optimisation d'une installation de traitement par boues...

MINISTERE DE L'AGRICULTURE DE

L’ALIMENTATION DE LA PECHE ET DES AFFAIRES RURALES

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ECOLE NATIONALE

DU GENIE DE L'EAU ET DE L'ENVIRONNEMENT DE STRASBOURG

Promotion PPuuyy DDee DDôômmee 2000 - 2003

Nom de l’étudiant : GGeenneevviièèvvee PPRRAADDEESS

Optimisation d'une installation de traitement par boues activées lors de surcharges de pollution en période de

vendanges

Mémoire de fin d’études réalisé du 06/01/2003 au 27/06/2003

ORGANISME D’ACCUEIL

ENGEES SYSTEMES HYDRAULIQUES URBAINS

Adresse : 1, quai Koch - 67000 STRASBOURG 03.88.24.82.00

MAITRE DE STAGE

M. l’Ingénieur Divisionnaire des Travaux Ruraux

ANTOINE-GEORGES SADOWSKI

Travail de fin d'études de Geneviève PRADES - ENGEES - SHU Juin 2003 ________________________________________________________________________________________________________________________

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Remerciements Au terme de ce stage de réalisé dans l'Unité Propre de Recherche : Systèmes Hydrauliques Urbains de l'ENGEES, je tiens à remercier toutes les personnes qui m'ont apportée leur aide et leurs précieux conseils. Mes premiers remerciements sont adressés à M. SADOWSKI, directeur de l'Unité Propre de Recherche : Systèmes Hydrauliques Urbains, pour sa disponibilité, ses conseils et la patience qu’il a montrée tout au long de ce stage. Merci également à toute l'équipe de l'unité pour leur accueil et leur bonne humeur. Je remercie aussi M. DECARPIGNY et M SPITZ (DDAF 68) de nous avoir reçus et permis d'accéder au site étudié. Un grand merci à Anne-Emmanuelle STRICKER du CEMAGREF et à Caroline KY de la société Hydromantis pour leur aide précieuse afin de trouver des réponses à mes questions sur GPS-X. Et surtout un très grand merci à Gérard pour son soutien sans faille.


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Résumé Optimisation d'une installation de traitement par boues activées lors de surcharges de

pollution en période de vendanges. La production du vin génère une pollution sous forme de déchets solides et d’effluents rejetés dans le réseau d’assainissement. Les effluents vinicoles sont caractérisés par une forte charge organique et un caractère saisonnier. En mixité avec un effluent domestique, les effluents vinicoles perturbent le traitement des stations à boues activées. La configuration des ouvrages et leur gestion restent à optimiser. Pour ce faire, nous utilisons le modèle biologique ASM1 qui est un outil de simulation numérique de plus en plus utilisé dans la conception et la gestion des réacteurs en assainissement. La modélisation du clarificateur est quant à elle réalisée par le modèle unidimensionnel de Takács décrivant la décantation et la séparation de phases. Par le biais de l’outil informatique GPS-X nous simulons des configurations d’optimisation de la ligne d’eau et de limite de capacité du clarificateur. L'optimisation de la filière eau se concrétise par la mise en place, à volume constant, de deux bassins au lieu d'un seul. D'autre part, l'installation d'un clarificateur entre ces deux bassins nous permet d'améliorer le traitement. La puissance d'oxygénation préconisée pour les périodes de vendanges nécessite de disposer d'un système d'aération performant en particulier sur le premier bassin. La mise en place d'un bassin tampon aéré et brassé en amont de la filière permet de gérer le flux de DCO soluble admissible sur la station tout en commençant le traitement de la charge carbonée. Pour maintenir l'ensemble de la station en bon fonctionnement, l'indice de Molhmann est un facteur à ne pas négliger. En fonction de sa valeur, la concentration en matière en suspension dans le réacteur biologique ne pourra pas être illimitée. Mots clés : Boues activées - effluents mixtes vinicoles - fractionnement de la DCO - simulations des performances - GPS-X - modèle ASM1 - modèle de clarification - optimisation filière eau


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Abstract

Optimisation of an activated sludge wastewater treatment plant to face pollution overloads during grape harvest periods

The solid and liquid pollution generated by wine production is rejected into the sewer system. Such effluents are seasonal and characterised by a strong organic load. Mixed with domestic wastewater, wineries effluents disturb the working of activated sludge sewage treatment plants. So, the configuration and the control of such plants remain to be optimised. For that purpose, we simulate the main processes occurring during the treatment. We use the biological model ASM1, a widespread digital simulation tool used for the design and the control of biological reactors. Gravity settling and separation of phases occurring in the secondary clarifier are simulated by using the Takács one-dimensional model. Thanks to the computer tool GPS-X, we test different configurations of optimisation of the treatment line and of limitation of the capacity of the secondary clarifier. The optimisation of the treatment line is materialised by the installation, with a constant volume, of two reactors instead of one. In addition, the installation of a secondary clarifier between these two reactors improves the treatment. The power of oxygenation recommended during grape harvest periods, requires the installation of an efficient aeration system, in particular in the first reactor. The setting of a ventilated and agitated buffer tank upstream of the treatment line, allows to control the flow of acceptable soluble COD on the station and in the same time to begin the treatment of the organic load. To maintain the wastewater plant in good working order, the Sludge Volume Index (SVI) is a factor not to be missed. According to its value, the suspended matter concentration in the biological reactor cannot be unlimited. Key words : activated sludge wastewater - mixed wastewater wineries effluents - COD fractionation- system effectiveness simulations - GPS-X - ASM1 model - clarifier model - optimisation of the treatment line


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Table des matières Remerciements ...................................................................................................................................2

Résumé……… ....................................................................................................................................3

Abstract…….......................................................................................................................................4

Table des matières..............................................................................................................................5

Liste des tableaux...............................................................................................................................8

Liste des figures..................................................................................................................................8

Liste des photos ..................................................................................................................................9

Liste des sigles et notations..............................................................................................................10

Introduction......................................................................................................................................12

Premier chapitre : Etude bibliographique.....................................................................................13

I - Contexte de l'étude .................................................................................................................13 I - 1. Problématique....................................................................................................................13 I - 2. Pollution générée par la production du vin .......................................................................13

I - 2.1. Différents types de pollution ......................................................................................13 I - 2.2. Caractéristiques des effluents issus des caves vinicoles ............................................13 I - 2.3. Impact des effluents vinicoles sur les stations de traitement des eaux usées .............14 I - 2.4. Quels types de traitements envisager pour ces effluents? ..........................................14

I - 3. Objectifs de l'étude ............................................................................................................15 I - 4. Conclusion.........................................................................................................................15

II - Modélisation du réacteur biologique...................................................................................15

II - 1. Utilisation d'un modèle informatique...............................................................................15 II - 1.1. Historique de la modélisation ...................................................................................15 II - 1.2. Avantage de la création des différents modèles........................................................16 II - 1.3. Choix du modèle .......................................................................................................16

II - 2. Présentation du modèle ASM1 ........................................................................................17 II - 2.1. Unité utilisée .............................................................................................................17 II - 2.2. Variables ...................................................................................................................17 II - 2.3. Processus du modèle .................................................................................................19 II - 2.4. Les paramètres stœchiométriques et cinétiques ........................................................19 II - 2.5. Matrice de calcul et outil de simulation dynamique .................................................19

II - 3. Conclusion .......................................................................................................................20 III - Démarche préalable à la modélisation du réacteur..........................................................21

III - 1. Caractérisation de l'eau usée...........................................................................................21 III - 1.1. Evaluation des variables et des paramètres stœchiométriques ................................21

III - 1.1.1. Généralités sur les méthodes de fractionnement ..............................................21 III - 1.1.2. La méthode proposée par le modèle ASM1 .....................................................22

III - 1.2. Evaluation des paramètres cinétiques......................................................................25 III - 1.3. Conclusion ...............................................................................................................27


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III - 2. Contraintes d’utilisation..................................................................................................29 III - 2.1. Les hypothèses et les restrictions associées au modèle ...........................................29 III - 2.2. Contraintes sur l'application du modèle...................................................................30

IV - Modélisation du clarificateur .............................................................................................30

IV - 1. Choix du modèle ............................................................................................................30 IV - 2. Présentation du modèle...................................................................................................30 IV - 3. Hypothèses et limite d'utilisation ...................................................................................32

V - Synthèse et objectifs ..............................................................................................................33

Deuxième Chapitre : Matériel et méthodes ...................................................................................34

I - Station étudiée : S.I.A de Beblenheim ..................................................................................34 I - 1. Descriptif de l'installation : ...............................................................................................34 I - 2. Capacité nominale de la station :.......................................................................................36

II - Caractérisation de l'effluent mixte a dominante vinicole..................................................36

II - 1. Méthode ...........................................................................................................................36 II - 2. Mise en œuvre..................................................................................................................37 II - 3. Résultats obtenus..............................................................................................................39

II - 3.1. Rendement apparent..................................................................................................39 II - 3.2. Fractions de la DCO..................................................................................................39

II - 4. Conclusion .......................................................................................................................41 III - Logiciel de simulation .........................................................................................................41

III - 1. Besoin d’un outil informatique.......................................................................................41 III - 2. Besoins spécifiques pour notre étude .............................................................................41 III - 3. Choix du logiciel.............................................................................................................41 III - 4. Prise en main...................................................................................................................42

IV - Méthode de recherche .........................................................................................................43 V - Conclusion..............................................................................................................................44

Troisième Chapitre : Résultats .......................................................................................................45

I - Vérification de l’adéquation : réalité-simulation ................................................................45 I - 1. Station actuelle hors période de vendanges.......................................................................45

I - 1.1. Caractéristique de l'effluent d'entrée ..........................................................................45 I - 1.2. Schéma de la station actuelle......................................................................................46 I - 1.3. Hypothèses de fonctionnement prises en compte.......................................................46

I - 1.3.1. Aération ...............................................................................................................46 I - 1.3.2. Recirculation .......................................................................................................47 I - 1.3.3. Indice de Molhmann............................................................................................47 I - 1.3.4. Extraction des boues............................................................................................47 I - 1.3.5. Performance du clarificateur ...............................................................................47

I - 1.4. Résultats .....................................................................................................................47 I - 1.5. Analyse des résultats ..................................................................................................48 I - 1.6. Conclusion..................................................................................................................49

I - 2. Station actuelle en période de vendanges..........................................................................49


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I - 2.1. Caractéristiques de l'effluent d'entrée.........................................................................49 I - 2.2. Hypothèses de simulation prises en compte...............................................................50

I - 2.2.1. Aération :.............................................................................................................50 I - 2.2.2. Recirculation .......................................................................................................50 I - 2.2.3. Autres grandeurs..................................................................................................50

I - 2.3. Analyse des résultats ..................................................................................................50 I - 2.3.1. Grandeurs de sortie..............................................................................................50 I - 2.3.2. Concentration en boue.........................................................................................51 I - 2.3.3. Oxygène dissous..................................................................................................51

I - 3. Conclusion.........................................................................................................................51 II - Optimisation de la filière eau...............................................................................................52

II - 1. Hypothèses de simulation ................................................................................................52 II - 2. Les différentes simulations proposées .............................................................................52

II - 2.1. Station munie d'un seul bassin d'aération..................................................................52 II - 2.2. Station munie de deux bassins d'aération..................................................................53 II - 2.3. Station munie de trois bassins d'aération ..................................................................53 II - 2.4. Station munie de quatre bassins d'aération ...............................................................54

II - 3. Synthèse des résultats ......................................................................................................55 II - 4. Autre configuration envisagée .........................................................................................56 II - 5. Répartition de l'oxygène ..................................................................................................58 II - 6. Conclusion .......................................................................................................................60

III - Régulation de la charge avec un bassin tampon...............................................................60

III - 1. Description de la station .................................................................................................60 III - 2. Schéma de la station avec bassin tampon .......................................................................60 III - 3. Flux de DCO maximum accepté sur la station à trois réacteurs.....................................61

III - 3.1. Etat initial.................................................................................................................61 III - 3.2. Limite de la station à trois bassins en période de vendanges ..................................61

III - 4. Gestion de la recirculation des boues sans limitation du flux de DCO ..........................62 III - 5. Conclusion ......................................................................................................................63

IV - Limites de capacité de traitement imposées par le clarificateur.....................................64

IV - 1. Généralités......................................................................................................................64 IV - 2. Influence de l'indice de Molhmann sur la masse de boue totale ....................................64 IV - 3. Indice de Molhmann et le temps de séjour.....................................................................65 IV - 4. Indice de Molhmann et la recirculation des boues .........................................................66 IV - 5. Conclusion......................................................................................................................67

Conclusion et perspectives..........................................................................................................68 Liste des références bibliographiques .......................................................................................69


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Liste des tableaux Tableau 1 : Paramètres cinétiques et stœchiométriques qui peuvent être estimés ....................28

Tableau 2 : Paramètres cinétiques et stœchiométriques qui doivent être évalués .....................29

Tableau 3 : Capacités nominales de la station de Beblenheim en fonction de l'année ..............36

Tableau 4 : Niveaux de rejet exigés en période de vendanges .....................................................36

Tableau 5 : Valeurs d'entrée en régime permanent......................................................................45

Tableau 6 : Ratios calculés sur la station de Beblenheim.............................................................45

Tableau 7 : Synthèse du calage sur le régime permanent ............................................................48

Tableau 8 : Elimination de la charge carbonée en régime permanent suivant la configuration

des bassins (volume total de réacteurs constant) .....................................................55

Tableau 9 : Elimination de la charge carbonée en pointe de pollution suivant la configuration

des bassins (volume total de réacteurs constant) .....................................................55

Tableau 10 : Comparaison en régime permanent d'une station avec 1 ou 2 clarificateurs ......57

Tableau 11 : Comparaison en pointe de pollution d'une station avec 1 ou 2 clarificateurs......57

Tableau 12 : Quantité journalière d’oxygène à fournir en régime permanent..........................58

Tableau 13 : Quantité journalière d’oxygène à fournir en pointe de pollution .........................58

Tableau 14 : Gestion du bassin tampon.........................................................................................63

Tableau 15 : Relation Indice de Molhmann / temps de séjour ....................................................66

Tableau 16 : Variation du pourcentage de recirculation pour indice de Molhmann

de 100 ml/g..................................................................................................................66


de 150 ml/g..................................................................................................................67


de 200 ml/g..................................................................................................................67

Liste des figures Figure 1 : Fractionnement de la DCO............................................................................................18

Figure 2 : Fractionnement de l'azote..............................................................................................18

Figure 3 : Variation de la consommation en oxygène en fonction du substrat pour

déterminer la concentration en substrat Ss. ...............................................................23

Figure 4 : Effet du changement de substrat par rapport à la biomasse (rapport F/M) sur le

taux de consommation en oxygène dans un réacteur.................................................27


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Figure 5 : Modèle unidimensionnel de décantation ......................................................................31

Figure 6 : Equilibre massique autour des couches du décanteur ................................................31

Figure 7 : Modèle de vitesse de décantation ..................................................................................32

Figure 8 : Schéma de l'évolution de la DCO dans un couple de réacteurs brut et filtré ...........37

Figure 9 : Schéma du dispositif de fractionnement de la DCO ...................................................37

Figure 10 : Résultats du fractionnement de la DCO d’un effluent mixte à

dominante vinicole ......................................................................................................40

Figure 11 : Résultats du fractionnement de la DCO d’un effluent strictement domestique ....40

Figure 12 : Exemple de représentation schématique sous GPS-X...............................................42

Figure 13 : Schéma de la station actuelle de Beblenheim.............................................................46

Figure 14 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec un seul bassin..............52

Figure 15 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec deux bassins ................53

Figure 16 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec trois bassins.................54

Figure 17 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec quatre bassins .............54

Figure 18 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec deux bassins et deux

clarificateurs ..................................................................................................................56

Figure 19 : Résultats en sortie de réacteurs pendant 40 jours de vendanges .............................59

Figure 20 : Proposition d'optimisation sur la station de Beblenheim .........................................59

Figure 21 : Schéma de la station avec bassin tampon...................................................................61

Figure 22 : Résultats en sortie de station après 3 bassins d'aération soumis à 11000 kg

DCO/jour sur 8 jours ....................................................................................................62

Figure 23 : Evolution de la masse de boues totale en fonction de l'indice de Molhmann .........65

Liste des photos

Photo 1 : Station de Beblenheim - filière eau - vue du 31 mars 2003 ..........................................34

Photo 2 : Station de Beblenheim - filière boue - vue du 31 mars 2003........................................35

Photo 3 : Mise en place d'un couple de réacteurs d'eau brute et d'eau filtrée à 1,2 µm ...........38


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Liste des sigles et notations α Facteur correctif entre le transfert d'oxygène dans les boues et l'eau claire

ASM1 Activated Sludge Model 1


ASM2d Activated Sludge Model 2d


β Facteur correctif de la concentration en oxygène dissous

bA Coefficient de décomposition de la biomasse autotrophe

bH Coefficient de décomposition de la biomasse hétérotrophe

CEMAGREF Centre d'Etude du Machinisme Agricole, du Génie Rural, des Eaux et des Forêts

COT Carbone Organique Total

DBO5 Demande Biologique en Oxygène sur 5 jours

DCO Demande chimique en Oxygène

DCOad2h DCO après 2 heures de décantation

F/M Rapport nourriture / micro-organisme

fp Fraction de biomasse menant aux produits particulaires

γ Facteur correctif de la température

ηg Facteur de correction pour µh sous conditions anoxiques

ηh Facteur de correction de l'hydrolyse sous conditions anoxiques

IAWPRC Association internationale sur la recherche et le contrôle de la pollution de l'eau

ixb Masse d'azote par masse de DCO dans la biomasse

ixp Masse d'azote par masse de DCO dans les produits de la biomasse

ka Taux d'ammonification

kh Taux maximum spécifique d'hydrolyse

KNH Coefficient de demi saturation de l'ammoniaque pour la biomasse autotrophe

KNO Coefficient de demi saturation de nitrate pour dénitrifier la biomasse hétérotrophe

KOA Coefficient de demi saturation de l'oxygène pour la biomasse autotrophe

KOH Coefficient de demi saturation de l'oxygène pour la biomasse hétérotrophe

KS Coefficient de demi saturation de la biomasse hétérotrophe

KX Coefficient de demi saturation de l'hydrolyse du substrat lentement biodégradable

µA Taux de croissance spécifique maximum de la biomasse autotrophe

MES Matières en Suspension

µH Taux de croissance spécifique maximum de la biomasse hétérotrophe

MOUR Maximal Oxygen Uptake Rate : besoin en oxygène maximal


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MVS Matières volatiles en suspension

NH4+ Azote ammoniaque

NTK Azote total de Kjeldahl

NUR Taux d'utilisation des nitrates

OUR Actual Oxygen Uptake Rate : besoin en oxygène réel.

