Binôme 3 : Dimensionnement de la STEP Dimensionnement de la STEP
Notre binôme présente pour objectif, le dimensionnement des ouvrages de traitement de la filière eau pour la future station d'épuration. Comme énoncé précédemment, un procédé à boues activées est choisi. Notre travail nous a conduit à contacter plusieurs organismes de façon à connaître la réalité du terrain notamment en terme de réglementation sur l'azote. Concernant le traitement biologique, une étude de la variation de certains paramètres a été menée de façon à étudier leur influence sur le dimensionnement. Enfin, une recherche bibliographique sur le traitement et la valorisation des boues nous a amené à une réflexion sur les possibles moyens d'emploi de cette matière.
Étapes de traitement
Concernant notre procédé, nous nous sommes fixées les différentes étapes à réaliser pour le traitement des eaux usées de nos quatre communes. Ce sont ces étapes qui nous conduiront, par la suite, à notre phase de dimensionnement. Pour cela nous avons contacté différents organismes et personnes, spécialisés dans l'eau et son traitement en zone de montagne, de façon à proposer un procédé qui soit d'une part en adéquation avec les conditions particulières de la région étudiée et d'autre part avec les techniques actuelles de traitement. Suite aux conversations téléphoniques, plusieurs points nous ont été donnés sur le traitement: - Des tamis rotatifs (tamis de pré-traitement) sont employés de façon à éliminer une très grande partie de la matière organique et éviter de réaliser un traitement primaire basé, par exemple, sur la décantation. D'ailleurs, l'emploi d'un décanteur primaire signifierait la nécessité d'une extraction régulière des boues fraîches récoltées et de ce fait conduirait à une permanence technique. Nous avons choisi de nous reposer sur ce principe en employant un dégrilleur automatique grossier puis fin sans aucun traitement primaire. Pour cette étape, un by-pass de sécurité sera employé en plaçant un dégrilleur manuel. Ce dégrilleur permettra de pallier au colmatage, éventuel, des deux dégrilleurs automatiques. - La zone d'étude est une zone sensible à l'eutrophisation c'est à dire que cette zone est susceptible de présenter des concentrations en nitrate, au niveau des points de rejet, supérieures à la réglementation en vigueur. De façon à pallier à cette sensibilité, une étape de dénitrification est obligatoire. Cette étape est alors implantée par la mise en place d'un bassin d'anoxie et également d'une recirculation permettant de renvoyer ce que l'on appelle la "liqueur mixte de boue" c'est à dire les nitrates formés lors de l'étape de nitrification (au sein du bassin aérobie). D'ailleurs les différents organismes, présents dans la région, ont évoqué à plusieurs reprises l'emploi d'un réacteur biologique séquentiel. Ce réacteur consiste à réaliser en une seule étape la dénitrification, la nitrification et la clarification des boues. Par souci de connaissance dans le dimensionnement de ce type de procédé, nous avons fixé de façon indépendante les trois étapes de traitement. - Les stations d'épuration contactées sont évaluées sur la teneur en azote et en phosphore lorsque les températures sont supérieures à 12°C. Cette condition permet de pallier, entre autre, aux problèmes des basses températures, problèmes impactant grandement sur la qualité épuratoire du fait d'une sensibilité importante de ce paramètre sur l'activité microbienne. Toutefois, nous avons choisi de faire une étude approfondie sur le choix de cette température au niveau de notre traitement biologique. Cette étape est, en effet, indispensable pour notre dimensionnement de filière. En résumé, les points de traitement suivant devront être employés et dimensionnés :
Dégrilleur grossier/fin et dégrilleur manuel de secours
Dessableur-dégraisseur combinés
Traitement des graisses produites en amont
Traitement biologique à boues activées avec un bassin anoxie puis aérobie
Dégazeur en sortie de bassin
Clarificateur ou décanteur secondaire
Source : personnelle
Procédé de traitement biologique fixé pour notre étude
Informations générales
Données entrantes Comme il a été dit, le dimensionnement de la STEP devra tenir compte de l'évolution de la population sédentaire ainsi que des variations de charge dues à l'affluence touristique. Nous allons dimensionner chaque équipement à partir des conditions critiques relatives à chacun. Pour toutes les unités autres que le traitement biologique, nous nous baserons sur le débit maximal pouvant être atteint dans la station, c'est à dire durant la période estivale. Concernant les bassins, le cas hivernal sera étudié car, pour ces derniers, le paramètre température constitue un paramètre clé. D'après la littérature un habitant produit en moyenne 180 litres d'eau usée par jour, de plus la notion d'équivalent habitant (E.H) nous permet d'estimer la charge polluante contenue dans les 180 litres d'eaux usées. Le tableau ci-dessous présente les valeurs retenues pour définir un équivalent habitant: Définition de l'équivalent habitant (E.H)
60 g de DBO5 1 E.H
135 g de DCO 9,9 g d'azote (N) 3,5 g de phosphore (P)
D'après ces valeurs, le nombre d'habitants et la quantité d'eau usée produite par un habitant , nous pouvons définir les données d'entrée de la station d'épuration. Ces valeurs correspondent aux valeurs maximales que la STEP pourra rencontrer en période estivale. Ces données sont résumées dans le tableau suivant: Données entrantes (valeurs maximales)
Paramètres
Valeur
Débit (m3/j)
1800
DBO5 (mg/L)
333
DCO (mg/L)
750
Azote (mg/L)
55
Phosphore (mg/L)
19
Les eaux usées contiennent de l'azote, cet azote total Kjeldhal (NTK) est constitué d'un tiers d'azote organique (bactéries, urée...) et de deux tiers d'azote ammoniacal (N-NH4). Au niveau de la pollution à traiter nous aurons donc, environ 37 mg/L d'azote ammoniacal à éliminer.
Concernant le procédé lui même, nous avons fixé certains paramètres. Tout d'abord, nous avons imposé les taux de recirculation. Au niveau de la recirculation de la liqueur de boue (recirculation 1) il est courant d'employer un taux de recirculation de 400% par rapport au débit entrant, et pour la recirculation des boues (recirculation 2), un taux de recirculation de 100% est généralement utilisé. Un deuxième paramètre primordial à déterminer et à fixer, est la température de travail, puisque cette dernière influence grandement les qualités épuratoires de la station. Notre étude se porte sur une zone montagnarde dont les températures peuvent être relativement faibles. La température des effluents arrivant en entrée de station peut descendre jusqu'à environ 3°C lorsque les conditions climatiques sont extrêmes. Or nous savons qu'en dessous de 6°C l'activité des bactéries responsables de la nitrification est très limitée, c'est pourquoi nous avons choisi de fixer une température de 10°C à maintenir dans les bassins biologiques. Cette température de 10°C sera appelée température de travail. Une étude sur les conditions de maintien de cette température de travail est réalisée dans la partie "Étude des variations de température".
Données sortantes Plusieurs textes législatifs définissent les normes auxquelles sont soumises les stations d'épuration. Dans le cas de notre étude, nous nous sommes basées sur, la Directive Européennes n°91/271/CEE du 21 Mai 1991 relative au traitement des eaux résiduaires urbaines et l'Arrêté du 22 Juin 2007 relatif à la collecte, au transport et au traitement des eaux usées, pour définir les normes de rejets autorisées par la législation. La zone d'étude étant une zone sensible à l'eutrophisation, des contraintes de rejets supplémentaires sont à respecter. Lorsqu'une zone est considérée comme zone sensible à l'eutrophisation, les stations d'épurations sont alors tenues de traiter l'azote et le phosphore. Les tableaux ci-dessous présente les différentes contraintes de rejet à respecter.
Contraintes de rejet
Paramètre
Concentration maximale à ne pas dépasser
Rendement minimum à atteindre
DBO5
25 mg/L
70-80%
DCO
125 mg/L
75%
MES
35 mg/L
90%
Contraintes de rejet supplémentaires pour les zones sensibles
Rejet en zone sensible à l'eutrophisation
Paramètre
Azote
NGL*
Phosphore
P
Charge brute de Concentration pollution maximale à ne organique reçue pas dépasser (en kg DBO5/j) ] 600-6000 ]
15 mg/L
> 6000
10 mg/L
] 600-6000 ]
2 mg/L
> 6000
1 mg/L
*Azote NGL = Norganique (urée...) + Nammoniacal (N_NH4) + Noxydé (NO3-,NO2- )
Dans le cas de notre étude, la charge de pollution brute en DBO5 reçue étant de 720 kg/j (concentration maximale pouvant être atteinte en période estivale pour l'horizon 2030), la concentration maximale à ne pas dépasser, en azote sera de 15 mg/L, et de 2 mg/L en phosphore.
Pré-traitement Pré-traitement
1.
Dégrillage
Théorie Cette étape est considérée, comme obligatoire, à partir de 200 équivalents habitants selon l'arrêté du 21 Juin 1996 portant sur le traitement des eaux résiduaires. Le dégrillage consiste à retenir, au niveau des grilles, des matières volumineuses permettant par la suite de ne pas dégrader les systèmes de relevage ou encore les unités de traitement à proprement dit. Il existe différent type de dégrillage : le pré-dégrillage avec des barreaux espacés de 30 à 100 mm, un dégrillage moyen avec un espacement entre 10 et 30 mm puis un dégrillage fin dont les barreaux sont espacés de moins de 10 mm. Ces grilles peuvent être de deux types manuelles ou mécaniques :
Les grilles manuelles sont des grilles composées de barreaux généralement inclinés sur l'horizontal de 60 à 80 degrés. Ces grilles sont destinées à de petites collectivités et nécessitent un nettoyage manuel régulier par l'intermédiaire d'un râteau.
Source : www.observatoire-eau-vendee.fr
Grilles manuelles
Les grilles mécaniques, quant à elles, fonctionnent par l'intermédiaire d'un nettoyage automatique pouvant être réalisé à l'amont comme à l'aval.
Dans le cas d'un nettoyage à l'amont, deux types de configuration existent avec des grilles courbes et droites. Les grilles courbes présentent un axe de rotation permettant d'évacuer les matières retenues par la maille. C'est un peigne amovible en inox, fixé au bout de deux bras rotatifs, qui assure un décolmatage optimal du système en envoyant les déchets dans une benne. Ce type de grille accepte des débits variant de 10 à 5000 m3/h.
Source : www.step.ouvaton.org
Dégrilleur à grilles courbes
Les grilles droites sont à nettoyage alternatif ou continu. Le nettoyage est réalisé de diverses façons avec notamment l'emploi de râteaux commandés par un système de câble ou encore de chaîne sans fin. Les débits acceptés varient de 100 à 40000 m3/h.
Source : www.directindustry.fr
Dégrilleur à grilles droites par chaîne sans fin
Dans le cas d'un nettoyage à l'aval, les débits à traiter sont élevés du fait de la configuration avec un domaine de débit allant de 500 à 300000 m3/h. Toutefois, ce type de nettoyage présente un risque de rejet des substances retenues. D'autres types de dégrilleur, non classés, sont également employés tels que les dégrilleurs escaliers permettant la rétention, par passage continuel de la grille dans l'eau, de fines matières organiques.
Source : www.directindustry.fr
Dégrilleur escalier
Application pratique Du fait de notre besoin de réduction de l'intervention humaine, au niveau du système de traitement, le dégrillage manuel est écarté de notre étude. Concernant le dégrillage mécanique, afin de réduire les risques de colmatage des grilles, une mesure de perte de charge du procédé choisi pourra être réalisée de façon à proposer, lors d'un épisode de traitement important, un dégrillage manuel de secours en by-pass. D'autre part, notre faible débit de traitement nous conduit à choisir un dégrilleur courbe. Notre unité de dégrillage reposera alors sur un dégrillage moyen puis fin avec en by-pass un système manuel.
2. Théorie
Dessablage-dégraissage
o
Dessablage: cette étape a pour but d'extraire les graviers, les sables et les particules minérales de l'effluent à traiter, afin de réduire le risque d'abrasion des équipements mais aussi de diminuer les dépôts et le colmatage dans les conduites. On utilise les dessableurs pour éliminer des particules de granulométrie égale ou supérieure à 100 μm. La quantité de sable contenue dans l'effluent est très variable, cependant les quantités classiques de sable à extraire sont comprises entre 8 et 15 litres/habitant/an.
Il existe différents types de dessableur:
Dessableur couloir : ils sont constitués de chenaux profilés. La vitesse d'écoulement dans ces dessableurs varie avec le débit. Le sable est extrait de façon manuelle d'une rigole longitudianale. Leur utilisation est limitée au petites installations.
Dessableur rectangulaire : ces ouvrages permettent de traiter des débits important pouvant aller jusqu'à 15000 m3/h. Un système d'insufflation peut être installé sur toute la longueur de l'ouvrage. L'air insufflé permet une séparation des matières organiques déposées sur les particules de sables et permet également une séparation des matières flottantes. L'extraction du sable s'effectue de plusieurs façons: par raclage ou par pompe suceuse.
Dessableur circulaire : de forme cylindro-conique, la vitesse de balayage du radier est maintenue constante grâce à une alimentation tangentielle de l'eau ou bien par un brassage mécanique. Les particules denses vont pouvoir se plaquer sur les parois de l'appareil par effet centrifuge, et seront recueillies dans le fond conique de l'ouvrage.
