cultures libres (boues activées) (page 3)

les bactéries du soufre

Le cycle du soufre est un système complexe. Le soufre existe dans plusieurs types de molécules biologiques telles les enzymes, certains acides aminés comme la cystéine et la méthionine ainsi que dans quelques glucides comme la biotine et la thiamine.

S’il est indispensable à la vie, le soufre ne représente que 1 à 2 % de la masse (exprimée en matières sèches) des êtres vivants.

Dans la nature, il est principalement présent sous forme de sulfate, sous forme natif et dans les molécules biologiques.

Le soufre est présent sous toutes ses formes sur terre ce qui explique que les bactéries ont pu coloniser un grand nombre de milieux aquatiques et terrestres leur permettant de résister aux fortes températures (sources d’eaux chaudes sulfureuses) et aux fortes pressions (fond des fosses profondes de l’océan).

Au sein du cycle du soufre, il existe cinq types de réactions :

Réduction assimilatives des ions sulfures (transformés en matière organique : phytoplancton)
Putréfaction (ces germes sont des bactéries hétérotrophes aérobies qui libèrent l’hydrogène sulfuré à partir des protéines)
Sulfato-réduction dissimilative (anaérobie)
Oxydation photo-trophique de l’hydrogène sulfuré
Oxydation du soufre par des bactéries hétérotrophes ou autotrophes en présence d’oxygène ou de nitrates.

Les bactéries Sulfato Réductrices sont probablement une des formes bactériennes les plus anciennes. Ce groupe de bactéries est uniformément présent sur toute la surface du globe. Certaines de ces bactéries sont thermophiles, d’autres mésophiles ou psychrophiles et on connait des espèces halophiles.

Certaines souches sont autotrophes facultatives et d’autres hétérotrophes stricts et utilisent des substrats organiques comme donneurs d’électrons.

En fonction de leur métabolisme carboné on distingue deux groupes bactériens au sein des bactéries Sulfato Réductrices :

le premier groupe réalise une oxydation complète du substrat organique jusqu’au stade CO₂ avec production d’hydrogène sulfuré
le second groupe oxyde la matière organique de façon incomplète jusqu’au stade acétate avec production d’hydrogène sulfuré.

Les Thiobacillus Dénitrificans font partie d’un groupe bactérien hétérotrophe dont le point commun est la capacité d’utiliser les composés réduits du soufre comme source d’énergie en présence d’oxygène ou de nitrate. En absence d’oxygène et en présence de nitrate, l’accepteur final d’électron sera le nitrate lequel sera réduit en azote gazeux (dénitrification autotrophe).

Ces différents principes pourront être utilisés en épuration d’eaux résiduaires pour éliminer la pollution carbonée et azotée.

la déphosphatation biologique

La possibilité d’effectuer une déphosphatation par voie biologique, c’est-à-dire sans apport de réactifs chimiques et pratiquement sans production de boues supplémentaires, a fait l’objet de nombreuses recherches à partir du milieu des années 1960. Depuis, différentes configurations de boues activées, utilisant toutes des étapes anaérobie suivies d’aérobie ont été développées et mises en œuvre à l’échelle industrielle.

L’une de ces configurations (procédé Phostrip ou A/O) consiste à éliminer le phosphore par voie biologique et chimique sans élimination de l’azote. Toutefois, seuls seront traités dans ce paragraphe les procédés combinant l’élimination du phosphore et de l’azote par nitrification et dénitrification.

description du procédé

En déphosphatation biologique, le phosphore de l’eau brute est incorporé dans la biomasse cellulaire puis évacué du système avec les boues en excès.

Certaines bactéries, connues collectivement comme organismes accumulant le phosphate (PAO dans la littérature anglo-saxone) ont la caractéristique intéressante de concentrer le phosphore sous forme de granules de polyphosphates lorsqu’elles sont soumises à des alternances de conditions anaérobie et aérobie.

Ainsi, Alors que la composition typique en phosphore des bactéries hétérotrophes communes est de 1,5 à 2 % de la matière sèche, le contenu en phosphore des PAO peut atteindre 20-30 %.

