QUÉBEC CHICOUTIMI COMME EXIGENCEMÉMOIRE PRÉSENTE À L~JNIVERSITÉ DU QUÉBEC À CHICOUTIMI COMME...
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MÉMOIRE PRÉSENTE À L~JNIVERSITÉ DU QUÉBEC À CHICOUTIMI COMME EXIGENCE PARTIELLE DE LA MA~TRISE EN RESSOURCES RENOUVE~LES Par Éric Arseneault B. Sc. (Chimie) Étude de l'impact de l'azote sur la cinétique de la biodégradation dans une lagune aérée d'une usine de pâte kraft blanchie Septembre 1999
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MÉMOIRE PRÉSENTE À
L~JNIVERSITÉ DU QUÉBEC À CHICOUTIMI
COMME EXIGENCE PARTIELLE
DE LA MA~TRISE EN RESSOURCES R E N O U V E ~ L E S
Par
Éric Arseneault
B. Sc. ( C h i m i e )
Étude de l'impact de l'azote
sur la cinétique de la biodégradation
dans une lagune aérée d'une usine de
pâte kraft blanchie
Septembre 1999
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L e s e f f l u e n t s de l ' u s i n e de pâte kraft de S t -Fé l i c i en s o n t t r a i t é s p a r une lagune aérée. L a p r é s e n t e é t u d e v i s e à mesurer 1' impact d r un surdosage d' azote s u r l ' e f f i c a c i t é de l a lagune,
L'étude comprend t r o i s séries d 'expér iences au cours d e s q u e l l e s nous avons mesuré l a demande biochimique en oxygène (DBO,), l a demande chimique en oxygène (DCO), les t e n e u r s des huiles e t des g r a i s s e s t o t a l e s (HG) et celles des acides gras et résiniques (AGR). Un traceur f u t u t i l i s e dans l e but de mesurer l e temps de r é t e n t i o n réel du système. T r o i s modèles cinétiques o n t été a p p l i q u é s de façon à c a l c u l e r les constantes d e v i t e s s e .
Aucun impact s i g n i f i c a t i f s u r 1' efficaci té de l a lagune n 'a été mesuré s u i t e au surdosage d ' azo te . L e s v a l e u r s des cons t an te s de vitesse s o n t comparables à celles re t rouvées dans l a l i t t é r a t u r e .
& d i a n t gradué
Directeur de recherche
I
Codi rec t eu r de re%herche
iii
Pour l e u r s p r é c i e u x conseils et l e u r g rande p a t i e n c e , je
t i e n s à remercier les p r o f e s s e u r s Raynald Côté (dépar tement
des s c i e n c e s fondamenta les) e t Marcel Paquet (département des
s c i e n c e s app l iquées ) q u i on t a c c e p t é de s u p e r v i s e r ce p r o j e t
de recherche .
Je remercie a u s s i l a direction de l ' u s i n e de pâte k r a f t
des P r o d u i t s F o r e s t i e r s Donohue à S t - F e l i c i e n p o u r l e u r
suppor t matériel e t f i n a n c i e r .
Un m e r c i t o u t s p é c i a l à m a compagne Suzie pour s a
grande compréhension e t son s u p p o r t moral t o u t a u l ong de l a
r é a l i s a c i o n de ce t r a v a i l .
M e r c i a u s s i à mes p a r e n t s , L îo e t Marce l l e , pour m'avoir
t r ansmis l e goût d' apprendre -
TABLE DES ~ T ~ & R E s
REMERCIEMENTS ...........,.-....---.--.........-.........-iii
TABLE DES MATIÈRES ............-..-...-..,...-............,iv
LISTE DES TABLEAUX --..-.......----.-......................vi
LISTE DES FIGURES ........................................ vii
LISTE DES ANNEXES ....................................... viii
CHAPITRE 1. INTRODUCTION .................................. 1 CHAPITRE II. MATCRIEL ET MÉTHODES. ........................ 21
2.1 Échantillonnage ................................22
2.2 Utilisation du chlorure de lithium comme traceur ........................................ 24
2.3 Demande chimique en oxygène .............,..... - 2 5
2.4 Huiles et graisses totales ..................... 26
2.5 Acides gras et acides résiniques ............... 27
2.6 Azote ammoniacal .........*..................... 28
2.7 Demande biochimique en oxygène . . . . . . . . .-.. . . .-. 29
2.8 Matières en suspension ........................ 30 2.9 Contrôle de la qualité ......................... 30
CHAPITRE III.
3.1 Temps de rétention : étude avec le traceur .,...32
3.2 DBO,, DCO, huiles et graisses totales, acides gras et résiniques .......... ...... . ..,..38
3.3 Azote ammoniacal ............................... 40 3.4 Oxygène dissous ................................. 41
.................................. CHAPITRE IV- DISCUSSION - 4 3
4.1 Étude avec le traceur ........................ 44
4.2 Impact du surdosage de l'azote : approche statistique ............................ 46
.... 4.3 Calcul cinétique : modèle à mélange parfait 48
4.4 Calcul cinétique : modèle de Ir écoulement en piston ...................................... 50
4 . 5 Calcu l c i n é t i q u e : approche de Wehner .............................. e t Wilhelm (1958) 52
CHAPITRE V . CONCLUSION ................................... 57
ANNEXES ................................................... 65
LISTE DES TILBtEMlX
Tableau I Normes environnementales des divers paramètres .... physiques et chimiques de pâtes et papiers 3
Tableau 2 Caractéristiques physiques du système .................. de traitement des effluents .6
Tableau 3 Liste des acides gras et résiniques réglementaires ................................ 9
T a b l e a u 4 R é s u m é des études antérieures sur ....... le traitement secondaire de Donohue.. -17
Tableau 5 Variation de la concentration du lithium au point A en fonction du temps (heure) . . . . . . . -32
Tableau 6 Variation de la concentration du traceur au point B en fonction du temps (heure) ..... - 3 3
Tableau 7 Variation de la concentration du traceur au point C en fonction du temps (heure) ..... -35
Tableau 8 Temps de rétention théorique et réel . . . . . . . . . 44
Tableau 9 Valeurs calculées des constantes de vitesse selon le modèle à mélange parfait ............ 50
Tableau 10 Valeurs calculées de constantes de vitesse selon le modèle du déplacement en piston ..... 51
Tableau 11 Valeurs des constantes de vitesse selon .................. Wehner et Wilhelm (jour-') - 5 3
Tableau 12 Valeurs des constantes de vitesse (jour-') pour la DBO, (section AC) comparativement à d' autres auteurs. ......................... -54
T a b l e a u 13 Évaluation graphique des facteurs de dispersion ............................. 55
vii
LISTE DES FIGüRES
Figure 1
Figure 2
F igure 3
Figure 4
F igure 5
Figure 6
Figure 7
Schéma d'écoulement des e f f l u e n t s de l ' u s i n e de p â t e k r a f t des P r o d u i t s F o r e s t i e r s
........................ Donohue à S t - F é l i c i e n - 5
Valeur du f a c t e u r K8 de l ' é q u a t i o n de Wehner e t Wilhelm en f o n c t i o n d e s v a l e u r s du f a c t e u r de d i s p e r s i o n ................................ 14 V a r i a t i o n de l a c o n c e n t r a t i o n du l i t h i u m aux p o i n t s A, B e t C de l a lagune a é r é e en
.................... f o n c t i o n du temps (heure ) 37
I l l u s t r a t i o n graphique des c o n c e n t r a t i o n s moyennes des paramètres aux d i f f é r e n t s sites
........................ pour les t r o i s séries 3 9
I l l u s t r a t i o n graphique des c o n c e n t r a t i o n s e n ............................ a z o t e ammoniacal. 4 1
Mesures de s t e n e u r s en oxygène d i s s o u s dans ............................ l a l agune en 1995 42
Courbe de l a v a l e u r de l a constante d e v i t e s s e d e l a b i o d é g r a d a t i o n de l a DBO, en f o n c t i o n du dosage de l ' u r é e ............................. 56
v i i i
LISTE DES ANNGXGS
Annexe 1
Annexe 2
Annexe 3
Annexe 4
Annexe S
Annexe 6
Annexe 7
Annexe 8
Annexe 9
Annexe 10
Annexe 11
Annexe 12
Tableau des concentrations de la DC0 .......,. 65
Courbe d'étalonnage des huiles et des graisses totales et exemple de spectre IR.,..67
Courbe d'étalonnage des acides gras et résiniques ..-........-.....-..-.*............ 70
Courbe d' étalonnage de 1' azote ammoniacal. . - 7 2
Protocole analytique pour la mesure de la DBO,. ..................................... 74
Protocole analytique pour la mesure des matières solides en suspensions,.. .......... 85 Résultats analytiques de la série #1.. . . . . , . -92 Résultats analytiques de la série #2 ......... 94
Résultats analytiques de la série # 3 ......... 96
Courbes théoriques des modèles de dispersion.98
Exemple de calcul statistique ,........,..... 101
Exemple de calcul cinétique ....,..-......... 105
CHAPITRE 1
INTRODUCTION
Parmi les ressources naturelles renouvelables
existantes, l'eau est sans aucun doute, une des plus
largement utilisées. Ceci est particulièrement vrai depuis
la révolution industrielle où l'eau est alors devenue une
composante essentielle dans les procédés de production. Au
Québec plus particulièrement, l'industrie des pâtes et
papiers est une grande consommatrice d'eau. 11 n'est pas
rare de rencontrer une usine qui utilise 100 000 litres d'eau
par tonne de produit pouvant résulter en une consommation
totale de 100 millions de litres par jour.
Évidemment, toute cette eau re j etee dans 1' environnement
n'est pas sans contenir des substances polluantes. En 1970,
on avait estimé que l'industrie papetière était responsable
de 50 % des polluants rejetés dans les cours d'eau au Canada
(Sinclair, 1990). En 1988, il a été estimé qu'une usine de
pâte kraft déversait autant de substances élevant la demande
en oxygène qu'une ville de 120 000 habitants (Sinclair, 1990)
lorsqu' il n' y avait aucun traitement secondaire.
Désormais, l'industrie des pâtes et papiers est soumise
2 plusieurs réglementations fédérales et provinciales. Les
normes provinciales sont particulièrement plus sévères depuis
octobre 1995. Les normes concernant les divers paramètres
physiques et chimiques apparaissent au tableau 1. Afin de
rencontrer ces nouvelles normes, toutes les usines de @tes
et papiers du Québec ont dû se doter d'un système de
traitement primaire et secondaire des effluents. Le type de
traitement primaire le plus couramment utilisé est un
décanteur qui permet d'éliminer une portion importante des
matières en suspension (MES); ces matières en suspension sont
principalement composées de fibres de bois et de boue
organique ou inorganique. L' efficacité d' un tel traitement
est de l'ordre de 80 à 90 % (Sinclair, 1990).
Tableau 1. Normes environnementales des divers paramètres physiques et chimiques des usines de pâtes et papiers.
*tsa : tonne séchée à l'air L e . contenant 10% d'humidité
Lieu d'application Effluent final
Effluent final
Paramètre Matières en suspension (MES)
Demande biochimique en oxygène (DBO,) Composés organiques halogénés adsorbables (COHA) Dioxines et furanes ,
Norme Limite quotidienne: 16 kgka' Limite moyenne: 8 kgltsa Limite quotidienne: 8 kgltsa Limite moyenne:5 kgltsa Limite quotidienne: 2.5 kgltsa Limite moyenne: 2.0 kgltsa 1 5 x 1 O-l2 g / ~
Effluent final
Effluent biologique Effluent biologique Effluent non-contaminé Effluent biologique Effluent non-contaminé Effluent final Effluent final Effluent final
1 Hydrocarbures l
Toxicité(truites arc-en-ciel)
Toxicité (Daphnia magna) PH Température
2 mg/L
non toxique
non toxique entre 6.0 et 9.5 ~ 6 5 ' C
Le traitement secondaire se fait généralement par un
traitement biologique. Ce type de traitement permet de
réduire la demande biologique en oxygène (DBO,) mesurée après
5 jours d' incubation. L' efficacité d' un tel traitement peut
varier entre 70 et 95% selon le type de traitement
biologique. Dans les traitements biologiques, les polluants
organiques résultant du procédé rep~ésentent le substrat
utilisé par les micro-organismes. Ceux-ci forment une
conununauté constituée de bactéries, de champignons et de
protozoaires; les bactéries sont cependant les organismes
les plus importants et constituent l'unité fonctionnelle
maîtresse du système.