.
Source: www directindustry.fr
Dessableur circulaire
Dessableur-dégraisseur combiné : le dessablage et le dégraissage sont effectués dans un même bassin. Ces ouvrages permettent de séparer les sables, l'eau et les graisses grâce à la différence de densité. En effet les sables vont décanter dans le fond du dessableur (cylindroconique le plus souvent), les graisses sont quant à elles mises en flottation par l'insufflation de bulle d'air. Les graisses sont raclées en surface par un écumeur rotatif. Ce sont les dessableurs les plus utilisés.
Source: www.ecoledeleau.eau-artois-picardie.fr
o
Dessableur-dégraisseur combiné
Dégraissage: cette étape a pour but d'éliminer les matières grasses et les huiles difficilement biodégradables, qui possèdent des densités inférieures à l'eau, par effet de flottation. La récupération des graisses permet de palier à divers problèmes comme le colmatage des conduites. Pour les eaux résiduaires domestiques, lorsqu’il n’y a pas d’étape de décantation primaire, le dégraissage est indispensable. Les dégraisseurs sont généralement fabriqués pour traiter des débits compris entre 20 et 30 L/s. Le temps de séjour couramment utilisés pour le dimensionnement des dégraisseurs est compris entre 10 et 20 minutes et la vitesse ascensionnelle de sédimentation utilisée est de l'ordre de 15 m/h. Parmi les dégraisseurs nous distinguons des dégraisseurs statiques ou aérés. Les dégraisseurs aérés sont plus performants, l’insufflation d’air permet de faire remonter les graisses en surface.
Le dégraissage est généralement combiné avec l’étape de dessablage. Les dessableurs-dégraisseurs que nous pouvons trouver sont soient de type circulaire (cylindro-conique) ou bien de type rectangulaire.
Source: www.pravarini.free.fr
Dessableur-dégraisseur rectangulaire
Application pratique Pour notre étude nous avons donc choisi de réaliser l'étape de dessablage-dégraissage dans un même ouvrage, puisqu'il s'agit de la technique la plus couramment utilisée et que cet ouvrage permet de réduire l'emprise au sol. Pour dimensionner l'ouvrage dessableur-dégraisseur combiné, nous devons déterminer les surfaces des ouvrages séparément, la surface la plus importante, imposera la taille de l'ouvrage combiné.
Dimensionnement des dégrilleurs Dimensionnement des dégrilleurs
Nous allons détailler, dans cette partie, la phase de dimensionnement relative à la première étape de traitement. Comme nous l'avons expliqué précédemment, cette étape est composée d'un dégrillage grossier puis fin et d'un dégrilleur en by-pass manuel. Les calculs, relatifs au dégrilleur, consistent à déterminer la surface de la grille nécessaire à l'élimination des matières volumineuses puis la largeur associée.
Surface de grille
Cette surface S est déterminée par la formule suivante :
S=QmaxV.O.C Avec
Qmax le débit maximum arrivant en entrée de grille V la vitesse de l'influent qui est une vitesse permettant la bonne élimination des résidus et qui évite également une sédimentation de la grille. O grandeur relative au rapport espace libre entre les barreaux noté e et la somme de l'espace libre entre les barreaux et leur épaisseur notée E. C un coefficient de colmatage de grille automatique (dans notre cas) Ce sont donc ces grandeurs qu'ils nous faut fixer pour nos deux types de dégrilleur courbe fin puis grossier. Après avoir réalisé des recherches bibliographiques dans le domaine, les valeurs suivantes de paramètre ont été retenues : Paramètres d'entrée pour la détermination de la surface de grille
Paramètres
Intervalle Valeur choisie théorique admis
V = Vitesse influent dans le
0,3 - 0,6
moyenne)
Grossier : 30 100
Grossier : 60
0,45 (en caniveau (m/s)
e = Espace libre entre les barreaux (mm)
E = Épaisseur des barreaux
Fin : inférieur ou Fin : 10 égal à 10
aucun
10
0,4 - 0,5
0,5
(mm)
C = Coefficient de colmatage de grille automatique
Le débit maximum, dans notre cas, sera relatif au débit maximum obtenu en été c'est à dire égal à 2160 m3/jour. Il est considéré comme maintenu d'une étape de dégrillage à l'autre. Concernant la vitesse, cette dernière est également maintenue à 0,45 m/s malgré la conservation du débit et le changement de section. Il nous serait, en effet, impossible de déterminer notre surface et donc notre largeur de grille sans imposer celle-ci. Les surfaces suivantes ont alors été obtenues :
Surface obtenue en m2 pour les deux types de dégrilleur
Surface
S
Valeur calculée (m2)
Dégrilleur grossier automatique
0,13
Dégrilleur fin automatique
0,22
Largeur de grille
Une fois les surfaces obtenues, nous avons déterminé la largeur
l des grilles relatives. Pour cela, nous sommes parties de la notion de tirant d'eau
t
noté .
Le tirant d'eau représente la hauteur d'eau de la partie immergée de la grille. Cette hauteur peut être représentée de la façon schématique suivante :
Source : Méthode de calcul d'une unité de traitement, A.G Sadowski
Représentation schématique du tirant d'eau
Ainsi il est possible de relier le tirant d'eau avec, d'une part, la longueur mouillée
Lo de la grille puis la largeur l de la façon suivante :
t=sin(α).Lo
α l'angle entre le fond du caniveau, dans lequel la grille est placée, et la grille courbe. Cette angle est pris égal à 26,5 degrès selon le rapport "méthode de calcul d'une unité de traitement" de Mr Sadowski . Avec
Cette première relation est applicable en considérant que, sur cette longueur mouillée, la grille courbe reste relativement droite. Le tirant d'eau a été initialement imposé à 20 cm, à défaut de calcul plus précis, selon le rapport précédent proposant plusieurs valeurs de tirant d'eau en fonction de la population traitée. Cette valeur de 20 cm a été choisie en considérant une population inférieure à 20000. Le tirant d'eau a été imposé pour les deux ouvrages dégrilleur fin et grossier malgré une variation de cette hauteur. Puis :
l=SLo Les résultats suivants ont été obtenus : Largeur de grille en cm
Largeur de grille
l
Valeur (cm)
Dégrilleur grossier
30
Dégrilleur fin
50
Il faudra alors adapter les dimensions du caniveau, contenant la grille, de façon à respecter la vitesse nécessaire au bon dégrillage et convenant de ce fait à la largeur de la grille installée. En effet, en imaginant une vitesse classique de canalisation de l'ordre de 1 m/s et notre débit maximum, une section de canalisation nécessaire serait de 0,025 m 2 soit un diamètre égal à 18 cm environ. Il faudrait, alors dans ce cas, avoir une arrivée d'eau usée sur un caniveau de largeur supérieure de façon à répondre aux conditions du dégrilleur. Le dimensionnement du caniveau devrait donc être en adéquation avec le réseau d'eau usée arrivant en tête de station.
Quantité de refus au dégrillage
Il est possible, en fonction du type de dégrilleur employé, de déterminer la quantité de refus obtenue en litre sur une année. De façon générale, pour un habitant, ce volume correspond à : Vrefus=8 à 10e Avec
e espace libre entre les barreaux en cm Vrefus volume de refus en litre par équivalent habitant sur une année Cette quantité sera alors celle qui sera évacuée de façon à maintenir un bon fonctionnement global. Les valeurs suivantes ont été obtenues (en prenant 10 au numérateur de façon à avoir un volume de refus maximal et en considérant les différentes périodes de l'année c'est à dire la variation de population sur l'année) :
Volume
V de refus pour les différentes période de l'année en litre par jour
Type de dégrilleur
Population estivale
Population hivernale
Population sédentaire
Population moyenne
Grossier
55
46
16
28
Fin
329
274
96
164
Il faudra alors que les bennes de contenu présentent des volumes adaptés. Les bennes devront être relatives à un volume de refus sur quelques jours de façon à évacuer régulièrement ces déchets.
Dégrilleur en by-pass manuel
Ce dégrilleur sera employé lorsque la hauteur d'eau en amont de la première grille sera telle que le système de dégrillage est colmaté. Ainsi un orifice surélevé par rapport à l'entrée des eaux usées permettra un écoulement de ces eaux, en by-pass, vers le dégrilleur manuel. Dans notre cas, nous avons choisi de dimensionner notre grille manuelle en considérant une première grille automatique totalement obturée et de ce fait un passage de l'eau usée directement au niveau du by-pass. De façon à dimensionner le dégrilleur manuel, nous allons considérer le fait que ce dernier est droit, penché de 60 degrés par rapport à l'horizontale et que la grille présente les mêmes caractéristiques que celles du dégrilleur grossier. Toutefois, le coefficient de colmatage est fixé à 0,3 (coefficient dans le cas d'un dégrillage manuel, pouvant aller de 0,1 à 0,3). Le débit maximal est conservé égal à 0,025 m 3/s. Le tirant d'eau est mis égal à 0,2 m, comme dans les cas précédents. La vitesse est également fixée à 0,45 m/s, vitesse respectant les conditions générales de fonctionnement du dégrilleur. La surface du dégrilleur manuel peut alors être calculée : Surface dégrilleur manuel en m2
Dégrilleur
Surface
manuel
0,22
S de grille (m ) 2
Largeur
l de grille (cm)
94
Dimensionnement du dessableur-deshuileur Dimensionnement du dessableur-dégraisseur
Dans cette partie, les calculs concernant le dimensionnement de l'ouvrage permettant la séparation, des graisses et des sables, seront détaillés. Les deux ouvrages, dessableur et dégraisseur, seront dimensionnés de façon séparée, puis la surface retenue sera la plus importante des deux. La surface et le volume de l'ouvrage combiné seront alors déterminés.
Dessableur
Le dimensionnement de l'ouvrage repose sur la charge hydraulique (Ch), encore appelée vitesse ascensionnelle exprimée en m3/m2/h soit des m/h. Le temps de séjour (TS) est un paramètre important qui nous permettra de déterminer le volume du dessableur. Le tableau ci-dessous présente les valeurs couramment rencontrées pour des dessableurs circulaires. Valeurs nécessaires au dimensionnement
Paramètre
Intervalle
Valeur retenue
Charge hydraulique (m3/m2/h)
40-70
50 (m3/m2/h)
Temps de séjour (min)
/
5 min
Il est courant d'utiliser une charge hydraulique de 50 m3/m2/h pour un dessableur, lorsqu'il est dimensionné pour un débit maximum. La surface du dessableur est déterminée de la manière suivante:
S=QmaxCh Avec un débit Qmax de 2160 m3/j comme dans notre étude, la surface nécessaire pour le dessableur est de 1,80 m 2. Nous utiliserons la formule suivante pour calculer le volume du dessableur: V=Qmax.TS Avec les paramètres retenus pour notre étude, le volume nécessaire pour le dessableur est de 7,5 m3.