Les réactions biologiquement complexes intervenant dans chaque zone sont schématisées dans la figure 18 et peuvent être décrites comme suit :

en zone anaérobie

de l’acétate est produit par fermentation de la DCO rapidement biodégradable (DCO rb : matière organique dissoute qui peut être facilement assimilée par la biomasse). En fait, selon le temps de rétention en anaérobie, une partie de la DCO particulaire et colloïdale peut être également hydrolysée et convertie en acétate ;

utilisant l’énergie disponible à partir des polyphosphates (préalablement stockés : voir phase aérobie), les PAO assimilent l’acétate et du glycogène contenu dans leurs cellules et synthétisent des produits de stockage intracellulaire, les PHA (Polyhydroxyalcanoate) dont le plus important est le PHB (Polyhydroxy butyrate). Simultanément à l’absorption d’acétate, de l’orthophosphate (ortho-P), de même que des cations magnésium, potassium et calcium, sont relargués ;

en conséquence, le contenu de PHB dans les PAO augmente alors que le polyphosphate diminue.

en zone aérobie/anoxie

le PHB stocké est métabolisé et fournit ainsi l’énergie et le carbone nécessaires à la croissance de nouvelles cellules (du glycogène est aussi produit à partir du métabolisme du PHB) ;

l’énergie fournie à partir de l’oxydation du PHB est utilisée pour former des liaisons polyphosphates, de sorte que l’orthophosphate soluble (ortho-P) est réabsorbé et incorporé en polyphosphates à l’intérieur de la cellule bactérienne. Cette croissance de nouvelle biomasse avec fort stockage de polyphosphate explique l’élimination du phosphore ;

enfin, le phosphore intracellulaire est évacué du réacteur de traitement via l’extraction des boues en excès.

La figure 19 résume les phases principales du traitement et la figure 20 montre l’évolution concomitante de la DBO et de l’ortho-P en anaérobiose puis en anoxie et aération.

paramètres de dimensionnement et d’exploitation

La description ci-dessous des mécanismes impliqués permet de faire ressortir les éléments qui vont avoir une action prépondérante sur l’efficacité du processus.

carbone assimilable de l’eau brute

Le carbone assimilable est le point clé du processus puisque c’est le déclencheur de tous les mécanismes de synthèse des polymères organiques. La concentration en carbone rapidement assimilable de l’eau brute (acétate, propionate et autres acides gras volatils) va donc directement définir la quantité maximale de phosphore potentiellement éliminable par voie biologique. Par ailleurs la conversion de la DCO_RBen AGV par fermentation anaérobie est rapide. L’élimination de 1 mg de P nécessite de 7 à 10 mg d’acétate ou de DCO_RB.

Il est important de noter qu’il n’y a pas, pour ce qui concerne la disponibilité du carbone d’interférences majeures entre la déphosphatation biologique et la dénitrification. En effet, les réactions qui ont lieu en anaérobie n’éliminent pas la pollution organique facilement assimilable (en dehors d’une faible fraction rejetée sous forme de CO₂), mais la transforment en polymères intracellulaires disponibles pour les réactions de dénitrification en aval. En revanche, la cinétique de dénitrification dans la zone anoxique est légèrement plus faible si celle-ci est précédée d’une zone anaérobie.

Récemment, SUEZ a démontré l’existence d’une déphosphatation biologique basée sur l’utilisation des sulfures en lieu et place de la DCO_RB. Ce phénomène a été observé sur la station de Doha West fonctionnant à température élevée (25-38 °C) et recevant de manière importante et permanente des sulfures (10-30 mg S/L).

oxygène dissous et nitrates

Le maintien de conditions anaérobies strictes est obligatoire pour que les réactions de production d’acétate et de stockage du PHB aient lieu.