ρA Taux de croissance spécifique maximum de la biomasse autotrophe

rfloc Coefficient associé à la décantation

rhin Coefficient associé à la séparation de phases

Salk pH

Si Concentration en DCO soluble inerte

Snd Concentration d'azote organique biodégradable soluble

Snh Concentration d'azote ammoniacal soluble

Sni Concentration d'azote inerte organique soluble

Sno Concentration d'azote nitrate soluble

So Concentration en oxygène dissous

SOMT Specific Oxygen Mass Transfer : masse d'oxygène transférée en une journée

Specific OC Apport spécifique brut (ABS)

Ss Concentration de DCO rapidement biodégradable

Vmax Vitesse de décantation dans la couche i

Vsi Vitesse maximum de décantation de Vesilind

Xba Concentration de biomasse autotrophe

Xbh Concentration de biomasse hétérotrophe

Xi Concentration de la matière en suspension organique inerte

Xmin Concentration minimum en MES au dessous de laquelle il n'y a plus de décantation

Xnd Concentration de l'azote organique lentement biodégradable

Xni Concentration de l'azote organique particulaire inerte

Xp Concentration de la matière issue de la décomposition de la biomasse

Xs Concentration de la matière organique lentement biodégradable

YA Rendement de la biomasse autotrophe

YH Rendement de biomasse hétérotrophe


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IINNTTRROODDUUCCTTIIOONN Dans une démarche de développement durable, l'activité humaine cherche à optimiser au mieux ses constructions. Dans le domaine du traitement des eaux usées nous retrouvons également cette démarche. Les premières stations qui au départ devaient répondre à des besoins immédiats de collecte et traitement des eaux usées domestiques, doivent aujourd'hui faire face à de nouvelles problématiques. Dans cette étude, située dans le contexte Alsacien, il s'agit de traiter la surcharge carbonée due aux effluents vinicoles. Dans cette région, toutes les mesures qui permettent de réduire la charge polluante à la source et de limiter les volumes de rejet n'ont pas donné suite. Le plus souvent, les effluents issus des caves sont rejetés directement dans le réseau collectif de la commune. Cette étude doit offrir des pistes pour permettre aux responsables des collectivités et aux maîtres d'œuvre de mieux fonder l'aménagement et la gestion des stations de traitement des eaux usées dans le respect des dispositions de la loi sur l’eau de janvier 1992. La démarche globale de l'étude doit permettre à l'aide d'un outil informatique, de réaliser des simulations de différentes configurations de la filière eau pour déterminer quelles est la plus optimale du point du vue des performances de traitement. Après avoir situé le contexte de l'étude et caractérisé les effluents de vendanges, nous décrirons la présentation des différents modèles utilisés dans la suite de l'étude. Le site choisi est la commune de Beblenheim (68) dont la station actuelle ne rejette plus, pendant les 2 ou 3 mois qu'occupent les vendanges, d'effluents conformes aux niveaux de rejet. En modélisation, une première étape consiste à vérifier l'adéquation qui peut exister entre le modèle numérique et les mesures réalisées sur le terrain afin de caler le modèle et de valider nos simulations. L'optimisation de l'agencement des bassins biologiques est ensuite recherchée tout en considérant l'aération, le facteur clé dans une étape de traitement biologique. La mise en place d'un ouvrage de stockage de la charge carbonée (bassin tampon) est ensuite envisagée en amont de la filière. Son rôle est de limiter dans le temps la surcharge en pollution. Enfin, les limites de capacité du clarificateur secondaire sont examinées avec le modèle numérique à notre disposition.


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PPRREEMMIIEERR CCHHAAPPIITTRREE :: EETTUUDDEE BBIIBBLLIIOOGGRRAAPPHHIIQQUUEE

II -- CCOONNTTEEXXTTEE DDEE LL''EETTUUDDEE L'étude présentée concerne l'optimisation du fonctionnement de stations de traitement des eaux usées à boues activées situées en régions vinicoles. Cette étude peut s'envisager dans le cadre de la réhabilitation ou l’extension de station existante, mais aussi dans le cadre de création de nouvelles structures.

I - 1. Problématique

Le réseau en amont des stations est de type unitaire. Ces stations reçoivent toute l'année un effluent d'origine domestique et seulement pendant deux mois un effluent mixte à dominante vinicole, ce qui augmente la charge en pollution carbonée. De plus, lors des périodes de vendanges, les observations sur plusieurs années ont montré des fluctuations importantes de cette charge carbonée. Il est donc difficile de juger de la capacité de l'installation à mettre en place. La démarche attendue consiste à comparer, par le biais de simulations numériques, les performances de traitement de différentes configurations et les modalités de gestion d'ouvrages de traitement par boues activées.

I - 2. Pollution générée par la production du vin

I - 2.1. Différents types de pollution

L'activité de vinification, comme la plupart des activités de l'industrie agro-alimentaire génère différentes pollutions :

- Les déchets insolubles (bourbes, lies, marcs, rafles, tartres…). Ces déchets sont éliminés soit en les livrant à des distilleries, soit par compostage, soit par livraison à des entreprises spécialisées dans leur élimination.

- Les effluents que nous détaillons dans le paragraphe suivant.

I - 2.2. Caractéristiques des effluents issus des caves vinicoles

La période des vendanges, et surtout la ou les dernières semaines, représentent la pointe de pollution. Cette pollution est saisonnière et très variable d'un jour à l'autre. Contrairement aux effluents domestiques, les effluents vinicoles sont responsables d'une pollution essentiellement d'origine organique. Deux catégories d'agents polluants caractérisent la pollution des caves : - Les matières premières et les produits finis : moûts, bourbes, lies, vin, rejetés à l'égout à

l'occasion de divers lavages ou à l'occasion de pertes accidentelles, - Les produits utilisés pour les collages, les filtrations, le nettoyage du matériel et des sols, les

solutions alcalines employées pour le détartrage des cuves. Les eaux résiduaires des caves contiennent ainsi essentiellement du sucre, de l'alcool, des esters, du glycérol, des acides organiques et des substances phénoliques. Tous ces éléments ont une forte Demande Chimique en Oxygène (DCO) et présentent une bonne biodégradabilité (rapport Demande Chimique en Oxygène/Demande Biologique en Oxygène sur 5 jours (DBO5) compris


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entre 1,8 et 2). Par contre, ces rejets contiennent relativement peu de nutriments (azote et phosphore) par rapport à la charge organique. Pour un traitement aérobie ultérieur, ils apparaîtront carencés et des ajouts de nutriments seront nécessaires. Une autre caractéristique importante de ces effluents est leur forme de pollution essentiellement dissoute. Le rapport des Matières En Suspension (MES)/Demande Biologique en Oxygène sur 5 jours (DBO5) est très inférieur à 1 et le ratio DCO après décantation de deux heures/DCO brute est souvent proche de 0,9. De plus, la présence de potassium qui est souvent en quantité élevée, est un traceur de la pollution ayant pour origine les caves. [RACAULT Y, 1993].

I - 2.3. Impact des effluents vinicoles sur les stations de traitement des eaux usées

Longtemps sous estimée, cette pollution entraîne des désordres importants au niveau des stations de traitement des eaux usées. Il n’est pas rare que la capacité de traitement de la filière biologique soit dépassée par la charge organique qu’elle reçoit. Cela se concrétise par une élévation du lit de boues dans le clarificateur, ce qui peut aller jusqu’à son déversement dans le milieu récepteur.

I - 2.4. Quels types de traitements envisager pour ces effluents?

Notre problématique concerne les stations de traitement des eaux usées à boues activées. Il est cependant intéressant de connaître les différentes méthodes de traitement qui pourraient constituer une alternative. Les moyens mis à notre disposition en matière de traitement des eaux usées ne sont pas toujours transposables à toutes les natures d'effluents. Concernant le traitement proprement dit, les méthodes traditionnelles qui existent pour traiter les effluents domestiques sont-elles adaptées aux effluents vinicoles ? : - L'évaporation, cette méthode est surtout utilisée dans les petites caves du Midi. - L'épandage, reste une technique peu utilisée. - Le lagunage simple : deux exemples existent dans le sud de la France mais ne sont pas

transposables dans d'autres régions n'ayant pas les mêmes conditions climatiques (évaporation/pluviométrie). Le risque est le dégagement d'odeurs par anaérobiose. [NUNGESSER M.P., 1991]

- Le lagunage aéré, technique peu utilisée en vinification car le temps d'aération ne serait économiquement pas justifiable.

- Le traitement physico-chimique paraît ici peu adapté car les effluents ont une charge organique essentiellement sous forme dissoute, ce qui limite le traitement physico-chimique.

- Le traitement biologique : - les lits bactériens ne sont pas suffisants à eux seuls mais pourraient constituer un premier

étage biologique, - les disques biologiques conviennent mal, car il sont peu adaptés aux variations de charge, - les boues activées classiques supposent un temps de traitement important pour encaisser les

pointes de charge polluante. De plus, un ajout de nutriment en azote et phosphore, une correction de pH sont nécessaires.

- Enfin, le traitement mixte avec un effluent urbain peut être envisagé lorsque la station d'accueil est de type boue activée. Néanmoins, selon les références bibliographiques, les effluents vinicoles doivent subir un prétraitement et un bassin tampon doit être intercalé entre le prétraitement et le bassin d'aération. Ce dernier permet alors de lisser dans le temps la surcharge carbonée. [NUNGESSER M.P.,1991]


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I - 3. Objectifs de l'étude

L'optimisation de la filière de traitement des eaux usées doit s'articuler autour de trois grandes questions : - Comment optimiser le volume du réacteur biologique en jouant sur la capacité de réaction

biologique plutôt que sur le volume ? Quelle ligne d'eau optimale doit être préconisée ? Plusieurs hypothèses sont proposées : la création d'un bassin unique ou de plusieurs bassins en série, eux même suivis d'un unique clarificateur ou de plusieurs clarificateurs intercalés. Une approche théorique doit être envisagée, tout en vérifiant que la répartition de l'oxygène soit satisfaisante.

- Comment mettre en place un système pour pallier l'augmentation soudaine et importante

de charge polluante sur la station ? La création, en amont de la station, d'un bassin optimisé en volume et en performance, peut être envisagée. La gestion de ce bassin doit également être examinée. Le problème majeur étant une augmentation de la charge carbonée et non un souci d'hydraulique.

- Comment obtenir, à volume égal de réacteur, le maximum de boues retenues dans la

station pour le meilleur rendement ? Les limites en capacité de traitement imposées par le clarificateur doivent être étudiées ; sans oublier la filière boue qui permet de gérer la masse de boue du système et qui doit être dotée d'un système relativement souple. Elle peut tout aussi bien fonctionner sur 14 heures comme sur 24 heures dans une journée de pointe.

I - 4. Conclusion

La production du vin génère une pollution sous forme de déchets solides et d’effluents rejetés dans le réseau d’assainissement. Les effluents vinicoles sont caractérisés par une forte charge organique et un caractère saisonnier. En mixité avec un effluent domestique, les effluents vinicoles perturbent le traitement des stations. Même si d’autres traitements sont envisageables, le meilleur semble être réalisable par une station à boues activées. La configuration des ouvrages et leur gestion restent toutefois à optimiser quant à la capacité du réacteur biologique, la façon de pallier l’augmentation de charge carbonée et les limites du clarificateur.

IIII -- MMOODDEELLIISSAATTIIOONN DDUU RREEAACCTTEEUURR BBIIOOLLOOGGIIQQUUEE

II - 1. Utilisation d'un modèle informatique

Modéliser des processus de station à boues activées est devenu une tâche courante pour concevoir et gérer des stations de traitement des eaux résiduaires. Aujourd'hui des modèles sont employés dans la conception, le contrôle, la gestion, mais aussi dans la recherche.

II - 1.1. Historique de la modélisation

En 1982, l'association internationale sur la recherche et le contrôle de la pollution de l'eau (IAWPRC), a crée un groupe de travail sur la modélisation mathématique pour la conception et la mise en œuvre des processus à boues activées. Dès lors, modéliser des stations est devenue une discipline pendant environ 15 années. Les divers modèles développés à cette époque ont cependant été peu utilisés, par manque de confiance et par la complexité de leur présentation sous forme écrite.


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Le but premier de ce groupe de travail était de passer en revue les modèles existants et d'atteindre un consensus autour du plus simple. Des prévisions réalistes dans le fonctionnement de systèmes simples à boues activées devaient être définies. Ainsi le groupe de travail devait créer une base commune qui pourrait être employée pour le développement de futurs modèles. Ce modèle devait présenter un minimum de complexités. Le résultat a été le modèle à boues activées N°1, aujourd'hui connu sous différents noms : IAWPRC modèle, Activated Sludge Model ASM1, modèle IAWQ n°1, et autres. Le modèle fut présenté lors d'une conférence à Kollekolle, Danemark, en 1985. Il a été édité en 1987 sous sa forme finale dans le rapport Scientific and Technical Report N°1 de l’IAWPRC. Une base solide fut établie après de nombreuses discussions entre chercheurs et praticiens. Ce qui fut présenté était non seulement un modèle, mais également un cadre directeur dans la caractérisation des eaux usées et le développement des codes machines. Des valeurs par défaut ont été proposées qui depuis lors se sont avérées donner des résultats réalistes. Seuls des changements mineurs de paramètres sont parfois nécessaires. Plusieurs autres modèles ont ensuite été développés. Ainsi, en 1995 le modèle n°2 incluant l’élimination de l’azote combinée à l’élimination biologique du phosphore (ASM2) a été édité. Cependant, ce processus était peu clair et a été mal pris en compte. Pour cette raison, le modèle ASM2, devenu obsolète, a été remplacé en 1999 par le modèle ASM2d incluant la dénitrification combinée. En 1998, le groupe de travail a décidé de développer un nouveau processus l'ASM3, afin de créer un outil à l'usage des prochaines générations de modèles. L'ASM3 est basé sur des développements récents dans la compréhension des processus à boues activées. Nous y trouvons les possibilités de suivre le stockage interne de composés, qui ont un rôle important dans le métabolisme des organismes.

II - 1.2. Avantage de la création des différents modèles

L’existence de la famille des modèles Activated Sludge Model ASM présente plusieurs avantages. Le premier est le langage commun de la nomenclature et de la notation dans la matrice de calcul que les modélisateurs ont employé pour l'utilisation des concepts. Ceci a permis un fort développement du modèle au cours des 15 dernières années, ce qui n'aurait été probablement pas le cas si tous les modélisateurs avaient employé leurs propres concepts, notation et modèle de base. Le second est l'effet de groupe en travaillant autour d'un modèle. Ceci a permis d’une part aux chercheurs de réaliser des conceptions expérimentales plus efficaces et d’autre part aux gestionnaires d'installation de mieux comprendre et organiser l'information disponible sur leurs stations. Dans beaucoup de cas, des erreurs ont été repérées. Le troisième est l’orientation de la recherche. En montrant où la recherche était nécessaire, l'accent a été mis sur certains détails, par exemple la caractérisation de l'eau usée qui sera présentée par la suite dans ce mémoire.

II - 1.3. Choix du modèle

Concernant l'étude réalisée sur l'impact des effluents vinicoles dans une station de traitement des eaux usées, nous devons essentiellement nous préoccuper de la charge carbonée, première caractéristique de ces effluents. Etant donné la faible proportion d’azote et de phosphore dans les effluents étudiés, leur élimination traitée dans ASM2d ne nous intéresse pas particulièrement. Le modèle ASM3 pallie certains inconvénients du n°1 mais ne bénéficie pas encore de l'expertise acquise par son ancien. Ainsi le modèle premier, ASM1, semble convenir le mieux. De plus, ce modèle a été utilisé de nombreuses fois et semble avoir fait ses preuves. Il est devenu une référence pour le traitement du carbone et de l'azote. De plus, au cours des années, les versions de l'ASM1 se sont succédées permettant à l'utilisateur d’attribuer plus de confiance au modèle.


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II - 2. Présentation du modèle ASM1

Un système à boues activées comporte des phénomènes tels que l'oxydation du carbone, la nitrification et la dénitrification. La simulation de son comportement fait appel à de nombreuses réactions entre un grand nombre de composants. Pour être mathématiquement exploitables, tout en fournissant des prévisions réalistes, les réactions doivent représenter les processus fondamentaux du système. En outre, le modèle doit prendre en compte la cinétique (vitesse de réaction) et la stœchiométrie (rapport qu'un composant a sur les autres dans une réaction chimique) de chaque processus. Les principales tâches conceptuelles dans le développement du modèle mathématique sont l'identification des réactions, le choix de leurs expressions cinétiques et stœchiométriques appropriées. Associant une description simple des phénomènes biologiques et une représentation conforme de la réalité, elles expriment les vitesses de dégradation des substrats carbonés et azotés en fonction de l’état de pollution (nommé par des variables) et des caractéristiques de la biomasse assurant le traitement (nommé par des paramètres). Le modèle ASM1 fait appel à différentes notions que nous allons essayer de décrire.