Dégraisseur
Pour dimensionner un dégraisseur, une vitesse ascensionnelle (Va) des particules de graisse doit être fixée. Or, comme il a déjà été précisé, il est courant d'utiliser la valeur de 15 m/h pour la vitesse ascensionnelle afin de dimensionner un dégraisseur. Le tableau ci-dessous résume les valeurs des différents paramètres nécessaires au dimensionnement. Valeurs des paramètres nécessaires au dimensionnement
Paramètre
Intervalle
Valeur retenue
Vitesse ascensionnelle (m/h)
10-20
15
Temps de séjour (min)
10-20
20
Nous pouvons alors déterminer la surface S et le volume V du dégraisseur avec les formules suivantes:
S=QmaxVa V=Qmax.TS Les résultats suivants sont ainsi obtenus: S = 6 m2 et V = 30 m3. Au vu des résultats obtenus pour le dimensionnement des deux ouvrages, c'est donc le dégraisseur qui impose sa taille ainsi que son temps de séjour. Le temps de séjour couramment utilisé pour les dégraisseurs, est supérieur à celui requis pour les dessableurs ce qui ne pose donc aucun problème. Nous pouvons donc déterminer, la hauteur (H) et diamètre de l'ouvrage (D) en appliquant les relations suivantes:
H=VS D=4.SΠ−−−−√
Dimension du dessableur-dégraisseur
Paramètre
Valeur
Hauteur H (m)
5
Diamètre D (m)
3
Il est possible d'estimer la quantité, de sable et de graisse, produite par les habitants. En effet, selon le "Guide technique de l'assainissement" de R. Bourrier, un habitant produit entre 5 et 12 litres de sable par an. De plus, d'après la fiche numéro 24 de la FNDAE, la production journalière de graisse, dans les eaux résiduaires urbaines, est estimée entre 15 à 20 grammes (exprimé en MEH = matières extractibles à l'hexane) par équivalenthabitant. Le tableau suivant présente les paramètres classiques, utilisés pour calculer la production de sable et de graisse. Paramètres classiques pour l'estimation de la production de graisse et de sable
Paramètre
Intervalle Valeur choisie
Production de sable (L/hab/an)
5 à 12
8,5
Production de graisse (g/hab/j)
15 à 20
17,5
Densité sable
/
1,7
Densité graisse
/
0,9
Concentration graisse (g/L de MEH)
13 à 100
56,5
Le tableau ci-dessous résume les résultats obtenus. Quantités de graisse et de sables produites
Population Estivale Hivernale Sédentaire Moyenne Paramètre
Valeur
Volume de sable (m3/an) 102
85
30
51
Masse de sable (kg/an)
173
145
51
87
Production de graisse (T/an)
77
64
22
38
Débit à extraire (L/j)
3700
3100
1100
1900
Les déchets graisseux représentent une part importante de la pollution organique puisque selon la fiche 24 de la FNDAE, ils correspondent à 35 % de la DCO totale à traiter. Nous pouvons alors estimer la part de DCO contenu dans les graisses et vérifier si la DCO contenue dans nos graisses se rapproche de la valeur théorique. Pour cela, nous savons que 1 g de graisse (exprimée en MEH) équivaut à 2,3 g de DCO. Nous connaissons également le rendement des dégraisseurs, il nous est donc possible de déterminer la quantité de DCO éliminée au niveau du dégraissage. Estimation de la quantité de DCO éliminée par le dégraissage
Population Estivale Hivernale Sédentaire Moyenne Paramètre
Valeur
Production de graisse (T/an)
77
64
22
38
Quantité équivalente en DCO (T/an)
176
147
51
88
Quantité de DCO entrante STEP (kg/j) 1620
1350
473
810
Part des graisses dans la DCO (%)
30
30
30
30
Quantité de graisse en sortie de dégraisseur (T/an)
69
57
20
34
Quantité de DCO en sortie de dégraisseur* (kg/j)
1185
988
346
593
Part de DCO éliminée (%)
27
27
27
27
S(DCO) (g/L)
0,55
0,55
0,55
0,55
*Quantité DCO en sortie=(Quantité DCO entrante – Quantité graisse sortie dégraisseur).2,3/365
Ce tableau confirme bien la part théorique, d'environ 35 %, de DCO contenue dans les graisses. En effet, nous trouvons dans notre étude que la part de DCO correspond à environ 30 % des graisses. Les calculs, nous ont permis d'estimer la concentration en DCO en sortie de dégraisseur, cependant pour le dimensionnement de notre traitement biologique, nous ne tiendrons pas compte de cet abattement en DCO au niveau du dégraissage afin d'être dans les conditions les plus critiques.
Traitement des graisses
Traitement des graisses Théorie Lors du pré-traitement des eaux usées domestiques, différents sous-produits sont générés comme par exemple les déchets graisseux. Depuis 2002, ces résidus sont considérés comme non ultimes et ne sont donc plus acceptés en centre d'enfouissement technique (CET). Les déchets graisseux, issus de l'étape de dessablage-dégraissage dans les stations d'épuration, sont communément appelés "graisses". Ces graisses sont hétérogènes et sont constituées par des matières organiques biodégradables, des matières organiques non biodégradables telles que des débris, ou encore de l'eau. Les graisses contenues dans les effluents domestiques engendrent de nombreux problèmes au niveau des stations d'épuration. En effet, à température ambiante, certaines graisses ont tendance à se solidifier et peuvent provoquer le colmatage des canalisations. Leur fort caractère fermentescible est responsable de nuisances olfactives dans les réseaux et au niveau de la station. De plus, elles favorisent la croissance d'organisme filamenteux hydrophobes qui vont par exemple perturber la décantabilité des boues. Au niveau des bassins d'aération, elles vont diminuer les transferts d'oxygène. En effet, par adsorption sur les flocs, les graisses vont former un film lipidique qui va réduire le transfert de l'oxygène entre l'eau et les flocs. Il est donc important de pouvoir réduire les déchets graisseux de l'effluent à traiter, c'est donc par l'étape de dessablage-dégraissage que ces derniers sont éliminés. Les graisses ainsi récupérées vont être traitées, étant donné qu'elles ne sont plus autorisées en CET. Différentes solutions pour traiter ou éliminer les graisses existent. Les paragraphes suivants vont présenter quelques uns des traitements envisageables pour les graisses de station d'épuration.
L'épandage
Comme pour les boues de station d'épuration, l'épandage des déchets graisseux est une technique utilisée à hauteur de 28%. Les déchets graisseux ont une faible valeur agronomique, en effet ils sont peu fertilisants puisqu'ils contiennent peu de phosphore et d'azote. Le plus souvent les déchets graisseux sont mélangés aux boues de station d'épuration puis l'épandage de ces derniers est réalisé. Afin de neutraliser les odeurs, un apport de chaux peut être effectué.
L'incinération
L'incinération des graisses est envisageable conjointement ou non avec l'incinération des boues de station d'épuration ou encore des ordures ménagères. Les déchets graisseux contiennent une grande quantité d'eau, c'est pourquoi ils doivent être déshydratés avant d'être incinérés. L'inconvénient majeur de cette technique est la nécessité de traiter les fumées, ce qui augmente fortement le coût de traitement.
Compostage et lombricompostage
Un compost issu du mélange entre des déchets graisseux, des végétaux, et des nutriments (azote et phosphore) peut être obtenu au bout de quelques mois. Le produit ainsi réalisé est stable et ne dégage pas de mauvaises odeurs. Le lombricompostage permet d'obtenir plus rapidement un produit semblable (stable et non-odorant) par le développement de vers rouges sur un support constitué d'un mélange de boues de STEP et de déchets graisseux. Le lombricompostage est une technique utilisée plutôt pour des petites structures, et est peu répandue en France.
Traitement biologique anaérobie
Le traitement anaérobie permet de traiter les déchets organiques en les transformant en compost mais aussi en méthane, dioxyde de carbone, composés azotés et soufrés. Des populations microbiennes anaérobie vont se développer sur le substrat organique en l'absence d'oxygène. Le traitement biologique anaérobie se déroule en 3 étapes: hydrolyse et solubilisation, action de bactérie acétogène et enfin l'action de bactérie méthanogène. L'étape d'hydrolyse et de solubilisation permet de passer d'une matière organique complexe (protéine, lipides) à une matière organique simple (acides aminés, glycérol, acides gras...). L'étape d'acétogénèse permet de transformer la matière organique en acétate, dioxyde de carbone et hydrogène. La méthanogénèse quand à elle permet l'obtention de biogaz (CO 2 et CH4) par décarboxylation de l'acétate et la réduction du dioxyde de carbone.
Traitement biologique aérobie
Le traitement aérobie se déroule en 2 étapes: l'hydrolyse biologique qui va permettre la formation d'acides gras et d'alcool, des enzymes vont vont catalyser l'hydrolyse des acides gras par un mécanisme de béta-oxydation et ainsi obtenir du dioxyde de carbone, de l'eau et de la biomasse. Ces réactions nécéssitent un apport d'oxygène, elles sont dites aérobies. Les nutriments sont indispensables à l'activité biologique et nécessaire pour l'assimilation des déchets graisseux, un apport en azote et phosphore sera donc indispensable. Il existe 4 principaux procédés aérobie développés par la Lyonnaise des Eaux ou encore la SAUR.
Application pratique Dans notre cas d'étude, nous avons choisi un traitement biologique aérobie des graisses. Il s'agit d'un procédé largement utilisé et qui semble adapté à notre étude.
Dimensionnement du traitement biologique des graisses Dimensionnement du traitement biologique des graisses
Dans cette partie nous allons dimensionner le bassin aérobie nécessaire au traitement des déchets graisseux. De plus nous déterminerons la quantité d'air à insuffler dans le bassin pour traiter la pollution.
Hypothèses de travail: - la charge massique appliqué au procédé en DCO est de 0,2 kg DCO/kg MVS.j (pour les conditions classique de dimensionnement Population = 10 000 et T = 10°C) - la concentration en biomasse est de 10 g MVS/L - la concentration d'alimentation dans le réacteur en DCO est de 40 g DCO/L - l'apport spécifique en oxygène est de 0,7 kg O2/kg DCO éliminée (AS) - le coefficient de transfert global (KLa) est de 0,45 - le rendement de transfert d'oxygène est de 6% par mètre d'eau au dessus du diffuseur (avec agitation) noté ηdiffuseur - la hauteur de bassin est fixée à 5 m pour maximiser le rendement de transfert d'oxygène
Calcul du volume du bassin: Les paramètres utilisés pour calculer le volume du bassin sont présentés dans le tableau ci-dessous: Paramètres utilisés pour pour dimensionner le bassin de traitement des graisses
Population
Paramètre
Estivale Hivernale
Charge de DCO récupérée en surface d'ouvrage 435 (kg DCO/j)
362
Charge massique appliquée (kg DCO/kg MVS.j)
0,36
0,2
Concentration en biomasse (g MVS/L)
10
10
Charge volumique appliquée (kg DCO/m3.j)
3,6
2
Le volume du bassin se calcule donc de la manière suivante: Vgraisse=charge DCO récupéréeCharge volumique Nous obtenons les résultats suivants: Volumes de bassin obtenus
Paramètre Vgraisse (m3)
Population Estivale
Hivernale
121
181
Nous pouvons également calculer le temps de séjour dans le bassin pour cela nous utilisons la formule classique:
τ=VDCOQ
Où Q représente la charge de DCO récupérée en surface du dispositif et VDCO le volume de DCO à traiter (VDCO=Charge DCO récupéréeConcentration d'alimentation)
Nous obtenons alors un temps de séjour de 11 jours pour les conditions estivales de dimensionnement et de 20 jours pour les conditions hivernales. Ces valeurs sont des valeurs classiques de temps de séjour pour le traitement des graisses.
Calcul des besoins en oxygène Comme système d'aération on retiendra une insufflation de fine bulles d'air dans le bassin, qui permettent le brassage du substrat graisseux. Ce type de diffusion d'air permet d'améliorer le rendement énergétique. Les formules suivantes ont été utilisées pour calculer le débit d'air nécessaire:
Besoin théorique en oxygène=Charge DCO récupérée× AS Besoin en oxygène du système=Charge DCO récupérée×AS×Rendement d'élimination Quantité d'oxygène à injecter dans l'eau=Besoin en oxygène du systèmeKLa Qair=Quantité d'oxygène à injecter dans l'eauηdiffuseur× Teneur en oxygène dans l'air Nous obtenons donc un débit d'air à insuffler de 5300 m3/j pour les conditions hivernales de dimensionnement, et de 6050 m3/j pour les conditions estivales.
Traitement biologique Traitement biologique
Nous allons maintenant décrire comment se déroule le traitement biologique basé sur les boues activées. Ce traitement permet une réduction des polluants carbonés, azotés et phosphatés par l’intermédiaire de bactérie. Ce sont ces bactéries qui vont ensuite s’agréger pour former des flocs ; flocs dans lesquels les réactions précédemment décrites vont se réaliser. Les flocs vont ainsi constituer la biomasse notée X au sein des divers réacteurs. Comme nous l’avons précédemment expliqué, nous avons choisi de réaliser dans deux bassins différents les étapes d’aérobie et d’anoxie. Ainsi un dimensionnement des traitements relatifs à la réduction de la pollution carbonée et azotée sera réalisé. Ce choix de configuration s’est fait selon nos connaissances mais également en appuie avec madame Gwenaëlle Fleury, ingénieur d’affaire au sein du groupe Artelia. Concernant l’élimination du phosphore, elle se réalisera au niveau du bassin anoxie lors de l’arrêt momentané de l’apport de nitrate par recirculation. En effet, cette élimination doit être réalisée en zone anaérobiose c'est-à-dire en l’absence d’oxygène ou de tout autre élément accepteur d’électron (comme les nitrates en zone anoxie). Toutefois, le phosphore ne sera pas considéré au niveau de notre dimensionnement. Notre traitement biologique à boues activées, se compose donc de deux bassins reliés entre eux par diverses recirculations. Le bassin anoxie se situe en tête de traitement suivi ensuite du bassin aérobie. Cette configuration permet d’obtenir, en entrée de zone anoxie, une concentration en polluant organique, provenant des eaux usées, optimale pour la réaction de dénitrification. De plus, une fois la réaction de dénitrification lancée, une économie d’apport d’oxygène au sein du bassin aérobie pourra être réalisée par formation d’oxygène. Le bassin aérobie permet, à la fois, la décomposition de la pollution carbonée et la nitrification. Dans le premier cas, ce sont les bactéries hétérotrophes qui sont responsables de la transformation de la pollution carbonée tandis que dans le second cas les bactéries autotrophes permettent une oxydation de l’azote ammoniacal en nitrate. Ces deux transformations se réalisent par le biais d’une insufflation d’air au niveau du bassin. La réaction de nitrification se réalise en deux étapes. Une première qui conduit à l’oxydation de l’azote ammoniacal NH 4+ en nitrite NO2- en présence d’oxygène. Une seconde qui permet de transformer les nitrites en nitrates. NH4+ + 32 O2 → 2 H+ + H2O + NO2-
NO2- + 12 O2 → NO3Ainsi il y a autant de nitrate formé que d’azote ammoniacal NH4+ consommé. Au niveau du bassin aérobie, un mélange de bactérie autotrophe et hétérotrophe est donc présent. Toutefois, ce sont les bactéries hétérotrophes qui sont considérés comme les bactéries ayant une cinétique de réaction la plus rapide. Les bactéries autotrophes présentent, quant à elle, un taux de croissance faible nécessitant un âge de boue élevé ; cet âge traduisant le temps de maintien global des bactéries au sein du système. Ainsi, l’âge de boue de ce bassin va être fixé par l’intermédiaire des bactéries nitrifiantes. Les bactéries autotrophes sont très sensibles à la température. Les conditions optimales de nitrification se réalisent à 30°C. Dans le cas des bactéries impliquées pour la dénitrification, une large plage de température allant de 0 à 70°C est acceptée. Concernant les recirculations, il en existe deux. Une première allant de la fin de la zone aérobie à la zone anoxie. Cette recirculation de « liqueur mixte de boue » permet, comme expliqué précédemment, aux nitrates formés d’être traités en zone anoxie. Une seconde recirculation, au niveau du clarificateur, conduit la biomasse en entrée de traitement de façon à maintenir celle-ci constante au sein des deux bassins. La dernière zone anoxie, dépourvue en oxygène, sera donc présente de façon à éliminer ces nitrates et former de l’azote gazeux N 2. Cette élimination se réalisera par l’intermédiaire des bactéries hétérotrophes et de pollution carbonée, pollution provenant principalement des eaux usées arrivant en station. 2 NO3- + 2 H+ → N2 + 52 O2 + H2O Une partie de la dénitrification se réalise également au niveau du bassin aérobie. En effet, pendant les périodes de non aération, une consommation partielle des nitrates formés est réalisée. C'est ce que l'on appelle la dénitrification endogène.