Il est donc impératif :

d’éviter la présence d’oxygène dissous dans l’influent ; par exemple d’éviter une aération trop intense de l’influent avant son admission dans la zone anaérobie. Au besoin une préanoxie ou une zone d’entrée de type piston permet de consommer rapidement cet oxygène mais au détriment d’un peu de DCO_R_B ;

d’éviter la présence de nitrates dans la recirculation de boues activées. Pour ce faire, il faut soit maintenir les nitrates de l’eau traitée à des teneurs minimales, soit prévoir une dénitrification complémentaire, endogène ou exogène, des boues recirculées (voir schémas).

volume de la zone anaérobie

Différentes approches sont utilisées pour déterminer le volume de la zone anaérobie, en particulier : fraction de la masse de boue anaérobie par rapport à la masse de boue totale du système, temps de séjour anaérobie calculé soit par rapport au débit moyen d’eau brute, soit par rapport au débit total transitant dans la zone anaérobie.

L’approche la plus directe consiste à définir un temps de contact anaérobie minimum, calculé sur la somme du débit de pointe de temps sec et du débit de recirculation des boues. Ce temps de contact est fixé en fonction de la fraction de DCO rapidement dégradable de l’influent, de la concentration en boue et la concentration en nitrates à l’entrée de la zone anaérobie.

En dehors de conditions très favorables, où le temps de contact peut être inférieur à 1 heure, le temps de contact recommandé en règle générale se situe entre 1 et 2 heures. La fraction de la masse de boue anaérobie correspondante varie entre 10 et 20 % de la masse de boue totale du réacteur biologique.

À noter qu’un temps de rétention trop long en anaérobie peut avoir un effet négatif sur les performances attendues (relargage dit secondaire).

gestion des boues extraites

Sachant que les phénomènes de relargage/absorption du phosphore sont réversibles, les méthodes de traitement des boues doivent être choisies de manière à éviter le relargage puis le recyclage de quantités importantes de phosphore soluble en tête de station.

Ceci s’applique surtout aux procédés d’épaississement : l’épaississement gravitaire est à proscrire, au profit des procédés dynamiques tels que flottation, grille d’égouttage, centrifugeuse qui évitent des temps de séjour prolongés en anaérobie.

En revanche, contrairement à ce que l’on pourrait craindre, la quantité de phosphore relarguée lors d’une digestion anaérobie des boues est nettement inférieure aux prévisions.

En effet, le phosphore est bien relargué mais il est en grande partie précipité par différents types d’ions, tels que magnésium, ammonium et fer…, pour former des composés tels que struvite (Mg, PO₄, NH₄, 6H₂O), brushite (Ca HPO₄, 2H₂O) ou vivianite (Fe₃(PO₄)₃, 8H₂O) qui restent piégés dans la boue digérée.

performances du procédé

Les rendements d’élimination du phosphore obtenus par les procédés de déphosphatation biologique varient surtout en fonction de la fraction de DCO rapidement dégradable et du rapport DBO/P de l’influent. La figure 21 en donne l’ordre de grandeur sur un effluent urbain typique quant à son rapport DCO_RB / DCO total (phosphore inerte inclus).

Avec un influent peu concentré en phosphore et un rapport DBO / P favorable (supérieur à 30), il est possible d’obtenir un rejet à moins de 1 mg · L^–1 de phosphore total. Mais avec une eau domestique typique, une telle valeur ne peut être garantie sans une précipitation chimique complémentaire.

Par ailleurs, les variations journalières de concentration de l’influent affectent le rendement de déphosphatation. De même en temps de pluie, surtout en période froide, la déphosphatation peut s’avérer difficile en raison de la trop faible concentration en DCO_RB.

Pour ces diverses raisons, tout procédé de déphosphatation biologique devra être associé à une précipitation chimique complémentaire, simultanée ou tertiaire dans certains cas.

principaux procédés épuratoires

L’évolution de la compréhension des mécanismes de la déphosphatation biologique au cours des dernières années a conduit à la mise en œuvre de configurations très diverses, avec un double objectif : minimisation de l’ajout de nitrates en zone anaérobie et/ou maximisation de la formation d’acides gras volatils en zone anaérobie.

