacité égale et utilisés en alternance. Comme ilscommuniquent par l’intérieur, aucun recyclage n’est nécessaire, ce qui économisesensiblement l’énergie. L’un des deux bassins est toujours aéré, alors que l’autre estalternativement anoxique (pendant 2 h) et aérobique (pendant 0,5 h). Les troisphases du cycle sont explicitées sur la figure.Pour des raisons évidentes, ce procédé ne permet pas une déphosphatation totale,tout comme le Biodenitro ne permettait pas une dénitrification totale. Pour augmen-ter la déphosphatation il faut recourir à une précipitation chimique complémentaire.

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DEPHOSPHATEURS BIOLOGIQUES

280

cation totale. Le bassin A est ainsi protégé, et le relargage du phosphate peut s’yeffectuer sans entrave. Le bassin B est aussi appelé « prédénitrificateur ».La dénitrification principale a lieu en C, cependant qu’en D1-D2-D3 se déroulentsimultanément (a) la dégradation du substrat carboné, (b) la fixation excédentaire deP et (c) la nitrification de l’azote encore sous forme ammoniacale. L’ensemble desbassins D a un volume égal ou supérieur à l’ensemble des trois premiers. Le prédénitrificateur B est plus efficace que le post-dénitrificateur parfois proposé,tout simplement parce qu’en ce dernier cas il ne reste plus assez de substrat exogènepour assurer la dénitrification.

4 .3. Biodenipho

Il s’agit d’un système danois que l’on peut considérer comme une adaptation duBiodenitro séquentiel, dans le but de réaliser par des moyens simples et automati-sables une déphosphatation et une dénitrification conjointes. La fig. 13.4 montre quele circuit est essentiellement le même que celui de la fig. 8.2 chap. 8, à l’exceptiond’un bassin anaérobie en tête.

Fig. 13.4 – Le procédé Biodenipho.

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CHAPITRE 14

Réacteurs à charbon actif

L’appellation de réacteur hybride n’est pas définie rigoureusement. Nous l’enten-drons ici non comme deux processus se déroulant dans le même réacteur (car dansce cas la combinaison biodégradation/nitrification en serait déjà un) ni comme unréacteur partagé en deux zones (ce qui serait le cas d’un lit fluidisé anaérobie sur-monté d’un lit fixe anaérobie), mais comme une opération épuratoire faisait appelsimultanément et sur le même site à deux processus différents. Le cas examiné seracelui des lits bactériens anaérobies fluidisés à support actif, ce support étant le char-bon actif en grains.

1. PrincipeUne suspension de charbon granulaire maintenue en état de fluidisation peut servird’amorce à la formation de bioflocs et en accroître notablement l’activité. Des DBO5résiduelles de 3 mg O2/1, avec production pratiquement nulle de boue, et sous descharges volumiques très élevées (> 320 kg DBO5/m

3.j) ont été atteintes en moinsd’1/4 d’heure à l’échelle pilote. Des lits fluidisés anaérobies sont également pos-sibles et ont même été appliqués avec succès au traitement d’eaux industrielles diffi-ciles comme les effluents de cokerie ou de fabriques de cellulose (CEBEDEAU, 1982,fig. 14.1.).

L’adsorption complète en effet très bien l’épuration biologique, puisqu’elle s’adres-se surtout à des molécules d’un PM > 100, peu solubles et peu polaires, qui sontaussi peu biodégradables. Dans le schéma de la fig. 14.2. (PÖPEL et al. 1988), onnote les diverses étapes de la diffusion d’une molécule vers son site final d’adsorp-tion. La diffusion suit le gradient de concentration, et peut avoir lieu par reptationsur la surface (3). Beaucoup d’anfractuosités bien abritées sont disponibles pour lesbactéries, mais elles ne peuvent évidemment pénétrer que dans les macropores etformer un film qui ne dépasse pas une épaisseur de bactérie, et par conséquent n’op-pose qu’un faible obstacle au passage des molécules. Au contraire, les bactériesrégénèrent biologiquement le charbon en métabolisant celles des substances fixéesqui sont dégradables et dont la concentration est localement augmentée. La biorégé-nération est le fait d’exoenzymes qui vont agir sur leur substrat à l’endroit ou il estabsorbé, le décomposent, le rendent moins ou non adsorbable et le relibèrent (cecisuppose évidemment que l’adsorption est réversible). Il migre alors en sens inverse,selon le nouveau gradient, et est intercepté par le biofilm. Par ailleurs, le même char-

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bon fixe les toxiques en des sites où les bactéries ne peuvent pénétrer. Enfin, le char-bon fixe également bien l’oxygène, et rend l’épuration possible dans un milieupauvre en O2.