Etude des conditions de température Étude des conditions de température
Comme expliqué précédemment, nous avons choisi une température de travail de 10°C. Dans cette partie, nous avons voulu démontrer s'il était possible de maintenir une telle température dans les bassins en vue des conditions climatiques de la zone étudiée. Dans un premier temps nous avons déterminé si cette température pourrait être maintenue au sein des bassins, lorsque ces derniers sont à l'air libre. Nous avons calculé, pour chaque bassin, les pertes et les gains thermiques. Ainsi nous pourrons voir, s'il est indispensable de couvrir ou non la partie biologique du traitement.
Calculs préliminaires
Plusieurs considérations ont été faites pour mener à bien nos calculs. Tout d'abord nous avons considéré des bassins d'une profondeur de 3 m
(notée H) avec une paroi bétonnée de 20 cm d'épaisseur. De plus, les effluents dans le système sont assimilés à de l'eau. Toutes les propriétés relatives à cette dernière seront donc utilisées dans les calculs.
o
Température d'entrée des effluents
Les eaux usées en entrée de station d'épuration présentent des températures qui peuvent être relativement basses, de l'ordre de 3°C. Ces eaux sont mélangés aux eaux de recirculation qui sont maintenues à 10°C ainsi qu'aux eaux parasites fixées à une température de 5°C. Une température moyenne peut alors être calculée en pondérant par les débits associés. On obtient ainsi une température moyenne de 8,7°C.
o
Coefficient thermique de convection
(h )
De façon à déterminer les pertes thermiques liées à la convection au sein des différents fluides, le calcul du coefficient thermique de convection (h) s'est avéré indispensable. Pour l'air, après des recherches bibliographiques nous avons fixé la valeur de ce coefficient à 15 W/m 2/°C. Pour l'eau, un calcul nous a été nécessaire. Ce calcul, faisant intervenir le nombre de Reynolds, nous avons déterminé ce dernier pour une cuve agitée. Les relations suivantes ont été utilisées.
Re=da2.N.ρlμl Où:
da représente le diamètre du système d'agitation, ce dernier est égale à
H3
N est associé à la vitesse de rotation de l'agitateur soit 0,6 tour/s pour l'aérobie et de 0,1 tour/s pour la zone anoxie. ρl et μl sont respectivement la masse volumique et la viscosité de l'eau à 10°C
h=λeaudc.0,74.(Re)23.(Cpeau.μlλeau)13 Où: λeau : conductivité thermique de l'eau à 10°C dc : diamètre de la cuve Cp : capacité thermique massique de l'eau On obtient ainsi une valeur du coefficient thermique de convection pour l'eau de 891 W/m2/°C.
o
Calcul du débit d'air à insuffler
Dans la partie "Dimensionnement des bassins" nous avons déterminé la quantité d'oxygène nécessaire au traitement aérobie, à une température de
(
)
travail de 10°C. Nous pouvons ainsi calculer le débit d'air Qair associé. Ce dernier étant d'environ 7150 m3/j.
Calcul des pertes thermiques
Plusieurs pertes thermiques ont été prises en compte: - une perte thermique liée à l'arrivée des effluents (eaux usées + eaux parasites) à faible température - une perte au niveau de la surface des bassins entre l'eau et l'air extérieur (convection) - une perte au niveau de la paroi bétonnée des bassins. Cette perte est associée à deux phénomènes: de la convection au sein des fluides (eau et air extérieur) et de la conduction propre à la paroi.
o
Perte thermique liée à l'arrivée des effluents
Nous avons calculé ces pertes grâce à la formule suivante: Φ=Q2.Cpeau.ΔT Où: ΔT=10−8,7
o
Perte au niveau de la surface des bassins
De manière générale les pertes thermique se calculent de la façon suivante:
Φ=ΔTRtot
Où Rtot correspond à la somme des résistances dues à la convectio
n (Rconvection) au sein des deux fluides.
Rconvection=1h.S avec
o
S la section du bassin
Perte au niveau de la paroi
Nous avons considéré la même formule générale que dans le calcul précedent à la différence près que, dans le cas présent, la somme des résistances doit tenir compte également de la conduction au niveau de la paroi. Ainsi, Rtot=Rconvection+Rconduction
Avec Rconduction=eλbéton.s dans ce ca
s s est la surface de la paroi.
Calcul des gains
Nous avons considéré que le seul apport énergétique du système se fait par l'insufflation d'air au niveau du bassin d'aération. Ainsi la zone d'anoxie est dépourvue de gain thermique. La formule ci-dessous a été utilisée pour le calcul: Φ=η.Qair.Cpair.ΔT Avec: η correspond à un rendement de transfert air/eau que nous avons fixé à 0,5
ΔT=Tairentrée−Tairsortie, nous avons supposé que l'air insufflé entre à 20°C et ressort à 10°C.
Résultats obtenus
Nous avons voulu estimer l'influence des températures extérieures sur les pertes thermiques et ainsi voir si les gains thermiques sont suffisants au maintien de la température de 10°C dans les bassins. Pour plus de clarté les résultats sont présentés sous forme de graphique.
Φaérobie=f(Tair)−−−−−−−−−−−−−−
D'après le graphique, nous pouvons remarquer que le gain thermique ne permet pas de compenser les pertes. Toutefois concernant le gain nous constatons à partir d'une température de travail de 10°C une augmentation. Cette dernière est due au fait que l'air soit plus chaud que l'eau dans le bassin et donc la réchauffe. Nous ne pouvons maintenir une température de 10°C dans le bassin en laissant celui-ci à l'air libre.
Φanoxie=f(Tair)−−−−−−−−−−−−−
Les mêmes observations peuvent être faites pour la zone anoxie. Jusqu'à une température extérieure de 10°C, aucun apport énergétique n'est présent du fait de l'absence d'aération. Au vu des résultats, il s'avère nécessaire de couvrir les bassins pour limiter les pertes thermiques. Cependant la perte majeure au niveau des bassins est due à la différence de température entre la température moyenne des effluents et la température de travail que nous souhaitons maintenir dans les bassins. Nous avons supposé que la température de l'air en sortie de bassin était de 10°C, l'air s'échappant du bassin permet donc de conserver une température d'environ 10°C dans le bâtiment. Les pertes au niveau de la paroi et au niveau de la surface des bassins sont donc nulles. En vue de cette configuration, nous avons voulu déterminer la température que nous pouvions obtenir dans le bassin grâce à l'insufflation d'air. Nous obtenons ainsi une température de 8,7°C. Plusieurs solutions peuvent être proposées pour ce problème de température : - tout d'abord, le dimensionnement des bassins à la température de travail de 8,7°C. Toutefois, ce choix conduira à une augmentation du volume des ouvrages et donc du coût global de construction. De plus, ceci constituerait un surdimensionnement des bassins de traitement pour des périodes de l'année où les températures sont plus élevées. - d'autre part, un chauffage des effluents en entrée de station pourrait être réalisé afin d'amener à une température de travail de 10°C. C'est cette solution qui nous paraît la plus adaptée à notre projet. Nous décidons alors de calculer la puissance à fournir aux effluents pour atteindre cette température. Dans ce cas, nous obtenons une puissance de 700 kW à fournir aux effluents (eaux usées + eaux parasites) en entrée de station de façon à atteindre la température escomptée. Il serait intéressant de placer un système de régulation de température en entrée de façon à chauffer seulement lorsque la température des effluents est inférieure à 10°C. Pour apporter cette énergie, plusieurs solutions peuvent être proposées. Tout d'abord, l'emploi d'énergie au niveau de la centrale solaire Themis à Targasonne. Cette centrale est, en effet, à proximité de la zone et constitue aujourd'hui une énergie intéressante respectueuse de l'environnement. Des panneaux solaires pourraient également être employés au niveau même de la station. En effet, la zone géographique bénéficie d'un fort ensoleillement toute l'année.
Dimensionnement des bassins (zone anoxie et aération) Dimensionnement des bassins (zone anoxie et aération) Nous avons choisi de dimensionner la station pour les conditions les plus critiques, c'est à dire une faible température (
T°travail), puisque
celle-ci influence grandement la qualité épuratoire de la station, et une forte population (10 000 habitants). Bien que la période de plus forte affluence soit rencontrée en été (12 000 personnes), il semble judicieux de penser qu'en dimensionnant la STEP pour la population hivernale (10 000 personnes) nous puissions tout de même supporter une légère augmentation de population. En effet, les conditions de température en hiver sont plus contraignantes que l'été, où les températures sont plus clémantes, et donc par conséquent la qualité épuratoire sera meilleure. Pour le dimensionnement des différents bassins, nous calculerons les volumes nécessaires dans deux cas de figure, en tenant compte des eaux parasites ou non. La figure ci-dessous présente le procédé au niveau du traitement biologique et du décanteur secondaire (clarificateur).
Flowsheet du procédé de traitement biologique
Hypothèses de travail: Plusieurs hypothèses ont été effectuées, afin de mener à bien le dimensionnement des différents bassins du traitement biologique. Voici une liste de nos hypothèses de travail: - En entrée de procédé (courant 1), au niveau de l'azote entrant, nous n'avons pas considéré de nitrate, seulement de l'azote sous forme de NTK (=23NNH4+13Norganique). Or l'azote organique, par hydrolyse se transforme en azote ammoniacal et environ 3 % du NTK en entrée correspond à de l'azote organique non biodégradable. Par conséquent, pour le dimensionnement des bassins, nous avons considéré que la totalité de l'azote entrant est sous forme ammoniacale auquel nous avons retranché la partie non biodégradable. - Le taux de recirculation de la liqueur mixte (courant 5) est de 400 % par rapport au débit dans le courant 1 ( Q1 = 2160 m3/j) - Le taux de recirculation des boues (courant 10) est de 100 % par rapport au débit dans le courant 1 - Les nitrates sont totalement traités au niveau de la zone anoxie, par conséquent il n'y pas de nitrates dans le courant 3
[NNH4]7=0,37mg/L et [DCO]7=7,5mg/L)
- L'abattement de l'azote ammoniacal et de la DCO a été fixé à 99 % (⇒
- Les concentrations dans le courant 7 ont été fixées à partir de la norme. Le rejet en NGL autorisé est de 15 mg/L, or NGLrejet = NNH4 + NNO3+Norg−refractaire, l'azote organique réfractaire représente la partie de l'azote qui n'est pas biodégradable, cette fraction a déjà été retranchée en entrée du procédé. Par conséquent nous avons pu déterminer la concentration en nitrate en sortie de notre procédé soit environ 14,5 mg/L. - L'azote contenu dans les boues (courant 8), est de l'azote qui a été assimilé par ces dernières, il ne s'agit donc pas d'une quantité supplémentaire à nitrifier. Nous n'avons donc pas tenu compte de cette quantité d'azote pour dimensionner les bassins. - Le débit de purge (Qp=Q9) est négligé dans nos bilans (cette hypothèse sera vérifiée par la suite, calcul de Qp).
- La constante d'affinité pour le substrat (KS) est indépendante de la température
Méthode de calcul:
Dimensionnement
Choix de la température de travail
Une étude préalable sur les conditions de température a été réalisée afin de déterminer si une température de travail de 10°C serait raisonnable. Nous avons choisi de dimensionner les bassins biologiques à cette température car nous savons que l'activité bactérienne est fortement influencée par les conditions de températures. Cette température nous semble être un bon compromis puisqu'elle est relativement basse, elle représente donc bien les conditions climatiques difficiles dues à la situation géographique et permet toutefois une activité bactérienne.