II - 2.1. Unité utilisée

Une question qui a jeté la confusion et qui dans une certaine mesure a empêché le développement de la théorie des boues activées est le choix du paramètre permettant d’évaluer le mieux la matière organique dans l'eau usée. Trois mesures reconnues sont largement répandues : la Demande Biochimique en Oxygène (DBO), le Carbone Organique Total (COT), et la Demande Chimique en Oxygène (DCO). De ces dernières, la DCO est assurément la meilleure mesure. En effet, elle seule fournit un lien entre les équivalents électrons dans le substrat organique, la biomasse et l'oxygène utilisé. En outre, le bilan massique peut être fait en termes de DCO. Ainsi, les concentrations de toutes les formes organiques, y compris la biomasse, sont dans des unités de DCO dans le modèle.

II - 2.2. Variables

Tout en restant conforme aux nomenclatures utilisées dans les précédents modèles, ASM1 utilise toutefois un vocabulaire particulier. Les constituants insolubles (ou particulaires) portent le symbole X, les constituants solubles portent le symbole S, la biomasse est représentée par b, le substrat par s et l'oxygène par O. La matière organique dans les eaux résiduaires peut être subdivisée en un certain nombre de catégories. • La matière organique non biodégradable est biologiquement inerte (ou réfractaire) et traverse

le système à boues activées sans modification de concentration. Selon l'état physique, deux formes peuvent être identifiées :

- la matière organique soluble inerte (Si) qui quitte le système avec la même concentration qu'à l'entrée. - la matière organique particulaire inerte (Xi) qui se retrouve dans les boues pour être évacuée lors de leur extraction.

• La matière organique biodégradable peut également être divisée en deux fractions selon la rapidité d’utilisation par les bactéries :

- la fraction rapidement biodégradable (Ss) qui est considérée comme des molécules à structure simple qui peuvent être utilisées directement par les bactéries hétérotrophes et participent à la croissance de la biomasse. Pour la modélisation elle est traitée comme si elle était soluble.


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- la fraction lentement biodégradable (Xs) qui est constituée de molécules complexes, qui doivent être transformées en substrat rapidement biodégradable avant d'être utilisées. Elle est traitée comme si elle était particulaire.

• Les biomasses hétérotrophes (Xbh) et autotrophes (Xba) peuvent être présentes dans l'eau usée, ayant de ce fait un effet important sur l'exécution des réactions dans le système. Cependant, la prédominance et l'intensité de cet effet sont toujours inconnus et ceci n'a pas été considéré par le groupe de travail dans le développement du modèle. Cette biomasse est perdue par décomposition et devient à son tour une fraction de substrat lentement biodégradable (Xp).

La matière organique est ainsi fractionnée en différentes parties dont les définitions se distinguent selon leur rôle dans la croissance de la biomasse. Elles interviennent dans le modèle sous forme de variables et caractérisent l’état de pollution de l’effluent brut, de la boue des bassins et de l’effluent traité. Ce qui s'illustre pour la DCO totale sous trois formes : la forme substrat, la forme inerte et la biomasse vivante (hétérotrophe et autotrophe). Ces trois formes se subdivisent à leur tour et nous pouvons distinguer sept fractions dont la hiérarchie est présentée dans l'organigramme ci dessous:

Figure 1 : Fractionnement de la DCO Pour l’azote, nous retrouvons la même démarche de fractionnement. Il consiste à déterminer les fractions minérales (Snh : azote ammoniacal et Sno : nitrates), organique biodégradable (soluble : Snd et particulaire : Xnd) et réfractaires au traitement (soluble : Sni et particulaire : Xni).

Figure 2 : Fractionnement de l'azote

DCO soluble

DCO totale

DCO particulaire

DCO vivante

Xs Lentement

biodégradable

Xi Particulaire

inerte

Xba Biomasse autotrophe

Xbh Biomasse

hétérotrophe

Xp produit de

décomposition de la biomasse

Si Soluble inerte

Ss Rapidement

biodégradable

Snh azote ammoniacal

Matière azotée totale

Sno Nitrate + nitrite

Azote organique

Xni Particulaire

inerte

Snd Rapidement

biodégradable

Biodégradable

Xnd Lentement

biodégradable

Inerte

Sni Soluble inerte


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L’effluent est ainsi caractérisé par un ensemble de variables. Le pH et la quantité d’oxygène dissous permettent de compléter cette description.

II - 2.3. Processus du modèle

Fondamentalement, quatre processus sont considérés : - la croissance de la biomasse, - la décomposition de la biomasse, - l'ammonification de l'azote organique, - et l'hydrolyse des produits organiques particulaires qui sont immobilisés dans le biofloc.

Au préalable, pour faciliter la modélisation, la matière rapidement biodégradable (Ss) est considérée comme le seul substrat pour la croissance de la biomasse hétérotrophe. La matière lentement biodégradable (Xs) est éliminée de la suspension instantanément par occlusion dans le biofloc. Ensuite, les réactions la convertissent en substrat rapidement biodégradable. Ces réactions s'appellent simplement les "hydrolyses" dans le modèle, bien qu'en réalité elles soient susceptibles d'être beaucoup plus complexes. Concernant la croissance de la biomasse, trois étages sont distingués : - La croissance aérobie de la biomasse hétérotrophe qui se réalise aux dépens du substrat

rapidement biodégradable et de la présence en oxygène. - La croissance anoxique de la biomasse hétérotrophe qui se réalise aux dépens du substrat

rapidement biodégradable et de la présence en nitrate. - La croissance aérobie de la biomasse autotrophe qui se réalise aux dépens du substrat azoté

ammoniacal et de la présence en oxygène. Pour la décroissance de la biomasse le concept pris en compte est celui de la mort régénération de Dold et al. (1980). Elle a comme conséquence la transformation de la biomasse active en produits particulaires inertes (Xp) et en substrat lentement biodégradable qui se réinscrit dans le cycle de l'hydrolyse, de la croissance, etc. Le modèle considère ces réactions comme étant indépendantes des conditions environnementales.

II - 2.4. Les paramètres stœchiométriques et cinétiques

Les réactions qui régissent le devenir des différentes variables constitutives de l'effluent mettent en œuvre des paramètres stœchiométriques et cinétiques. Selon les processus, nous retrouvons des paramètres stœchiométriques qui illustrent le rendement des bactéries hétérotrophes et autotrophes, la fraction de biomasse qui se transforme en produit particulaire, la proportion d'azote contenu dans la biomasse et dans les produits de sa décomposition. De même, les paramètres cinétiques illustrent la croissance et le décès des bactéries, l'ammonification, l'hydrolyse, et les facteurs de correction en condition anoxique de la croissance hétérotrophe et de l'hydrolyse. Au total nous avons à notre disposition 5 paramètres stœchiométriques et 14 paramètres cinétiques.

II - 2.5. Matrice de calcul et outil de simulation dynamique

Les premiers modèles décrivaient des systèmes complexes et il était souvent difficile de repérer toutes les interactions des composants du système. Pour surmonter cette difficulté tout en donnant une quantité d'information maximum, le groupe de travail a préconisé un format de matrice, basé sur le travail de Peterson (1965). La matrice associée au modèle ASM1 est présentée en annexe n°1.


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Cette matrice se compose d’un tableau à trois entrées :

- la première entrée est constituée par la première colonne qui énumère les processus utilisés dans le modèle,

- la deuxième entrée se fait par la première ligne qui représente les variables caractéristiques de l’effluent. Nous pouvons remarquer que les fractions (Si) et (Xi) ne sont concernées par aucune équation, cependant elles figurent dans la matrice car leur présence est importante. La fraction (Si) contribue à la quantité de DCO en sortie de station et la fraction (Xi) constitue les Matières Volatiles en Suspension dures (MVS dures). Les autres colonnes de la matrice font intervenir les autres variables qui elles, participent à diverses équations. La dernière colonne représente l'alcalinité du milieu. Ce composant n'est pas essentiel pour le modèle mais il permet d'avoir des informations lors de son évolution quant à la capacité de nitrification. Un pH bas (pH < 7) diminue le taux de nitrification et peut causer d'autres problèmes comme la défloculation ou le gonflement des boues (bulking),

- la troisième entrée est matérialisée dans la dernière colonne par l’ensemble des équations cinétiques mettant en relation les processus et les variables.

Les "cases intérieures" de la matrice sont complétées par les différents paramètres stœchiométriques. Cette matrice permet de mettre en jeu toutes les relations ayant lieu dans les processus biologiques dont le modèle le plus simple consiste à considérer trois composants : la biomasse, le substrat et l’oxygène dissous [IWA TASKGROUP, 2000]. Les équations de Monod et Herbert sont utilisées. L'équation de Monod, indique que la croissance de la biomasse est proportionnelle à la concentration de biomasse dans une relation de premier ordre et à la concentration en substrat par une relation d'ordre mixte. L'expression d'Herbert, précise que la décomposition de biomasse est de premier ordre par rapport à la concentration de biomasse. La lecture de la matrice peut s'illustrer avec les vitesses de réactions concernant la fraction rapidement biodégradable (Ss). Elle est éliminée par la croissance des bactéries hétérotrophes dans des conditions aérobie et anoxie et elle est formée par hydrolyse des particules de matière organique immobilisées dans le floc biologique. Depuis une vingtaine d’années, l’utilisation du modèle ASM1 est fréquente dans le domaine du traitement des eaux usées. Sa capacité à prendre en compte les interactions entre les différentes réactions biologiques a été mise en œuvre au travers de scénarios numériques en régime permanent (charge de pollution en entrée constante) ou dynamique (charge en entrée de pollution variable en fonction du temps). Le système d’équations caractérisant les phénomènes de croissance, de décès, d’hydrolyse et d’ammonification est constitué d’équations différentielles du premier ordre par rapport au temps. Résolues à différents instants, ces équations permettent d’étudier les phénomènes en régime dynamique.

II - 3. Conclusion

Des modèles de plus en plus complexes se sont développés au cours des années. Cela débuta par l'ASM1 comprenant les procédés d'élimination de l'azote, suivi de l'ASM2 comprenant des procédés biologiques d'élimination du phosphore, supplanté par l'ASM2d comprenant la dénitrification par les organismes accumulant du phosphore. Enfin, en 1998 le nouveau modèle ASM3 a été développé. Le langage commun, l'effet de groupe et les orientations de la recherche sont les principaux avantages de cette famille de modèles. Le modèle ASM1 est le mieux adapté pour réaliser notre étude. Pour modéliser en juste proportion un système à boues activées effectuant l'oxydation du carbone, la nitrification, et la dénitrification,


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13 variables sont considérées comme le minimum exigé. Associées aux quatre processus fondamentaux (croissance, décès, ammonification et hydrolyse), des équations cinétiques sont proposées pour mettre en jeu toutes les relations biologiques du système au travers d'une matrice de calcul. De plus, le modèle présente une méthode pour évaluer l'ensemble des variables et paramètres nécessaires à la résolution des équation proposées. Nous l'aborderons dans les paragraphes III-1 et III-2. Enfin, ce modèle permet à la fois de simuler des états de régime permanent mais aussi des situations de régimes dynamiques permettant de mieux appréhender les variations reçues par une station dans un temps donné.

IIIIII -- DDEEMMAARRCCHHEE PPRREEAALLAABBLLEE AA LLAA MMOODDEELLIISSAATTIIOONN DDUU RREEAACCTTEEUURR

III - 1. Caractérisation de l'eau usée

En premier lieu, pour qu'un modèle soit utilisable dans la conception et le fonctionnement des systèmes de traitement d'eau usée, il doit être possible d'évaluer les valeurs des paramètres spécifiques et d'estimer les concentrations des composants importants dans les eaux à traiter. L'examen de la matrice indique que le modèle met en œuvre 13 variables et 19 paramètres, cinq stœchiométriques et 14 cinétiques. Certains montrent peu de variation d'un effluent à un autre et peuvent être considérés comme des constantes.

III - 1.1. Evaluation des variables et des paramètres stœchiométriques

Le facteur le plus important par lequel un modèle peut être jugé est sa capacité de prévoir en temps réel et dans un espace-temps donné les changements dépendant de la condition d'accepteur d'électron. Les résultats de simulation dépendent de façon générale de la pertinence du modèle mais aussi de la qualité des données saisies en entrée. En conséquence les eaux à traiter doivent être caractérisées. Les 13 variables définissant l'eau usée sont principalement déterminées par des méthodes de fractionnement.

III - 1.1.1. Généralités sur les méthodes de fractionnement

Hormis la fraction substrat soluble inerte (Si), et éventuellement la fraction rapidement biodégradable de substrat soluble (Ss), les autres fractions (Xs, Xi) sont mesurées par des techniques complexes car aucune analyse chimique simple ne permet d’y accéder [CHOUBERT J.M., 2002]. Différents protocoles existent pour déterminer le fractionnement de la DCO des eaux usées, mais aucun n'est reconnu comme une méthode normalisée. Selon le concept utilisé, nous pouvons regrouper 3 grandes catégories de méthode de fractionnement. • Le fractionnement physico-chimique pour déterminer la fraction soluble totale (Si et Ss). Le

principe suppose que les fractions solubles totales (Si et Ss) soient différentiables des fractions particulaires totales (Xi et Xs) selon leurs propriétés physiques, elles mêmes liées à leur taille. Levine et al (1985) s'accordent sur les seuils suivants :

SOLUBLE COLLOÏDAL PARTICULAIRE

= COAGULABLE = DECANTABLE 10-100 µm 0,1 µm


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Les techniques utilisées en pratique consiste : - soit à réaliser une filtration sur membrane à 0,45 µm. Le filtrat contient certes une part de Xs à cette porosité mais il y a moins de colmatage qu'à 0,1 µm. - soit à réaliser une phase de coagulation floculation suivie d'une séparation de phase physique. Cependant ces deux techniques physico-chimiques permettent de déterminer seulement la fraction soluble de la DCO.

• Les tests respirométriques : la demande en oxygène est mesurée à des intervalles très courts

sur un mélange proportionné d’eau usée et de boue pendant plusieurs heures. La comparaison des mesures obtenues permet de déduire le fractionnement de la matière organique carbonée. Cette technique nécessite un équipement automatisé pour contrôler et réguler les conditions expérimentales. Elle a l’avantage d’être rapide (quelques heures) et de ne nécessiter que peu d’analyses chimiques [CHOUBERT J.M., 2002].

• Le test de biodégradation en réacteur fermé. Un échantillon d’effluent brut est soumis à une

aération continue au sein d’un réacteur. La matière organique est transformée en CO2, en biomasse et en matière organique inerte. Les fractions de DCO de l’intrant sont calculées à partir des DCO totale et DCO filtrée mesurées au début et en fin de test. La dissociation des fractions soluble et particulaire est obtenue moyennant une hypothèse entre biodégradabilité et taille des particules. Une filtration à 0,45 µm permet une séparation acceptable entre ces fractions [STRICKER A.E., 2000]. La technique de dégradation de la DCO n’exige pas un matériel expérimental complexe. Cependant, le délai de l’expérimentation (de l’ordre d’une vingtaine de jours) et le nombre d’analyses chimiques nécessaires est important.

III - 1.1.2. La méthode proposée par le modèle ASM1

Le modèle ASM1 préconise un protocole d'évaluation de ces différentes variables. Une chronologie doit être respectée car l'obtention de certaines valeurs sont nécessaires au calcul des suivantes. Ainsi en parallèle à la détermination des variables, le modèle préconise la détermination des cinq paramètres stœchiométriques. La première étape est de considérer la composition de la DCO totale dans l'eau usée comme ci-dessous:

SS + XS + Xi + Si (1)

avec toujours : SS le substrat rapidement biodégradable; XS le substrat lentement biodégradable; Xi la fraction particulaire inerte et Si la fraction soluble inerte. La concentration de la matière organique soluble inerte (Si) peut être déterminée rapidement.

Des échantillons d'eau usée sont prélevés périodiquement du contenu d'un réacteur parfaitement mélangé et aéré ayant un âge de boue supérieur à 10 jours. La DCO soluble est analysée pour chaque échantillon. Au final, la DCO soluble résiduelle sera de la matière inerte, égale à la concentration de l'apport initial (Si).

Avant de déterminer le terme suivant : la concentration de substrat rapidement biodégradable

(Ss), le premier des paramètres stœchiométriques, le rendement hétérotrophe, YH, doit être connu. Il peut être estimé en observant la masse de cellules formées parallèlement à l'élimination du substrat soluble. Un prélèvement d'eau usée filtrée doit être constitué. Le filtrat, qui contient seulement la matière organique soluble, doit être légèrement ensemencé avec de la biomasse acclimatée d'un des réacteurs parfaitement mélangés. Des prélèvements périodiques


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doivent être faits pour déterminer la DCO soluble et la DCO totale. Le rendement hétérotrophe peut être déterminé à partir de :

DCO cellulaire = DCO totale - DCO soluble (2) YH = ∆DCO cellulaire/ ∆DCO soluble (3)

En réalisant plusieurs fois cette mesure, une valeur approximative de YH peut être déterminée. La valeur la plus communément rencontrée est de 0.67 g de DCO cellulaire formée par gramme de DCO oxydée. Une fois que YH est connu, la concentration du substrat rapidement biodégradable, (Ss), peut

être estimée. Le principe repose sur la mesure de la variation du taux de consommation de l'oxygène (OUR) dans un réacteur parfaitement mélangé ayant un temps de séjour des boues proche de 2 jours. Le réacteur est alimenté en substrat de façon quotidienne et cyclique (12 h d'alimentation; 12 h sans alimentation) (Ekama et al., 1986). La figure 1, ci après, montre qu'il y a une baisse rapide du taux de consommation d'oxygène lors de l'arrêt de l'alimentation. Le substrat rapidement biodégradable accumulé est rapidement employé. Le taux de consommation en oxygène (OUR) ne tombe pas à zéro, le substrat lentement biodégradable accumulé continue à être employé au même taux pendant un certain temps. Ainsi la baisse immédiate du taux de consommation d'oxygène (OUR) est seulement associée au matériel rapidement biodégradable. Nous pouvons ainsi en déduire sa concentration :

(4)

Avec : ∆OUR : variation du taux de consommation en oxygène après arrêt de l'alimentation (ML-3T-1); V : volume du réacteur (L3); Q : débit d'alimentation avant son arrêt (L3 T-1).