La présente étude porte sur le système de traitement
secondaire des effluents de l'usine de pâte kraft des
Produits Forestiers Donohue à St-Félicien. Le traitement
secondaire à cette usine est réalisé au moyen d'une lagune
aérée. Le système de traitement des effluents de cette usine
est illustré à la figure 1 et ses caractéristiques physiques
sont résumées au tableau 2.
Figure 1. Schéma d'écoulement des effluents de l'usine de pâte kraft des Produits Forestiers Donohue à St-Félicien.
En résumé, les effluents à haute concentration en
solide passent d'abord par le décanteur primaire. Les
effluents acides et alcalins provenant principalement du
département du blanchiment de la pâte sont mélangés puis
neutralisés avant d' être a joutes à l'effluent sortant du
Tableau 2. Caractéristiques physiques du système de traitement des effluents.
b
Traitement priarire: clarificrteur
profondeur: diamétre : temps de rétention :
bassins de nédimentation
nombre : profondeur : longueur : largeur :
Canal & contournament
longueur : largeur :
profondeur : longueur : largeur :
Deuxième cellule
profondeur : longueur : la rgeur :
Zone de déposition
profondeur : longueur : largeur :
7,58 mètres 45,45 mètres
8 heures
(25 pieds) (150 pieds)
2 3,03 mètres
202,73 mètres 88,79mètres
(LO pieds) ( 669 pieds) (293 pieds)
3O3,O3 métres 3,03 mètres
(1000 pieds) (10 pieds)
4,55 rnetres 359,09 mètres l83,64 mètres
(15 pieds) (1185 pieds) (606 pieds)
4,55 mètres 492,42 mètres 125,45mètres
(15 pieds 1 (1625 pieds) (414 pieds)
4,55 mètres 125,45rnètres 71,Zl mècres
( 15 pieds) (414 pieds) (235 pieds)
traitement primaire, Les égouts sanitaires subissent un
traitement par boues activées avant d'être chlores et
a joutés aux autres effluents. Ce mélange d r effluents est
alors dirigé vers la lagune aérée via un canal de
contournement. Les bassins d' urgence sont utilisés seulement
lors de dérèglements ou de déversements accidentels majeurs-
Il existe environ 25 usines kraft au Canada qui
utilisent ce système (Nguyen, 1990a). La fonction première
d'une lagune aérée est de réduire la demande biochimique en
oxygène (DBO,, et la toxicité des eaux usées. De nombreuses
études ont porté sur l'efficacité de tels systèmes en
considérant la DBO,, 1 a demande chimique en oxygène (DCO) ou
les composés organiques halogénés adsorbables (COHA). II est
bien connu que ces paramètres se dégradent biologiquement
(Reynolds, 1982 ; Metcalf et Eddy, l982), démontré par de
nombreuses études différentes.
Des 1' avènement des traitements biologiques, plusieurs
études portant sur la DBOS ont été exécutées dans le but de
caractériser et de modéliser ces traitements.
La toxicité est le test le plus utilisé aujourdf hui et
il consiste à mesurer la concentration de l'effluent o ù l'on
retrouve une survie de 50 % des spécimens (truites
arc-en-ciel) . Cette concentration s' appelle le CL500.
Plusieurs travaux ont montré que les effluents d'une usine
de pâte kraft ont une toxicité se situant entre 1s et 50 %
avant le traitement biologique et que ces mêmes effluents
sont la plupart du temps non toxiques après le traitement
(Walden et Howard, 1977) . Dr autres chercheurs ont identifié
les constituants des effluents d'usine de pâte kraft, causant
la plus forte contribution à leur toxicité. Ce sont le
sulfure d'hydrogène, le méthanethiol (méthylmercaptan) et le
sulfure de diméthyle (Van Horn et a;, 1949). Ces produits
constituent la portion volatile des produits toxiques. Parmi
les produits toxiques non volatils, identifiés comme tels, on
retrouve les acides gras et les acides résiniques (Walden et
Howard, 1977). Les acides réglementés sont identifiés au
tableau 3. Depuis 1995, la réglementation oblige les usines
à doser mensuellement ces substances dans les effluents.
(MEF, 1993)
Smith et al. (1982) ont fait une étude exhaustive sur la
performance d'une lagune aérée d'une usine de pâte kraft.
Ils ont étudié l'efficacité de la lagune en considérant la
DBO, . Ils ont conclu, d'une part que le paramètre ayant
l'impact le plus important sur l'efficacité était la
concentration des matières en suspension (MES) et d' autre
part que les nutriments ajoutés aidaient à la performance de
la lagune seulement si une concentration suffisante d' oxygène
dissous était présente.
Tableau 3.Liste des acides gras et résiniques réglementaires.
A) Acides u r r s
1) acide linoléique
2) acide linolenique
3) acide oléique
4) acide stéarique
5) acide 9.10-dichlorostéarique
B) A c i d e s résinicrues
6) acide pimarique
7) acide sandaracopimarique
8) acide isopimarique
9) acide palustrique
10) acide lévopimarique
Il) acide déhydroabiétique
12) acide abiétique
13) acide néoabiétique
14) acide 14 et 12 chlorodéhydroabiétique
15) acide 12,14-dichlorodéhydroabiétique
Les mêmes auteurs ont aussi étudié le profil de la.
concentration d'un traceur à la sortie de la lagune. 11s
arrivent à la conclusion que le temps moyen de rétention
était de 7 jours alors que théoriquement celui-ci serait de
12,8 j ours, démontrant nettement la présence de courants
préférentiels. Après environ 15 jours, 80 % du traceur avait
été récupéré et aucune augmentation notable dans la
récupération fut observée après 22 jours.
Dans une autre étude effectuée sur deux lagunes aérées
d'une usine de pâte kraft, Rochelle (1984) a considéré
1' aspect hydraulique et 1' efficacité du système. En
utilisant comme traceur le chlorure de lithium, cet auteur
a considéré les deux cas limites théoriques de distribution,
soit le cas du mélange parfait et le cas du déplacement en
piston. Il a démontré que la réalité se situe entre ces deux
cas. De plus, dans les deux lagunes étudiées, des courants
préférentiels notables ont été observés, montrant ainsi des
temps de rétention de 8 et de 12 jours, comparativement aux
valeurs théoriques de 14 et de 16 jours. L'étude a aussi
démontré une déficience au niveau du dosage en azote et de la
quantité d'oxygène dissous présente dans le système.
La cinétique d'une réaction de biodégradation s'exprime
par l'expression de la vitesse de dégradation des réactifs
selon l'équation 1 :
- CA où - - vitesse de dégradation de la substance A
dt
(mg/ L-d 1
K constante de vitesse (unités varient
selon n)
CA concentration de la substance A (mg/L)
n ordre de réaction
t temps (dl
r~ vitesse de dégradation de la substance A
( m g / L - d l
Dans une lagune aérée, la quantité de solides organiques
ne varie pas de façon appréciable à l'entrée. On peut alors
attribuer à ce genre de système, une cinétique de
pseudo-ordre 1. Ce type de réaction en milieu aqueux est
associé à une cinétique ou Les autres réactifs sont en excès.
La vitesse de réaction s'exprime alors selon l'équation 2 :
Les systèmes de traitement peuvent être classés en deux
groupes : ceux S débit en continu et ceux à débit séquentiel.
Le premier groupe est, quant à lui, décrit par deux cas
limites : soit le mélange parfait et le déplacement en
piston.
Pour un écoulement par déplacement en piston en régime
permanent, c'est-à-dire lorsque I'accumulation est nulle et
considérant une réaction d'ordre 1, un bilan de masse de
l'espèce A autour du système donne l'équation 3.
où C,: : Conc. de la substance A au temps t (mg/L)
CAC : Conc. initiale de la substance A (mg/L)
8 : temps de séjour moyen calculé par le
rapport W Q (dl
K : constante de vitesse (d'')
V : volume du système ( L I
Q : débit de l'effluent (L/d)
Pour un système à mélange parfait où l'accumulation est
nulle et en considérant une réaction d'ordre 1, un bilan de
masse de l'espèce A autour du système donne l'équation 4 :
Comme déjà mentionné précédemment, le modèle qui décrit
le mieux une lagune aérée réelle de longueur importante est
un système à déplacement en piston avec, cependant, une
dispersion axiale. Wehner et Wilhelm ont dérive une équation
représentant ce modèle qui est exprimée selon l'équation 5
(Metcalf et Eddy, 1982).
où a - - (1 + 4 K B ~ ) : ' ~
d - - D/uL
U - - vitesse, m/d
D - - coefficient de dispersion axiale, m 2 / d
t9 - - temps de séjour moyen, d
L - - longueur, m
K - - constante de vitesse, d-'
Af in de faciliter I f u t i l i s a t i o n de cette dernière
équa t i on , c e r t a i n s chercheurs, comme Thi rumur th i e n 1959
(Metcalf e t Eddy, 1982) o n t développé des courbes expr imant
le f a c t e u r KB en f o n c t i o n du pourcentage r e s t a n t de l a DBO,
après l e traitement. Ces courbes permettent d ' é v a l u e r l e
caractère mélange parfait versus déplacement à p i s t o n e t
déterminer ainsi l a dominance d'un modèle pa r r a p p o r t à
l'autre (F igu re 2 ) .
F igure 2 . Valeurs du f a c t e u r K0 de l ' é q u a t i o n de Wehner et Wilhelm ( équa t i on 5) e n fonc t i on des v a l e u r s des f a c t e u r s de d i s p e r s i o n . ( Metcalf and Eddy, 1982)
D' a u t r e s che rcheu r s comme Ba rk l ey e t S a c k e l l a r e s (1987)
o n t a u s s i évalué les c o n s t a n t e s de v i t e s s e d a n s des lagunes
a é r é e s de p â t e k r a f t e t ils o n t ob tenu des c o n s t a n t e s de
vitesse de 0'98 jour-' pour un temps de r é t e n t i o n de 5 j ou r s à
30°C e t de 0,67 jour-' pour un temps de r é t e n t i o n de 12 j ou r s .
Un a u t r e a s p e c t q u i a été l'objet de maintes études est
l a p résence de composés o rgan iques ha logénés adsorbab les
(COHA ou AOX) et l e u r b i o d é g r a d a t i o n dans les systèmes de
t r a i t e m e n t des eaux u s é e s de s u s i n e s u t i l i s a n t des p r o d u i t s
chlorés dans l e procédé de blanchiment . Ces p r o d u i t s s o n t
généralement moins b iodégradab les que l a DBO,. S t u t h r i d g e et
a l . , ( 1 9 9 1 ) o n t montré que l ' e f f i c a c i t é d f u n e lagune a é r é e
d f une usine de p â t e k r a f t pour d é g r a d e r les COHA é t a i t de 65%
t a n d i s que Chernysh e t a l . , (1992) o n t mesuré une e f f i c a c i t é
v a r i a n t e n t r e 17 et 70% ; il semble que l e p r i n c i p a l f a c t e u r
a f f e c t a n t l ' e f f i c a c i t é de l a lagune est l a p r é s e n c e de boue,
suggé ran t a i n s i q u ' i l s'agit p l u s d'une b i o a d s o r p t i o n que
d' une v é r i t a b l e dég rada t i on .