Fig. 14.2. – Etapes de la diffusion d’une molécule lors de son adsorption (d’aprèsPÖPEL, 1988).

Ce mécanisme a été élucidé par LI et DIGIANO (1983) et par KIM et al.(1986) entre autres.On n’adoptera pas cette technique pour des molécules qui sont à la fois dégradableset adsorbables et on choisira un charbon en poudre pour les réacteurs en cuve mélan-gée, ou en grains pour les lits fluidisés. Le charbon actif ne protège évidemment pasun réacteur biologique contre des ions toxiques non adsorbables tels que HS-, SCN-

ou NH4+, mais il a été utilisé avec succès pour des substances telles que le chlorofor-

me, le dichlorométhane et le chlorobenzène, toutes substances considérées naguèrecomme non biodégradables.

2. Applications en lit fluidiséUn cas particulièrement illustratif est celui des eaux de cokeries en réacteur anaéro-bie. La composition type de ces eaux est la suivante :

phénol 66,7résorcinol 6,7catéchol 13,3o - crésol 6,7

285

REACTEURS A CHARBON ACTIF

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Fig. 14.1 – Lit fluidisé anaérobie pour l’épuration biologique des eaux phénolées,avec régénération biologique (CEBEDEAU).

AA’ Circuit de chauffageB Lit fluidiséC AlimentationD RecirculationE PompeF RotamètreG SéparateurH EffluentI GazJ PurgeK Event

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devrait s’équilibrer, à la concentration de régime adoptée (250 mg/l), à 200 mg dephénols totaux par g de charbon. Or on n’en désorbe que 20,6 mg, soit 10,3 % de laquantité théorique. De plus on ne retrouve que du phénol, ce qui prouve bien que lescrésols et autres composants ont bien été dégradés et non simplement accumulés surle charbon. La biomasse présente sur le charbon va de 6 à 22 g/l de réacteur.La fig. 14.3 montre la proportionnalité entre le gaz formé et le phénol détruit. Leréacteur doit comporter une recirculation interne pour assurer la fluidisation (vitesseascensionnelle ± 18 m/l) et en même temps un temps de séjour de ± 32 h. Une régu-lation de pH est indispensable (7,0 < pH < 7,5). On peut le compléter par un réacteuranaérobie à biomasse fixée et en configuration tubulaire, pour réduire les phénolsrésiduels. On obtiendra un biogaz à 71 % de CH4, à raison de 0,65 Nl/lR.j.Un tel réacteur peut-il fonctionner indéfiniment ? Après 7 mois, notre appareil netraduisait aucun fléchissement ni notre charbon aucune saturation. Selon SUIDAN

et al. (1983), il y a lieu toutefois de surveiller l’apparition des crésols dans l’effluent,signe d’une saturation du charbon. Bien plus réel est le phénomène d’attrition ducharbon granulé, qui en réduit la dimension et contraint à des vitesses de fluidisationde plus en plus faibles.Dans une autre application, on a traité les condensats de cuisson d’une fabrique decellulose. Ici aussi, malgré la présence du méthanol comme polluant dominant, et lafacilité de sa conversion intégrale en biogaz, les autres polluants minoritaires (mer-captans, hydroxyméthylfurfural, etc.) ont rendu impossible un traitement convenablesur lit fluidisé de sable. Seul le réacteur hybride avec charbon actif a donné desrésultats intéressants, mais cette fois avec des productions de gaz beaucoup plus éle-vées, avoisinant 6 Nl/ lR.j, en raison de l’absence de saturation inhibition.