Figure 3 : Variation de la consommation en oxygène en fonction du substrat pour déterminer la concentration en substrat Ss. (Source : Ekama et al.,1986)

)Y1(QVOURSH

S −∆

=


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Après avoir déterminé les concentrations dans l'eau usée de la DCO totale, de (Ss) et (Si), il est seulement nécessaire de déterminer la DCO particulaire inerte, (Xi), ou la DCO du substrat lentement biodégradable, (XS), car la variable restante peut être déterminée par différence en utilisant la formule (1).

Dans la plupart des boues activées modélisées, on suppose que la concentration de la biomasse

dans les eaux à traiter (Xbh) et (Xba) est négligeable comparée à la quantité formée dans la chaîne de traitement. Cette approche est adoptée ici, principalement parce que l'impact de la biomasse dans les eaux à traiter nécessite encore des recherches.

Ensuite, l'examen de la matrice indique que le modèle inclut les concentrations solubles de

l'oxygène (SO), de l'azote sous formes nitrate et nitrite (SNO), de l'azote ammoniacal (SNH), et l'alcalinité (SALK). Le plus souvent, ces grandeurs sont des grandeurs communes en épuration et sont facilement mesurables. Le but du modèle est de prévoir la performance d'un système simple effectuant l'oxydation du carbone, la nitrification, et la dénitrification, il est important que l'azote soit également caractérisé. Il n'existe pas non plus de protocole simple pour déterminer les fractions organiques de l'azote, rappelons que l'azote peut être présent sous cinq formes:

• l'azote ammoniacal, SNH; • l'azote organique soluble inerte, SNi; • l'azote organique particulaire inerte, XNi, • l'azote organique soluble rapidement biodégradable, SND; • l'azote organique particulaire lentement biodégradable, XND. Comme cité ci-dessus, la concentration de l'azote ammoniacal (SNH) dans l'effluent d'entrée peut être déterminée par analyse appropriée d'un échantillon filtré. La concentration de l'azote organique inerte soluble (SNi) dans les eaux à traiter peut être déterminée en réalisant des analyses Kjeldahl sur des échantillons utilisés pour déterminer la DCO soluble inerte. L'analyse Kjeldahl peut également être employé pour déterminer toute la concentration d'azote organique soluble dans l'effluent d'entrée. La soustraction de l'azote organique soluble inerte de cette valeur permet d'obtenir l'azote organique rapidement biodégradable (SND). De plus, si dans l'effluent d'entrée l'azote organique rapidement biodégradable (SND) et lentement biodégradable (XND) sont considérés proportionnels à la DCO rapidement biodégradable (SS) et lentement biodégradable (XS), alors la concentration de l'azote organique lentement biodégradable peut être déterminée à partir de la concentration de l'azote organique rapidement biodégradable :

(5)

La seule inconnue est XND, ainsi l'équation (5) peut être résolue. Quatre paramètres stœchiométriques supplémentaires doivent ensuite être déterminés.

En raison de la nature restreinte de la population nitrifiante dans les boues activées, le rendement autotrophe, YA, n'est pas susceptible de changer beaucoup d'un système à l'autre. En conséquence, il devrait être adéquat d'employer des valeurs obtenues à partir de la littérature. Une valeur appropriée est 0,24 mg DCO cell /mg N oxydé, qui vient de l'observation que 4,33 g d'oxygène sont employés pour chaque gramme de nitrate formé (Grady et Lim, 1980). La masse d'azote par masse de DCO cellulaire, iXB, peut être approchée assez étroitement en

supposant que la masse de cellules est représentée par C5H7O2N. La valeur résultante est 0,086 g N/g de DCO.

SS

S

NDND

ND

SXS

SXS

+=

+


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La masse d'azote par masse de DCO dans les produits particulaires inertes, iXP, peut également être approchée des valeurs déjà publiées. Une valeur appropriée est 0,06 g N/g DCO.

Enfin, la décroissance de la biomasse hétérotrophe se produit à taux constant, bH, et résulte de la

fraction de la biomasse, fp, transformée en produits particulaires inertes. La valeur de fp n'est pas susceptible de changer considérablement d'une eau usée à l'autre car il s'agit d'une caractéristique de la biomasse. Pour le type de modèle proposé ici, selon lequel la décroissance a comme conséquence une réutilisation du substrat, fp a une valeur de 0,08 (Dold et Marais, 1986). La valeur de la constante de taux de décroissance, bH, peut être évaluée indépendamment, comme nous le préciserons plus loin.

III - 1.2. Evaluation des paramètres cinétiques

Il reste maintenant à déterminer les 14 paramètres cinétiques. Le but des deux coefficients de demi saturation, KO,H et KNO, est de servir de fonctions de

commutation pour arrêter la croissance hétérotrophe aérobie et pour commencer la croissance anoxique quand la concentration d'oxygène dissous baisse. De même, le but du coefficient de demi saturation de l'oxygène pour les autotrophes, KO,A, est de servir de fonction de commutation arrêtant la nitrification quand le niveau d'oxygène dissous devient trop bas. Les valeurs utilisées ne sont pas critiques tant qu'elles sont d'un ordre de grandeur approprié et sont petites par rapport aux concentrations de fonctionnement. Ceci suggère qu'il ne soit pas nécessaire d'évaluer ces paramètres au cas par cas. L'utilisation des valeurs par défaut, données plus loin, sera satisfaisante.

Le paramètre le plus critique pour caractériser la croissance de la biomasse autotrophe est µA, le

taux de croissance particulier maximum. Il est plus sensible aux constituants de l'eau usée que ne l'est la constante de demi saturation de l'azote ammoniacal pour la biomasse autotrophe KNH. Il détermine l'âge de boue minimum au-dessous duquel le lessivage des bactéries nitrifiantes se produirait. En conséquence, un effort devrait être fait pour le mesurer exactement. Le procédé recommandé est de mesurer µA pendant un essai dynamique sur un réacteur parfaitement mélangé. (Hall, 1974).

Le coefficient particulier du taux de mortalité pour les bactéries autotrophes dans ce modèle est

bA. Un certain nombre de questions existent au sujet des mécanismes par lesquels les bactéries autotrophes subissent la décroissance. En conséquence, les membres du groupe de travail s'accordent sur le fait qu'il est difficile de mesurer bA avec une vraie signification. L'examen de la littérature indique que bA devrait se trouver entre le 0,05 et 0,15 jour -l pour la plupart des boues activées. En conséquence, une valeur dans cette gamme est recommandée.

Le coefficient de demi saturation pour les bactéries nitrifiantes, KNH, peut être déterminé par le

procédé de Williamson et de McCarty (1975). Des échantillons de boues activées nitrifiantes d'un réacteur parfaitement mélangé sont prélevés et mis dans des réacteurs qui reçoivent des flux continus chargés en azote ammoniacal. En raison de l'influence des facteurs environnementaux tels que le pH, la température et la concentration en oxygène dissous sur le taux de nitrification, un soin spécial doit être pris dans les essais précédents pour maintenir ces facteurs à des valeurs constantes et appropriées.

Le coefficient de décroissance, bH, est très important pour la prévision de production de boue et

des conditions d'oxygène, ainsi il doit être déterminé pour la boue étudiée. La boue est prélevée d'un réacteur parfaitement mélangé et mis dans un réacteur en série où le taux de consommation


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d'oxygène (OUR) peut être mesuré plusieurs fois pendant plusieurs jours (Ekama et al., 1986). Le coefficient de décroissance pour le modèle, bH, peut être calculé à partir:

(6)

avec YH et fp déjà connus et b'H le coefficient traditionnel de décroissance (b'H = 0.05 jour-1 à 1,6 jour-1)

Les deux paramètres cinétiques importants pour la prévision de la dénitrification sont ηg et ηh.

Le premier est un facteur de correction qui s'ajuste au changement de µH lié aux conditions anoxiques, ou au fait que seulement une partie de la biomasse peut dénitrifier. Le second est un facteur de correction qui s'ajuste en observant que l'hydrolyse de la matière organique lentement biodégradable se produit plus lentement dans des conditions anoxiques que dans des conditions aérobies. Les deux facteurs de correction semblent avoir différentes valeurs numériques, ηh étant le plus petits des deux (Dold et Marais, 1986). Plusieurs facteurs sont susceptibles d'influencer les valeurs de η, y compris la fraction de bactéries dans les eaux à traiter qui sont capables de nitrification et la configuration du système de traitement. Les essais de mesure de ηg et ηh sont réalisés en même temps en évaluant les taux de consommation de l'oxygène et de nitrate dans deux réacteurs en série qui sont équivalents en tous points excepté l'accepteur terminal d'électron (l'oxygène dans l'un (aérobie) et le nitrate dans l'autre (anoxique)). Le raisonnement pour les essais est le suivant : juste après la mise en place de la biomasse en contact avec l'eau usée dans des réacteurs en série, l'activité dans le réacteur sera dominée par la croissance des hétérotrophes sur le substrat rapidement biodégradable tandis que l'activité suivante sera principalement due à l'utilisation du substrat résultant de l'hydrolyse du substrat lentement biodégradable. En exécutant les essais il est important que le rapport du substrat/biomasse (F/M) soit dans la gamme appropriée comme illustré sur la figure 4 (Ekama et al., 1986). Si F/M est trop bas, le temps durant lequel le substrat rapidement biodégradable est consommé sera trop court pour permettre une mesure précise du taux de consommation en oxygène (OUR) et du taux d'utilisation des nitrates (NUR), tandis que si elle est trop haute la différence entre les taux pendant les deux phases sera trop basse pour être clairement distinguée. Si F/M est correct, les deux zones d'activité seront clairement identifiée et avec une durée suffisante pour permettre la détermination précise du taux de consommation en oxygène (OUR) dans le réacteur aérobie et du taux d'utilisation des nitrates (NUR) dans le réacteur anoxique. Si OURg représente le taux de consommation en oxygène pendant la première période et NURg représente le taux d'utilisation des nitrates correspondant, alors :

(7)

De même, si OURh représente le taux de consommation en oxygène pendant la deuxième période, et NURh le taux d'utilisation des nitrates correspondant, alors:

(8)

h

hh OUR

NUR*86,2=η

g

gg OUR

NUR*86,2=η

)f1(Y1'bb

PH

HH −−

=


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Figure 4 : Effet du changement de substrat par rapport à la biomasse (rapport F/M) sur le taux de consommation en oxygène dans un réacteur.

(Source Ekama et al., 1986) (VSS = matières volatiles en suspension.)

Il est difficile évaluer exactement les paramètres décrivant la croissance de la biomasse, µH et Ks, mais ce n'est pas critique car le modèle n'est pas très sensible à leurs valeurs. La fonction principale de µH est de prévoir le taux de consommation d'oxygène maximale (MOUR). Ceci suggère que des mesures de µH devraient être basées sur des mesures de consommation d'oxygène plutôt que sur la croissance de cellules ou l'élimination du substrat. En conséquence, la fonction principale de Ks est comme une fonction de commutation entre des cinétiques de premier ordre et d'ordre nul pour la croissance de biomasse hétérotrophe et l'élimination du substrat. Cech et al. (1985) et Chudoba et al. (1985) ont décrit un procédé respirométrique pour sa mesure. Ainsi il semble approprié d'employer des techniques respirométriques pour estimer les valeurs de µH et de Ks.

Les paramètres finaux à évaluer sont le taux maximum spécifique d'hydrolyse, kh, le coefficient

de demi saturation, KX, pour l'hydrolyse de la matière organique lentement biodégradable et le taux d'ammonification, ka. A la différence de µH et de Ks, ces paramètres semblent être relativement indépendants de la configuration des réacteurs (Dold et Marais, 1986). Afin de mesurer kh, la biomasse doit être saturée avec le substrat lentement biodégradable. Ceci se réalise plus facilement en utilisant un réacteur parfaitement mélangé à boues activées ayant un âge de boue court avec un effluent d'entrée quotidien conforme à un modèle d'onde carrée cyclique (Ekama et al. 1986).

III - 1.3. Conclusion

Deux points importants résultent de la présentation précédente. D'abord, quelques paramètres n'ont pas besoin d'être mesurés parce que les valeurs admises sont satisfaisantes. Ils sont récapitulés dans le tableau suivant.


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Symbole Valeur Nom YA 0,24 mg DCOcell/mg N

Oxydé

Rendement de la biomasse autotrophe

bA 0,05 à 0,15 jour-1 Coefficient de décomposition de la biomasse autotrophe

fP 0,08 Fraction de biomasse menant aux produits particulaires

iXB 0,086 g N/g DCO

Masse d'azote par masse de DCO dans la biomasse

iXP 0,06 g N/g DCO Masse d'azote par masse de DCO dans les produits de la biomasse

KO,H 0,20 g O2/m3 Coefficient de demi saturation de l'oxygène pour la

biomasse hétérotrophe KN0 0,50 g NO3-N/m3 Coefficient de demi saturation de nitrate pour

dénitrifier la biomasse hétérotrophe KO,A 0,4 g O2/m3 Coefficient de demi saturation de l'oxygène pour la

biomasse autotrophe

Tableau 1 : Paramètres cinétiques et stœchiométriques qui peuvent être estimés En second lieu, l'évaluation des paramètres restants comme certains aspects des caractéristiques d'eaux usées demande un ordre particulier parce que les valeurs de certains sont nécessaires avant que d'autres puissent être obtenues. Celles-ci sont énumérées dans le tableau 2 dans l'ordre de leur détermination.

Symbole Nom Information préalable nécessaire

SNO Concentration d'azote nitrate soluble dans les eaux usées SNH Concentration d'azote ammoniacal soluble dans les eaux

usées

Si Concentration DCO inerte dans les eaux usées SNi Concentration d'azote inerte organique soluble dans les

eaux usées

SND Concentration d'azote organique biodégradable soluble dans les eaux usées

SNI1

YH Rendement de biomasse hétérotrophe SS Concentration de DCO rapidement biodégradable dans

les eaux usées YH

µA Taux de croissance spécifique maximum de la biomasse autotrophe

bA

KNH Coefficient de demi saturation de l'ammoniaque pour la biomasse autotrophe

bH Coefficient de décomposition de la biomasse hétérotrophe

YH, fP

Xi Concentration de la matière en suspension organique inerte dans les eaux usées

fP, bH, SS1, SI1

XS Concentration de la matière organique lentement biodégradable dans les eaux usées

XI1, SS1, SI1

XND Concentration de l'azote organique lentement biodégradable dans les eaux usées

SS1, XS1, SND1


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ηg Facteur de correction pour µh sous conditions anoxiques ηh Facteur de correction de l'hydrolyse sous conditions

anoxiques

µΗ Taux de croissance spécifique maximum de la biomasse hétérotrophe

YH, XS1 , XI1, SS1,fP

KS Coefficient de demi saturation de la biomasse hétérotrophe

YH, XS1 , XI1, SS1,fP

kh Taux maximum spécifique d'hydrolyse KX Coefficient de demi saturation de l'hydrolyse du substrat

lentement biodégradable

ka Taux d'ammonification

Tableau 2 : Paramètres cinétiques et stœchiométriques qui doivent être évalués La plupart des utilisateurs du modèle ASM1 utilisent les valeurs proposées comme des valeurs de base. Une modification de certains des coefficients est parfois pratiquée pour permettre l’adaptation au cas étudié de telle ou telle spécificité de développement (croissance, décès) ou d’utilisation des substrats (constantes de demi saturation).

III - 2. Contraintes d’utilisation

Le modèle ASM1 est un outil de simulation numérique dynamique dont l’utilisation nécessite une description très détaillée du déroulement des phénomènes physiques et des propriétés biologiques.

III - 2.1. Les hypothèses et les restrictions associées au modèle

1. Le système fonctionne à température constante. 2. Le pH constant est proche de la neutralité. Bien que le pH influence plusieurs coefficients, peu

d'expressions sont disponibles pour exprimer cette influence. En conséquence, un pH constant a été admis.

3. Les coefficients dans les expressions cinétiques des réactions ont des valeurs constantes.

Aucune attention n'a été accordée aux changements de forme de la matière organique dans une fraction donnée. Ainsi, tandis que des charges variables d'entrée peuvent être simulées, les caractéristiques de l'eau usée ne peuvent pas être changées.

4. Les effets de limitations de l'azote, du phosphore, et d'autres nutriments minéraux sur

l'élimination du substrat organique et sur la croissance de cellules n'ont pas été considérés. 5. Les facteurs de correction pour la dénitrification, ηg et ηh, sont fixes et constants pour une eau

usée donnée. Il est possible que leurs valeurs puissent être influencées par la configuration du système mais ceci n'est pas considéré.

6. Les coefficients pour la nitrification sont constants et incorporent tous les effets inhibiteurs que

d'autres constituants de l'eau usée sont susceptibles d'avoir sur eux. 7. La biomasse hétérotrophe est homogène et ne subit pas de changements de diversité d'espèce

avec le temps. L’amélioration de l’indice de Molhmann dû à la configuration en série des bassins (gradient de substrat) est négligée.


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8. L'occlusion de la matière organique particulaire dans la biomasse est considérée comme instantanée.