Une sélection de ces procédés est présentée ci-après :

procédé Phoredox modifié

Ce procédé (figure 22) reprend le concept classique de la nitrification-dénitrification avec zone anoxie en tête et y ajoute une zone anaérobie en amont. La simplicité de ce schéma et sa cohérence avec les procédés existants ont fait de lui le plus employé, notamment en France où il a été choisi pour l’ensemble des premières installations. Sa principale carence est liée au concept même de la zone anoxie en tête, qui ne permet pas toujours de maintenir des concentrations résiduelles en nitrates suffisamment basses. De ce fait, une variante avec pré-anoxie en tête s’est développée ces dernières années.

procédé UCT (University of Cape Town) modifié

Ce schéma (figure 23) consiste à dissocier la zone anoxie pour la recirculation des boues du clarificateur de celle du traitement d’eau. Le dimensionnement de la zone anoxie « eau » et le recyclage de liqueur mixte peuvent être calculés uniquement sur le résiduel en nitrates. En revanche, le principe de ce schéma entraîne un déséquilibre entre les concentrations en boues des différents bassins ; la zone anaérobie sera à une concentration en boue moindre que les bassins avals, ce qui oblige, pour conserver une masse de boue en anaérobie équivalente à celle du schéma précédent, à accroître le volume de cette zone.

procédé JHB (Johannesburg)

Cette configuration (figure 24) a été mise en place sur la station de Johannesburg pour éviter l’impact négatif des nitrates. La dénitrification de la boue avant entrée en zone anaérobie se fait par voie endogène dans le bassin situé sur la ligne de recirculation. Le problème majeur reste le contrôle de cette zone pour assurer une dénitrification complète (temps de séjour variable, carence éventuelle en carbone assimilable).

Une variante de ce procédé a été mise en œuvre sur la station de Valenton. Cela consiste à avoir la possibilité d’introduire une fraction d’eau brute dans la dénitrification endogène, 30% maximum, ce qui permet de maitriser en permanence la dénitrification du recyclage et introduire en anaérobie une liqueur dépourvue de nitrates.

procédé RBS avec déphosphatation biologique (figure 25)

Dans un RBS (voir réacteurs biologiques séquentiels), l’élimination des nitrates formés peut être réalisée par un séquençage approprié de l’aération pendant la période de réaction et complétée lors des périodes de décantation et de vidange. Durant la phase de remplissage une fraction de la boue est recirculée vers le sélecteur faisant office de zone anaérobie (temps de séjour hydraulique de 45 mn environ).

La concentration en nitrates durant le cycle et le débit recirculé étant faibles des conditions anaérobies lors de la période de remplissage et de réaction sont maintenues au sein du sélecteur. Ceci permet de favoriser les phénomènes d’absorption et de stockage de la DCO_RB au lieu de la consommation de la DCO_RB par les bactéries dénitrifiantes. C’est le cas du Cyclor.

D’autres approches visant à modifier le cycle en créant une période anaérobie avec alimentation en début de cycle sont possibles mais engendrent des difficultés pour réaliser la dénitrification (qui intervient alors après une phase aérée au cours de laquelle le carbone est consommé avec l’oxygène) et pour optimiser le dimensionnement au niveau hydraulique car la durée du cycle augmentant le volume à stocker sur un cycle est plus important ce qui occasionne de forts volumes de marnage.

autres schémas existants

Parmi les autres schémas existants, certains visent à remédier à un déficit en carbone assimilable dans la zone anaérobie :

soit par apport direct d’une source de carbone extérieure (acide acétique, éthanol, mélasses,…) ;

soit par fermentation contrôlée des boues primaires et envoi du surnageant produit dans la zone anaérobie (attention aux odeurs et difficultés de déshydratation des boues).

la modélisation et ses applications en ERU

dimensionnement des stations à boues activées

De plus en plus, vues la complexité des schémas et les valeurs faibles à respecter en sortie, on s’appuie pour dimensionner au mieux une station sur des modèles mathématiques (logiciels) qui décrivent l’état de fonctionnement à l’équilibre des divers processus présents sur la station et cela :

en fonction des données de base de la station et des normes à respecter ;
pour les scenarii envisagés par le concepteur afin de lui permettre de choisir le meilleur.