3. Applications en boue activéeLe procédé PACT de Dupont de Nemours a été breveté en 1971 et a été appliquésurtout aux raffineries de pétrole. Les nombreux articles de GRIEVES (1980 p. ex.)donnent un aperçu de la technique, qui fait usage de charbon en poudre ajouté auxboues activées. On s’arrange par exemple pour maintenir 0,5 à 1 g de charbon /l,incorporé à 3 g/l de boue activée. Le charbon s’incorpore aux bioflocs, de sorte quele décanteur secondaire livre une boue que l’on ne peut purger telle quelle : on l’en-voie à un séparateur, sorte d’épaississeur dont la surverse constituera la boue activéeen excès à purger, et la sousverse un flux enrichi en charbon actif, dont une partie estrecyclée directement et l’autre via un circuit de régénération. (PÖPEL et al., 1988). Lateneur souhaitée en charbon actif ne peut être maintenue que grâce à un apportconstant approprié mais qui ne devrait pas dépasser 2 % (CRAME, 1977).Pour rendre le procédé économiquement plus acceptable (bien que le charbon enpoudre soit de toute façon moins coûteux que le charbon en grains), on cherche àréduire la dose de charbon et à augmenter l’âge des boues, qu’on peut porter à 50 etmême 100 jours. De nombreux charbons sont disponibles, différant par leur prix etpar leur surface spécifique : à côté des charbons courants à 500 m2/g, on trouve des

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REACTEURS A CHARBON ACTIF

286

m - crésol 3,3p - crésol 3,3

phénols totaux 100 %, soit 1500 à 3000 mg/lcyanures 1 à 5 mg/lsulfocyanures 200 à 400 mg/lazote ammoniacal (après strippage) 100 à 750 mg/l

L’épuration de ces eaux complexes peut être menée à bien (CEBEDEAU, 1985) àcondition de tenir compte d’un certain nombre de difficultés biologiques :(a) la biomasse est capable de métaboliser complètement le phénol, le résorcinol, le

catéchol et les trois crésols (l’o - crésol étant le plus dégradable) à condition dene pas dépasser leur seuil de toxicité et de situer, par des dilutions ou des recircu-lations appropriées, les concentrations à la valeur optimale des courbes de satura-tion inhibition (cf. chap. 3 p. 51)

(b) le réacteur doit être progressivement acclimaté aux concentrations de N-NH4+ et

de SCN-, qui seront tolérées mais ne seront pas dégradées.On démontre aisément la biorégénération en extrayant le charbon actif après plu-sieurs mois de fonctionnement. Selon l’isotherme d’adsorption le charbon employé

Fig. 14.3 – Conversion des phénols en biogaz.

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charbons spéciaux allant jusqu’à 2 500 m2/g. Dans ces conditions, un critère de char-ge approprié serait les mg de COT par m2 de surface. Selon les travaux de CRAME,cet indice pourrait se situer vers 0,25 mg/m2.Parmi les avantages avancés figurent :n une meilleure décoloration ;n une meilleure stabilité en présence d’à-coups de charge ;n une DBO résiduelle plus faible (généralement < 15) ;n la résistance aux toxiques ;n la suppression des mousses (les détergents sont bien adsorbés) ;n une meilleure nitrification ;n une amélioration de la sédimentabilité de la boue.

4. RéférencesCRAME L.W. (1977), Activated sludge enhancement : a viable alternative to tertiary

carbon adsorption, 2d EPA Forum on Management of petroleum rafineryWastewater, Tulsa (USA) 27

PÖPEL H.J., SCHMIDT-BREGAS M., WAGNER M. (1988), Aktivkohlanwendung in derAbwasserreinigung, Korr. Abw 37, I : 247-255, II : 377- 379.

GRIEVES C.G., CRAME L.W., VENARDOS D.G., YING W.C. (1980), Powdered versusgranular carbon for oil refinery wastewater treatment, JWPCF, 52, 483-497.

SUIDAN M.T., SIEKERKA G.L., KAO S.W., PFEFFER J.T. (1983), Anaerobic filters forthe treatment of coal gasification wastewater Biotechn. Bioeng. 25, 1581-1596.

SUIDAN M.T., STRUBLER C.E., KAO S.W., PFEFFER J.T. (1983), Treatment of coalgasification wastewater with anaerobic filter technology, JWPCF, 55, 1263-1270.

KIM B.R., CHIAN E.S.K., CROSS W.H., CHENG S.S. (1986), Adsorption, desorption,and bioregeneration in an anaerobic, granular activated carbon reactor for theremoval of phenol, JWPCF, 58, 35-40.

LI A.Y.L., DIGIANO F.A. (1983), Availability of sorbed substrate for microbialdegradation on granular activated carbon, JWPCF, 55, 392-399.

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CINQUIEME PARTIE

Appendice

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APPENDICE

Les domaines d’application

Devant la multiplicité des procédés d’épuration biologique, ainsi que devant leursouplesse souvent extrême d’application, l’ingénieur projeteur peut se trouver per-plexe et hésiter entre plusieurs solutions. Des considérations étrangères au procédédétermineront souvent le choix : proximité des habitations, terrain plat ou en pente,mode d’évacuation des boues, etc. Pour aider à opérer une sélection judicieuse, on arassemblé dans cet appendice quelques éléments, tableaux et graphiques.