9. L'hydrolyse de la matière organique et de l'azote organique sont couplées et se produisent

simultanément avec des taux égaux. 10. Le type d'accepteur d'électron présent n'affecte pas la perte de biomasse active par décroissance.

III - 2.2. Contraintes sur l'application du modèle

Ce qui suit présente certaines des contraintes qui ne doivent pas être transgressées si les résultats de simulation doivent avoir une utilité pratique. Ceci est nécessaire car ce qui est possible mathématiquement n'est pas toujours possible dans la réalité. 1. Le taux de croissance ou l'âge de boue net de la biomasse doit être dans la plage qui permet à

une biomasse floconneuse de se développer. Par exemple si l'âge de boue tombe en dessous de 3 jours, il est possible d'avoir des problèmes importants de décantation des boues dans un système de traitement à boues activées. Puisque le modèle ne considère pas la décantation des boues, l'utilisateur doit s'assurer que toutes les conditions utilisées auront comme conséquence une bonne décantation. La limite supérieure de l'âge de boue sur la validité du modèle n'est pas bien établie, mais apparaît être environ 30 jours.

2. Une bonne décantation des boues dépend également de la concentration des MES présentes

dans le clarificateur. La hauteur du lit de boue provoque des perturbations dans la décantation des particules lorsque son niveau est supérieur au point d’alimentation. L’utilisateur doit y faire attention.

3. La fraction non aérée en volume de réacteur ne devrait pas excéder 50% car les caractéristiques

de décantation des boues peuvent se détériorer.

IIVV -- MMOODDEELLIISSAATTIIOONN DDUU CCLLAARRIIFFIICCAATTEEUURR

IV - 1. Choix du modèle

Comme pour la modélisation du réacteur biologique, il est possible de modéliser le clarificateur secondaire. Parmi les choix possibles, prise en compte des réactions biologiques ou non, modélisation selon une ou deux dimensions, nous avons choisi de nous intéresser uniquement à la partie physique des phénomènes. Concernant la modélisation physique du clarificateur, nous utilisons un modèle unidimensionnel de Takács [TAKÁCS, 1991].

IV - 2. Présentation du modèle

Dans ce modèle, le décanteur est divisé en un certain nombre de couches (10 par défaut) d'épaisseur constante, comme représenté sur la figure suivante.


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Figure 5 : Modèle unidimensionnel de décantation

Ce modèle est basé sur le concept du flux de matière : un bilan massique est calculé dans chaque couche. Cinq groupes différents de couches, selon leur position par rapport au point d'arrivée des effluents dans le décanteur (point d'alimentation), ont une contribution particulière dans le bilan de matière. Le flux de matières dû au mouvement du volume liquide peut être dirigé vers le haut ou vers le bas selon sa position par rapport à la couche d'alimentation. Ceci est montré schématiquement sur la figure 6.

Figure 6 : Equilibre massique autour des couches du décanteur

Couche supérieure

Couche inférieure

Couche au-dessus du point d’alimentation

Couche d’alimentation

Couche au-dessous du point d’alimentation

Mouvement du volume liquide Décantation

Couche supérieure

Couche inférieure

Couche d’alimentation


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La vitesse de décantation dans chaque couche est décrite par une double fonction exponentielle de décantation, applicable à la fois aux états de décantation (partie basse du clarificateur) et aux conditions de séparation de phase (partie haute du clarificateur). Cette vitesse, décrite par Takács et al. (1991), est donnée par:

)()min(

min )(max

XiXrfloci eeVV XXrhin

si

−−

−= −−

avec Vsi : la vitesse de décantation dans la couche i (m/j), Vmax : la vitesse maximum de décantation de Vesilind (m/j), rhin : le coefficient associé à la décantation (m 3/gMES), rfloc : le coefficient associé à la séparation de phase de (m 3/gMES), Xi : la concentration en MES de la couche i, Xmin : la concentration en MES minimale au dessous de laquelle il n’y a plus de décantation possible. La concentration minimum possible en MES dans une couche, Xmin, est calculée comme fraction (fraction non-précipitable) de la concentration en MES des eaux en entrée.

La vitesse de décantation est illustrée sur la figure 7. Quatre régions sont représentées dans cette figure :

- I) la vitesse de décantation égale zéro, car les solides atteignent la concentration minimum possible;

- II) la vitesse de décantation est dominée par la nature "floculeuse" des particules; ainsi la vitesse de décantation est sensible au paramètre rfloc;

- III) la vitesse de décantation devient indépendante de la concentration en MES (les particules ont atteint leur taille maximum;

- IV) La vitesse de décantation est affectée par les perturbations et devient dépendante du paramètre rhin.

Figure 7 : Modèle de vitesse de décantation

Le profil des matières en suspension est envisagé dans tout le décanteur dans des conditions de régime permanent et dynamique.

IV - 3. Hypothèses et limite d'utilisation

Deux hypothèses sont prises en compte dans ce modèle :

Note: les flèches sur la courbe dedécantation montrent un décalage de lacourbe pour une diminution duparamètre "zone de décantationfloculant" (partie gauche de la courbe)et paramètre "zone de décantationgênée" (partie droite de la courbe).


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- Les solides entrants sont distribués instantanément et uniformément à travers toute la section de la couche d'alimentation. - Seul l'écoulement vertical est considéré. La difficulté d’utilisation de ce modèle réside dans l’utilisation des coefficients rhin et rfloc. En effet, ils ne sont pas mesurables. L’indice de Molhmann qui est le plus facilement identifiable en traitement des eaux usées n’est pas utilisé dans ce modèle. Une corrélation a été établie entre les coefficients rhin, rfloc et cet indice, mais pouvons-nous la généraliser à tous les types d’effluents et configurations de stations ? En annexe 2 sont présentés les graphiques de corrélations. Aucune réaction biologique n’est prise en compte dans ce modèle, c’est un modèle physique unidimensionnel de décantation et de séparation de phases. Il décrit uniquement la vitesse de sédimentation dans les différentes couches du clarificateur.

VV -- SSYYNNTTHHEESSEE EETT OOBBJJEECCTTIIFFSS L'optimisation du fonctionnement des stations de traitement des eaux usées en région vinicole doit permettre de faire face à une surcharge importante et saisonnière en pollution carbonée. Le procédé à boues activées reste le traitement le mieux adapté à cette forme d'effluent en mixité avec les effluents domestiques. Le modèle biologique ASM1 est un outil de simulation numérique de plus en plus utilisé dans la conception et la gestion des réacteurs en assainissement. Ce modèle met en œuvre 13 variables qui caractérisent l'effluent en entrée de station. Un ensemble de paramètres, 14 cinétiques et 5 stœchiométriques viennent ensuite compléter la structure du modèle. Les équations qui régissent les phénomènes biologiques sont présentées à l'aide d'une matrice de calcul. L'utilisateur bénéficie en outre, pour la moitié des paramètres demandés, de valeurs par défaut recensées dans la littérature. Les contraintes d'utilisations restent mineures et les hypothèses prises en compte n'entraînent pas de résultats illusoires. Toutefois, nous ne devons pas oublier que ce modèle a été défini pour un effluent domestique et nous allons l’utiliser pour un effluent mixte à dominante vinicole. La modélisation du clarificateur est quant à elle réalisée par le modèle unidimensionnel de Takács décrivant la décantation et la séparation de phases. Toutefois, la corrélation entre les paramètres mesurables (indice de Molhmann) et les coefficients du modèle (rhin et rfloc) restent sujet à caution. Par le biais d'un outil informatique que nous allons définir, nous allons pouvoir utiliser ces modèles pour d'une part réaliser des agencements d'ouvrages et vérifier quelle configuration s'adapte au mieux à la situation d'une surcharge carbonée. D'autre part envisager la mise en place d'un bassin tampon en tête de station que nous pourrions qualifier de réacteur à charge organique variable. Enfin, prendre en compte la capacité du clarificateur, le maillon clé du procédé par boues activées. Notre étude se porte sur un exemple concret, la station de traitement de Beblenheim (68) dont nous allons décrire les caractéristiques des effluents aussi bien en période de vendanges qu'en période hors vendanges.


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DDEEUUXXIIÈÈMMEE CCHHAAPPIITTRREE :: MMAATTEERRIIEELL EETT MMEETTHHOODDEESS

II -- SSTTAATTIIOONN ÉÉTTUUDDIIÉÉEE :: SS..II..AA DDEE BBEEBBLLEENNHHEEIIMM Le Syndicat Intercommunal d'Assainissement (S.I.A.) de Beblenheim regroupe 5 communes : Beblenheim, Bennwihr, Mittelwihr, Riquewihr et Zellenberg. Il se situe dans le vignoble Alsacien, dans le département du Haut-Rhin, au Nord de Colmar. L'activité vinicole est l'une des principales activités de l'économie locale. La population recensée sur le territoire du syndicat regroupe 4493 habitants [chiffre INSEE, recensement mars 1999] et l'activité vinicole produit un volume proche 100 000 hl de vin par an.[IRH ENVIRONNEMENT, 1996].

I - 1. Descriptif de l'installation :

La station de traitement des eaux usées de Beblenheim a été construite en 1972 avec une capacité de 7 400 équivalent-habitants, puis agrandie en 1989 pour traiter la pollution de 20 000 équivalent-habitants en période de vendanges. La station est exploitée en régie par le syndicat. En dehors de la période des vendanges, seul le Service d'Assistance Technique aux Exploitants de Stations d'Epuration (SATESE) réalise quelques analyses. La société privée France Assainissement réalise des campagnes d'analyses lors des périodes de vendanges. La filière eau est composée des ouvrages suivants :

Photo 1 : Station de Beblenheim - filière eau - vue du 31 mars 2003 Un bassin d'orage d'un volume de 180 m3. Un poste de relèvement de capacité de 200 m3/h.

Clarificateur :195 m2

Chenal d'aération :

907 m3

Bassin d'anoxie/aération :

458 m3

Prétraitements


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Un dégrilleur rotatif. Un dégraisseur - dessableur. Un bassin de 458 m3, fonctionnant en zone d'anoxie hors vendanges et en bassin d'aération

complémentaire en période de vendanges grâce à une puissance d'aération de 16,3 kW. Un chenal d'aération de 907 m3 équipé de deux brosses. L'une fournit 9,5 kW, l'autre 13,8 kW.

Pendant la période des vendanges un hydroéjecteur permet d'augmenter de 12 kW la capacité d'aération. Un clarificateur raclé de 302 m3 et 195 m² de surface au miroir.

La recirculation des boues se fait par l'intermédiaire de deux pompes (80 et 100 m3/h) avec une recirculation proportionnelle au débit d'entrée de 120 %. L'extraction des boues se fait, quant à elle, en fonction de la place disponible dans les silos. Le responsable de la station est présent 3 jours par semaine sur le site. Il utilise une pompe d’extraction d’un débit de 23 m3/h, en pompant 2 heures à chaque visite ceci représente un débit d'extraction de 0,8 m3/h en moyenne. La filière boue est composée des ouvrages suivants :

Photo 2 : Station de Beblenheim - filière boue - vue du 31 mars 2003 - Deux silos à boues de 330 et 200 m3 - Une table d'égouttage de type EMO, dont la capacité de déshydratation peut être complétée occasionnellement par une campagne mobile de déshydratation des boues (cela est généralement le cas en période de vendanges) - Une tonne à lisiers pour l'épandage des boues.

Silo à boues de 200 m3 Silo à boue de

330 m3

Unité de déshydratation


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I - 2. Capacité nominale de la station :

Les différents rapport annuels réalisés sur la station en période de vendanges, nous donnent les caractéristiques de la station quant à sa capacité [FRANCE ASSAINISSEMENT, 2002] : Période de vendanges Période hors vendanges Débit (m3/jour) 2 100 1 100 DCO (kg/jour) 2 500 - DBO5 (kg/jour) 1 100 295 MES (kg/jour) 700 315

Tableau 3 : Capacités nominales de la station de Beblenheim en fonction de l'année Pendant la période des vendanges, l'effluent rejeté en sortie de station doit respecter les critères suivants :

DCO DBO5 MES 120 mg/l 40 mg/l 30 mg/l

Tableau 4 : Niveaux de rejet exigés en période de vendanges Cette station est confrontée à des problèmes de surcharge organique en période de vendanges. Le Syndicat Intercommunal d'Assainissement (S.I.A.) de Beblenheim envisage de réhabiliter les ouvrages et d'optimiser la filière de traitement vis-à-vis de la pollution saisonnière reçue.

IIII -- CCAARRAACCTTEERRIISSAATTIIOONN DDEE LL''EEFFFFLLUUEENNTT MMIIXXTTEE AA DDOOMMIINNAANNTTEE VVIINNIICCOOLLEE

Comme nous l'avons vu dans la première partie de ce mémoire, il est nécessaire de caractériser l'effluent d'entrée. Le protocole d'évaluation des différentes variables et paramètres, proposé par le modèle ASM1 nécessitant plusieurs mois d'études, nous avons préféré limiter le fractionnement à la partie DCO (Ss, Xs, Si, Xi), la fraction azotée n'étant pas le thème principal de cette recherche.

II - 1. Méthode

A partir d’un prélèvement d’eaux usées, nous cherchons à connaître l’évolution de la DCO au cours du temps. Pour cela nous avons besoin de mettre en place deux réacteurs en parallèle (un d’eau usée brute, le second d’eau usée filtrée à 1,2 µm). Ces réacteurs sont continuellement agités et aérés. Le réacteur contenant le filtrat sert uniquement à calculer le rendement apparent de croissance de la biomasse par rapport au substrat initialement présent dans l’échantillon. Ce rendement permet de calculer la fraction Xs de la DCO. Le protocole proposé [STRICKER A.E., 2000] prend comme hypothèse que ce rendement garde la même valeur en fin de test dans les deux réacteurs. Il pourra ainsi être utilisé pour des réacteurs d'eau brute étudiés sans mise en place de réacteur filtré parallèle. A terme, nous cherchons à vérifier l’évolution de la DCO comme schématisée ci dessous :


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Figure 8 : Schéma de l'évolution de la DCO dans un couple de réacteurs brut et filtré

II - 2. Mise en œuvre

Pour notre étude, nous nous servirons des prélèvements effectués sur la station de Eguisheim. En effet, les stations de Eguisheim et de Beblenheim sont très voisines dans leur fonctionnement et reçoivent le même type d'effluent lors des périodes de vendanges. La caractérisation de l'effluent a été réalisée par un test de fractionnement sur l’évolution de la DCO. Des échantillons d’eaux usées prélevés en station ont été étudiés en réacteurs fermés durant une vingtaine de jours.

Figure 9 : Schéma du dispositif de fractionnement de la DCO

DCO Totale

DCO F0,45

Au temps zéro

Si0

Ss0

Xs0

Xi0

Xbh + Xp

Si0

Xi0

croissance hétérotrophe

Au temps final

DCO Totale

DCO F1,2

DCO T =DCO F1,2

Au temps zéro

DCO F1,2DCO F0,45 Si0

Ss0

Xs0Xbh + Xp

Si0 croissance hétérotrophe

Au temps final

DCO T

Si0

Réacteur d’eau filtrée à 1,2 µm :

Réacteur d’eau brute :


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Dès l’arrivée des effluents, des mesures de DCO sont effectuées sur les réacteurs d’eau brute et d’eau filtrée à 1,2 µm et à 0,45 µm. Cette première séparation permet de différencier la plus grande partie de la fraction inerte particulaire (Xi). Ensuite des prélèvements d’échantillon d’environ 1 litre sont réalisés dans ces réacteurs, à 8, 20 et 27 jours. Ces analyses sont effectuées en triplicat afin d’obtenir des résultats significatifs. Ayant réalisé cette étude au cours de l'année 2002, nous avons mis en place quatre réacteurs d’eaux usées prélevées à la station d’épuration de Eguisheim (68). Il s’agit d’échantillons mixtes sur 24 heures qui ont permis de recomposer le volume d’étude proportionnellement aux volumes d’entrée à la station. Les conditions de ces prélèvements prévues initialement en temps sec et en périodes de vendanges n’ont pas toujours été respectées. L'ensemble des réacteurs étudiés est présenté ci-dessous : - 3 réacteurs d’effluent brut : R1 datant du 7 octobre 2002, période de vendanges

R3 du 18 octobre 2002, période de vendanges R4 du 27 novembre 2002 prélevé par temps de pluie

- 1 réacteur d’effluent filtré : R2 datant du 7 octobre 2002 Ces réacteurs ont été mis à incuber pendant plus de trois semaines. Ils ont été agités et aérés en permanence. Afin d’éviter l’évaporation des effluents, les réacteurs ont été bouchés à l’aide d'un film de paraffine. Parallèlement aux analyses de DCO, des mesures de pH, de température et de quantité d’oxygène dissous ont été réalisées de façon manuelle et automatique.

Photo 3 : Mise en place d'un couple de réacteurs d'eau brute et d'eau filtrée à 1,2 µm


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II - 3. Résultats obtenus

II - 3.1. Rendement apparent

Le couple de réacteurs R1 et R2 nous a permis d’évaluer le rendement apparent de la croissance de la biomasse (noté ρA ). Il correspond à la conversion de la DCO dégradable (Ss0 +Xs0) en DCO particulaire composée de biomasse active (Xbh) et morte (Xp).