L'étude sur les températures a cependant démontrée que le maintien de cette température dans les bassins semble être compromis par des conditions extrêmes de température. Il sera donc nécessaire de couvrir les bassins et de chauffer les effluents entrants dans les bassins à une température de 10°C. Cependant nous ne voulions pas diminuer cette température au risque de limiter l'activité bactérienne. Par ailleurs, les volumes des bassins auraient été augmentés pour pouvoir maintenir les concentrations de rejet fixées par la réglementation, en période hivernale. De plus, ils auraient été sur-dimensionnés en période estivale.
Calcul des constantes cinétiques à T°travail
Le calcul de l'âge de boue dépend de la concentration résiduelle en azote que l'on souhaite en sortie de procéde or, le calcul de la concentration résiduelle en azote dépend des constantes cinétiques des bactéries autotrophes (nitrifiantes). Nous avons donc eu besoin de calculer, le taux de croissance maximal (µmax) des bactéries autotrophes (à 10°C) ainsi que leur constante de décès (Kd,N). De plus, pour calculer la charge massique en DCO appliquée, nous avons besoin de calculer la constante de décès des bactéries hétérotrophes responsables de l'élimination de la pollution carbonée.
o
Bactérie autotrophe
Voici les relations utilisées pour calculer les différentes constantes cinétiques. μmax(T)=μmax(20°C).1,123(T−20) Kd,N(T)=Kd,N(20°C).1,029(T−20)
o
Bactérie héterotrophe
Kd,DCO(T)=Kd,DCO(20°C).eK.(T−20)
Où K est une constante de température et vaut 0,08. Les résultats obtenus sont résumés dans le tableau suivant: Constantes cinétiques
Paramètre
Hétérotrophe
Autotrophe
µmax(20°C)
/
0,65 j-1
µmax (10°C)
/
0,204 j-1
Kd,N (20°C)
/
0,05 j-1
Kd,N (10°C)
/
0,038 j-1 -1
Kd,DCO (20°C)
0,06 j
Kd,N (10°C)
0,027 j-1
/ /
Détermination de l'âge de boue du procédé
Dans un premier temps nous allons déterminer l'âge de boue minimum de nitrificaton, pour une concentration résiduelle en azote fixée. La concentration résiduelle en azote
S(N), utilisée pour déterminer l'âge de boue minimal du procédé est de 15 mg/L, cette valeur correspond à la
norme en NGL à respecter. D'après la formule suivante nous avons pu calculer θmin:
S(N)=KS.(1θmin+Kd,N)μmax−(1θmin+Kd,N) Nous obtenons un âge de boue miminum pour la nitrification, de 6,5 jours. Il est d'usage de choisir un âge de boue pour le procédé égal à 2 à 3 fois l'âge de boue minimal. Nous avons fixé un facteur multiplicatif de 2,5 afin de déterminer l'âge de boue du procédé, qui est donc d'environ 16 jours.
Calcul de la charge massique
(Cm)
Le fait d'avoir fixé l'âge de boue du procédé, fixe également la charge massique. En effet, ces deux paramètres sont étroitement liés par la relation qui suit: 1θb=YH.Cm−Kd,DCO Où YH représente le rendement de conversion des bactéries hétérotrophes, qui définit la masse de biomasse bactérienne formée par masse de substrat consommé. Nous avons alors obtenu une charge massique de 0,20 g de DCO/g de MVS.j. Pour un âge de boue compris entre 12 et 22 jours, on définit le procédé comme étant un procédé faible charge, ce qui est confirmé par la faible valeur de notre charge massique.
Calcul du volume total
Après avoir calculé la charge massique appliquée au procédé et fixé un âge de boue calculé pour respecter les normes en terme d'azote, nous pouvons alors calculer le volume total (bassin aérobie et zone anoxie), afin de respecter les objectifs fixés en terme de DCO. Pour cela nous utilisons la formule suivante: Vtot=Q.[S(DCO)entrée−S(DCO)sortie]X.Cm
Où S(DCO)entrée et S(DCO)sortie sont respectivement les concentrations en DCO au niveau des courants 2 et 4 (ou 1 et 7) et
X la biomasse que
nous souhaitons fixer dans le réacteur, soit 3 g/L.
o
Sans les eaux parasites
Pour les conditions définies c'est à dire une température de 10°C, une population hivernale de 10 000 habitants,un abattement de la DCO et de l'azote ammoniacal de 99 %, nous obtenons alors un volume total de bassin de 2219 m3.
o
Avec les eaux parasites
Le débit des eaux parasites a été estimé à 370 m 3/j, nous pouvons alors calculer les volumes des différents bassins en prenant en compte en plus du débit d'eaux usées, le débit d'eau parasite ainsi que la pollution apportée par ces eaux de pluies. Le tableau ci-après résume la pollution apportée par les eaux de pluies. Pollution apportée par les eaux de pluie
Paramètre
Valeur
N-NH4
0,022 mg NH4/L
N-NO3
1,5 mg NO3/L
DCO
150 mg DCO/L
Dans les mêmes conditions que pour le calcul du volume de bassin sans les eaux parasites, nous obtenons un volume total de bassin de 2309 m3. Le volume obtenu en prenant compte des eaux parasites n'est pas très différent de celui obtenu pour le dimensionnement sans les eaux parasites.
Calcul du volume de zone anoxie
Cette zone a pour fonction principale de transformer les nitrates formés, au niveau du bassin d'aération, en azote ammoniacal. Le calcul du volume d'anoxie repose sur la même formule que pour le volume total. La formule utilisée pour le calcul du volume de la zone d'anoxie est la suivante: Vanoxie=Q.[S(NO3)entrée−S(NO3)sortie]X.vdénitrification Pour le calcul, nous avons utilisé une vitesse de dénitrification de 1,5 g NO 3/kg MVS.h (vdénitrification).
o
Sans les eaux parasites
Nous obtenons alors un volume d'anoxie de 482 m3. Par différence entre le volume total et le volume d'anoxie, nous pouvons en déduire le volume du bassin d'aération qui est de 1737 m3.
o
Avec les eaux parasites
Nous obtenons alors un volume d'anoxie de 614 m3. Par différence entre le volume total et le volume d'anoxie, nous pouvons en déduire le volume du bassin d'aération qui est de 1695 m3. Nous pouvons voir que les eaux parasites influencent peu les résultats obtenus sur le volume total des bassins, par contre la part du volume d'anoxie est plus importante, ceci s'explique par le fait que les eaux de pluies contiennent des nitrates.
Vérification des calculs et des conditions opératoires choisies Nous allons maintenant vérifier nos résultats en calculant les temps de séjour hydrauliques du procédé, valeurs que nous pourrons comparer aux valeurs théoriques classiques. De plus, afin de s'assurer que les volumes des bassins obtenus (pour une température de 10°C et une population de 10 000 habitants) sont suffisants pour traiter les rejets estivaux, nous calculerons les volumes nécessaires afin de traiter les eaux usées de 12 000 habitants, à 20°C et 15°C.
Calcul des temps de séjour hydrauliques
Nous pouvons déterminer les temps de séjour hydrauliques (sans les eaux parasites) avec les formules ci-dessous: τprocédé=VtotQ1 τanoxie=VanoxieQ1 Temps de séjour hydraulique
Paramètre
Valeur obtenue
Valeur classique
Temps de séjour hydraulique du procédé (h)
29,6
> 24 en faible charge
Temps de séjour hydraulique dans la 1,1 zone d'anoxie (h)
quelques heures
Les temps de séjour obtenus sont du même ordre de grandeur que les valeurs classiques pour un procédé de boue activées.
Calcul des volumes totaux (Population = 12 000 habitants, T = 15 et 20 °C)
En utilisant la même méthodologie pour déterminer les volumes que celle expliquée précédemment, nous obtenons les résultats suivants: Volume obtenus pour une population estivale à 15 et 20°C
Température Paramètre
T = 15°C
T = 20°C
Vtot (m3)
1476
829
Vanoxie (m3)
386
289
Vaérobie (m3)
1090
540
Les volumes trouvés pour une population de 10 000 habitants à une température de travail de 10°C sont supérieur à ceux trouvés pour la population estivale, le traitement pourra donc être réalisé en respectant les normes de rejet. Il est intéressant de noter que les volumes de la zone d'anoxie obtenus représentent respectivement 26 et 36 % du volume total. Or d'après le "Guide technique de l'assainissement" de R.Bourrier la zone d'anoxie représente entre 25 et 35 % du volume total, les résultats que nous obtenons sont donc cohérents avec la théorie.
Calculs complémentaires Calculs complémentaires
Dans cette partie, nous allons calculer la quantité de boue produite par le procédé, le volume de boue à soutirer au fond du décanteur ainsi que la demande en oxygène du procédé. Nous nous placerons dans les conditions classique du dimensionnement à savoir une température de travail de 10°c et une population de 10 000 habitants.
Calcul de la biomasse produite
Pour calculer la quantité de boue produite par le procédé, nous devons tout d'abord calculer le rendement observé du procédé
(Yobs). Ce
( )
rendement est inférieur au rendement de conversion de la biomasse YH utilisé pour le calcul de la charge massique. En effet, dans le système la biomasse séjourne relativement longtemps, nous observons donc une dégradation des bactéries. Le rendement observé se calcule de la façon suivante: Yobs=YH1+θb.Kd Nous obtenons alors un rendement de conversion observé de 0,31 g MVS/g DCO. A partir de ce rendement, nous pouvons alors calculer la production de biomasse dans le procédé par la relation suivante: Px=Yobs.Q1.[S(DCO)entrée−S(DCO)sortie] Dans le procédé nous produisons 409 kg de MVS/j.
Calcul du débit de boue à soutirer
(Qp=Q9)
La relation utilisée pour calculer Qp est la suivante: Qp=PxXp Où Xp est la concentration en biomasse dans le décanteur secondaire soit 6 g de MVS/L.
Nous obtenons alors un débit de boue à soutirer du procédé de 68 m3/j
Calcul de la demande en oxygène
.
(DO2)
La relation suivante est utilisée pour calculer la demande en oxygène du procédé, elle repose sur un bilan sur la DCO éliminée: DO2=Q.[S(DCO)entrée−S(DCO)sortie]−1,44.Px+4,57.[Q.(SN,entrée−SN,sortie)−0,1.Px]
Où:
- 1,44.Px : représente la quantité équivalente de DCO qui sort avec la boue et qui n'a pas été oxydée. Le coefficient $1{,}44 correspond au rapport entre la DCO et les MVS.
- 4,57.[Q.(SN,entrée−SN,sortie)−0,1.Px] : représente ce qui va être dénitrifié. - 0,1.Px] : représente la part qui a été assimilée dans les boues. Le coefficient 0,1 correspond au rapport des masses molaires entre l'azote et la biomasse
(C5H5NO2) .
La demande en oxygène du procédé est donc d'environ 1000 kg de O2/j
Etude de la variation des paramètres
Étude de la variation des paramètres Dans cette partie, nous avons souhaité faire varier divers paramètres et voir ainsi l'influence de ces variations sur par exemple, le volume total des bassins. La température étant un facteur très important, nous avons dans un premier temps fait varier cette dernière et regarder son influence sur le volume total des bassins.
Influence de la température sur le volume
Nous avons suivi la même démarche que celle présenté dans la partie "Dimensionnement des bassins", c'est à dire que nous avons calculé pour chaque température calculée les constantes cinétiques, déterminé l'âge de boue minimum de nitrification, l'âge de boue du procédé et enfin le volume. Le volume calculé étant toujours déterminé pour respecter une concentration résiduelle en azote de 15 mg/L. Les résultats obtenus sont présentés sous forme de tableau et de graphique. Influence de la température sur le volume
Température (°C)
Age de boue du procédé (j)
Volume (m3)
0
79
7912
5
34
4100
10
16
2219
15
8
1230
20
5
691
Graphique V = f(T°C)
On constate, sur le graphique, une évolution décroissante du volume en fonction de la température. Celle-ci peut être expliquée par une amélioration de la cinétique de réaction pour de plus forte température. De plus, cette amélioration va permettre une diminution de l'âge de boue du procédé d'où une plus grande charge massique et de ce fait une réduction du volume de bassin associé. Dans un second temps, nous avons regardé l'influence de la variation de la norme de rejet en NGL sur le volume total des bassins.
Influence de la variation de la norme de rejet en NGL sur le volume
A la température de travail fixée pour le dimensionnement
(T°travail=10°C), nous avons fait varier la concentration (S(N)) en NGL en sortie de
station. Pour chaque valeur de S(N), l'âge de boue et la charge massique en DCO ont été recalculés. Les résultats obtenus sont résumés sous forme de tableau et d'un graphique. Influence de S(N) sur le volume
S(N) (mg/L)
Age de boue du procédé (j)
Charge massique DCO (gDCO/g MVS.j)
Volume (m3)
15
16
0,201
2219
12
17
0,198
2249
9
17
0,194
2298
6
18
0,186
2397
3
22
0,166
2683
0,9
42
0,115
3879
0,6
64
0,097
4613
0,3
265
0,070
6376
Graphique V = f(S(N))
Dans ce cas, une restriction importante au niveau de la norme de rejet en azote conduit à une augmentation du volume de bassin. En effet, nous avons fixé l'âge de boue en fonction de la norme en azote. Plus la norme est contraignante, plus l'âge de boue est grand et donc plus la charge massique est faible. Le volume s'en voit donc augmenter. Toutefois nous pouvons constater qu'une restriction en azote jusqu'à une concentration de 0,006 g/L, n'entraîne pas une augmentation significative du volume. Ainsi il sera envisageable d'atteindre une valeur de rejet inférieure à la norme en cas d'évolution de cette dernière dans les années à venir.