1. Destin de la matière organiqueEn synthèse, on peut préciser comme suit le destin de 1 kg de DCO subissant uneépuration aérobie complète, d’après W.W. ECKENFELDER :

Fig. A.1 – Transformation de la matière organique.

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APPENDICE : LES DOMAINES D’APPLICATION

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L’épuration biologique s’insère évidemment dans le processus plus vaste de l’évolu-tion des molécules carbonées sur la terre, tel que le présente par exemple le diagram-me de VAN KREVELEN, auquel on a ajouté les boues d’épuration (source : EAWAG).

2. Domaines d’application des procédésLa destruction des matières organiques se fait par diverses formes d’oxydation, entrelesquelles on pourra choisir, en fonction de la concentration et du débit à traiter, ens’aidant du diagramme suivant (GWA).

Fig. A.3 – Domaine d’utilisation des divers procédés d’épuration.

En supposant que l’épuration biologique s’impose, il faudra sélectionner une desnombreuses variantes disponibles, ce pourquoi on s’aidera avantageusement du dia-gramme de Mosey (fig. A.4).Enfin, on pourra parfois hésiter entre les deux grands procédés aérobies : lits bacté-riens et boues activées. Quelques compilations intéressantes ont déjà été donnéesaux chapitres correspondants (par ex. les tableaux de la section 3.1.6 au chap 5, etles tableaux 6.I à 6.III au chap. 6).Un grand nombre d’installations bavaroises, suivies de près, ont permis de dresserles fig. A.5 et A.6 , comparant les performances des lits bactériens et des boues acti-vées sur base de leur charge. Les boues activées permettent bien évidemment (1)d’atteindre des DBO5 résiduelles plus basses, (2) de travailler à des charges volu-miques plus élevées (N.B. : l’échelle des abscisses est linéaire pour les lits bactérienset exponentielle pour les boues activées) et enfin (3) la dispersion des valeurs estmoindre dans ce procédé. Ces conclusions s’expriment de façon équivalente de lamanière suivante :

Fig. A.2 – La turbification et la carbonisation dans le diagramme de Van Krevelen(rapports atomiques H/C contre O/C) : les boues d’épuration (boue digérée) sontcomparables à la tourbe, et l’eau d’égout au glucose.

L’épuration aérobie, anaérobie, et par étang de stabilisation, donne des résultats trèsdifférents, que l’on peut comparer en partant par exemple de 1 kg de glucose(EDELINE, 1988, Tribune de l’Eau, vol. 41, n° 534, déc. 1988, 23-28).

Fractions, Epuration Etang dedonnées en g aérobie avec stabilisation

pour la dégradation réduction endogène Epuration aérobie sousde 1 kg glucose de la biomasse anaérobie climat belge

Production de biomasse 239 166 2.541Récupérable énergiquement 0 208 0Complètement oxydée 762 572 762NH3 à fournir 33 45 230O2 à fournir 787 0 0

Bilan énergétique < 0 > 0 = 0

Durée (en j) 3 15 40

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APPENDICE : LES DOMAINES D’APPLICATION

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Fig. A.5 – Performances des lits bactériens.

Fig. A.6 – Performances des boues activées.

Procédé Pour garantir que 80 % et que leur la charge volumiquedes DBO5 relevées sur moyenne (en kg DBO5/m

3.j)l’effluent ne dépassent pas vale doit rester

(en mg O2/l) inférieure à

Lit bactérien 30 15 0,3535 20 0,5045 25 0,65

Boue activée 25 15 0,8035 20 1,60

Fig. A.4 – Les domaines d’utilisation des procédés biologiques.D’après Mosey (WRC), Anaerobic filtration. W. Poll. Cont. (1978), 77, 370-8.