Nous avons utilisé la méthode proposée dans la thèse d’Anne Emmanuelle STRICKER pour déterminer les différentes fractions composant la DCO. Le suivi est présenté en annexe n°3. Le rendement apparent se retrouve à partir du réacteur filtré de la façon suivante : Le rendement obtenu est ρA = 0,025, différent de la valeur proposée dans la thèse (ρA = 0.134) pour un effluent domestique. Le rendement apparent est le produit de deux grandeurs : le rendement de la biomasse hétérotrophe YH par la fraction fp de biomasse se transformant en produits particulaires. La valeur par défaut du rendement cellulaire YH est de 0,67 g de DCO cellulaire formée/g DCO oxydée. Cette biomasse est elle-même dégradée en laissant une partie ultime fp de DCO particulaire inerte (Xp). A ce stade, nous devons préciser qu’il existe deux concepts différents concernant le devenir des bactéries après leur mort : celui de "mort-régénération" (utilisé dans le modèle ASM1) et celui de "respiration endogène" proposé dans la thèse. Dans le concept de "mort-régénération" fp vaut 0,08 [IWA TASKGROUP, 2000] alors que dans le concept "endogène" fp devient fp’ égal à 0,2.

Ces deux concepts se rejoignent lorsque nous étudions le phénomène sur un temps très long. Le principe de "mort-régénération" est un cycle qui après un certain temps devient équivalent au principe "endogène". Tout se passe comme si pour le concept "endogène" nous regardions le stade final, alors que nous regardons l’instant t dans le concept de "mort-régénération". L'expérience proposée dans le réacteur filtré nous permet de rechercher ce rendement apparent et de vérifier s’il est comparable d’un effluent domestique à un effluent mixte d'origine vinicole. Nous pouvons penser que le rendement apparent obtenu dans notre expérience ρA = 0,025 est encore très faible. Ceci peut s'illustrer à la fois par un rendement plus faible de la biomasse (YH) mais aussi par une fraction fp plus petite qui n’a pas, après 27 jours, atteint la valeur fp’.

II - 3.2. Fractions de la DCO

Toujours en respectant le protocole cité dans la thèse d’A.E STRICKER, nous pouvons déterminer les différentes fractions de la DCO de la manière suivante :

ρa = 00F1.2

ffT

Si)(tDCO)DCOF(t)(tDCO

−−

00 SS

pbha XS

XX+

+=ρ

)f1(Y1f

fpH

p'p −−

=


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Si = DCOF(tf)

Ss = DCOF0.45(t0) – Si

Xs = [DCOT(t0) – DCOT(tf)]/(1-ρa) – Ss

Xi = DCOT(t0) – (Si + Ss + Xs)

4,99,4

84,6

1,2

0%

20%

40%

60%

80%

100%

mg

/ l d

'O2

Fractionnement de la DCO pour un effluent à dominante vinicole

Xi0 Xs0 Ss0 Si0

4

50

31

15

0%

20%

40%

60%

80%

100%

mg

/ l d

'O2

Fractionnement de la DCO pour un effluent domestique

Xi0 Xs0 Ss0 Si0

Nous constatons que l’effluent étudié est en majorité soluble :

La proportion de Ss (Substrat soluble) représente environ 85% de la DCO totale. La proportion de Xs (Substrat particulaire) représente environ 9,4% de la DCO totale. La proportion de Xi (Particulaire inerte) représente environ 5% de la DCO totale. La proportion de Si (Soluble inerte) représente environ 1,2% de la DCO totale.

Figure 10 : Résultats du fractionnement de la DCO d’un effluent mixte à dominante vinicole

Pour comparaison, nous avons sur la figure suivante le fractionnement d’un effluent strictement domestique [STRICKER A.E, 2000] Où :

Ss = 31% Xs = 50% Xi = 4% Si = 15%

Figure 11 : Résultats du fractionnement de la DCO d’un effluent strictement domestique


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II - 4. Conclusion

La mise en place de deux réacteurs en parallèle permet de caractériser les effluents mixtes à dominante vinicole en termes de DCO. Le suivi se déroule sur 27 jours à l'issu desquels nous obtenons les valeurs de rendement apparent et les différentes fractions de la DCO (Ss, Xs, Si, Xi). Le rendement apparent ρA obtenu au cours de notre expérience est faible par rapport aux valeurs observées dans la littérature. Il pourrait être intéressant de reproduire cette expérience sur plusieurs couples de réacteurs afin de vérifier ce rendement dans des conditions similaires. Une autre piste de recherche serait de vérifier si des études similaires existent sur des effluents agro-alimentaires (effluents comparables aux effluents vinicoles) pour vérifier cette valeur. Néanmoins, en terme de DCO, nous avons un effluent mixte à dominante vinicole majoritairement soluble sous forme de substrat rapidement biodégradable.

IIIIII -- LLOOGGIICCIIEELL DDEE SSIIMMUULLAATTIIOONN

III - 1. Besoin d’un outil informatique

Il s’agit de mettre en équivalence un monde réel et un monde virtuel sur l’écran pour que nous puissions faire des expérimentations sur cette représentation. La simulation sert à mieux comprendre les phénomènes observés, à tester des hypothèses et des scénarios pour réaliser des études comparatives. La simulation devient un outil d’aide à la décision. L’application informatique sert également à prédire, c’est à dire anticiper dans le temps mais aussi prévoir les réactions de la station lorsque celle-ci est soumise à des conditions différentes. Les applications et les intérêts sont nombreux dans la recherche. Parfois certaines idées reçues peuvent être remises en cause.

III - 2. Besoins spécifiques pour notre étude

Le logiciel devra être en mesure de vérifier un certain nombre de processus bien connus dont le modèle biologique ASM1 et le modèle physique « simple 1d » de Takács [TAKÁCS, 1991]. Par ailleurs, il devra prendre en compte correctement le bilan massique et permettre de construire tout type de configuration de station.

III - 3. Choix du logiciel

Différents logiciels de modélisation et de simulation dynamique de stations de traitement des eaux usées existent sur le marché. La plupart des logiciels sont utilisés à la fois en recherche et en industrie. Nous pouvons citer par exemple : - SIMBA développé en Allemagne, il est basé sur le langage de programmation Matlab, - BIOWIN développé au Canada, il n’existe pas en Europe pour l’instant. Il est relativement

simple d’utilisation mais possède moins de fonctionnalités que ces concurrents, - WEST développé en Belgique, est un logiciel avec de bonnes fonctionnalités mais ne

possède pas la fonction de simulation d’un régime permanent, - GPS-X développé au Canada détient les fonctionnalités les plus étendues : régime

permanent, régime dynamique, analyse de sensibilité, analyse d’optimisation. Le langage utilisé est à la fois du Fortran et un de ces dérivés, l’ACSL.

Le logiciel de simulation utilisé dans notre étude est le logiciel General Purpose Simulator : GPS-X (version 4.02) de la société canadienne Hydromantis [Hydromantis, site de la société, visité


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le 14 février 2003]. GPS-X, conçu depuis 1988, fonctionne sur PC sous le système d'exploitation Windows. Malgré qu’il soit commercialisé uniquement dans la langue anglaise, il est utilisé partout dans le monde par des compagnies de consultants, des industries, des municipalités. Il est en constante évolution et adaptation par rapport aux recherches dans le domaine de l’assainissement. Le logiciel intègre de nombreux modèles répertoriés dans une bibliothèque (library). Les modèles utilisés sont à la fois les modèles publiés au niveau international (ASM) mais aussi des modèles développés en interne par Hydromantis. De plus l’utilisateur peut créer son propre modèle. Il permet de prédire l'effet qu'auront les changements subis par la station sur la qualité de l'effluent de sortie. Il permet de réaliser des niveaux de personnalisation de station très poussés. Pour ces raisons, GPS-X est un bon outil pour évaluer différentes alternatives de concept, identifier les problèmes, et optimiser le fonctionnement des stations de traitement. Un grand nombre d'applications à travers le monde démontrent que son utilisation permet d'améliorer l'efficacité des stations de traitement, entraînant par le fait même des économies substantielles en coûts de fonctionnement. La capacité de GPS-X à simuler une station particulière en fait un outil pratique pour la gestion. Un opérateur peut contrôler son usine "virtuelle" en temps réel, tout en observant à l'écran l'effet des changements de certains paramètres de fonctionnement.

III - 4. Prise en main

Le logiciel nous permet de créer la configuration actuelle de la station. L'utilisation de GPS-X se fait par l’élaboration de schémas simplifiés de la station à l'aide d'outils prédéfinis. Chaque outil représente un ouvrage (effluent d'entrée, bassin d'aération, clarificateur,..) que le concepteur doit ensuite assembler pour définir le profil hydraulique.

Figure 12 : Exemple de représentation schématique sous GPS-X Une forme de bibliothèque (library) est choisie, permettant de prendre en compte les modèles associés soit au traitement du carbone et de l'azote (Cnlib), soit au traitement du carbone, de l'azote


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et du phosphore (CNPlib). Nous prenons la bibliothèque CNlib ne tenant pas compte du phosphore dans notre étude. Pour chaque ouvrage, un modèle doit être associé à l'objet. Nous choisissons les modèles suivant : - Pour l'effluent, sa description se fait par un fractionnement de la DCO. Nous avons choisi le

modèle COD fractions nouveau dans la version GPS-X 4.0. Il nécessite la saisie de la variable DCO, de l'azote sous forme NTK et les quelques autres variables d'entrée sont initialement à zéro sauf pour l'ammoniaque et le pH. De plus, un ensemble de paramètres stœchiométriques sont renseignés ce qui permet de calculer ensuite l'ensemble des variables d'état avec ces seules saisies sur la base unique de la variable d’entrée DCO. Ceci à l'avantage de faire évoluer les caractéristiques de l'effluent en entrée en ne changeant que les valeurs journalières de la DCO d'entrée.

- pour le bassin d'aération, le modèle choisi est l'ASM1, - pour le clarificateur, le modèle simple 1d de Takács est choisi. Aucune réaction biologique

n’est prise en compte dans ce modèle, c’est un modèle physique unidimensionnel de décantation et de séparation de phases.

Les variables propres de chaque objet sont ensuite saisies, comme par exemple les caractéristiques de l'effluent, les dimensions physiques des ouvrages. L'environnent graphique est ensuite configuré avec l'ensemble des fenêtres que nous voulons visualiser (variables de contrôle et variables de sortie). La saisie se termine par une compilation des données et le lancement de la simulation. Le logiciel permet de réaliser des simulations aussi bien caractérisant un régime permanent qu'un régime dynamique. En outre, des analyses de sensibilité vis-à-vis de paramètres ou variables sont possibles. Enfin, l'optimisation de leurs valeurs est proposée par l'utilisation d'algorithmes mathématiques. De plus, nous devons préciser que la société Hydromantis qui commercialise ce logiciel a développé des améliorations du modèle ASM1. D'une part pour l’azote, le bilan massique de l’azote qui n'était pas pris en compte dans l'ASM1, est considéré dans le logiciel ; d’autre part concernant les cinétiques : la température est prise en compte dans le logiciel.

IIVV -- MMEETTHHOODDEE DDEE RREECCHHEERRCCHHEE L’outil informatique GPS-X ne permet pas directement d’optimiser une station de traitement des eaux usées. Il ne permet que de simuler les configurations que l’utilisateur aura définies au départ selon ses connaissances et de son expérience. Les résultats obtenus permettront ensuite à l’utilisateur de juger de la meilleure configuration. Afin de répondre aux objectifs fixés au chapitre premier § I-3, nous réalisons les étapes suivantes. Dans un premier temps, nous devons vérifier l’adéquation entre les résultats issus des simulations et les mesures effectuées sur la station actuelle. Pour cela nous allons construire cette station sous GPS-X et la faire tourner en conditions de régime permanent hors période de vendanges. En confrontant les résultats simulés avec d’une part les données recueillies sur la station et le logiciel de dimensionnent proposé par A.G. SADOWSKI nous réalisons un calage relatif. Celui-ci est ensuite vérifié sur la période hors vendanges dont nous avons un ensemble de valeurs mesurées pour l’année 2002. Pour optimiser la filière eau, nous simulons diverses configurations de réacteurs. A terme, nous choisissons celle qui permet le meilleur traitement de la charge carbonée sous forme soluble. La quantité d’oxygène journalière à fournir est également envisagée dans chacune des simulations. Pour garder une gestion plus souple de la station, nous envisageons ensuite la mise en place d’un bassin tampon en amont de la filière eau. La recirculation des boues vers ce bassin est optimisée et pour évaluer l’intérêt de cette configuration, ce scénario est soumis à des conditions extrêmes en pollution carbonée.


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Enfin, le clarificateur est étudié car il représente le dernier ouvrage transité avant rejet de l’effluent et son bon fonctionnement assure la protection du milieu naturel. Pour cela nous recherchons, selon le modèle de Takács, quelle est la concentration maximum en boue qui peut être maintenue dans le réacteur biologique en fonction de l’indice de Molhmann imposé à la station.

VV -- CCOONNCCLLUUSSIIOONN La station de Beblenheim est le site proposé pour vérifier l’influence de la pollution carbonée en époque de vendanges. La caractérisation des effluents mixtes à dominante vinicole a été étudiée sur un site voisin (Eguisheim) dont les résultats peuvent être étendus sur Beblenheim étant donné la similitude d’apport en effluents vinicoles en période de vendanges. Le fractionnement de la DCO se traduit par un fort pourcentage de substrat soluble Ss = 85%, par 9,4% de substrat particulaire et 6% de fraction inerte. Enfin le logiciel de simulation choisi, GPS-X, nous permet de mettre en œuvre les modèles biologique (ASM1) et physique (Takács) choisis pour représenter la station. Dans la troisième partie nous allons suivre la démarche adoptée pour nous permettre de répondre aux difficultés actuellement rencontrées sur la station de Beblenheim pendant les périodes de vendanges.


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TTRROOIISSIIÈÈMMEE CCHHAAPPIITTRREE :: RREESSUULLTTAATTSS

II -- VVEERRIIFFIICCAATTIIOONN DDEE LL’’AADDEEQQUUAATTIIOONN :: RREEAALLIITTEE--SSIIMMUULLAATTIIOONN

I - 1. Station actuelle hors période de vendanges

I - 1.1. Caractéristique de l'effluent d'entrée

Après avoir recueilli les deux journées de bilan réalisées par le Service d'Assistance Technique aux Exploitants de Stations d'Epuration (SATESE) sur l'année 2002, il paraît intéressant de "stabiliser" la station sur la journée du 29 juillet 2002 car c'est la situation où l'entrée en DCO est la plus proche du régime de croisière de la station. La valeur en DBO5 semble improbable, sa valeur est faible par rapport aux autres concentrations : 100 mg/l. De plus, en examinant les ratios généralement étudiés en assainissement nous constatons que le rapport DCO/DBO5 est de l'ordre de 5 ce qui n'est pas représentatif d'un effluent domestique (les valeurs généralement rencontrées sont de 2,3 à 2,4). Cette concentration de DBO5 est donc réévaluée en choisissant un ratio de 2,3. Ceci conduit à une concentration en DBO5 de 203 mg/l soit un flux de 314 kg/jour. Les valeurs conservées pour cette journée du 29 juillet 2002 sont présentées dans le tableau suivant :

Valeurs d'entrée Débit 1 547 m3/j DCO 468 mg/l 724 kg/jour MES 250 mg/l 387 kg/jour DBO5 203 mg/l 314 kg/jour NTK 42,6 mg/l 66 kg/jour NH4

+ 23,7 mg/l 37 kg/jour

Tableau 5 : Valeurs d'entrée en régime permanent

En vérification supplémentaire nous pouvons calculer les ratios communément employés en assainissement, à savoir :

DCO/DBO5 MES/DBO DBO5/NTK Ratio calculé 2,3 1,2 4,8

Commentaires : Effluent domestique usuel Réseau unitaire Effluent domestique usuel

Tableau 6 : Ratios calculés sur la station de Beblenheim Un dernier ratio doit être déterminé : celui des matières volatiles en suspension par rapport aux matières en suspension. Ce dernier n'étant pas mesuré sur la station, nous choisissons un ratio représentatif d'un effluent à dominante domestique dans un réseau unitaire, soit MVS/MES = 70% [SADOWSKI A.G., 2002]


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Le fractionnement de la DCO choisi pour représenter cet effluent lors de la simulation informatique est celui proposé pour un effluent domestique classique en temps sec [STRICKER A.E., 2000], à savoir : • Substrat rapidement biodégradable (Ss) : 31% • Substrat lentement biodégradable (Xs) : 50% • Fraction soluble inerte (Si) : 4% • Fraction particulaire inerte (Xi) : 15% Avec ce fractionnement et les concentrations précitées, nous pouvons caractériser l'effluent d'entrée pour la simulation. L'ensemble des hypothèses retenues est répertorié en annexe n°4.

I - 1.2. Schéma de la station actuelle

Figure 13 : Schéma de la station actuelle de Beblenheim De façon arbitraire, nous définissons comme notation sa : la concentration des MES dans les réacteurs et sr : la concentration des MES recirculées.

I - 1.3. Hypothèses de fonctionnement prises en compte

Afin d'approcher les conditions de fonctionnement réel de la station, nous avons pris les hypothèses suivantes :

I - 1.3.1. Aération

Le premier bassin de 458 m3 n'est pas aéré, c'est un bassin d'anoxie en période hors vendanges. Le bassin d'aération de 907 m3 est muni de deux brosses permettant une puissance globale d'aération de 23,3 kW (puissance mesurée sur la station). L'aération se produit de façon séquencée, une sonde à oxygène, placée dans le bassin, permet de réguler le niveau d'oxygène à 2 gO2/m3. La simulation a été réalisée avec ces hypothèses en ajustant les paramètres d'aération. D'une part, le facteur de proportionnalité entre le transfert d'oxygène dans les boues et dans l'eau claire (coefficient α) a été pris à 0,9 au lieu de 0,8 (valeur par défaut), d'autre part l'apport spécifique brut en oxygène en eau claire pour le bassin d'aération muni de brosses "specific OC" à été augmenté à 1,7 kg O2/kW.absorbé (1,3 valeur par défaut). Ces deux ajustements permettent d'obtenir un besoin en oxygène par jour, nécessaire à l'élimination de la pollution carbonée et azotée, proche du calcul selon la méthode de dimensionnement des stations [SADOWSKI A.G., 2002].