L'étude de Graves et al,, (1993) a permis de mettre en
évidence l'effet des différents types de blanchiment sur la
biodégradation des COHA. Ainsi, pour une séquence de
blanchiment semblable à celle utilisée par l'usine de pâte de
Donohue, l'efficacité varie e n t r e 27 e t 4 0 % .
Plusieurs études ont déjà été e f f e c t u é e s sur l e système
de traitement secondaire de l'usine de pâte de Donohue. Les
résultats et les caractéristiques de ces études sont résumés
dans le t a b l e a u 4.
En août 1979, l'efficacité sur la DBO, était de 85 à
95%' ce qui est remarquablement élevée pour ce type
d' équipement (Env. -Canada et Menviq, 1978) . Alors que la
production moyenne pour la période couverte par cette étude
était de 710 tonnes métriques par jour, le débit fut estimé à
85 500 mètres cubes par jour. Des tests de létalité aiguë
sur la truite arc-en-ciel ont démontré que l'effluent était
non toxique.
Tableau 4 , Résumé des études antérieures sur le traitement secondaire de Donohue.
1 Blanchiment CyCI02 Cl&IO, CIJCIO, C l&iO, CIJCIO, CIOz
PARAMETRES Auteur@)
Moidannée
Production (tsald)
1 1 1 ¶
DBO, entrée fmg/L) I 21 O l 365 I 535 465 I 426
mDE Iri Env-Canada et Menviq
AoGt 78
I 71 0
mDEl l i l MEFIEnv- Canada
Nov. 88
DBO, sortie (mg/L)
% efficacité DBO
DCO entrée (mg/L)
DCO sortie (mg/L)
% efficacité DCO
COHA entree (mg/L)
COHA sortie (mg/L)
% efficacité COHA
PH
880
1 Temp6rature ( O C ) 1 30-33 1 24 1 25.2 1 35 1 30 1 25 1
9
96
730
460
37
- - -
7.5-7'9
1
P (mg/L) 1 0.8
MES sortie (mg/L)
% efficacité MES
Toxicité truite
Acides gras et résiniques
Total à l'entrée (mglL) Total A la sortie(mg/L)
Hydrocarbure A l'entrée (rng1L)
Hydrocarbure à la sortie (mglL)
Conductivité (umhos)
DioxinesMiranes (pg/L)
ÉtllDE113 Gray et al.
1990
27
93
1 418
870
39
5 1
6.7-7.0
1.35
1.64
90
NH3 sortie (mg/L)
MES entrée (rng/L)
149
1 140
52
52
O
7.4
107
80
62.2
1.5
150
m D E W Ngcyen
1990
902
55
63
non
- -
849 894
I
7 1
85
7.5
1
L
135
-50
non
2.25
0.1 1
934
ETUDE #S
bvallée 1993
Oct. 89
1
54
87
1 284 1
743 l
42
1 2.66
4.28
63
7,25
192
1 0,75
4 1
68
non
0.058
oui
Rapmeniuel Oonohue
Août92 Août90
J
128 l
<2
2 414
nd
- -
-
Nov. 96
r
50 1 oui(55)
1
74
oui
41
3 320 4 340
1.18
En novembre 1988, le débit moyen au traitement
secondaire était de 56 000 mètres cubes par jour pour une
production moyenne de 880 tonnes métriques par jour (Min.
Env. du Québec et Env-Canada, 1988). L'usine utilisait alors
toujours le chlore moléculaire pour le blanchiment et la
concentration moyenne en COHA à la sortie de la lagune était
de 51 mg/L et celle en dioxines et furanes, de 1'18 pg/L
(Tableau 4) . L' efficacité sur la DBO, est évaluée à 93% pour
un effluent non toxique. Cependant, des concentrations
anormales en coliformes totaux et fécaux furent mesurées;
elles provenaient probablement du traitement des égouts
sanitaires puisque l'eau sortant de ce système est combinée
à l'entrée du système de traitement des eaux usées de l'usine
(Figure 1) .
En octobre 1989, une autre série de mesures a été faite
par Gray et al, (1990) lorsque les résultats par rapport aux
normes gouvernementales devenaient problématiques. Le chlore
était encore utilisé et la biodégradation des COHA était
pratiquement nulle dans la lagune (50 mg/L) . L'effluent fut
caractérisé comme étant toxique par la méthode microtox ;
les espèces de Pseudomonas et de Flavobactorium furent
identifiés et la densité de bactéries fut évaluée à 500 000
colonies par mL, ce qui est considéré comme une faible
valeur. Les teneurs en oxygène dissous variaient entre 0'4
et 1 , O mg/L.
En 1990, Nguyen (Nguyen, 1990b) a effectué certaines
mesures et a montré que l'effluent présentait une toxicité
aiguë pour la truite arc-en-ciel. À partir de cette étude,
on s r interroge sur la pertinence de l'ajout de nutriments
dont l'utilité n'a pas été prouvée.
Enfin, l'étude de Lavallée (1993) a mis en évidence le
manque d'aération dans la lagune. Aussi, il a recommandé de
faire le drainage des boues de la lagune puisqu'avec Le
temps, une accumulation de celles-ci a eu pour effet de
réduire le temps de rétention. Il a proposé également un
ajout de nutriments dans la lagune dans un rapport C/N/P de
100/2 ,5 /0 ,5) .
Les données disponibles, mesurées par l'usine, pour le
mois de novembre 1996 ont aussi été recueillies et celles-ci
sont aussi incluses dans le tableau 4.
En considérant les conclusions de ces différents
auteurs, la présente étude vise l e s objectifs suivants :
1) Déterminer le temps de rétention dans la lagune
aérée et mesurer la cinétique du système en
utilisant les trois modèles discutés.
2) Mesurer l'impact du rapport C/N/P sur la
biodégradation de la DBO,, de la DCO, des acides
gras, des acides résiniques et des hydrocarbures.
Bien qu'il existe, dans les travaux cités
précédemment, des valeurs de constante de vitesse pour la
dégradation de la DBO, pour des systèmes similaires, ceci
n'est pas le cas pour les autres paramètres qui seront
mesures. L'originalité de ce travail repose aussi sur le
fait d'utiliser une valeur expérimentale pour le temps de
rétention moyen plutôt qu'une valeur théorique.
CHAPITRE 11
2.1 Échantillonnaae
La lagune a été échantillonnée à trois (3) stations
(Figure 1); le point A est situé à l'entrée de 1s lagune,
le point B au milieu (jonction des sections I et 2) tandis
que le point C est situé à la sortie de la lagune. Au point
A, l'échantillon était prélevé avec une pompe péristaltique
ayant un débit d'environ 1,4 mL/min. Au point B r
l'échantillon était prélevé à toutes les 15 minutes avec un
échantillonneur automatique ayant un volume d'environ 20 mL,
tandis qu'au point C, l'échantillon était prélevé aux 15
minutes. Un volume d' environ 100 mL était récolté à chaque
prélèvement. Aux points B et C, chaque tuyau était purgé
suffisamment entre chacun des prélèvements zfin de s'assurer
d' un échantillon représentatif. Tous les échantillons
prélevés étaient donc des composés 24 heures et ils furent
conservés à une température de 4°C jusqu'à leur analyse au
laboratoire.
L'étude a été divisée en trois séries d'échantillonnage
dans lesquelles le dosage de l'azote a été différent. Les
nutriments contrôlés dans cette étude sont l'azote et le
phosphore. Le point d' injection des nutriments est l' entrée
du traitement secondaire. L'azote est fourni par un ajout
d'urée en poudre ayant 45% d'azote exprimé sous forme
inorganique. Le dosage habituel d'urée est de 660 kg par
jour, soit un apport quotidien de 304 kg d'azote sous forme
N . L' urée est a joutée dans une fosse dans laquelle s r écouf e
une eail de dilution avec un débit nécessaire pour diluer la
totalité de l'urée en 24 heures.
Pour les trois séries d' échantillonnage, 1' ajout d' urée
a été, pour la série #1, de 660 kg par jour, tandis que pour
les séries #2 et #3 , il était respectivement de 1 320 kg et
900 kg par jour. Le temps entre chaque série a été d'au
moins un mois de façon à s'assurer d'aucune superposition des
effets.
Le phosphore a été fourni par l'ajout d'une solution
d'acide phosphorique 7 0 % . Un ajout quotidien de 445 litres
de solution est fait en période normale, soit un ajout de 143
kg de phosphore sous forme P au moyen d'une pompe doseuse.
L'ajout d'acide phosphorique fut identique pour les trois
séries de prélèvement.
2.2 Utilisation du chlorure de lithium comme traceur
Une quantité de 60 kg de chlorure de lithium anhydre a
été ajoutée à l'entrée de la lagune. Toute cette quantité a
été ajoutée dans un laps de temps de 10 minutes. Des
échantillons d'eau ont été prélevés aux trois stations
d'échantillonnage et on a dosé la concentration en lithium
dans le but de caractériser l'aspect hydraulique de la
lagune. Les échantillons furent prélevés tel qu' expliqué à
la section 2.1.
Le dosage de ce traceur comporte une étape de digestion
suivie d'une étape de détection. La digestion se fait selon
la méthode SM-3030-E (APHA, AWWA, WEF. 1992 ) ; il s'agit
d'une digestion à l'acide nitrique. Un volume connu (maximum
1000 mL) est amené a ébullition après avoir ajouté 50 mL
d' acide nitrique. La solution est évaporée jusqu'à
l'obtention d'un volume d'environ 50 mL et le volume final
est ramené à 250 mL en ajoutant de l'eau distillée.
La détermination du lithium a été effectuée selon la
procédure SM-3500-Li D (APHA, AWWA, WEF. 1992) . Ces analyses
ont été faites par le laboratoire Écosag de Jonquiere. Ce
laboratoire est accrédite par le ministère de l'Environnement
et de la Faune du Québec (MEF, 1996)- La méthode utilisée
est basée sur l'émission atomique et la détection est
effectuée à 67O,8 nm directement sur les échantillons
prépares lors de la digestion.
2.3 Demande chimique en oxygène
La méthode analytique de la DCO comporte une digestion à
reflux ferme avec une détection par spectroscopie visible
suivant la méthode SM-5220-D (APHA, AWWA, WEF. 1992). La
digestion se fait en ajoutant 2 mL d'échantillon dans une
éprouvette préparée commercialement et contenanc de l'acide
sulfurique, un sel d'argent, du bichromate de sodium et du
sulfate mercure. sulfate agit comme inhibiteur
d'oxydation de l'ion chlorure tandis que le bichromate de
sodium est l'agent oxydant. L'excès de celui-ci réagit avec
de ce dernier réagit à son tour, avec l'indicateur Ferroïn
(solution commerciale contenant un mélange de phénanthroline
monohydraté et du sulfate de fer hepta-hydraté) procurant une
solution rouge-brun- La digestion se fait dans un bloc
chauffant a 150°C pendant deux heures .
refroidissement, 1' absorbance est mesurée à 620 m.
Après
Une courbe d'étalonnage a été établie avec des solutions
de phtalate de potassium hydrogéné (KHP) . Les valeurs
d'étalonnage sont jointes à l'annexe 1. Dans plusieurs cas,
on a dû effectuer des dilutions afin de ramener les valeurs à
l'intérieur de la plage de cette courbe.
2.4 Huiles et araisses totales
À partir dr échantillons d r eau (Z 1 000 mL) prélevés aux
trois stations (A, B et C), on a ajusté le p H avec du HC1 de
façon à ce qu' il soit inférieur à 2. L'analyse des huiles
ec graisses comporte une étape d'extraction en utilisant le
Fréon (trichloro-trifluoroéthane) comme solvant et une étape
de détection à I f infrarouge selon la méthode SM-5520-C (APHA,
AWWA, WEF. 1992).