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Liste des notations et symboles utilisés

A = concentration d’azote ammoniacal (mg N/l)A = section transversale d’un lit bactérien [L-2]α = constante (s.d.)B = concentration de biomasse totale (mg/l mat. sèche)B0 = biomasse à l’entrée d’un appareil (mg/l mat. sèche)Ba = biomasse active (mg/l mat. sèche)Bi = masse de solides inertes provenant de l’eau brute (mg/l mat. sèche)Bs = biomasse stabilisée par la respiration endogène (mg/l mat. sèche)Br = biomasse recyclée (mg/l mat. sèche)b = pertes de biomasse par égestion et respiration endogène [T-1]Cb = charge biologique ou massique (ou charge des boues) (kg DBO5

appliqués par kg de biomasse et par jour)Ch = charge hydraulique (m/j ou m3/m2.j)Co = charge organique ou volumique (kg DBO5

appliqués par m3 d’aérateur et par jour)C = concentration en oxygène dissous (mg/l)D = coefficient de diffusion moléculaire de l’oxygène (cm2/s)D = taux de dilution (dilution rate) [T-1]d = épaisseur active d’un biofilm (µm)d = taux de mortalité (death rate) [T-1]E = concentration d’un enzyme (mg/l)F = flux massique [ML-2T-1]H = constante de la loi de Henry [atm-1]H = profondeur d’un lit bactérien (m)h = distance depuis le sommet d’un lit bactérien [L]I = concentration d’un inhibiteur (mg/l)K = constante cinétique d’une réaction (système népérien) [T–1]K = rapport des matières en suspension à la DBO5 de l’eau brute (s.d.)k = constante cinétique d’une réaction (système décimal) [T–1]K, k = constantes cinétiques, respectivement dans le système de base e

et de base 10 [T–1]k1, k2, k3= constantes de vitesseKI = constante de dissociation d’un complexe enzyme inhibiteurKL = coefficient de transfert du substrat dans la phase liquide [LT–1]Ks = constante de saturation (mg/l)Ky = constantel = taux de lyse (avec remise en solution du contenu cellulaire) (s.d.)Mf = biomasse active d’un biofilm (kg)Ms = biomasse en suspension dans un réacteur (kg)M = biomasse totale (kg)m = coefficient de maintenance (= b/Y) [T–1]N = concentration d’azote nitrique (mg N/l)N = effectif d’une population microbienneN = nombre d’habitants raccordés

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ou

ou

ou

ou

ouou

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Notes

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n = exposant caractéristique d’un support pour lit bactérienn̂ = taux maximum de nitrification (mg N/mg mat. sèche)O = besoin d’oxygène (kg O2/j)P = taux de production de boue (g/l.j)Q = débit (m3/j)q = apport d’eau par habitant et par jour (litres)θ = temps de séjour [T]θc = temps de séjour des cellules dans une installation (ou “âge des boues”) (j)θl = temps de séjour moyen total du liquide [T]R = constante des gaz parfaits (1,98 cal/°.mole)R = taux d’utilisation du substrat (g/l.j)R = vitesse de consommation d’oxygène (= respiration)ρ = poids spécifique d’un film [ML-3]r = taux de recyclage (s.d.)r = taux moyen de division cellulaire (binaire) ou nombre de

duplications par unité de temps (r = R/ln 2)S = concentration en substrat dans la phase liquide (kg DCO/m3)S* = idem à l’interface liquide-biofilmS0 = concentration initiale de substrat (kg DBO5/m

3)S1 = DBO5 à la sortie d’un réacteurSr = concentration en substrat “éliminable”σ = surface spécifique d’un support (m2/m3)T = température en ° Kelvin (0 °K = –273,1 °C)t = température en ° Celsiust = temps [LT-1]tm = température moyenne du mois le plus froid °Cu = vitesse moyenne de percolation [LT-1]V = volume d’un lit bactérien, d’un bassin d’aération, etc. (m3)v = vitesse d’une réaction enzymatiquev̂ = vitesse max. lorsque S est très élevéW = apport de charge (kg DBO5/j)x = profondeur depuis la surface du biofilm [L]Y = rendement de conversion de S en B (p. ex. sur base de l’équivalent O2) (s.d.)Y’ = taux global de conversion en boue

(y compris les matières en suspension de l’effluent) (kg par kg de ∆DBO5)YG = rendement de croissance (G = growth)YM = rendement en métabolitey = consommation d’O2 après le temps t (= DBOt) (mg/l)µ = taux de croissance [T–1]µ f et Yf = taux de croissance et rendement d’un biofilmµs et Ys = taux de croissance et rendement de la biomasse en suspension∆E = énergie d’activation d’une réaction (kcal ou kJ/mol)∆M = quantité de biomasse évacuée pendant le temps ∆t (purge discontinue) [MT-1]p = fraction inerte dans la matière en suspension de l’eau brute (s.d.)

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ou

ouou

ou

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Achevé d’imprimer en septembre 1997sur les presses de l’imprimerie Chauveheid à Stavelot

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