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I - 1.3.2. Recirculation

Elle est proportionnelle au débit d'entrée en restant dans une gamme de 100 à 130%, la fraction de boue recirculée vers le premier bassin se fait par l'intermédiaire d'une pompe de 80 m3/h alors que la recirculation vers le bassin de 907 m3 se fait via une pompe de 100 m3/h. Nous choisissons pour la simulation en régime permanent une recirculation de 130% ce qui permet de maintenir des concentrations dans le bassin d'aération proches des valeurs mesurées.

I - 1.3.3. Indice de Molhmann

Selon le gestionnaire de la station, il est de façon générale autour de 120 ml/g en période hors vendanges.

I - 1.3.4. Extraction des boues

Le débit d'extraction est choisi pour évaluer la production de boues dans la station. Le logiciel ne fournit pas ce type d'estimation, notre seule marge de manœuvre est d'estimer l'extraction des boues égale à leur production. - Une méthode rapide de calcul de production de boue est fournie par le CEMAGREF :

Ce qui donne un ordre de grandeur en production de boue de 357 Kg par jour. - Une autre méthode de calcul est également proposée lors d'un dimensionnement de station [SADOWSKI A.G., 2002]:

Cette estimation nous donne 344 kg/jour. Un débit d'extraction de 0,8 m3/h est choisi afin de rester dans ces gammes de valeur.

I - 1.3.5. Performance du clarificateur

Enfin, afin de respecter au mieux les valeurs mesurées en sortie de la DCO, de la DBO5 et des MES, le niveau de qualité de la clarification est choisi à 30% de bon fonctionnement (gamme de valeurs proposées : 0 à 100%). Ce coefficient agit sur la partie haute du clarificateur et intervient sur le coefficient rfloc dans la modélisation (Cf. Premier Chapitre § IV).

I - 1.4. Résultats

Le tableau suivant résume les valeurs choisies lors de la simulation et les résultats obtenus. Ces derniers peuvent être comparés aux données recueillies par le SATESE et aux calculs théoriques réalisés pour un dimensionnement de station [SADOWSKI A.G., 2002].

2DBOFluxMESFlux02,1bouedeoductionPr 5+

=

nitrifiéinéelimé 45mblebiodégradanonéralesmin NHN17,0DBO)Clog2,083,0(MVSMESbouedeoductionPr −++++=


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Simulation GPS-X Bilan SATESE Calculs théoriques

Valeurs calculées Valeurs observées Valeurs calculées DCO en sortie (mg/l) 47 46 42 DBO5 en sortie (mg/l) 5,6 7 6 MES en sortie (mg/l) 30 38 15 NTK en sortie (mg/l) 2,9 6 3 Masse de boue système (kg) 9 428 9 445 Masse de boue réacteurs (kg) 8 713 8 190 [MES] réacteurs 5,9 ≅ de 6 g/l

(cf. le gestionnaire station) 6

[MES] recirculée 12,5 ≅ de 11,5 à 12 g/l (cf. le gestionnaire station)

11,2

Charge massique 0.036 (kgDBO5/kgMES.jour)

0.058 (kgDBO5/kgMVS.jour)

% MV boues 59 66 Besoin O2 en kg/jour 595 595 Valeurs choisies Valeurs choisies % recirculation 130 116 Extraction (kg/jour) 241 - 344 Indice de Molhlmann (ml/g) 120 120

Tableau 7 : Synthèse du calage sur le régime permanent

I - 1.5. Analyse des résultats

Les grandeurs de sortie DCO, DBO5, MES et NTK sont, dans la simulation très proches, à la fois, des valeurs mesurées lors de la journée de bilan réalisée par le SATESE et des valeurs obtenues lors du calcul de dimensionnement de la station. Dans tous les cas, elles respectent les niveaux de rejet. La masse de boue contenue dans le système est très proche du calcul de dimensionnement. Une différence est observée pour les réacteurs pour lesquels la masse de boue est légèrement plus forte lors de la simulation. Ceci est dû au mode de calcul, dans le dimensionnement nous travaillons sur un bassin unique de (907+458 =1365 m3), donc sur une moyenne non pondérée ce qui minimise la masse de boue. Les concentrations de boue dans les réacteurs et dans la recirculation sont très proches des valeurs rencontrées sur la station. Leur calage se fait en grande partie par le débit d'extraction. L'extraction des boues est plus faible de 103 kg dans la simulation par rapport à la production calculée dans un dimensionnement. Elle pourrait être augmentée afin de retrouver une production de boue de 344 kg cependant, les concentrations dans les bassins en seraient fortement diminuées par rapport à la réalité. Un compromis s'est établi avec un débit d'extraction de 0,8 m3/h et 241 kg/jour de boue extraite. La charge massique semble plus faible dans la simulation, cependant le mode de calcul est différent. Le modèle prend en compte le rapport du flux de DBO5 entrant sur la quantité de MES contenue dans les bassins, alors que le calcul de dimensionnement prend en compte le rapport du flux de DBO5 sur la quantité de MVS des bassins. Si nous réajustons les unités, nous avons avec la


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simulation une charge massique de 0,036/0,59 = 0,061 kgDBO5/kgMVS.jour. Cette valeur est très proche du dimensionnement (0,058). La différence peut s'expliquer par une sous estimation des MVS dans le modèle. Nous pouvons constater, selon l'équation ci dessous, qu'avec une production de boues plus faible (241 kg au lieu de 344 kg), le % MVS ne peut être que plus faible pour une même quantité de matières en suspension minérales.

Enfin, le besoin en oxygène en kg par jour est tout à fait bien représenté par rapport au dimensionnement théorique.

I - 1.6. Conclusion

La station de Beblenheim ne présente pas de problème en régime permanent, les grandeurs de sortie respectent les niveaux de rejet. Ce régime stationnaire étant établi, il sert désormais de référence en tant que conditions initiales lorsque la période des vendanges débute. L'ensemble des résultats obtenus, présentés en annexe n°5, est ainsi mémorisé et réutilisé lors du lancement des simulations en période de vendanges.

I - 2. Station actuelle en période de vendanges

La station de traitement des eaux usées de Beblenheim est suivie lors de la période des vendanges par une société privée, France Assainissement, qui quotidiennement relève différentes valeurs :

• les valeurs d'entrée et sortie en DCO, • les valeurs de sortie en MES, • les débits d'entrée, • les concentrations en MES dans les deux bassins d'aération, • la concentration des MES dans la recirculation, • les durées d'extraction des boues, • les indices de Molhmann.

L'ensemble de ces données permet de créer un fichier de renseignements pour la simulation. Pour les vendanges 2002, nous possédons un registre de 40 journées de vendanges.

I - 2.1. Caractéristiques de l'effluent d'entrée

Concernant les caractéristiques de l'effluent d'entrée, nous devons modifier les valeurs des variables d'entrée proposées lors de la période hors vendanges. En effet, d'une part, le rapport MVS/MES pour un effluent mixte à dominante vinicole est différent d'un effluent domestique traditionnel. Le caractère organique de l'effluent vinicole est plus important, nous choisissons un ratio MVS/MES = 0,86. De même, le rapport MES/DCO est proche de 0,3 selon une étude statistique menée sur ces effluents vinicoles [DROUILLAC, 2002]. Enfin, le rapport DCO/DBO5 = 2. D'autre part, le fractionnement de la DCO est lui aussi différent pour ce type d'effluent (Cf. deuxième chapitre § - II). Nous prenons ainsi la composition suivante : • Substrat rapidement biodégradable (Ss) : 85% • Substrat lentement biodégradable (Xs) : 9% • Fraction soluble inerte (Si) : 1% • Fraction particulaire inerte (Xi) : 5%

bouesoductionPrMES1MVS% éralesmin−=


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Ces différentes caractéristiques sont saisies dans le modèle, afin de lancer la simulation sur la période des vendanges.[Cf. annexe n°4]

I - 2.2. Hypothèses de simulation prises en compte

I - 2.2.1. Aération :

Le premier bassin de 458 m3 est désormais un bassin d'aération en période de vendanges. Il est muni d'une turbine fournissant 16,3 kW de puissance. Le niveau d'oxygène est régulé grâce à une sonde. Nous prenons l'hypothèse que le coefficient global de transfert, produit des facteurs α, β et γ, vaut 0,7. L'apport spécifique brut en oxygène en eau claire pour le bassin d'aération muni de turbine "specific OC" (A.S.B.) est estimé à 1,65 kg O2/kW.abs (1,3 valeur par défaut). Le bassin d'aération de 907 m3 est toujours muni de deux brosses permettant une puissance globale d'aération de 23,3 kW auquel est ajouté un hydroéjecteur fournissant 12 kW supplémentaire. Une puissance totale de 35,3 kW est ainsi disponible. De la même façon le coefficient global de transfert est ajusté à 0,7 et l'apport spécifique brut en oxygène en eau claire pour un bassin d'aération muni de brosses "specific OC" reste 1,7 kg O2/kW.absorbé pour une période de forte charge en pollution.

I - 2.2.2. Recirculation

Elle reste proportionnelle au débit d'entrée dans un rapport de 120%. Le débit offert par les pompes nous permet de garder ce pourcentage. La fraction de boue recirculée vers le premier bassin se fait toujours par l'intermédiaire d'une pompe de 80 m3/h alors que la recirculation vers le bassin de 907 m3 se fait via une pompe de 100 m3/h.

I - 2.2.3. Autres grandeurs

L'indice de Molhmann, le débit d'extraction des boues, le débit d'entrée et la concentration en DCO à l'entrée de la station sont issues d'un fichier de mesures sur la période des 40 journées de vendanges. Ainsi chaque journée varie en fonction de ces quatre variables. D'autre part, les valeurs mesurées sur la station sont reportées dans la simulation pour visualiser l'adéquation entre la simulation et la réalité. Les différents graphiques de résultats sont présentés en annexe n°6.

I - 2.3. Analyse des résultats

I - 2.3.1. Grandeurs de sortie

Notre critère de jugement est la charge carbonée, nous nous intéressons donc aux variables DCO et DBO5. Néanmoins, nous n'avons à notre disposition que les mesures en DCO de sortie. En superposant les courbes calculées par le logiciel et celles issues des mesures en terme de DCO, nous retrouvons bien les mêmes tendances. Deux périodes caractéristiques sont mises en évidence : autour du 8éme jour et autour du 16éme jour. Dans les deux cas, la pointe calculée est supérieure à la pointe mesurée (+ 50 à 64 % ). En dehors de ces deux périodes, les valeurs calculées et mesurées sont très proches et ne posent pas de problème vis-à-vis de la réglementation (respect des niveaux de rejet en DCO: 100mg/l). La simulation semble être une bonne représentation de la réalité, en particulier pour les faibles charges, tout en prévoyant des pointes en sortie de DCO plus


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pessimistes. Nous pouvons également émettre certaines réserves vis-à-vis des mesures, elles ne sont peut être pas toujours fidèles à la réalité. Si maintenant nous voulons observer de façon plus fine quelle est la fraction de pollution retrouvée en sortie de station, le logiciel nous permet d'isoler graphiquement ces différentes fractions. Ainsi lorsque nous observons le graphe de la fraction soluble en sortie [Cf. annexe n°6] nous pouvons remarquer que la charge carbonée évacuée vers le milieu naturel est essentiellement représentée par des matières solubles. Les graphes DCO totale et DCO soluble sont pratiquement superposables. L'excès de charge carbonée soluble dans l'effluent d'entrée se retrouve en sortie n'ayant pas pu être traité par la station. Concernant les matières en suspension, les valeurs simulées sont très différentes des valeurs mesurées. La modélisation du clarificateur et la fiabilité des mesures sont peut être à mettre en avant.

I - 2.3.2. Concentration en boue

Nous avons également à notre disposition les différentes concentrations en boues mesurées sur les bassins d'aération et dans la recirculation. Nous pouvons remarquer une bonne adéquation entre les valeurs simulées et mesurées. Nous estimons avoir bien représenté le fonctionnement de la station en cette période de vendanges. Nous gardons tout de même à l’esprit qu’il s’agit ici d’un calage relatif.

I - 2.3.3. Oxygène dissous

La station est munie de sondes permettant une régulation du niveau d'oxygène dans les bassins. Nous pouvons remarquer ce phénomène sur le graphique "oxygène dissous" présenté en annexe n°6. En début de vendanges et après 30 jours, la régulation est bien nette. La capacité des brosses et turbines est suffisante dans ces périodes. Cependant en forte pollution, nous constatons que la capacité d'oxygénation n'est plus assurée, le niveau d'oxygène dissous dans les bassins est proche de zéro. Cette analyse est une première approche de solution dans la recherche d'une amélioration de traitement, avec une meilleure aération les concentrations en charge carbonée seraient sans doute plus faibles.

I - 3. Conclusion

La simulation de la station actuelle en régime permanent offre une bonne représentation de la réalité. La vérification en période de vendanges confirme cette tendance. Seules les matières en suspension restent plus difficile d'interprétation. Cependant si la station respecte les niveaux de rejet en régime permanent ceci n'est plus le cas en période de vendanges. Une aération plus importante des bassins actuels est une première solution en matière d'optimisation du traitement. La filière eau doit être étudiée pour trouver le meilleur compromis.


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IIII -- OOPPTTIIMMIISSAATTIIOONN DDEE LLAA FFIILLIIEERREE EEAAUU Optimiser la filière eau consiste à proposer différentes façons d'organiser les réacteurs biologiques entre eux. La configuration la plus efficace sera la plus performante en terme de réduction de la pollution carbonée. Nous avons actuellement deux bassins dont le volume total est de 1365 m3. Les cas étudiés sont successivement, la mise en place d'un seul bassin de 1365 m3, puis de plusieurs bassins en série dont le volume total reste constant et égal à 1365 m3. Une dernière hypothèse est ensuite envisagée, celle d'un bassin d'aération suivi d'un premier clarificateur suivi d'un autre bassin d'aération et d'un deuxième clarificateur.

II - 1. Hypothèses de simulation

Le réacteur biologique est ici l'élément préférentiellement étudié, ainsi, pour avoir une base de comparaison plus sûre, nous nous intéresserons dans tous les cas à la fraction soluble de la charge carbonée en sortie du réacteur (DBO5 soluble et DCO soluble). En effet, observer les fractions totales de ces mêmes grandeurs ne permettrait pas de nous affranchir du rôle du clarificateur qui pour l'instant est délibérément écarté. Le clarificateur est néanmoins simulé avec un volume de 300 m3 car c'est la capacité actuelle de cet ouvrage sur la station de Beblenheim. En outre, pour chaque cas, deux situations sont menées en parallèle : la station en régime permanent et la station soumise à une forte pollution. L'état de la station en régime permanent doit être connu comme point initial au démarrage des vendanges. Pour se prémunir d'éventuelles insuffisances en oxygène dissous, toutes les simulations ont été étudiées avec une concentration imposée autour de 2 gO2/m3. Pour rester le plus proche des conditions actuelles, cette aération est supposée mécanique par aération de surface (type brosses). La recirculation des boues se fait en tête du premier bassin (avec un débit égal à 100% par rapport au débit d'entrée en régime permanent, à 120% en forte pollution). La concentration des boues recirculées est de 9,7 g/l. L'indice de Molhmann est estimé à 120 ml/g en régime permanent et à 150 ml/g en période de vendanges. Enfin, l'extraction des boues est choisie pour garder une concentration dans les bassins autour de 5 g/l en régime permanent et de 6 g/l en forte charge de pollution.

II - 2. Les différentes simulations proposées

II - 2.1. Station munie d'un seul bassin d'aération.

Le schéma ci-dessous illustre la situation d'une station avec un seul bassin d'aération de 1365 m3. Le clarificateur pris en compte présente une superficie de 100 m2 et une profondeur de 3 m (volume actuel disponible sur la station).

Figure 14 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec un seul bassin


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En régime permanent nous avons un effluent d'entrée chargé à 468 mg/l en DCO totale et à 203 mg/l en DBO5 totale. Les résultats obtenus lors de cette simulation illustrent un abattement de la charge carbonée de 93,6% en DCO totale et de 98,5% en DBO5 totale. Pour affiner la recherche sur la nature (particulaire ou soluble) de l'effluent de sortie, il est nécessaire de s'intéresser à la concentration en DBO5 soluble (1,2 mg/l) et en DCO soluble (20,9 mg/l) en sortie du bassin d'aération. En régime permanent nous pouvons considérer la fraction soluble inerte de la DCO (Si = 18,7 mg/l). Celle-ci représente 4% de la DCO d'entrée pour un effluent domestique, il reste en sortie de réacteur 2,2 mg/l de DCO sous forme de substrat soluble non dégradé par les bactéries. En journée de forte pollution, l'effluent d'entrée est chargé à 4240 mg/l en DCO totale et à 2120 mg/l en DBO5 totale. L'abattement de la charge carbonée est de 98,5% en DCO totale et de 99,5% en DBO5 totale. La fraction de substrat soluble en sortie du réacteur est cette fois-ci de 8,9 mg/l. Ces différentes concentrations serviront d'outils de comparaison avec les autres simulations pour juger la meilleure filière.( Cf. synthèse des résultats § III-3)

II - 2.2. Station munie de deux bassins d'aération

Le schéma ci-dessous illustre la situation d'une station avec deux bassins d'aération de 683 m3 chacun. Le clarificateur pris en compte est le même que dans la situation précédente, il présente une superficie de 100 m2 et une profondeur de 3 m.