Influence de la concentration en biomasse fixée dans le réacteur sur le volume, à différentes valeurs de concentrations résiduelles en azote
Pour une valeur donnée de concentration résiduelle et à la température de travail, nous avons fait varier la concentration en biomasse fixée dans le réacteur et ainsi calculé le volume associé. Les résultats sont présentés dans le tableau et le graphique suivants. Influence de la concentration en biomasse fixée dans le réacteur sur le volume
Concentration en biomasse X X = 1 g/L
X = 2 g/L
X = 3 g/L
X = 4 g/L
Volume (m3) S(N) = 15 mg/L
6657
3328
2219
1664
S(N) = 12 mg/L
6746
3448
2298
1687
S(N) = 9 mg/L
6895
3448
2298
1724
S(N) = 6 mg/L
7190
3595
2397
1797
S(N) = 3 mg/L
8049
4024
2683
2012
Graphique V = f(X)
Pour ce graphique, nous observons une diminution du volume suite à une augmentation de la biomasse au sein du bassin. Cette évolution est du au fait que plus la biomasse est présente, plus le contact entre les bactéries et les substances à traiter est important et ainsi plus la transformation de ces substances est augmentée. Le volume de bassin sera alors diminué. Toutefois, cette évolution du volume ne signifie pas pour autant la mise en place d'une forte concentration de biomasse au sein du bassin. La mise en place de cette concentration doit permettre la présence d'un volume adéquat de bassin et de clarificateur. Le clarificateur doit, en effet, assurer la séparation de cette biomasse vis à vis de l'eau épurée. Il aurait pu être intéressant de tracer une évolution du volume en fonction de la biomasse présente dans le cas du clarificateur. Ainsi, un compromis de volume entre les deux ouvrages aurait conduit à la détermination d'une concentration en biomasse adéquate.
Influence de l'âge de boue sur la concentration résiduelle en azote à différentes températures
Dans cette partie nous avons voulu étudier l'influence de l'âge de boue sur la concentration résiduelle en azote en sortie de station, à plusieurs températures. Pour chaque température nous avons recalculé les constantes de cinétique et en fonction de la valeur de
S(N) fixée, les différents
âge de boue. Les résultats sont présentés dans le tableau suivant. Influence de S(N) sur l'âge de boue
Température (°C) T = 0°C T = 5°C T = 10°C T = 15°C T = 20°C Age de boue (j) S(N) = 18 mg/L
77
33
16
8
4
S(N) = 15 mg/L
79
34
16
8
4
S(N) = 12 mg/L
81
34
17
9
5
S(N) = 9 mg/L
85
36
17
9
5
S(N) = 6 mg/L
94
38
18
9
5
S(N) = 3 mg/L
127
47
22
11
6
S(N) = 1 mg/L
674
102
39
18
9
Le graphique obtenu avec ces résultats est le suivant.
Graphique S(N) = f(âge de boue) pour différentes températures
Pour une température fixée, plus l'âge de boue du procédé est grand et plus la concentration résiduelle en azote est faible. En effet, une augmentation de l'âge de boue conduit à un nombre de passage plus important au niveau du bassin et donc à un traitement plus poussé en azote. Concernant la température, plus celle ci est importante, plus l'âge de boue pour une concentration fixée en azote sera faible. De plus, plus la température est importante, plus la concentration résiduelle pour un âge de boue fixé sera faible. Ces deux constatations découlent d'une meilleure réactivité des bactéries à plus forte température.
Dégazeur Dégazeur Théorie : Le dégazeur, placé en amont du clarificateur, est un ouvrage fortement conseillé pour permettre une élimination des bulles contenues dans le mélange eau/boue. Ces bulles proviennent essentiellement de la formation de gaz au cours de réaction en aérobiose ou anoxie avec notamment la présence d’azote gazeux.
Source : www.ternois.eu
Vue schématique des ouvrages dégazeur et clarificateur
Cette élimination évite ainsi la présence d’à coup hydraulique au niveau du clarificateur, qui pourrait réduire son bon fonctionnement. Il existe différents type de dégazeur, en fonction de la technologie de traitement employée. En effet des systèmes de raclage peuvent être présents ou non avec un ajout d'une insufflation ou un brassage d’air. De plus, des dégazeurs à trois zones peuvent être employés avec une étape de brassage, puis de transfert par effet siphon et enfin une zone de tranquilisation pour permettre l'élimination des bulles escomptée. Cet ouvrage présente plusieurs paramètres clés. Tout d’abord une charge hydraulique superficielle fixée généralement à 60 m/h puis un temps de séjour compris entre 3 et 5 minutes. Ce temps est important pour permettre une remontée suffisante des bulles de gaz présentes dans les boues.
Application pratique : L'existence d'un nombre important de dégazeur avec des formes et des technologies différentes, nous a conduit à en choisir un tel que l'entretien en soit le plus réduit possible. Nous avons choisi d'employer et de dimensionner un dégazeur de forme cyclindrique classique présentant une unique chambre. La méthode de dégazage par insufflation d'air pourra être employée. En effet cette méthode consiste simplement à injecter de l'air dans la chambre permettant ainsi de réaliser une étape de brassage comme expliqué précédemment. Le choix de cette technique s'est faite en regard au mémoire de fin d'étude avec l'intitulé "conception et dimensionnement optimisé d'un ouvrage de dégazage". C'est en effet une méthode recensée pour des stations traitant un nombre comparable d'habitant en regard à notre étude.
Source :"conception et dimensionnement optimisé d'un ouvrage de dégazage" - M.M'Bark
Dégazeur cyclindrique à insufflation d'air
Dimensionnement du dégazeur Dimensionnement du dégazeur
Le dimensionnement de cet ouvrage repose, comme expliqué précédemment, sur la fixation d'une vitesse ascensionnelle. Cette dernière permet, en effet, d'avoir une surface suffisante pour le traitement souhaité. Ainsi la surface de l'ouvrage a été déterminé en utilisant la formule suivante :
S=QmaxVa Avec Qmax le débit pour notre population estivale Va la vitesse ascensionnelle en m/h c'est à dire la charge superficielle hydraulique admissible par l'ouvrage Concernant le débit, une hypothèse a été faite. En effet, nous avons considéré que le débit est celui après la recirculation. Nous n'avons pas tenu compte des pentes nécessaires au niveau de l'amont de l'ouvrage, pentes considérées comme nécessaires en terme de pression et donc d'élimination de bulle de gaz. La surface de l'ouvrage, ainsi déterminée, donnera juste une estimation de la surface nécessaire en terme d'installation. Concernant le volume, nous sommes parties sur un temps de séjour maximum de 5 minutes, rencontré dans le cas de ce type d'installation. Nos calculs nous ont conduit aux valeurs suivantes :
Surface et volume du dégazeur cylindrique
Paramètre
Valeur
Surface
S (m )
3
Volume
V (m )
15
2
3
Clarificateur Clarificateur
Théorie : Le clarificateur est un ouvrage, placé en sortie du bassin d'aération, qui présente trois fonctions : une première fonction consistant en la séparation de la boue et de l'eau épurée, une seconde d’épaississement en permettant par la suite une recirculation de boues concentrées vers la zone anoxie et enfin un stockage temporaire des boues. De façon générale, le système fonctionnera tel que le flux ascendant d’eau clarifiée ne perturbe pas le flux descendant de boue. Un des paramètres important pour le dimensionnement réside, en premier lieu, dans le choix du temps de séjour. Ce dernier doit être suffisant grand de façon à permettre une bonne efficacité de l’ouvrage mais surtout pas trop important pour éviter notamment toute réaction de dénitrification. Un autre paramètre primordial constitue le choix d’une vitesse ascensionnelle, ou encore appelée charge hydraulique superficielle, qui représente la vitesse permettant de fixer une surface telle que la décantation soit efficace. Cette vitesse doit, en théorie, être appliquée en fonction des propriétés de la boue c'est-à-dire son indice et sa concentration. L’indice de boue permet ainsi de définir les caractéristiques de décantation des boues étudiées. Il existe deux formes possibles pour le clarificateur, circulaire ou rectangulaire. Les rectangulaires présentent l’avantage d’une implantation au sol plus compacte mais possèdent un coût de fonctionnement plus élevé que dans le cas des clarificateurs circulaires. Ces derniers peuvent être
cylindrique ou cylindro-conique c'est-à-dire avec une pente de fond, appelée radier, plus ou moins importante (10 à 15 % minimum). Aujourd’hui, les clarificateurs sont généralement à fond plat de façon à améliorer le fonctionnement de l’installation.
source : www.degremont.fr
Décanteur secondaire rectangulaire en bâtiment fermé
Clarificateur classique
Les clarificateurs classiques reposent sur l’envoi du mélange eau/boue au sein d’un bassin. L’injection se réalise par le bas, au centre du système, par la présence d’un clifford ou jupe de répartition ; système permettant une bonne répartition du flux injecté au sein du décanteur. Une goulotte, placée en périphérie du bassin, est précédée d’une lame déversante permettant une récupération en continue de l'eau épurée. Une lame peut être placée de façon à éviter tout rejet de particule dans le système récepteur. Des systèmes de raclage peuvent être également ajoutés dans cette zone de récupération des eaux.
Source : www.hydraulique-hammar.blogspot.com
Goulotte - lame deversante en périphérie
Concernant la technique de reprise des boues, il est possible d’employer soit une technique par gravité, en succion ou par raclage. La seconde technique consiste à envoyer l’effluent à traiter par le fond du système. Les boues, déposées en fond du système, vont être remontées par l’intermédiaire de tube aspirant vers la surface. Les boues, ainsi récoltées, sont transférées dans un siphon, placé au centre de l’installation. L’eau épurée est, quant à elle, située en haut de bassin et est évacuée. La succion est généralement employée pour des ouvrages de grande dimension présentant un diamètre supérieur à 25 m.
Source : Modélisation 1D du comportement d'un clarificateur à partir du logiciel GPS-X - mémoire de fin d'étude - C.Deltimple
Décanteur secondaire par succion
Le raclage présente le même principe que précédemment avec non plus l’aspiration des boues mais, comme son nom l’indique, leur raclage. Différents type de raclage existent en fonction des dimensions du bassin. Dans le cas de petite station de traitement avec des diamètres inférieurs à 6 mètres, des racleurs dits à entraînement central sont à employer. Des racleurs, à entraînement périphérique, existent également pour des tailles plus importantes.
Source : Modélisation 1D du comportement d'un clarificateur à partir du logiciel GPS-X - mémoire de fin d'étude - C.Deltimple
Décanteur secondaire par raclage de surface et de fond
Un système regroupant les deux procédés et permettant une combinaison des avantages de chacun, existe également. Une autre technique de raclage des flottants en surface est indispensable. En effet une réaction de dénitrification peut subsister au sein du système, entraînant ainsi la remontée de boue. De façon à assurer un bon fonctionnement du système classique de décantation, une profondeur de 2 à 3,5 mètres à la périphérie de l’ouvrage est demandée.
Les clarificateurs lamellaires
Des clarificateurs lamellaires existent également présentant ainsi des lamelles espacées de telles façon à faciliter la décantation. Ces ouvrages peuvent être employés de façon à diminuer l’emprise au sol de l’installation, tout en présentant les mêmes propriétés que les cas présentés précédemment. Il existe différents type de décanteur lamellaire en fonction de la circulation de l’eau à traiter et celle des boues à décanter. Différentes zones, au sein même du système, sont présentes. Le passage forcé du mélange eau/boue au niveau des lamelles conduit à l'épuration de l'eau récupérée en haut du système. Des systèmes de raclage, adaptés à l'installation, peuvent être placés.
Application pratique : Du fait des contraintes citées précédemment dans le cas des clarificateurs rectangulaires, nous nous sommes tournés vers l'emploi des clarificateurs circulaires. Le choix des clarificateurs dits classiques a été effectué. En effet, selon le rapport de la FNDAE numéro 18, les clarificateurs lamellaires sont employés généralement dans le cas de forte population (de l'ordre de 100000 équivalents habitants).
Concernant le type de raclage, ce dernier se fera en fonction du dimensionnement puisqu'il dépend principalement du diamètre obtenu.