Il y a trois extractions successives utilisant 30 mL de
solvant qui sont ensuite récupérés après séparation des deux
couches. Chaque portion de Fréon passe dans un papier-filtre
con tenan t e n v i r o n log de s u l f a t e de sodium pour un
assèchement complet , L e volume f i n a l est a j u s t é à 100 mL.
L a d é t e c t i o n se f a i t dans une c e l l u l e s p é c i a l e en q u a r t z
d'une l a r g e u r de 3 cm pour f a c i l i t e r les l e c t u r e s de f a i b l e
c o n c e n t r a t i o n . Une cou rbe d 'é ta lonnage a été e f f e c t u é e avec
d i f f é r e n t e s c o n c e n t r a t i o n s d'une s o l u t i o n con tenan t 37 '5%
d' i so -oc tane , 3 7 ' 5 % d' hexadécane, e t 25% de benzène. La
l e c t u r e du maximum d'-absorbance est f a i t e à 2930 cm" e n
s o u s t r a y a n t l a v a l e u r du Fréon pur. La courbe d ' é t a lonnage
a p p a r a i t à l ' annexe 2.
2 . 5 A c i d e s g r a s e t a c i d e s r é s i n i q u e s
L a dé t e rmina t ion des ac ides g r a s e t des a c i d e s
r é s i n i q u e s est une a n a l y s e q u i ne f a i t pas l a d i s t i n c t i o n
e n t r e les d i f f é r e n t s composes e t exprime l e t o u t en
équ iva lence d' a c i d e a b i é t i q u e . L ' é c h a n t i l l o n d' eau est
d 'abord a c i d i f i i avec 10 mL d 'ac ide s u l f u r i q u e ( 5 0 % P / P ) p u i s
une e x t r a c t i o n est f a i t e a v e c 3 p o r t i o n s consécu t ive s de 35
mL d'éther de p é t r o l e . L ' é ther de p é t r o l e récupéré est
évaporé sous v i d e e t l e r é s i d u g r a s est mélangé avec t r o i s
portions de 10 mL de chloroforme. Ensuite, une extraction
est effectuée en utilisant 10 mL de H 2 S 0 4 ( 6 5 % P / P ) .
Après l'ajout de 2 mL d'anhydride acétique, une couleur
ambre se développe proportionnellement à la concentration
d'acide organique présente. Le volume final est ajusté à 50
mL avec H,SO, ( 6 5 % P / P j , puis la détection est e f f e c t u é e sur
spectrophotomètre UV visible à 520 m.
Une courbe d'étalonnage a été effectuée avec différentes
concentrations d'acide abiétique dissous dans le chloroforme
et extrait avec de H,SO, ( 6 5 % P / P ) , Elle apparaît à l'annexe
3.
2 . 6 Azote ammoniacal
L'azote ammoniacal est déterminé par la méthode de
Nessler selon la procédure SM-4500-NH3 C (APHA, AWWA, WEF.
1992). La procédure qui f u t retenue est celle qui comprend
une distillation. Pendant la distillation de 500 rnL
d'échantillon d'eau, environ 100 mL de distillat sont
recueillis, après condensation, dans un tampon borate. Sur
une a l i q u o t e de 25 mi, d ' échan t i l l on , on a j o u t e t r o i s gout tes
de s t a b i l i s a t e u r minéral commercial (qui remplace l e sel de
Rochelle) e t t r o i s gou t t e s de l ' a g e n t d i s p e r s a n t de poly-
a l c o o l commercial, qui a i d e à l a formation de l a couleur.
Ensui te , 1,O mL de réactif de Nessler est a j o u t é e t une
c o l o r a t i o n jaune se développe en présence d ' a z o t e ammoniacal.
L a d é t e c t i o n se f a i t sur un spectrophotomètre de marque
Spec t ronic 20D à 4 2 5 nm.
Une courbe d'étalonnage a été t r a c é e à p a r t i r de
s o l u t i o n s préparées avec du c h l o r u r e d'ammonium e t de l ' e au
d i s t i l l é e e t e l l e appara î t à l ' annexe 4 .
2 . 7 Demande biochimiaue en oxvaène ( D B O J
Cette ana lyse a é t é e f f e c t u é e par l e l a b o r a t o i r e de
l'usine selon l a méthode 90.04/314-DBO 1.1 du MEF q u i e s t
j o i n t e à l 'annexe 5 . C e l a b o r a t o i r e est a c c r é d i t é par l e MEF
pour e f f e c t u e r cette analyse (MEF, 1996) ,
2.8 Matières en suspension
Cette analyse à été faite selon le protocole analytique
87.07/114-S.S.1.2 du MEF. On retrouve ce protocole à
l'annexe 6.
2.9 Contrôle de la qualité
Pour tous les paramètres comme la DBO,, la DCO, les
huiles et les graisses, les acides gras et les acides
résiniques, le contrôle de la qualité analytique consiste en
une analyse d'au moins une solution témoin et d'un blanc
pour chaque série d r analyse. Si l'écart entre la
concentration théorique du témoin et la valeur trouvée est
supérieur a 15%, la série d'analyses est reprise.
CHAPITRE III
3.1 Temps de r é t e n t i o n : étude avec le traceur
Au t a b l e a u 5, on a p r é s e n t é les c o n c e n t r a t i o n s e n
l i t h i u m mesurées a u p o i n t A. L a c o n c e n t r a t i o n mesurée
r e p r é s e n t e l a concen t r a t i on ana ly sée après d i g e s t i o n . La
c o n c e n t r a t i o n i n i t i a l e r e p r é s e n t e l a c o n c e n t r a t i o n dans
l ' é c h a n t i l l o n o r i g i n a l , c a l c u l é à p a r t i r des volumes avan t et
après d i g e s t i o n . L a moyenne de 5 ana ly se s est 0,0041 mg/L e t
c e t t e v a l e u r , q u i r e p r é s e n t e l a v a l e u r r é s i d u e l l e avant
1' i n j e c t i o n du t r a c e u r , sera u t i l i s é e pou r c o r r i g e r les
c o n c e n t r a t i o n s mesurées aux p o i n t s B e t C.
Tableau 5. V a r i a t i o n de l a c o n c e n t r a t i o n du l i t h i u m au p o i n t A en fonction du temps (heure ) .
Temps
( heu re s ) d' é c h a n t i l l o n
Volume
après
Volume
d i g e s t i o n
Moyenne I
Conc.
mesurée
(mg/L)
Conc . i n i t i a l e
Cette valeur moyenne sera soustraite des valeurs
mesurées de façon à évaluer seulement la concentration de
lithium ajouté. Les valeurs mesurées variaient entre 0,013
et 0,023 mg/L, avec une moyenne de 0,016 mg/L. Au point B
de la lagune, c'est-à-dire à la jonction des deux sections,
les concentrations mesurées après digestion sont présentées
au tableau 6 La concentration initiale représente celle
calculée dans l'échantillon d'eau et la concentration
corrigée représente la concentration de l'effluent moins la
concentration initiale mesurée à l'entrée de la lagune,
c' est-à-dire 0,0041 rng/L.
Tableau 6. Variation de la concentration du traceur au B en fonction du temps (heure) . Temps
(heures )
point
Conc . d' échantillon
Conc . Conc. Volume
corrigée
Volume
après mesurée initiale
On remarque que l a c o n c e n t r a t i o n maximale est mesurée
s u r l ' é c h a n t i l l o n p r é l e v é e n t r e 36 e t 60 heu re s a p r è s l ' a j o u t
du t r a c e u r . L e temps où l a c o n c e n t r a t i o n est l a p lu s hau te ,
pour l e premier b a s s i n de l a lagune est donc évalué B 4 8
h e u r e s - L e s v a l e u r s e n r e g i s t r é e s a u p o i n t C f c ' e s t - à -d i r e à
l a s o r t i e de l a l agune , smt p r é s e n t é e s au t a b l e a u 7 . L e
temps oti l a concentration l a plus h a u t e est obse rvée se s i t u e
a u t o u r de 96 heu re s . L a q u a n t i t é t o t a l e de c h l o r u r e de
l i t h i u m mesurée e t c a l c u l é e à l a s o r t i e e t / o u se lon les
débits es t de 36,4 kg a p r è s 300 heu re s -
La f i g u r e 3 montre les v a r i a t i o n s de l a c o n c e n t r a t i o n du
traceur sous forme de courbe . On remarque une l e n t e b a i s s e
de l a c o n c e n t r a t i o n a u p o i n t C. C e c i l a i s s e supposer la
présence de c o u r a n t s p r é f é r e n t i e l s e t de zone morte dans la
l agune . L e s temps moyens de r é t e n t i o n n e peuvent ê t r e
c a l c u l é s de façon p r é c i s e p a r le f a i t que l e s courbes s o n t
incomplètes. Ces c o u r b e s ont donc été prolongées par
e x t r a p o l a t i o n . Même s i l ' i m p r é c i s i o n associée à une
e x t r a p o l a t i o n f a i t e s u r ce genre de cou rbe peut ê t r e
impor tan te , puisqu ' e s s e n t i e l l e m e n t basée s u r 1' a l l u r e
géné ra l e , e l l e s ' a v è r e n é c e s s a i r e pour ie c a l c u l du
temps moyen de r é t e n t i o n . I l f a u t cependant p r é c i s e r que la
p o r t i o n de la courbe complé tée pour l e p o i n t C est f a i b l e
par rapport à la portion expérimentale tandis qu'elle
s 'avère importante pour le point B. Il faut donc considérer
que cette imprécision sera présente dans les calculs
cinétiques qui suivent. Ces temps moyens de rétention sont
dcnc calculés à 115 heures au point B et à 150 heures au
point C. Ce calcul se fait par la théorie du calcul du temps s
moyen dans un contenant ou il y a ajout soudain d'un traceur
(Fogler, 1992) . Un exemple de calcul est fourni à l'annexe
Tableau 7. Variation de la concentration du traceur au point C en fonction du temps (heure) .
I ~ e m p s I Volume 1 Volume 1 Conc. 1 Conc. 1 Conc.
(Hre) d'échantillo apr0s Irnesur~e 1 initiale 1 soriigla In digestion
DBbit Quantite de
d'effluent LiCl
67,88
75,47
total 36,4
L'allure de la courbe peut aussi être interprétée selon
les théories exprimées par Levenspiel (1972) . Selon cet
auteur, cette courbe correspond à un modèle de déplacement en
piston avec dispersion axiale, pour une réaction du premier
ordre, pour un réacteur à forte dimension. L'allure de la
courbe sera aussi utilisée pour estimer la valeur du
coefficient 11. Cette interprétation sera développée a la
section 4.1.
Evolution de Ir concentration du traceur
I
- -a- - Sie C
- a -ExmpowmSite6
-e- Sie 8
Figure 3 . Variation de la concentration du lithium aux points A, B et C de la lagune aérée en fonction du temps (heure) .
3.2 DBO,, DCO, huiles et graisses totales, acides gras et -
résiniaues
Les concentrations mesurées pour ces paramètres pour les
séries # I f #2 et # 3 sont rapportées respectivement dans les
annexes 7, 8 et 9. Ces concentrations seront utilisées pour
les calculs de cinétique* Une rizualisation de ces résultats
est fournie par les graphiques de la figure 4. L'examen de
cette figure nous révèle que :
1-les concentrations moyennes pour les huiles et graisses
totales à If entrée et à la sortie de la iagune sont
respectivement de 3 , 5 mg/L et de 2'1 mg/L pour la série
#2. La dégradation moyenne est évaluée à 40%.
2-la concentration moyenne pour les acides gras et
résiniques à l'entrée de la lagune varie entre 5L et 69
pg/L. A la sortie, les concentrations moyennes sont de 17
et 16 ug/L, pour une dégradation variant entre 71 et 8 9 % -
3-la concentration moyenne de la DBO,, pour chaque série, a
varié entre 325 et 452 mg/L à l'entrée et entre 35 et 52
mg/L à la sortie.