On trouve dans le chapitre procédés biologiques les outils de dimensionnement utilisés à ce jour par SUEZ.

simulation dynamique

Si l’on s’intéresse au comportement d’une station particulière sous différentes conditions de fonctionnement, il est nécessaire de faire appel à une simulation dynamique (c’est-à-dire intégrant les variations dans le temps des qualités de l’eau brute et des paramètres de fonctionnement), autrement dit à une modélisation.

La principale application de la modélisation consiste à tester différents scenarii sur une station préalablement dimensionnée et d’en estimer les conséquences sur la qualité d’eau traitée. Ces scenarii sont variés : variation de l’eau brute (débit, qualité), à-coup de charge, événement pluvieux, variation de la température, variation de la concentration en boue dans les bassins…

La modélisation sert également d’outil d’optimisation de dimensionnement. En effet, cela permet de déterminer le dimensionnement optimal (répartition des volumes, répartition des besoins en oxygène, taux de recirculation, taux d’alimentation…) dans le cas de configurations complexes (flux piston, alimentation étagée, nAO…)

Enfin, ces simulations permettent d’optimiser les bilans d’exploitation (énergie, coût réactifs, quantité de boues à traiter…) en fonction des saisons et par exemple de l’augmentation de la pollution au fil des années.

Il existe de nombreux logiciels de modélisation développés par des sociétés privées et reconnus internationalement. Parmi les plus répandus : GPS-X (société Hydromantis), Biowin (société EnviroSim), Stoat, West… SUEZ utilise ces modèles et plus particulièrement Biowin.

Ils sont fondés sur la mise en équation des phénomènes biologiques (croissance et décomposition des populations microbiennes), physiques (aération, hydraulique, décantation…) et chimiques (précipitation, oxydoréduction…) qui se produisent dans une station d’épuration.

Les équations de base résultent du modèle développé par l’IAWPRC (International Association on Water Pollution Research and Control, maintenant IWA) organisme qui créa dès 1983 un groupe de travail afin de statuer sur un modèle international à partir des nombreux modèles existants.

Ont été ainsi proposés les modèles ASM (activated sludge model) successifs qui décrivent le traitement du carbone, de l’azote et du phosphore en boue activée. Il faut également citer le modèle de Dold et Marais à la source de Biowin.

Ces équations s’articulent autour de paramètres cinétiques et stœchiométriques directement liés aux différentes familles de populations microbiennes et à la décomposition de la DCO de l’influent (voir typologie des eaux résiduaires).

L’opération de calage de ces paramètres sur la station étudiée est une étape primordiale. Elle doit refléter au plus proche le fonctionnement de la station. Pour cela, il est nécessaire de s’appuyer sur des mesures réalisées sur site (cinétique de dénitrification, respiration endogène, production de boues, performance de la déphosphatation biologique, décantation des boues,…) afin d’adapter les constantes cinétiques et la typologie de l’eau brute.

Les figures 27 et 30 fournissent deux exemples de modélisation avec visualisation des résultats obtenus.

station N/DN avec anoxie en tête

La station est ici constituée de (figure 27) :

un bassin anoxie en mélange intégral ;
un bassin d’aération en flux piston simulé par trois zones intégralement mélangées en série.

L’exemple choisi montre la conséquence d’un événement pluvieux (figure 28, 4^ejour) sur la concentration en boues dans les bassins. D’autre part, elle permet de déterminer la répartition des besoins en oxygène dans chaque cellule et le coefficient de pointe à appliquer (figure 29).

station N/DN, configuration en chenal séquencé (figure 30)

L’exemple modélise le syncopage de l’aération dans le chenal. On y visualise (figure 31) l’évolution de la concentration de l’oxygène dissous dans les bassins et sa répercution sur les valeurs instantanées du rejet en N-NO₃ et N-NH₄.

Remarque : seules les applications de la modélisation en boues activées ont été présentées. La modélisation des autres procédés est également possible.