Dimensionnement du clarificateur Dimensionnement du clarificateur
Nous allons maintenant réaliser la phase de dimensionnement du clarificateur. Pour cela, la surface de l'ouvrage sera calculée puis par fixation de la hauteur, un calcul du volume pourra être effectué. Dans un premier temps, la surface est déterminée à partir de la vitesse ascensionnelle. Comme nous l'avons expliqué précédemment, ce paramètre constitue une étape clef du dimensionnement en fixant les conditions de décantation. Cette surface S est calculée à partir de la même formule que le dégazeur. Nous avons donc fixé une vitesse ascensionnelle Va de 0,6 m/h, valeur couramment employée en terme de dimensionnement. La surface suivante a alors été obtenue, en prenant un débit maximum relatif à la population estivale et en tenant compte des recirculations. Le diamètre a pu être déduit de la valeur précédente en considérant un ouvrage globalement cylindrique.
Paramètres calculés pour le clarificateur secondaire
Paramètre Surface
valeur
S (m )
300
2
Diamètre
D (m)
20
En obtenant un diamètre inférieur à 25 mètres, le clarificateur par succion ne pourra être employé. Ainsi, un clarificateur par raclage sera utilisé. Cet ouvrage pourra présenter un radier de pente plus ou moins forte voire nulle. Concernant le volume, ce dernier a été déterminé en fixant une hauteur en périphérie d'ouvrage. Ainsi ce volume ne constituera pas le volume global de l'installation si une pente de fond est présente. Toutefois, ce calcul permettra d'avoir un aperçu du volume de l'ouvrage et donc de sa mise en place future. Avec une hauteur minimale en périphérie de l'ordre de 2,8 mètres, le volume V minimal de l'ouvrage est alors calculé :
Volume minimal du clarificateur (m3)
Paramètre Volume
valeur
V (m ) 3
840
Traitement des boues Traitement des boues
Théorie : Une fois l’étape de décantation réalisée, la boue extraite est envoyée en traitement; traitement qui permettra par la suite une valorisation de cette matière. Le traitement des boues présente plusieurs étapes qui peuvent être placées différemment en fonction des propriétés des boues existantes et de la finalité visée.
Nous avons choisi de décrire chacune des étapes, dans un ordre chronologique, pouvant se produire lors du traitement des boues.
La concentration
Elle consiste, comme son nom l'indique, à augmenter la concentration des boues liquides de trois à dix fois selon le procédé employé. Les boues liquides deviennent donc plus épaisses et, de ce fait, les ouvrages aval de stabilisation ou encore de déshydratation vont en être réduits. Plusieurs techniques peuvent être utilisées : Épaississeur : cette étape permet d’augmenter la teneur en matière sèche des boues secondaires par décantation et par récupération du surnageant. Un ouvrage statique est le plus souvent employé pour les boues primaires, ce dispositif étant relatif à l'emploi d'une cuve cylindroconique. Flottateur : il repose sur le principe d’adsorption des boues sur de fines particules d’air. Les boues sont ensuite récupérées, en surface du système, par l’intermédiaire d’un racleur. Les fines bulles d’air proviennent d’une détente de l’eau soutirée du milieu. C'est un procédé particulièrement adapté aux boues biologiques.
Source : www.eauxindustrielles.fr
Flottateur avec racleur en surface
Deux autres systèmes, reposant sur un conditionnement avec des réactifs chimiques appelés polyélectrolytes, peuvent être employés : Grille d’égouttage : les boues, précédemment conditionnées, passent sur une grille horizontale de très faible espacement de barreau (500µm). Cette grille, sous forme de chaîne sans fin, permet une évacuation des boues par adjonction d’eau de décolmatage. Elle est placée au dessus d’un silo permettant de stocker les boues.
Source : www.ademe.fr
Grille d'égouttage des boues
Tambour d’égouttage : les boues sont admises dans un tambour incliné vis-à-vis de l’horizontale. Ce tambour permet ainsi une évacuation des eaux par filtration et des boues par ajout d’eau de lavage.
La stabilisation
Elle permet de réduire la part de matière organique au sein des boues. Cette étape permet également d’éliminer les réactions de dénitrification ou d’anaérobiose et donc de maintenir les boues en leur état. Elle peut être présente en plusieurs points du procédé global de traitement des boues c'est à dire sur des boues liquides ou devenues pâteuses. La stabilisation n'est pas obligatoire mais permet une réduction des odeurs pouvant être générées par transformation ou encore conduit à une amélioration de la déshydratation des boues. Il existe différents types de stabilisateur : Une digestion anaérobie reposant sur une dégradation de la matière organique par des bactéries. Lors de cette phase, une production de méthane est réalisée conduisant à une valorisation potentielle de cette ressource. Cette étape consiste à placer les boues au sein d’un digesteur chauffé et brassé. Il existe deux types de digestion : une mésophile s’opérant à 35°C puis une thermophile avec 50°C. Une diminution de près de 20 % de la matière organique peut être obtenue mais pendant une période relativement longue. Une stabilisation aérobie qui consiste également à employer des bactéries mais, cette fois-ci, en présence d’oxygène. L’aération est assurée par une insufflation d’air en fond de bassin ou brassage en surface. En fin de traitement, du dioxyde de carbone et de l’eau sont produits. Toutefois, ces deux étapes sont très fortement influencées par la température. En effet plus la température est faible, plus le temps de séjour des boues au sein du système est grand. Une stabilisation chimique reposant sur l’ajout de chaux. Cet ajout, sous forme de lait de chaux préalablement préparé à partir de chaux vive CaO(s), permet de suspendre l’évolution de la boue par réaction bactérienne. Une dose de l’ordre de 200-250 g de chaux CaO(s) par kg de matière sèche, est nécessaire. La technique de mélange chaux/boue sera différente en fonction de la forme des boues finales souhaitée.
Le conditionnement
Cette étape facilite la réduction de l’eau intersticielle, eau résiduelle présente au sein des boues. Pour effectuer cette étape, une solution de polyélectrolyte est réalisée puis ajoutée au mélange de boue. Cet ajout permet ainsi un rapprochement des particules de boue. L’ensemble est ensuite agité conduisant à une étape de déshydratation.
La déshydratation
Elle conduit à une réduction plus poussée de l’eau présente, constituant ainsi une seconde étape d'élimination de cette eau en plus de la phase d'épaississement. Cette étape peut se réaliser, après ajout d’un floculant de polyélectrolyte, par la présence de trois outils : une centrifugeuse, un filtre à bande ou un filtre à presse. Dans le cas de la centrifugation, le mélange boue/polymère est conduit au sein de l’appareil dans laquelle une vis convoyeuse est présente. Par rotation de cette vis les boues, ainsi séparées, sont évacuées au fur et à mesure.
Source : www.atlantiqueindustrie.fr
Boue en sortie de centrifugeuse
Un filtre à bande ou à presse repose sur l’évacuation de l’eau du mélange boue/polymère par application sur une surface filtrante. Ces deux types de filtration se réalisent sous pression. Les boues, ainsi obtenues, passent de l'état liquide à pâteux avec des siccités allant de 15 à 35 %; la siccité représentative de la part de matière sèche : 1 % de siccité est équivalent à 10 g/L de matière sèche. La siccité obtenue est cependant plus importante dans le cas du filtre à presse. D'ailleurs cette technique convient, tout à fait, à une valorisation en incinération.
Le séchage
Il permet une élimination de l’eau présente. Diverses techniques existent reposant sur une voie naturelle avec par exemple l’emploi de lit de séchage et donc d’énergie naturelle provenant du soleil ou encore thermique en utilisant des traitements à forte température. Concernant les lits de séchage, il existe le cas particulier des lits dits "à plantations macrophytes". Dans ce cas, les boues sont filtrées sur un massif composé de roseaux. Dans cette technique, la réduction de l'eau des boues mais aussi leur stockage sont réalisées. La siccité des boues, finalement obtenue, varie de 60 à 90 %.
Source : www.ademe.fr
Séchage sous serre des boues
Application pratique : Dans le cas de notre projet, nous avons choisi de réaliser un tableau résumant les principaux avantages et inconvénients de certaines techniques. On constate ainsi que, en vue des exigences de notre étude en terme de capacité de traitement et de main d'oeuvre réduite, de nombreuses techniques peuvent être supprimées. Le choix escompté se réalisera en fonction des technique de valorisation choisie. De plus, la forme physique des boues conduira également à la détermination de ces techniques. Si une stabilisation venait à être choisie, cette dernière pourrait déjà être réalisée en amont. En effet, pour de faible charge c'est-à-dire pour une aération prolongée, le temps de séjour est tel qu’une stabilisation s’opère déjà au sein du bassin d'aération.
Avantage et inconvénient des techniques de traitement des boues avec les siccités attendues (Avantage/inconvénient propres à notre étude)
Technique
Épaississeur (statique)
Avantage
Inconvénient
Simplicité du procédé
Nuisance olfactive
Siccité attendue (%)
2,5 à 5 Pas de consommation énergétique
Ouvrage de taille importante
Importante consommation électrique
Flottation
Réduction d'ouvrage par rapport à l'épaississeur statique
Pas de stockage des boues possible (comme dans le cas épaississeur) 4 Très grande capacité de traitement (supérieure à 75000 équivalents habitants)
Égouttage
Volume de stockage Petite capacité de des boues réduit traitement
5 à 10
Exploitation plus rigoureuse que le cas aérobie
Digestion anaérobie
Très bonne efficacité en terme d'élimination de la matière organique
Investissement important 15 à 20
Valorisation énergétique du méthane formé
Bonne efficacité en Stabilisation aéro terme d'élimination bie de la matière organique
Très grande capacité de traitement (supéri eure à 70000 équivalents habitants)
Consommation énergétique supérieure au cas anaérobie
15 à 20
Technique élevée Stabilisation chimique
Très bonne efficacité en terme d'élimination de la matière organique
Filtre presse
Siccité élevée des boues
Emploi produit chimique dangereux
Main d'oeuvre importante Coût investissement important
15 à 20
25 à 28 (conditionnem ent amont)
Forte consommation eau Filtre à bandes
Faible consommation énergétique
15 à 20 Siccité moyenne (plus faible que dans le cas du filtre presse)
Économie de surface (encombrement réduit)
Centrifugation
Coût réduit par rapport aux filtres presse
Forte consommation énergétique (plus grande que celle des filtres presse)
20
Technique rapide de séparation boue/eau (ordre d'une dizaine de seconde)
Pas de nuisance olfactive (boues stabilisées en amont) Lit de séchage naturel
Lit de séchage à "plantations macrophytes"
Main d'oeuvre importante Surface de terrain importante
Grande capacité de traitement (si condition météorologique favorable)
Petite capacité de traitement en général
Automatisation
Main d'oeuvre
15 à 25 (selon condition météorologiqu e)
15 à 25 (selon condition météorologiqu
importante possible du procédé
Coût d'investissement élevée
Stockage des boues sur très long terme Dépendance vis à vis (intéressant dans le des cultures cas d'une valorisation agricole, épandage Petite capacité de des boues) traitement en général
Faible consommation d'énergie Séchage solaire
e)
Très grande emprise au sol
Variation des conditions de Maintenance limi traitement en tée fonction de la saison
70 à 75 (moyenne)
Forte consommation énergétique
Séchage thermique
Investissement très Très bonne important efficacité de réduction de l'eau 60 à 92 (siccité de l'ordre de Très forte capacité 90%) de traitement (supérieure à 300000 équivalents habitants)
Source : Guide technique de l'assainissement - quatrième édition - R.Bourrier
Valorisation des boues Valorisation des boues
Théorie : Une fois les boues traitées, ces dernières vont pouvoir être valorisées. Il existe différents types de valorisation : une valorisation en agriculture (pour 73% des boues avec l'épandage et l'élaboration de compost), en incinération (19 %) et en décharge (8%). L'épandage constitue la première destination des boues à valorisation agricole dans le nord de la France. Concernant l'envoi des boues en compostage, ce choix réside principalement en un souhait de la part des collectivités locales. L'incinération des boues est une voie employée principalement pour de forte capacité de traitement des eaux. La mise en décharge, quant à elle, est de plus en plus réduite du fait d'une élimination de cette technique d'ici à 2015. Ainsi cette dernière ne sera pas abordée ici, la station d'épuration devant être implantée à cette période. En fonction de la finalité des boues, le traitement en amont sera différent.
En agriculture
La valorisation agricole est réalisée sur des boues liquides ou solides de siccité de 6 à 40% de matière séche. Cette finalité des boues possède de nombreux avantages mais doit avant tout présenter des débouchés intéressant afin de couvrir les frais de réalisation.