.- as.!? L L L
% % 2 0 . 0
Pour la série #3, la concentration moyenne mesurée au
point B est de 87 mg/L pour une dégradation de 76% se
produisant dans la première section de la lagune.
4-les concentrations moyennes pour la DCO à l'entrée de la
lagune ont varié entre 1 238 et 1 572 mg/L. À la jonction
(point B) , ces concentrations ont v a r i i entre 836 et 1 248
mg/l tandis qu'à la sortie (point C), elles variaient entre
787 et 931 mg/L.
3.3 Azote ammoniacal
Les concentrations en azote ammoniacal sont mesurées aux
points d'échantillonnage B et C pour la série # 3 seulement.
Ces résultats sont rapportés a 1' annexe 9. On remarque que
la concentration en azote ammoniacal est 6,s fois supérieure
au point C comparativement au point B. Ceci indique une
dégradation anaérobique produisant de l'ammoniaque dans le
deuxième bassin. D' ailleurs, l'examen de la DBO, nous
révèle que 1' aération est nettement inférieure,
comparativement à celle du premier bassin. En absence
d f oxygène libre dans le deuxième bassin, les bactéries
utilisent 1' oxygène combiné, notamment celui du nitrate, NO,-,
produisant ainsi de l'azote ammoniacal. Les valeurs moyennes
des concentrations d'azote ammoniacal sont illustrées à la
figure 5.
Figure 5. Illustration graphique des moyenne en azote ammoniacal.
3.4 Oxvaène dissous
concentrations
En 1995, l'oxygène dissous a été mesuré à sept (7)
endroits de la lagune (figure 6) , lors d'une étude interne
effectuée par le personnel de 1' usine. Les concentrations
sont très faibles (O, 1 mg/L) a l'exception des endroits #5 et
#6 où on a mesuré des valeurs respectives de 1'2 et 2'1 mg/L.
Ces deux valeurs ont été mesurées très près d'un aérateur.
Ceci indique que l'oxygène rendu disponible par les aérateurs
est rapidement c o n s o ~ par 1'activitQ des bactéries
aérobies.
Figure 6. Mesures des teneurs en oxygène dissous dans la lagune en 1995.
Po in t d'échantionnaqe A
Teneur O2 dissous (mq/L)
DISCUSSION
4 - 1 Étude a v e c l e t r a c e u r
L e s temps de s é j o u r moyen s o n t c a l c u l é s à partir des
données des t a b l e a u x 6 e t 7 . C e s temps s o n t i d e n t i f i é s a l a
f i g u r e 3 . Ceux-ci s e r o n t u t i l i s é s pour l e s c a l c u l s
c i n é t i q u e s u l t é r i e u r s - L e s
r é t e n t i o n sont calculées
v a l e u r s t h é o r i q u e s du temps de-
à p a r t i r des c a r a c t é r i s t i q u e s
physiques du système p r é s e n t é e s a u
compte d'un d é b i t moyen de 67 000 m3
sont p r é s e n t é s au t a b l e a u 8,
t a b l e a u 2 e t en t e n a n t
p a r j ou r . C e s r é s u l t a t s
Tableau 8. Temps de r é t e n t i o n t h é o r i q u e et réel.
Temps de rétention S e c t i o n moyen 1 t h é o r i q u e
Deux f a c t e u r s peuven t e x p l i q u e r
e n t r e les temps réels de r é t e n t i o n et
l a
les
d i f f é r e n c e n o t a b l e
v a l e u r s t h é o r i q u e s .
Premièrement, il es t plus que p r o b a b l e qu 'avec l e temps, une
c e r t a i n e q u a n t i t é de boue s'est accumulée a u fond de l a
lagune e t a i n s i , l e volume t o t a l d i s p o n i b l e s o i t en r é a l i t é
i n f é r i e u r au volume o r i g i n a l .
aussi p r o b a b l e quf il exiçtz
Deuxièmement, il est tout
des c o u r a n t s p r é f é r e n t i e l s
faisant des sor tes de courts-circuits réels. La réalité est
sans doute la somme de ces deux hypothèses. L'observation
plus approfondie de la courbe de dilution du traceur de la
figure 3 démontre que le caractère d'un écoulement en piston
est très plausible. Ceci est visible par le temps nécessaire
avant de mesurer le lithium suivi d'une longue traînée.
L'écoulement serait donc plus rapide au centre de la lagune
comparativement aux vitesses d'écoulement qui seraient
mesurées plus près des bords. Le modèle de l'écoulement en
piston avec dispersion axiale est donc appuyé par ces
observations. Fogler (1992) confirme 1' interprétation de
ces observations en précisant qu'un temps de séjour moyen
inférieur à la valeur théorique correspond à des courants
préférentiels tandis qu'une traînée dans la concentration du
traceur correspond à des sections mortes du système. Une
courbe de concentration d'un traceur est obtenue par d'autres
auteurs (Dorego et Leduc, 1996) pour un système semblable et
cette courbe est très semblable à celle obtenue dans cette
étude.
Les temps moyens de rétention seront donc utilisés pour
les calculs subséquents de cinétique. Ces temps moyens
correspondent aux temps où séjourneraient les substances
biodégradables avant de quitter les bassins du traitement
secondaire . En d' autres termes, les subs tances produisant
l a DBO, à la s o r t i e de l a lagune ont s é jou rné e n moyenne,
une pé r iode de temps correspondant a u temps moyen de
r é t e n t i o n .
L e s courbes peuvent a u s s i ê t re u t i l i s é e s pour estimer l a
valeur de d , qui est d é f i n i e comme étant l e r a p p o r t D/uL,
t e l que d é f i n i a l ' équa t ion 5. L e s courbes théo r iques de
t y p e C s o n t fou rn ie s à l 'annexe 1 0 . L e même annexe i l l u s t r e
l ' é v o l u t i o n des concen t ra t ions du t r a c e u r au p o i n t B e t C.
Un exemple de calcul e s t f o u r n i au même annexe pour
déterminer les v a l e u r s de d. Ces v a l e u r s son t c a l c u l é e s à
0 . 2 pour l a s e c t i o n AC e t à 0 . 3 pour l a s e c t i o n AB.
4 . 2 Impact du surdosage de l ' a z o t e : approche s t a t i s t i q u e
Comme d é j à mentionné précédemment, un des o b j e c t i f s de
cette é t u d e é t a i t d'observer l ' impact du surdosage de l ' a z o t e
s u r l a capacité de l a lagune à dégrader les substances
produisant une DBO, e t l a DCO. Les données dont nous
disposons permet tent une approche s t a t i s t i q u e avec cependant
une r e s t r i c t i o n s u r l e nombre de données d i s p o n i b l e s q u i est
f a i b l e pour c e r t a i n s sites. Il est donc p o s s i b l e d ' u t i l i s e r
l a méthode de comparaison de deux moyennes lorsqu 'au moins un
échantillon est petit. La table de Student est l'outil
utilisé. Ainsi, 1' approche choisi consiste à comparer
d'abord les concentrations moyennes a l'entrée de la lagune
pour les trois séries d'échantillonnage. Les concentrations
en DCO ont été choisies parce que cCest avec ce paramètre que
nous disposions le plus de données. Un exemple de calcul est
fourni à l'annexe 11. Il en ressort qu'il n'y a pas de
différence significative entre les trois séries pour les
concentrations à l'entrée avec une certitude de 95%. Cette
conclusion statistique n'est valable que pour la DCO.
Dans un deuxième temps, les concentrations à la sortie
ont été comparées toujours par 1' approche statistique de
comparaison de moyenne. Il en ressort encore qur il nf existe
pas de différence significative, entre les moyennes. 11 nf y a
donc pas d'impact significatif, suite au surdosage d'azote
sur la dégradation de la DCO.
Cependant, il faut considérer que la dégradation de la
DBO, ne suit pas nécessairement la même conclusion puisque
la forte concentration en DCO peut masquer I f effet du
surdosage en azote sur la DBO,- Pour cette dernière, il est
considéré que le nombre de données est insuffisant pour
effectuer une comparaison statistique valable.
4 . 3 Calcul cinétique : modèle à mélange parfai t
La biodégradation des substances provoquant une DBOS
répond à une cinétique de pseudo-ordre 1 comme déjà discuté
dans la section 2 (Metcaff et Eddy, 1 9 8 2 ) . Le modèle à
mélange parfait est représenté par l'équation 4.
De plus, si la concentration en biomasse est considérée
constante, alors on peut développer la constante de vitesse
selon l'équation 6 (Lavallée, 1993) .
où: K' = constante de vitesse ( j o u ~ - ~ ( r n g / L ) -:)
X = concentration de la biomasse (mg/L))
L'intérêt d'exprimer la constante de vitesse sous cette
forme est de pouvoir comparer les résultats avec ceux
d'autres auteurs, notamment les valeurs de Kr obtenues sur
des systèmes a boues activées où les concentrations en
biomasse sont beaucoup plus élevées.
L e t a b l e a u 9 r appor t e t o u t e s les v a l e u r s c a l c u l é e s avec
l ' é q u a t i o n d é c r i v a n t l e modèle avec mélange p a r f a i t . Pour
les va l eu r s de K obtenues pour l a DBO,, on n o t e q u ' e l l e s se
s i t u e n t e n t r e 0.84 e t 1,91 jour-' pour l a l agune t o t a l e .
Rappelons que 1' approche s t a t i s t i q u e a démontré précédemment
que ces d i f f é r e n c e s n ' é t a i e n t p a s des d i f f é r e n c e s
s i g n i f i c a t i v e s compte t enu des v a r i a t i o n s entre les mesures-
O n remarque a u s s i que, cont ra i rement aux a u t r e s paramètres,
l e s v a l e u r s de K pour les a c i d e s g r a s e t r é s i n i q u e s sont p l u s
é l evées dans l a s e c t i o n BC que dans l a s e c t i o n AB. La v a l e u r
de l a c o n c e n t r a t i o n de l a biomasse a été mesurée a 90 mg/L a u
p o i n t B d u r a n t l a première série e t elle est cons idé rée
cons t an t e . Un exemple de c a l c u l e s t p r é s e n t é à l 'annexe 12.
Nous obtenons a i n s i des cons t an t e s d e v i t e s s e de dégrada t ion
poux l a DBO,, l a DCO, les ac ides g r a s e t r é s i n i q u e s , l e s
h u i l e s e t l es g r a i s s e s t o t a l e s a i n s i que pour l a DCO
biodégradable . C e t t e d e r n i è r e e s t c a l c u l é e en r e t r a n c h a n t de
l a DCO mesurée, l a valeur de l a DCO non-biodégradable,
l a q u e l l e e s t d é f i n i e comme é t a n t l a v a l e u r d e l a DCO f i n a l e
moins l a v a l e u r de l a DBOS f i n a l e . La v a l e u r de l a DCO
biodégradable est donc une approximation u t i l e pour v a l i d e r
l ' o r d r e de grandeur des c o n s t a n t e s de v i t e s s e de dégrada t ion
de l a DBO,.
Tableau 9. Valeurs calculées des constantes de vitesse selon le modèle à mélange parfait.
a) calcul de k exprimée en *'
b) calcul de k exprimée en (d-mg/L)"
Série #1 PARAM~RES sedons
DBOs 0.0093
PARAM~RES
Série #
Série #1 secüons
Srie #2 se!ctions
Série #3
SrÎe#3 -ans
4.4 Calcul cinéticnie : modèle de l'écoulement en ~ i s t o n
L'équation 2, qui a été présentée dans l'introduction,
décrit le modèle avec écoulement en piston. Le tableau 10
donne les valeurs des constantes de vitesse calculées selon
ce modèle. L'utilisation de ce modèle conduit à des valeurs
de constantes de vitesse inférieures à celles trouvées avec
le modèle du mélange parfait. Ceci signifie que pour les
mêmes concentrations à l'entrée et à la sortie, un système
qui répondrait à un modèle de déplacement en piston serait
plus efficace en ce qui regarde le temps nécessaire pour
dégrader la même quantité de matière organique produisant une
DBO,. On retrouve aussi comme précédemment des valeurs pour
K et K exprimées respectivement en d-' et en (d0mg/L) -' .
Tableau 10 : Valeurs calculées de constantes de vitesse selon le modèle avec déplacement en piston.
a) calcul de k exprimée en d-'
b) calcul de k exprimée en (d-rng/L)-'
1 1 1 I 1 1 1 I I
DCO
PARAMÈTRES
DBOs
Acides GIR 1 0.0o0s 1 0.00eo 1 0.0025 0.0010 1 0.0060 1 0.0022 1 1 i 1
Série # 1 I serie 1 ~ 2
Huiles et graisses tot DCO-DBOS
serie fi sections sections - -ans
AC 0.004
AB O.Oûû
O.ûûIS 0.015û
AC 0.0033
AB ' BC O.Oûûû
0.0067
AC 0.005
BC AB
0.0046
BC
0.0041
1
0.0120
0.0009 O.O04? 0.0046 0.0024
4 . 5 Calcul c i n é t i q u e : approche de Wehner et Wilhelm (1958)
Cette approche c i n é t i q u e est décrite par l ' é q u a t i o n 5 du
c h a p i t r e 1. Dans cette équa t ion , il y a deux inconnus : l e
c o e f f i c i e n t de d i s p e r s i o n a x i a l e (D) expr imé e n m z / d e t l a
c o n s t a n t e de vitesse (K) exprimée en d-'. La valeur de D est
l a même pour l e s t r o i s séries d ' é c h a n t i l l o n n a g e puisque l e
système é t u d i é , s o i t l a lagune aérée, reste l e même. Cet t e
v a l e u r de D est c a l c u l é e avec l a valeur de 4 ( é q u a t i o n 5) e t
cet te d e r n i è r e est obtenue p a r l e c a l c u l de l 'annexe 10.
Comme mentionné précédemment, cette v a l e u r es t e s t i m é e à 0,2
s e l o n les équa t ions p r é s e n t é e s à l ' annexe 10 . Pour c a l c u l e r
les v a l e u r s de K, nous avons p rocédé par essais et e r r e u r s en
f a i s a n t v a r i e r l a v a l e u r de K e t en r e t e n a n t celle avec
l a q u e l l e nous obtenons une va l eu r du r a p p o r t des
c o n c e n t r a t i o n s f i n a l e s s u r i n i t i a l e s qu i se r a p p r o c h e l e p lus
de l a v a l e u r obtenue expérimentalement . Un exemple de c a l c u l
est f o u r n i à l ' annexe 12. L e t a b l e a u 11 r a p p o r t e les va l eu r s
c a l c u l é e s s e l o n ce modèle, pour les c o n s t a n t e s de v i t e s s e .
Les valeurs calculées du coefficient de dispersion, D,
sont de 1 900 et 1 O00 m2/d respectivement pour les sections
AB et AC.
Tableau 11. Valeurs des constantes de vitesse selon Wehner et Wilhelm exprimées en d-'
Le tableau 12 propose une comparaison pour les valeurs
des constantes de vitesse pour la DBO, incluant les valeurs
trouvées par d'autres auteurs.
PARAMÈTRES
DB05 DCO Acides GIR Huiles et graisses tot DCO-DBOs
Serie #l -ans
AB -
0.053 0.08
- 0.45
Série #2 secüons
AB -
0,094 0.10
- 0.7
BC - - -
-
-
Serie #3 seciions
AC 0.38 '
0 . m 0.28
- 0.6
AB 38
0,085 - -
0.32
BC
- - - -
BC - - - - -
AC 0,6
0,077 0.23 0.096 0.6
AC '
0.48
0,077 - -
9.6
Tableau 12. Valeurs des constantes de vitesse (d-'1 pour la DBO, (section AC) comparativement à d'autres auteurs.
Pour l'étude de Lavallée et Lo (1996), la valeur de KI
est de 0,03 (de (mg/L) ) -' comparativement à 0,017 (de (mg/L) ) -'
comme valeur moyenne selon le modèle de Wehner et Wilhelm.
Sarie #2 S6ne #Z Serie #3
Le système étudié en laboratoire par Lavallée et Lo
(1996) était un modèle avec mélange parfait avec
recirculation de boue pour simuler un système à boues
activées .
L'observation de ces résultats démontre que le système
étudié se situe nettement entre les deux modèles limites. Par
exemples pour la DB05, les valeurs obtenues pour le modèle à
mélange parfait, le modèle piston et le modèle avec
dispersion axial sont respectivement de 0,84, 0,29 et O,38
d-' pour la série #l.
v
Modèle Autres Mudes Wehner et Wilhelm
0,38 016
0.48
Melange
0.84 1,91 1,27
Lavallée et Lo (1 996)
573
Piston
0.29 0.41 0.35
Bafkley et Sackellares (1 987)
(5 jours)
0.98
(?jours)
0,67
Une vérification des calculs peut être facilitée par les
courbes déjà discutées et rapportées à la figure 2, Les
valeurs de K et du % de la DBO, non dégradée sont calculées
et rapportées au tableau 13- A partir des courbes, les
valeurs du facteur de dispersion (4) sont trouvées. Les
valeurs de d sont toutes égales à 0'20. Cet exercice ne
représente qu'une façon additionnelle de vérifier les
calculs.
Tableau 13 : Évaluation
dispersion.
graphique des facteurs
De plus, la figure 7 illustre la relation entre la
constante de vitesse de dégradation de la DBO, en fonction
du dosage de l'urée de chacune des séries expérimentales.
DBO,
Série #1
Série #2
Série #3
I I I l I I I I
Section
. AC
AC
AC
K
-
0.38
0.6
0.48
0
(d)
6.25
6.25
6.25
K x 0
2.37
3.75
3.0
%DBO, final
16
7
12
C (facteur de disp.)
0.20
0.20
0.20
Figure 7. Courbe de la valeur de la constante de vitesse de la biodégradation de la DBO, en fonction du dosage d'urée.
CHAPITRE V
CONCLUSION
Les principales conclusions qui résultent de cette étude
sont les suivantes :
1. L'analyse de la courbe de l'évolution des concentrations
en lithium indique clairement un écoulement en piston avec
dispersion axiale importante. Les courbes de type C sont
utilisés pour évaluer la valeur de d . Un temps moyen de
rétention représentant 83% du temps théorique, démontre
des pertes de volume utile, soit par accumulation de boue
et/ou soit par la présence de courants préférentiels,
2. Les constantes de vitesse trouvées pour la DBOj se situent
très près des valeurs trouvées par d'autres auteurs. Une
valeur obtenue à partir d'une étude en laboratoire dans
des conditions idéales est nettement supérieure.
Bien qu'il existe en littérature des valeurs comparables
de constantes de vitesse pour la DBO,, ceci n'est pas le
cas pour la DCO, pour les huiles et graisses totales ainsi
que pour les acides gras et résiniques.
3. Le dosage en azote semble exercer un impact positif sur
la constante de vitesse de dégradation de la DB0,- Cet
impact e s t i l l u s t r é à figure 7 de la section précédente.
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ANNEXE 1
TABLEAU DES CONCENTRATIONS DE LA DCO
DEMANDE CHIMIQUE EN OXYGENE @CO)
. DATE: 1 REVISION: PAGE: ( SECïiON:
TABLEAU #2 ANALYSE DE DCO (O - 1500 mg&)
(X = 620 am)
COURBE D'ÉTALONNAGE DES HUILES ET GRAISSES
TOTALES ET EXEMPLE DE SPECTRE ZR
68
COURBE D'ÉTALONNAGE DES HUILES ET GRAISSES
ANNEXE 3
COURBE D'ÉTALONNAGE DES ACIDES GRAS ET
RÉS INIQUES
COURBE D'ÉTALONNAGE DES ACIDES GRAS ET RÉSINIQUES
200 400 600 800 1 O00
concentration (uglL)
ANNEXE 4
COURBE D' ETALONNAGE DE L' AZOTE AMMONIACAL
AZOTE AMONIACAL
ANNEXE 5
PROTOCOLE ANALYTIQUE POUR LA MESURE DE LA DBO,
MINISTBRE DE L'ENVIRONNEMENT
GOUVERNEMENT DU QUEBEC
MENVIQ. 90.041314 - DBO 1.1
INTRODUCTION
La demande biochimique en oxygène est la mesuse de la - quantité d'oxygène requise pour oxyder la matière organique
(végétale , animale, etc.), de m ê m e que la matière inorganique ( s u l f u r e s , sels ferreux, etc.) dans un échantillon aqueux. C'est un paramètre très u t i l i s é dans le contrôle de la pollu- tion organique provenant des effluents industriels et urbains ainsi que des rejets des u s i n e s de pâtes et papiers.
L a détermination de ce paramètre nous renseigne sur la tendance qu'a l'eau d'un cours d'eau h se maintenir dans des conditions d' aération suffisantes , malgré les charges qu ' il re- çoit. En d'autres termes, la DBO nous permet de connaître si le couts d'eau, grka à son pouvoir d'autoépuration, réussit à détruire les matières fermentescibles sans se laisser gagner par la phase putride.
Selon le règlement s u t les fabriques de pates et papiers, l ' e x p l o i t a n t ne doit pas rejeter dans le réseau hydrographique de surface ou dans un réseau d'égout pluvial , des eaux de l i x i - viation dont la demande biochimique en oxygène après 5 jouss (DBO,) est supérieure à 40 mg/L Oz.
Cette méthode s'applique à la détermination de la demande biochimique en oxygène dans les effluents de pâtes et papiers.
L e domaine d'application de cette méthode n ' a pas de limite supérieure et sa limite i n f é t i e u r e est de 2 mg/L Oz.
La méthode consiste à déterminer la quantité d'oxygène consommée par la matière oxydable à l'aide de bactgries acclimatées pendant une période de S jours d'incubation à une température de 20 OC.
A f i n de6quilibrer la quantite de matières oxydables et d'oxygène disponible, un volume apptopti6 dg6chantillon est placé dans une b o u t e i l l e en verre de 300 mL en présence de bactéries et de substances nutr i t ives . La concentration de
MENVIQ, 90-041314 - DBO 1-1
l'oxygène dissous e s t mesurée par électrométrie au début et à la f i n de la période d'incubation. La quantité d'oxygène con- sommée est proportionnelle à la concentration de matières oxydables .
Pour la définition des termes su ivants , voir la s e c t i o n vocabulaire.
La présence d'une grande quantité de certains métaux (chrome, cuivre, metcure, n icke l , plomb, zinc 1 ou de bùctérici- des (phénols, formaldéhyde, chlore, cyanures) conduisent à une sous-estimation de la DB05.
3.2 LIMITE DE DETECTION
L a limite de d é t e c t i o n e s t de 2 mg/^ O,.
Aucune donnée statistique n'est disponible .
L a téplicabilit6 d a une série de mesures (N = 10) a été de f 2 mg/L OS à une concentration de 26 mgigh O* et de f 688 m g / t Oz à une concentrat ion de 3760 mg/L Oz.
L a répétabilité d'une série de mesutes ( N = 38) a 6té de f 6 mg/L à une concentration de 40 mg/L Oz et de i 30 mg/L Oz à une c o n c e n t t a t i o n de 201 mg/L Oz.
Aucune donnée statistique n'est disponible.
MENVlQ. 90.04/314 - DBO 1.1
3 . 6 JUSTESSE
Aucune donnée statistique n'est disponible.