Comme expliqué précédemment, il existe deux voies en rapport avec l'agriculture. La première, relative à l'épandage de celle-ci, consiste donc à épandre les boues préalablement traitées sur des terres agricoles de façon à les rendre plus fertiles. En effet, les boues sont relativement riches en matière organique et minérale avec notamment du phosphore. Par définition, ces boues doivent être préalablement traitées de manière à "réduire leur caractère fermentescible" (selon le décret de 1997, relatif à l'épandage des boues) c'est à dire à suspendre toute réaction de transformation de la matière en méthane. Les boues peuvent être épandues sous forme liquide, pâteuse ou solide. Dans le cas des boues liquides, ces dernières devront être au préalable épaissies. Les boues liquides sont les plus appréciées du fait de leur très bon apport de matières organiques ou encore par leur facilité d'épandage. Toutefois ces dernières nécessitent la présence de site de production proches des terrains agricoles à fertiliser. De plus, le stockage de ces boues s'avère difficile par leur haut caractère fermentescible. Ce sont les boues solides qui présentent les plus grandes facultés d'épandage et de stockage (réalisé sous forme de tas). Cet épandage présente plusieurs règles à respecter notamment en terme de période de réalisation. Ces périodes conduisent ainsi à la nécessité d'un stockage long des boues dans des silos et donc à gérer la production des boues en fonction. De plus des teneurs en certains composés, tels que les composés métalliques, doivent être maintenues. Dans un second temps, une valorisation par l'intermédiaire du compost peut être réalisée. Pour cela, les boues subissent deux étapes de traitement reposant sur un épaississement et une déshydratation. Puis ces boues traitées sont mélangées avec des co-produits tels que des déchets verts. Une fois mélangé et ajusté en terme de rapport carbone/azote, une étape de transformation de la matière organique par insufflation d'air est réalisée. Puis une dernière étape de maturation est effectuée de façon à conduire, après quelque mois et suivi par un criblage, au compost désiré. De façon à réaliser du compost, la siccité des boues considérées doit être supérieure à 15%. Toutefois, comme dans le cas de l'épandage des boues, le compost est également soumis à une réglementation sévère. D'autres techniques de traitement peuvent amener à des produits fertilisants. C'est le cas du séchage thermique qui donne des granulés parfaitement stabilisés. Ces granulés peuvent être employés tels quels ou alors réenchéris avec certaines substances comme du chlorure de potassium.
En incinération
Cette phase est à employer lorsque les autres voies ne sont pas faisables notamment dans le cas de la valorisation agricole, pour des boues qui ne répondent pas aux exigences de la norme Française. L'incinération consiste, tout d'abord, à placer les boues au sein d'un système de chauffage très puissant (jusqu'à près de 1450°C). Au cours de cette étape, une oxydation de la matière combustible est notamment effectuée. Les résidus, ainsi obtenus, sont ensuite placés en centre d'enfouissement technique. Toutefois, du fait de la présence de métaux lourd dans ces résidus, des mesures de conditionnement spécifiques doivent être employées. L'incinération est une technique généralement utilisée pour de grande capacité de traitement c'est à dire pour réduire le volume nécessaire dans le cas des autres voies. Avant cette étape d'incinération, les boues liquides doivent subir un traitement bien précis visant à réduire suffisamment leur teneur en eau. Ce dernier est alors composé des phases d'épaississement, de déshydratation voire de séchage. Les phases de conditionnement sont également appréciées en vue d'une amélioration de la phase d'incinération. Dans le cas des boues solides, les phases d'élimination d'eau ne sont pas nécessaires. Des incinérateurs à four rotatif ou encore à bains fluidisés sont très souvent employés pour ce type de matière première.
Source : www.hellopro.fr
Incinérateur à four rotatif
Les incinérateurs à four rotatif sont des ouvrages très robustes, ne nécessitant aucune condition préalable d'alimentation des boues. Ces derniers consistent en l'ajout de la boue au sein d'un tambour, tambour dans lequel les boues sont brûlées de 30 à 90 minutes.
Les incinérateurs à bains fluidisés consistent à réaliser une incinération en continu des boues au sein d'un lit composé, par exemple, de sable préalablement fluidisé avec de l'air. Par ajout d'air chauffé, la combustion des boues est opérée. Pour cette technique, un broyage des particules de boue est indispensable pour l'obtention d'un diamètre de l'ordre de 50 mm. Différentes technologies à lits fluidisés existent avec des lits stationnaires ou encore circulant. Généralement, en vue d'une économie énergétique, la chaleur issue de l'incinérateur est réemployée pour le séchage des boues. Les boues peuvent être également incinérées avec des déchets solides urbains. Toutefois, avec cette utilisation, des règles sont à respecter en fonction de la forme des boues entrantes. C'est ainsi que, par exemple, les boues solides doivent être insufflées à l'intérieur même du four. Par conséquent, cette technique est très coûteuse en terme d'alimentation.
Application pratique : Selon un compte rendu réalisé le 18 décembre 2012 par le contrat de rivière du Sègre, l'épandage des boues est actuellement limité du fait d'une utilisation réduite de cette technique au niveau des agriculteurs locaux. Toutefois, il a été émis la possibilité d'un emploi amélioré de la part des agriculteurs et d'un renforcement des surveillances d'épandage. Dans le cas des stations alentours, du compostage et du séchage solaire sont réalisés. Dans le premier cas, une unité de traitement est présent à Font-Romeu. Cette commune, située à 10 km de Saillagouse, pourrait être un lieu d'accueil des boues issues de la future station d'épuration. Toutefois, cet envoi devra être réalisé uniquement en cas de renfort des plans d'épandage et une amélioration de l'emploi de ce compost (voulu, comme énoncé précédemment). Il faudrait donc que la station de Font-Romeu soit en mesure d'accueillir les boues traitées de notre station. Toutefois l'arrivée ne sera pas constante au cours de l'année, du fait d'une part plus grande de population en hiver et en été (10 000 et 12 000 équivalents habitants respectivement). Cette évolution étant commune à la vallée, cette variation ne devrait pas constituer de problème pour l'unité de traitement. Concernant le séchage solaire, ce dernier est présent au niveau de la ville Pia. Une distance de près de 100 km est présente entre Saillagouse et cette ville. Ainsi, aucune possibilité de transport ne serait envisageable pour ce cas.
Etude de la valorisation des boues Étude de la valorisation des boues
En vue des techniques précédemment décrites et de l'état actuel de la valorisation, trois types de voie peuvent être étudiées. Tout d'abord la mise en place d'un séchage solaire indépendant au niveau même de la station. En effet le séchage constitue une solution économiquement acceptable (par sa faible consommation énergétique) et à maintenance réduite. Les boues ainsi séchées pourront être soient épandues, soient incinérées. En second lieu, le compostage au niveau de la station de Font-Romeu pour une valorisation agricole. Finalement, l'épandage direct des boues issues de la phase de traitement biologique. Avant toute chose, il est intéressant de déterminer la nature des boues produites c'est à dire leur état physique et donc les étapes de traitement nécessaires en vue des diverses valorisations. Pour cela nous sommes parties des productions de boue pour chaque évolution de population , c'est à dire sédentaire, hivernale et estivale, avec les débits de purge en boue associés. De plus, connaissant théoriquement le rapport entre les matières volatiles en suspension et les matières sèches, selon le rapport FNDAE numéro 9 partie a, la concentration en matière sèche a pu être déterminée ainsi que la siccité associée. Les résultats suivants ont été obtenus : Siccité des boues en sortie de bassin d'épuration pour chaque évolution de population
Paramètre
Sédentaire
Hivernale Estivale
Production de boue (kg MVS/jour)
143
409
526
24
68
88
Rapport MVS/MS
0,7
0,7
0,7
Production de boue (kg
211
603
723
Débit de purge
QP (m /jour) 3
MS/jour) Concentration en boue (g MS/L) 9
9
9
Dans tous les cas, une siccité moyenne de 9% est obtenue. Dans ce cas, nos boues en sortie de traitement biologique sont liquides. Pour les trois voies envisagées, plusieurs possibilités sont présentes :
Dans le cas de l'épandage direct, des boues liquides seraient alors à considérer. Ces boues pourraient tout à fait convenir à l'agriculture locale. En effet des cultures fourragères et céréalières sont fortement présentes. Or ces cultures, une fois mises en place, nécessitent l'apport de boue liquide pour leur maintien. Toutefois, une détermination de la composition des boues devra être réalisée en vue d'une possible utilisation directe.
Pour le compost, une siccité de l'ordre de 15 % est nécessaire. Dans notre cas, une étape amont de déshydratation serait obligatoire en station afin d'atteindre cet objectif de siccité. Puis, comme expliqué précédemment, les boues seraient ensuite transportées par camion jusqu'à la plateforme de compostage de Font-Romeu. Les boues, une fois compostées, pourraient être employées pour les semis des cultures céréalières notamment.
Dans le cas du séchage, la siccité ne présente pas d'importance sur le procédé. En effet, les boues peuvent être admises aussi bien liquides que pâteuses. Toutefois, en fonction de la forme physique des boues obtenues la surface utile au procédé sera plus ou moins importante. C'est ainsi que, dans le cas d'une boue liquide, une surface de séchage sera plus grande.
Nous avons alors voulu vérifier ces constatations au niveau de nos boues c'est à dire que nous avons décidé de calculer la différence de surface entre une boue prétraitée (déshydratée) et une boue liquide directement séchée. Pour cela, nous sommes parties du rapport FNDAE numéro 36 sur le fonctionnement du séchage solaire. Plusieurs calculs ont alors été réalisés : tout d'abord la quantité d'eau à éliminer pour avoir la production de boue sèche, en sortie de serre, voulue. Puis la surface nécessaire à cette élimination. Ces calculs, en vue d'une siccité commune au trois évolutions de population, ont été effectués sur une population moyenne de 6000 habitants. Les résultats suivants ont alors été trouvés : Surface de séchage pour des boues prétraitées et liquides
Paramètre
Boues prétraitées
Boues liquides
Production de matière sèche moyenne (tonnes MS/an)
129
129
Siccité déshydratation (%)
20
/
Production de boue fraîche (tonnes 643 boue/an)
2571
Siccité séchage (%)
75
75
Production de boue séchées (tonnes boue/an)
171
171
Elimination eau (tonnes eau/an)
471
2400
Surface séchage nécessaire* (m2)
589
3000
*Concernant le calcul de surface, une élimination de 0,8 tonnes d'eau par an a été considérée pour une surface sous serre de l'ordre de 1m 2 (FNDAE numéro 36).
On constate que dans le cas des boues liquides, la surface de séchage est presque 5 fois plus grande que dans le cas de boues ayant subies un prétraitement. Toutefois, dans le cas des boues prétraitées, des étapes sont nécessaires en amont signifiant d'étudier le compromis entre les deux voies envisagées aussi bien en terme de consommation énergétique que de moyen humain employé. Ainsi, en résumé, les trois voies sont envisageables au niveau de la station. Toutefois, des mesures au niveau de la contenance des boues devraient être réalisées de façon à décider de l'avenir des boues. En effet, par exemple, si les boues ne présentent pas les caractéristiques nécessaires à l'épandage ces dernières devront être incinérées.
Conclusion Conclusion
Nous avons choisi le traitement par boues activées. En effet, ce dernier constitue le traitement le plus répandu en zone de montagne. Cependant la température constitue un paramètre clef au fonctionnement et doit donc être surveillée. C'est pour cela, que le choix de la température est une étape importante de notre démarche de projet. Nous avons dimensionné nos ouvrages pour une température de travail de 10°C. Une étude sur les températures a montré qu'il s'avère impossible de maintenir une telle température dans les bassins de traitement biologique. Il faudra donc penser à couvrir les bassins et mettre en place un système de chauffage des effluents en entrée de station. Ce système de chauffage pourra utiliser des énergies propres, respectueuses de l'environnement afin de fournir la puissance nécessaire au chauffage. Concernant la phase de dimensionnement, la filière eau a été dimensionnée pour les conditions les plus critiques. Les volumes des bassins ont alors été calculés en tenant compte de la population hivernale à l'horizon 2030, soit 10 000 habitants. Dans le cas des autres ouvrages, les volumes sont représentatifs de la population estivale pour cette même année c'est à dire 12 000 habitants. L'emprise au sol globale pour notre filière de traitement est environ de 1035 m2. Cette surface ne tient pas compte des dégrilleurs, de la disposition des ouvrages les uns par rapport aux autres mais aussi du traitement des boues. Un traitement des graisses a été étudié dans ce projet. En effet, la valorisation de ce composé est indispensable aujourd'hui afin d'en supprimer la mise en décharge. Un traitement biologique similaire au traitement des eaux usées est alors employé. Ce dernier pourrait être également placé au sein même de la station. Il en est de même pour les boues produites sur la filière de traitement. Ces dernières en sortie de bassin étant liquide, leur destination finale peut être diverse en fonction de la nécessité. La valorisation des graisses est étroitement liée à celle des boues puisque, par exemple, du compostage mais également de l'épandage peuvent être réalisés. Toutefois, les graisses doivent être mélangées aux boues plus riches en éléments nutritifs. Au final, la valorisation choisie devra être en adéquation avec des contraintes de maintenance mais également par la réalisation de mesure au niveau même des boues produites. En effet, c'est la composition de ces dernières qui va fixer la technique la plus adaptée.
Remerciements Nous tenons à remercier tout d'abord madame Gwenaëlle Fleury, ingénieur affaire chez Artelia pour sa disponibilité et pour son aide précieuse sur les phases de dimensionnement. Et également la Régie de la Haute Vallée du Sègre pour son soutien tout au long du projet et son accueil lors de notre visite. Nous remercions l'équipe pédagogique qui encadre le BEI pour leur conseil et plus particulièrement monsieur PierreYves Pontalier pour le temps qu'il nous a consacré et ses précieux conseils.