4. P R É L ~ ~ ~ ~ ~ N T ET CONSERVATION
prélever un volume d'un litre d'échantillon représentatif dans un contenant de plastique-
Conserver l'échantillon à environ -lO°C. Le délai de conservation entre le prélèvement et l'analyse ne doit pas excéder 6 m o i s .
Les marques de commerce apparaissant ci-dessous ne sont mentionnées qu'à titre de renseignement-
5.1 - Un incubateur de marque' Precision Scientif i c , modèle 815, pourvu d'un régulateur thermostatique réglé à une température de 20°C f leC.
5.2 - Bouteilles à D.B.0. d'une capacité de 300 mL, munies d'un bouchon à joint rodé.
5.3 - Un électromètre à oxygène de marque Fisher Accumet, mo- dèle 425.
5 . 3 . 1 - Une électrode à oxygène de marque Orion, modèle # 97- 08-00 ,
5 . 4 - Plaque magnétique agitatrice.
Tous les seactifs commerciaux u t i l i s é s sont de qualité A.C.S. , à moins d'indication contraire-
L'eau utilisée pour la préparation des réactifs et des solutions-étalons e s t de 1 ' eau distillée ou déminéralisée . 6.1 - Acide sulfurique, H2S04.
MENVIQ. 90.04/314 - DBO 1.1
Chlorure d a ammonium, NH,C1.
Chlorure de c a l c i u m anhydre. CaCl,.
Chlorure ferrique. FeC1,- 6X,O.
Hydxoxyde de sodium, NaOH.
Phosphate de potassium monobasique, KHzP04.
Phosphate de potassium dibasique, QHPO,.
Phosphate de sodium dibasique, Na2HPOcm 7 Hz O.
Sulfate de magnésium, MgS0,- 7H20.
Thiosulf ate de sodium, N + S 2 4 - Sïi20.
6.11 - Acide glutamique.
6-12 - Glucose.
6.13 - Semence bactériennepout demande biochimique en oxygène ( C o l e - P a l m e r Instrument Company). .
Solution tampon de phosphate.
Dissoudre 8,s g de KH2P0,, 21.75 g de K2HPOI, 3 3 , 4 g de Na,HPO,- 7 H,O et 1,7 g de NH,Cl dans envzron 800 mL d'eau et compléter à 1000 mL avec de l'eau.
Le pH de ce tampon doit se s i t u e r à 7 . 2 . Refaire cette so lut ion si le pH n'est pas de 7 , 2 ,
Solut ion d'acide sulfurique 1,O N,
Diluer 28 mL de H,SO, dans environ 800 mL d'eau, laisser refroidir et compléter à 1000 m t avec de l'eau.
Solution d'hydroxyde de sodium 1 , O NI
Dissoudre 40 g de NaOH dans environ 800 mL d'eau, lais- ser refroidir et compléter à 1000 mL avec de l'eau.
Solution de thiosul-fate Be sodium S a (P/V).
Dissoudre 5 0 g de N q S Osœ SHzO dans environ -800 mL d'eau et compléter S 1000 i$ avec de la eau.
Eau de dilution, 4 I
Dans un contenant de pl.astique de* litres, introduire à l'aide de pipettes843q mL es Bolutions suivantes:
p i u t i o n tampon de phosphotdlgOlu+ion magnésium, Eoïution de chlorure de tion de c A orure ferriquqdans et completer à 20 litres avec de l'eau. -
Saturer cette eau en oxygène en y faisant barboter de P a i r à grand débit pendant une période minimale de 2 heures.
Semence bactérienne. f
Dans un erlenmeyer de 1000 mL, ajouter 500 mL dB eau et O, S mL des s o l u t i o n s suivantes: s o l u t i o n tampon de phosphate, solution de sulfate de magn6sium. solution de chlorure de calcium et la s o l u t i o n de chlorure ferrique. Agiter pendant une heure tout en aerant. Ajouter le contenu dB une capsule de semence bactgrien-
ne. Agiter pendant une heure tout en aérant. Filtrer s u r une l a i n e de verre grossière pour éliminer les solides.
C e t t e solution se conserve 4 heures,
6-20 - Solution-étalon de glucose-acide glutamique.
Sécher le glucose et la acide glutamique pendant 1 heure à 103' C . Dissoudre 0.150 g de glucose et 0,150 g t d * acide glutamique dans environ 800 mL d'eau et complé- '- ter à 1000 mL avec de l 'eau.
C e t t e solution ne se conserve que 24 heures. La DBO, d'une solution contenant 29 de Za solution-étalon de glucose-acide glutamique e s t de 200 mg/L O2 f 37 mg/L 0 2 -
7 , PROTOCOLE ANALYTI OUE
7.1.1 Acides OU bases
- A j u s t e r le pH des é c h a n t i l l o n s à 7,O f 0 , s au moyen d'une s o l u t i o n de NaOH 1,0 N ou de H,SO, 1.0 N.
7.1.2 Chlore résiduel
Le chlore residuel est neutralisé en ajoutant du thiosul- f ate de sodium-
- Ajouter 1 mL de li solution de thiosulfate de sodium 5% (P/V) par 250 mL da échanti l lon . Vérif i e t avec un papier indicateur Amidon-Iodure de potassium la présence de chlore. A jouter, si nécessaite, la solut ion de thiosul- fate de sodium j u s q u 8 à ce qu'il n'y ait plus de chlore.
Effectuer 1 * etalonnage à chaque u t i l i s a t i o n de 1 électrode lorsqu ' elle est encore dans la bouteille dB entteposage. Le p H mètre doit être à pH , la pente à 1001, et la vérification se f a i t avec le contrôle placé sur 1' éLec- trode et la lecture sur l e pH m è t r e .
BTCK ( Battery check)
Zéro
A i r
7 - 3 DOSAGE
- Le tableau suivant
Lecture I -- - - -
2 13 (sinon changer les p i l e s ) 1 7,6O (pression atm. = 7 6 0 ) . I Position pour le dosage de la 080, la lecture est en mq/L de O,. 1
précise le volume d'échantillon qui d o i t être utilisé e n f o n c t i o n de la DBO
Vol urne d'échantillon d i 1 uE a 300 mL
0,03 0.06 0.15 0.30 O ,6O
0.8.0. anticipée
W L 02
Vol uiae d'échantillon d i 1 u6 b 300 mL
0.02 0805 O, 10 0.20 0.50 1.0 2,o 5.0 10 20 50
100 300
- anticipée.
O.B.O. anticipee
w/L 4
Les résultats sont valides lorsque la concentration rési- duelle da oxygène est d' au moins 1 mg/L O, et lorsqua au moins 2 mg/L 0, o n t réagi durant la période d' incubation.
- Homogénéiser les échanti l lons au mélangeur électrique.
- Vérifier le pH et ajuster, si nécessaire, avec la solution de H2SOL OU NaOH 1 N.
Effectuer les d i l u t i o n s nzcessaires, ajouter 2 mL de la solution de semence bactérienne et compléter à 300 mL avec de l'eau de dilution, De la même façon, préparer des solutions témoins contenant uniquement de 1 ' eau de- dilution ainsi que des solutions témoins contenant de l'eau de d i l u t i o n et 2 mL de la s o l u t i o n de semence bacté- r i e n n e .
Attendre 10 m i n u t e s avant de prendre la première lecture-
Mesurer &a quant i t é d'oxygène dissout initial avec 1 'élec- trode.
Boucher hermétiquement la b o u t e i l l e mesurée avec le bouchon de verre à joint rodé. Il doit y avois un surplus d'eau dans le goulot évasé de la bouteille.
Presser un capuchon de polyéthylène sur le goulot de la bouteille afin de prévenir l ' évaporation pendant 1 ' incuba- t i o n ,
Après c i n q jours, sortir les échantil lons, les so lut ions témoins et la solution-étalon de l'incubateur.
Enlever les capuchons de polyéthylène , retenirkermement le bouchon de verre en place et inverser la bouteille pour se débarrasser du surp lus d'eau qui a résidé dans le g o u l o t pendant 1 ' incubation.
Mesurer la quantité d' oxygène dissout avec 1 ' électrode.
=CUL ET EXPRESSION DES RBSULTATS
La demande biochimique en oxygène de 1 ' échantillon exprimé en mg/L Op e s t déterminée comme s u i t :
E: (Dl - D,i - Cs, - Bai f v x 300
E : Demande biochimique en oxygène de 1' échantillon (rng /L) .
C. : Concentration d 'oxygène dissous de 1 'échantillon di- lué avant incubation ( m g / L ) .
D2 : Concentration d'oxygène dissous de l'échantillon di- lué après incubation (mg/L).
V : Volume de l'échantillon utilisé h L ) -
300: Volume de la bouteille à DBO hL).
BI : Concentration d'oxyg-ène dissous contenu dans le té- moin du milieu bactérien avant incubation.
Bz : Concentration d'oxygène dissous contenu dans le té- moin de milieu bactérien après incubation (rng/L),
f : Rapport entre le volume de semence bactérienne dans l'échantillon et le volume de la semence bactérienne dans le témoin.
f : % eau d'ensemencement dans D, (échant.) ------LI---------------------
% eau d'ensemencement dans B, (témoin)
Lorsque 2 mL de semence bactérienne sont utilisés dans l'échantillon et que 50 mL de semence bactérienne sont utilisés dans le témoin le rapport f devient 0 , O Q .
- Fmerican P u b l i c Health Association, American Water Works Association and Water Pollution Control Federation, Stan- dard Methods for t h e Examination of w a t e r and wastewater, 17th E d i t i o n , 1989.
- Sawyer, C l a i r N., Chemistrv for Sanitarv Enqineers , Mc G r a w - H i l l Book Company, 1960, New York.
MENVLQ. 90.04/314 - 080 1.1
ANNEXE 6
PROTOCOLE ANALYTIQUE POUR LA MESURE DES MATIÈRES SOLIDES EN
SUS PENSIONS
MINIST~RE DE L'ENVIRONNEMENT
GOUVERNEMENT DU QUÉBEC
MENVIQ. 87.07/114 - S.S. 1.2
INTRODUCTION
Les matières e n suspension représente la portion des matières totaux retenus sur un filtre. Ils proviennent prin- cipalement des procédés thermo-mécanique et chimico-thermo- mécanique ( fragments de l i gn ine , hémi-cellulose et fragments de f ibtes )
Les eaux avec des niveaux élevés de matières en suspension peuvent provoquer des inconvénients dans c e r t a i n s procédés industriels
Cette m é t h o d e s'applique à la détetainattion des matières en suspension totaux dans les effluents de pâtes et papiers.
Le domaine da application se situe entre 5 et 20 000 mg/L.
Une portion d' échantillon est f ilttée à ttavers un fi ltre "Whatman 934 ABm préalablement pesé. Lorsque la f i l t tat ion est terminée, le tésidu est séché à 105 *C puis tepesé jusqua& poids constant- ta quantité de matièzes en suspension est obtenu par l a di f fésence des poids,
La quantité de matières en suspension volatiles est obtenue par la d i f f G t e n c e entre le poids du résidu calciné à SSODC et celui séché à 10S°CI
Pour la d é f i n i t i o n des termes suivants, voir la section vocabulaire.
Une eau fortement minéralisée dont le contenu est hygro- scopique tequiert un temps de séchage prolong&. Une autre in- terférence est la perte de certaines matières volatiles à 1OS0CI
Pour les matières e n suspension volatiles l'interférence la plus importante est causée par la matière inorganique instable à 550°C.
3.2 LIMITE DE DÉTECTION
La limite de détection est de S mg/L si un volume de 200 mL d'échantillon est utilisé.
3.3 LLMITE DE OUANTIPICATION
Aucune donnée s t a t i s t i q u e n ' e s t disponible.
3 4 FIDÉLITÉ
3.4 1 ~ é r d t a b i l i t é
Aucune donnée statistique n ' e s t disponible.
3.5 JUSTESSE
Aucune donnée statistique n'est disponible.
Prélever un échantillon représentatif dans un contenant de plastique ou de verre.
Conserver à environ 4.C. Le délai de conservation entre le prélevernent et l'analyse ne doit pas excéder 7 jours.
5.1 - Erlenmeyer à vide et entonnoir â f i l t r a t i o n de type Bückner -
5 . 2 - F i l t t e "Whatman 934 ABn 12.5 cm ou l'équivalent. .
5 . 3 - Etuve à une température de 10S°C f 2.C-
5.4 - Fournaise à moufle à une température de SSO°C f SOC.
S 5 - Dessicateur-
MENVfQ, 87.07/114 - S.S. 1.2
5 . 6 - Balance analytique dont la sensibilité e s t de 0 , l mg.
6 . ~ C T I P S ET *TALONS
L'eau utilisée est de l'eau distillée ou déminéralisée.
6.1 - G e l de silice "Tell T a l e " (agent dessicatif 1 ,
7 - PROTOCOLE ANALYTIQUB
7.1 CONDITIONNEMENT DES FILTRES
- Placer le filtre en prenant s o i n de déposer le côté lisse sur le support de l'appareil à filtrer.
- Laver le filtre avec 3 portions successives de 20 mL,
- Déposer le filtre dans un vase de pétri contenant un filtre dont le côté rugueux est sut le dessus.
- - Conditionner les filtres à l'gtuve à 10S°C pendant deux heures.
Si la détermination des matières en suspension volatiles est requise, conditionner les filttes en les chauffant dans une fournaise à moufle 5S0°C pendant 15 minutes.
- Laisser refrtoidir le filtre dans un dessicateur; peser le filtre à l'aide d'une balance analytique (immédiatement avant de 1 ' utilisez 1 .
7 . 2 DOSAGE
- Placer: l e filtre e n prenant soin de déposer le cÔt8 lisse sur le support de 1 'appareil h f iltret. Ajouter 100 mL da eau puis faire le vide.
Un tiltre de même type s u i t le cheminementet est utilisé comme témoin. . ...
- Homogénéiser 1 ' échantillon.
- Filtres un volume d'échantillon homogène à travers le filtre "Whatman 934 AH" de façon à mesurer un minimum de 5 0 mg de matières en suspension ou d'utiliser un maximum de 200 mL d'échantillon,
- Notes le volume d'échantillon filtré-
- ~rrêter la f i l t r a t i o n sous vide-
- Laver le résidu avec 50 mL d'eau et redémarrer la filtra- tion sous vide-
- Arrêter l a filtration sous vide,
- Déposer le filtre dans le vase de pétri.
- Sécher le filtre pendant la n u i t à le&tuve à 10SeC. Le lendemain. laisset refroidir le filtre au dessicateur. Peser le filtre j usqu ' à 1 @ obtention c i * un poids constant c'est-à-dire que la diffétence entte 2 pesées successives soit inférieure à O, 5 mg, en répétant le cycle (séchage - refroidissement - pesage) .
- Pour la détermination des matières en suspension vo la t i - les. chauffer pendant 2 heures le filtre dans la fournaise à moufle à 5SOeC-
- Laisser r e f t o i d i x le filtre au dessicateur. Peser le f i l tre jusqumà l'obtention d'un poids constant, c'est-à- dire -que la différence entre 2 pesées successives s o i t inférieure à 0 , 5 m g . en répétant le cycle (chauffage - refroidissement - pesage).
8. cALCUZ ET SXPRBSSI ON DES ~ S O L T A T S /
Les résultats sont exprimés d'après l'équation suivante:
8. i ~TATIÈRES EN SUSPENSION
MENVIQ, 87-07/114 - SIS- 1.2
E: Quantité de matières en suspension (mg/L) .
A: Poids du f i l t z e + solides ( m g ) .
B: Poids du filtre vierge (mg),
C : Différence de poids du filtre témoin ( m g ) .
D: Volume d'échantillon utilisé (mL).
8 - 2 MATIÈRES EN SUSPENSION VOLATILES
E: Quantité de matiètes en suspension v o l a t i l e s (mg/L)-
A: P o i d s du filtre + solides avant calcination (mg).
F: Poids du f i l t se + solides après calcination (mg).
C: Différence de poids du filtze témoin (mg).
D: Volume d'échantillon utilisé (mL).
9 BIBLIOGRAPHIE
- Technical s e c t i o n , CPPA Standard 8-1, D e t e m i n a t i o n of solids content of pulp and Paaer m i l 1 effluents, September 1977 .
- American Publ ic Health Association, American W a t e r W0rk Association and W a t e r Pollution Control Federation, Standard Methods for the Examination of w a t e r and wastewater, 17th Edi t ion , 1989,
MENVIQ, 87-07/114 - SIS- 1-2
ANNEXE 7
RÉSULTATS ANALYTIQUES DE LA SERIE #1
Série #l:concentration en DBO, DCO, AGR et H/G
ANNEXE 8
RÉSULTATS ANALYTIQUES DE LA SÉRIE #2
Série t2:concentration en DBO, DCO, AGR et H/G
ANNEXE 9
RÉSULTATS ANALYTIQUES DE LA SÉRIE #3
Série R3:concentration en DBO, DCO, et NH3 97
ANNEXE 10
COURBES THÉORIQUES DES MODÈLES DE DISPERSION
O.!
FIG U RE I I . C curves in closed vessels for vatious extents of back- mixing as predicted by the dispersion model. (Metcaïf and ~ d d y inc.1982)
et par essais amun:
donc: Sita C S b B
d = 7105.3ûl mm@
ANNEXE II
EXEMPLE DE CALCUL STATISTIQUE
EXEMPLE DE CALCUL STATISTIQUE POUR COMPARER DES MOYENNES DE GROUPES AVEC DIFFERENTS NOMBRE D'INDIVIDUS
1 -COMPARAISON DE IA DCO A L'ENTREE DE tA LAGUNE POUR LES TROIS SERIES 102
signification des ternes: Xe: valeur mesurée me: moyenne de la série d-d-1. degré de liberte =n, + n, -2
s2 variance
1 comparaison des valeurs a l'entrée 1 Ipour les séries #q et #2 1
s2= t= d.d.1-
valeur de t dans la table
comparaison des valeurs a l'entrée pour les séries #1 et #3
A
s2= 54300 t= 2.376901 139 d.d.1. 30
valeur de t dans la table 2-042
conclusion: les différences ne sont donc pas significatives puisque la valeur lue dans la table est supérieur à la valeur de t calculée.
Exemple de calcul statistique (suite) 24OMPARAISON DE LA OC0 A LA SORTIE DE iA LAGUNE POUR LES TROIS SÉRIES
S2= 1801 t= 2.74203 d.d.1. 4 t dans table 2-776
S2= 3279 t= 2.24481 8 d.d-1. 27 t dans table 2.052
serie #1
conclusion: les différences ne sont donc pas significatives puisque la valeur lue dans la table est supdrieur à la valeur de t calcult5e.
série #2 (xenie)2
256 3025 1 521
xe F
947 876 970
xe 816 876 816
série #3 xe-me
16 -55 39
- xe 916 892 866 843 850
xe-me -20 40
-20
(xe-me)2 400
1600 400
xe-me 63.38 39.38 13-38
-9.615 -2-615 1
(xe-me)2 4017.609 1551-148 179.1479 92.45562 6.840237
ta -PIP a ete carculee pour les t w biIatCraux, La valeur &tiwe re rapportant a un test uniI~*6r;ll se vouvia la colonna o &ale I deux fois k s&I de signification. - Gtemple : pour v = 18 et a = 0.05 : taI2 = 2.101 10-1
(Scherrer B ., Biosaristiquc)
ANNEXE 12
Exemple de calcul cin6tique
1 - modèle avec m g e parfait
où:
K (d") K' (d x r n g l ~ '
2- modéle avec écoulement en piston
exemple avec OC0 pour la série #3
1.24 0.01 4
0.47 0.005
3.17 0,035
DBO #3,AB pour D = 1900 Co 357 Ct/Co 0,24369748 Ct 87 a 1.7946 L Vol. eff. débit temps séjour u (vitesse)
1 15 numérateur 37,6871733 7.4 lere denom, l53,I3099
2ere dénom, 0,032201 58
O B 0 #3 BC D pas disponibk Co 87 CUCo 0,4597701 1 I
L 851 d 0,0000 Vol. eff. débit temps séjour 78 EEE3 numérateur #DIV/O! u (vitesse) 10,91 lemdenom, #DIV/O!
2ere dénom, #DIV/O!
1 rapport- . --I:SDIV/OLZ]
DBO #3 AC pour D = 1000 1 Co 357 CUCo 0, 1 1204482
Ct
L Vol. eff. débit temps séjour u (vitesse)
40 a 1,8669 851 d 0,2071
1 1 150 numerateut 83,6071042
5.673 1 ere dénom, 747,074599 2ere denom, 0,0082691 9
1 rappoh;: -73 1.~30,44?191391
DCO #1 ,AB pour O = 1900 Co 1572 CtfCo 0,7938931 3 Ct g248 a
temps séjour 1 1 5 aratex3,9934504 u (vitesse) 7.4 lere denom, 30,5246869
2ere denom, 0,00305418
DCO #1 8C pour O = pas disponible Co 1248 CüCo 0,74599359 Ct 931 a 1,0000 L (.&$g
DCO #f AC pour D = 4000 Co 1572 CtiCo 0.5922391 9 Ct 931 a 1.21 85
Vol. eff. &bit
L 851 d 0,2071 vol. eff. 1 débit temps séjour 150 numérateur 54,5664932 u (vitesse) 5,673 1 ere dénom, 93,3997602
2ere dénom, 0,00251 507
[ra~po~t 1 0,584240931
0,746 0,746 0,746 0,746 0,746 0,746
temps sejour 78 numérateur #DIVIO! u (vitesse) 1 0,91 lere dénom, #DIV/O!
2ere denom, #DIV/O!
I
0,5565 0,5565 0,5565 0,5565 0,5565 0,5565
I
K(h-1);;- 0.01 O 0
0,025 0,028 0,027 0,003 0,005
I
I
l m ~ p ~ r t [ #DIVtOL~
0,0039
K(61P 0.6 1.2 1.5
- 1.68 1,62 0,18 0,3
0,746 'W
O O O O
0,5565 mm! * - 0,-
.
-0,0936
0,3507 0,3507 0,3507 0,3507
3
0,3507 0,3507 0,3507
CVCd,
O X0;ose
&a&g 0,592 0,592 0,592 0,592 0,592 0,592 0,592
---
-6E05 -.0,584 0,008
AGR #l,AB pour D = 1900 1 Co 69 Ct/Co 0,6956521 7 1
Ct L Vol. eff. débit temps séjour u (vitesse)
AGR #1 BC pour D = pas dbponibk 1 Co 48 CtlCo 0,35416667
Ct L Vol. eff. débit temps séjour u (vitesse)
0 78 numérateur WDIVIO!
10,91 lem dénom, WDIVIO! 2ere dénom, IYDIVIO!
AGR #l AC pour D = 1000 Co 69 CtlCo 0,2463768 1 Ct 17 a 1,5586
k
L 851 d 0.2071 1 ) ) 1 & . 3 ct/w Vol. eff. 0,01 0,6' débit
&&&$ 0,2464 0,2464 0,2464 0,2464 0,2464 0,2464
temps séjour 150 nurnerateur 69,797351 9 u (vitesse) 5.673 lere dénom. 282,502925
2ere dénom, 0,00723002
I
&&*; I
0,0607 0,0607 0,0607 0,0607 0,0607 0,0607
0,025 ' 0,028
0,027 0,003
1 ,S. 1,68 1,62 0,18
0,2464i 0,247
lwwfl 10,247074WI 0,0607 -7E-041 SE47
0,005 0,0115
03 0,276