Figure 15 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec deux bassins En régime permanent nous avons toujours un effluent d'entrée chargé à 468 mg/l en DCO totale et à 203 mg/l en DBO5 totale. Les résultats obtenus lors de cette simulation illustrent un abattement de la charge carbonée de 93,8% en DCO totale et de 99% en DBO5 totale. En sortie du dernier bassin d'aération la concentration de DBO5 soluble est 0,7 mg/l et la DCO soluble 20,0 mg/l. En considérant de nouveau la fraction soluble inerte de la DCO (Si = 18,7 mg/l), il reste en sortie du deuxième réacteur 1,3 mg/l de DCO sous forme de substrat soluble non dégradé par les bactéries. En régime de forte pollution, l'effluent d'entrée chargé à 4240 mg/l en DCO totale et à 2120 mg/l en DBO5 totale bénéficie d'un abattement de la charge carbonée de 98,7% en DCO totale et de 99,7% en DBO5 totale. La fraction substrat soluble en sortie du réacteur est cette fois-ci de 1,4 mg/l.

II - 2.3. Station munie de trois bassins d'aération

Le schéma ci-dessous illustre la situation d'une station avec trois bassins d'aération de 455 m3 chacun. Le clarificateur pris en compte est le même que dans la situation initiale, il présente une superficie de 100 m2 et une profondeur de 3 m.


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Figure 16 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec trois bassins

En régime permanent l'abattement de la charge carbonée de 98,7% en DCO totale et de 99,7% en DBO5 totale. En sortie du dernier bassin d'aération la concentration de DBO5 soluble est 0,6 mg/l et la DCO soluble 19,9 mg/l. En considérant de nouveau la fraction soluble inerte de la DCO (Si = 18,7 mg/l), il reste en sortie du troisième réacteur 1,2 mg/l de DCO sous forme de substrat soluble non dégradé par les bactéries. En régime de forte pollution, l'abattement de la charge carbonée est de 98,7% en DCO totale et de 99,7% en DBO5 totale. La fraction substrat soluble en sortie du réacteur est cette fois-ci de 1,2 mg/l.

II - 2.4. Station munie de quatre bassins d'aération

Le schéma ci-dessous illustre la situation d'une station avec quatre bassins d'aération de 341 m3 chacun. Le clarificateur pris en compte est le même que dans la situation initiale, il présente une superficie de 100 m2 et une profondeur de 3 m.

Figure 17 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec quatre bassins

Les simulations réalisées donnent des résultats identiques à la configuration précédente de trois bassins. Il n'est plus nécessaire de poursuivre le "découpage" des bassins.


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II - 3. Synthèse des résultats

L'ensemble des résultats obtenus avec les différents scénarios est présenté en annexe n°7. Le résultat principal qui ressort de cette optimisation, à volume constant de réacteurs, est l'avantage d'une station munie de deux bassins d'aération. En sortie du dernier réacteur les valeurs en DBO5 soluble et DCO soluble sont nettement améliorées lors du passage d'une configuration de station d'un seul bassin à deux bassins. En régime permanent nous obtenons une amélioration de 41% en DBO5 et 4% en DCO.

Tableau 8 : Elimination de la charge carbonée en régime permanent suivant la configuration des bassins (volume total de réacteurs constant)

Cette tendance se confirme en journée de forte pollution avec des gains de 84% en DBO5 et 16% en DCO.

Tableau 9 : Elimination de la charge carbonée en pointe de pollution suivant la configuration des bassins (volume total de réacteurs constant)

1 bassin 2 bassins 3 bassins 4 bassins

Grandeurs de sortie du dernier réacteur (mg/l)DBO5 soluble 1.17 0.69 0.64 0.63DCO soluble 20.9 20.0 19.9 19.9

DCO (Si) 18.7 18.7 18.7 18.7DCO (Ss) 2.2 1.3 1.2 1.2

Pour info DCO (Xs) 12.0 7.7 7.2 7.0DCO soluble en sortie de B1 21.8 22.8 23.8DCO soluble en sortie de B2 20.0 20.1 20.4DCO soluble en sortie de B3 19.9 19.9DCO soluble en sortie de B4 19.9

Hypothèses : Régime permanentDCO entrée : 468 mg/lDébit d'entrée : 1547 m3/jIndice de boue : 120 ml/gRecirculation des boues : 100%

1 bassin 2 bassins 3 bassins 4 bassins

Grandeurs de sortie du dernier réacteur (mg/l)DBO5 soluble 4.7 0.8 0.6 0.6DCO soluble 45.8 38.5 38.4 38.5

DCO (Si) 36.9 37.1 37.2 37.3DCO (Ss) 8.9 1.4 1.2 1.2

Pour info DCO (Xs) 32.6 23.0 20.6 20.3DCO soluble en sortie de B1 60.7 90.6 203.7DCO soluble en sortie de B2 38.5 39.9 42.3DCO soluble en sortie de B3 38.4 39.2DCO soluble en sortie de B4 38.5

Hypothèses : Pointe de pollutionDCO entrée : 4 240 mg/lDébit d'entrée : 2243 m3/jIndice de boue : 150 ml/gRecirculation des boues : 120%


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En observant plus particulièrement les fractions de DCO soluble nous constatons que la fraction inerte (Si) reste normalement stable quel que soit l'agencement des bassins, seul le substrat rapidement biodégradable (Ss) diminue. Ainsi nous pouvons mieux quantifier l'avantage d'une station de deux bassins à une station d'un seul bassin. En régime permanent où l'effluent est à dominante domestique le gain est de 41% tandis qu'en journée de forte pollution où l'effluent est à dominante vinicole (par nature majoritairement constitué de substrat rapidement biodégradable) le gain est de 84%. Cependant le fait de "découper" le volume des bassins à un stade inférieur (3 et 4 bassins) n'apporte pas de meilleurs résultats en consommation de pollution.

II - 4. Autre configuration envisagée

Les simulations précédentes proposent une station munie de deux bassins comme meilleure configuration. Etudions maintenant l'influence d'un deuxième clarificateur intercalé entre ces deux bassins. Le schéma ci-dessous illustre cette situation d'une station avec deux bassins d'aération de 683 m3 chacun et de deux clarificateurs d'une superficie de 100 m2 et d'une profondeur de 3 m chacun.

Figure 18 : Schéma proposé pour l'optimisation de la filière eau avec deux bassins et deux clarificateurs

Les hypothèses prisent en compte dans cette simulation reste toujours l'observation des variables solubles en sortie de réacteurs pour les deux types de régimes : la station en régime permanent et la station soumise à une forte pollution. La quantité d'oxygène dissous est maintenue à 2 gO2/m3. L'indice de Molhmann est estimé à 120 ml/g en régime permanent et à 150 ml/g en pointe de pollution. Enfin, l'extraction des boues se fait uniquement sur le dernier clarificateur. La recirculation des boues issues du premier clarificateur se fait en tête du premier bassin, la recirculation des boues du deuxième clarificateur se fait uniquement en tête du second bassin. Le débit de recirculation vers le premier bassin est égal à 50% du débit d'entrée en station, il est de 70% vers le deuxième bassin. Les résultats sont difficilement comparables aux situations précédentes car la masse de boue du système n'est pas du même ordre de grandeur. En régime permanent la masse totale de boue est de 10100 kg au lieu de 7086 kg. Néanmoins concernant la masse contenue par les réacteurs, nous avons un ordre de grandeur similaire (6735 kg contre 6780 kg). Les avantages en qualité de traitement sont significatifs concernant la fraction substrat soluble en sortie du dernier réacteur. Nous obtenons un abattement de 50% sur la DBO5 et de 46% sur la fraction substrat soluble en DCO.


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Tableau 10 : Comparaison en régime permanent d'une station avec 1 ou 2 clarificateurs En régime de forte pollution cette tendance se retrouve. L'abattement est de 50% sur la DBO5 et de 50% sur la fraction substrat soluble en DCO.

Tableau 11 : Comparaison en pointe de pollution d'une station avec 1 ou 2 clarificateurs

Une dernière simulation a été effectuée avec un régime de très forte pollution en DCO d'entrée (19000 kg DCO/jour) et nous retrouvons ces mêmes tendances. L'ensemble des résultats est présenté en annexe n° 8. A l’issue de ces simulations nous avons pu mettre en évidence, pour une même masse de boues contenue dans le réacteur biologique, qu'une filière eau munie de deux réacteurs avec un clarificateur intercalé permet d'améliorer le traitement de la charge carbonée par rapport à une filière munie d’un seul clarificateur.

2 bassins 2 bassins + 2 clarif

Recirculation des boues 100% Dans B1 : 50%Dans B2 : 70%

Grandeurs de sortie du dernier réacteur (mg/l)DBO5 soluble 0,69 0,35DCO soluble 20,0 19,4

DCO (Si) 18,7 18,7DCO (Ss) 1,3 0,7

Pour info DCO (Xs) 7,7 2,4DCO soluble en sortie de B1 21,8 21,1DCO soluble en sortie de B2 20,0 19,4

Hypothèses : Régime permanentDCO entrée : 468 mg/lDébit d'entrée : 1547 m3/jIndice de boue : 120 ml/g

2 bassins 2 bassins + 2 clarifs

Recirculation des boues 120% Dans B1 : 85%Dans B2 : 85%

Grandeurs de sortie du dernier réacteur (mg/l)DBO5 soluble 0,8 0,4DCO soluble 38,5 36,2

DCO (Si) 37,1 35,5DCO (Ss) 1,4 0,7

Pour info DCO (Xs) 23,0 9,4DCO soluble en sortie de B1 60,7 55,3DCO soluble en sortie de B2 38,5 36,2

Hypothèses : Pointe de pollutionDCO entrée : 4 240 mg/lDébit d'entrée : 2243 m3/jIndice de boue : 150 ml/g


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II - 5. Répartition de l'oxygène

Pour l'ensemble des simulations précédentes, nous avons considéré que la quantité d'oxygène dissous n'était pas un facteur limitant dans le traitement de la charge carbonée. En période hors vendanges, nous obtenons la répartition de l’oxygène à fournir par jour dans chacun des bassins. De façon générale, le premier bassin doit recevoir au moins la moitié de la quantité journalière (autour de 620 kgO2/jour) afin de maintenir un niveau d’oxygène correct (2 gO2/m3).

Tableau 12 : Quantité journalière d’oxygène à fournir en régime permanent En journée de forte pollution, la quantité journalière d'oxygène à fournir selon les filières est précisée dans le tableau suivant :

Tableau 13 : Quantité journalière d’oxygène à fournir en pointe de pollution Le premier bassin reste toujours celui qui doit être le pus oxygéné. Avec une telle oxygénation, une période de vendanges comme celle de 2002, serait acceptée par la station constituée de deux réacteurs sans déroger aux niveaux de rejet. Nous l'illustrons avec le graphique suivant qui reprend les sorties du deuxième réacteur concernant les fractions solubles de

1 bassin 2 bassins 3 bassins 4 bassins 2 bassins + 2 clarif

Oxygène limité 2gO2/m3 dans chaque bassinPuissance installée B1 (kW) 68 34 23 17 34Puissance installée B2 (kW) 34 23 17 34Puissance installée B3 (kW) 23 17Puissance installée B4 (kW) 17Quantité d'O2 par jour (KgO2/j)bassin 1 615 442 377 338 564bassin 2 177 134 115 69bassin 3 109 86bassin 4 80

Total 615 619 620 619 633

Hypothèses : Régime permanentDCO entrée : 468 mg/lDébit d'entrée : 1547 m3/jIndice de boue : 120 ml/g

1 bassin 2 bassins 3 bassins 4 bassins 2 bassins + 2 clarifs

Oxygène imposé à 2gO2/m3 dans chaque bassinPuissance installée B1 (kW) (gO2/m3) 200 (2,4) 130 (1,6) 130 (2.01) 130 (2.5) 150 (2.3)Puissance installée B2 (kW) (gO2/m3) 20 (1,5) 16 (2.2) 22 (2.1) 10 (2.1)Puissance installée B3 (kW) (gO2/m3) 12 (1.92) 12 (2.6)Puissance installée B4 (kW) (gO2/m3) 12 (3.1)Quantité d'O2 par jour (KgO2/j)bassin 1 4532 3275 3095 2898 3443bassin 2 460 374 522 237bassin 3 291 264bassin 4 245

Total 4532 3735 3760 3930 3680

Hypothèses : Pointe de pollutionDCO entrée : 4 240 mg/lDébit d'entrée : 2243 m3/jIndice de boue : 150 ml/g


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DBO5 et de DCO, elle même répartie en DCO soluble inerte (Si) et substrat rapidement biodégradable (Ss).

Figure 19 : Résultats en sortie de réacteurs pendant 40 jours de vendanges Toutes les variables solubles considérées sont bien inférieures aux niveaux de rejet (inférieure à 25 mg/l pour la DBO5 et inférieure à 100 mg/l pour la DCO). L'aération est un facteur clé dans l'optimisation de la filière eau de la station. Sur la station de Beblenheim, déjà équipée de deux bassins (458 m3 et 907 m3) la préconisation serait d'équiper le volume le plus important d'un système d'aération par insufflation d'air pour augmenter la capacité d'oxygénation et de garder le plus petit bassin en aération de surface. D'autre part, changer l'écoulement hydraulique en préférant l'arrivée des effluents dans le bassin de 907 m3 puis vers le plus petit de 458 m3 permet d’optimiser le traitement. Cette simulation, schématisée ci-dessous, a été effectuée et donne toute satisfaction en qualité de rejet sur la période des vendanges. [Cf. annexe 9].

Figure 20 : Proposition d'optimisation sur la station de Beblenheim


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Néanmoins dans cette configuration nous perdons l'avantage d'un petit bassin à l'entrée pour la période anoxique et l'aération par insufflation d'air à le désavantage de mal supporter les périodes d'arrêt.

II - 6. Conclusion

L'optimisation de la filière eau se concrétise par la mise en place, à volume constant, de deux bassins au lieu d'un seul. L'abattement de la charge carbonée est augmenté à 41% en DBO5 soluble et à 4% en DCO soluble en régime permanent. Il est de 84% en DBO5 soluble et 16% en DCO soluble lors d'une journée de forte pollution. D'autre part, la mise en place d'un clarificateur entre ces deux bassins nous permet d'améliorer le traitement. L’avantage est de ramener en amont une boue plus concentrée faisant face à l’augmentation de la charge carbonée. La puissance d'oxygénation préconisée pour les périodes de vendanges nécessite la mise en place d'un système d'aération plus performant pour garantir une concentration en oxygène dissous suffisante dans le premier bassin transité soumis à forte pollution. Une première configuration de station peut être préconisée pour réhabiliter Beblenheim. Néanmoins l'étude d'un ouvrage pour pallier l'augmentation soudaine de la charge carbonée doit être abordée pour ne pas limiter le choix d'une réhabilitation à une seule solution.

IIIIII -- RREEGGUULLAATTIIOONN DDEE LLAA CCHHAARRGGEE AAVVEECC UUNN BBAASSSSIINN TTAAMMPPOONN Une nouvelle proposition d’étude est maintenant envisagée avec la mise en place d’un bassin tampon en amont de trois réacteurs biologiques.

III - 1. Description de la station

Le chenal circulaire d'aération de 907 m3 est conservé ainsi que le bassin de 458 m3, ce dernier conserve sa fonction de bassin d'anoxie en période hors vendanges, il ne devient bassin d'aération qu'en vendanges. Le troisième réacteur biologique est créé à partir du clarificateur existant dont le génie civil peut offrir un volume de 405 m3. Enfin, un nouveau clarificateur est proposé en aval de la filière avec une superficie de 250 m2, le débit biologique maximum admis sur la station étant de 200 m3/h et l'indice de Molhmann théorique autour de 120 ml/g. Concernant le bassin tampon, une partie de la recirculation des boues issues du clarificateur est prévue en tête. Il est aéré et agité pour bénéficier dès le départ d'un traitement de la matière organique. L'aération est prévue par insufflation d'air car le niveau de l'effluent est variable, une aération de surface de type brosses serait soumise à des périodes non immergées. La sortie du bassin en flux de DCO est régulée en fonction de la charge maximum acceptable sur la filière eau en aval.

III - 2. Schéma de la station avec bassin tampon

La configuration proposée met en évidence deux parcours : celui de l'effluent en période hors vendanges (HV) et celui de l'effluent en période de vendanges (V). En effet, le bassin tampon est utilisé uniquement pendant cette période et reçoit alors l'intégralité des effluents. Le régime hors vendanges est étudié pour connaître l'état initial de la station lorsque débutent les vendanges. La répartition de la recirculation des boues est possible par la mise en place d'un répartiteur.


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Figure 21 : Schéma de la station avec bassin tampon

III - 3. Flux de DCO maximum accepté sur la station à trois réacteurs

III - 3.1. Etat initial

Pour simuler la période hors vendanges, l'indice de Molhmann est fixé à 120 ml/g, la recirculation des boues se fait avec un débit égal à 80% par rapport au débit d'entrée avec une concentration autour de 10,8 g/l. Les concentrations dans les bassins d'aération sont de l'ordre de 5 g/l. L'aération des bassins est caractérisée par une puissance théorique de 50 W/m3 ce qui entraîne 45 kW pour le deuxième bassin de 907 m3 et 21 kW pour le dernier bassin de 405 m3. Le premier bassin fonctionne en anoxie. L'oxygénation est tout à fait suffisante pour le régime permanent et n'est pas limitante pour la croissance de la biomasse. La quantité journalière d'oxygène à fournir est de 620 kgO2/jour, avec 514 kg/jour pour le deuxième bassin et 106 kg/jour pour le dernier. Les concentrations de pollution en rejet sont nettement en dessous des limites des niveaux de rejet : MES = 11,5 mg/l, DBO5 = 2.4 mg/l et DCO = 30mg/l). Cette simulation devient le point de départ des futures simulations en régime de vendanges.

III - 3.2. Limite de la station à trois bassins en période de vendanges

Trois bassins en série d'un volume total de 1770 m3 sont soumis à un flux maximum de DCO en entrée fixé à 11 000 kg/jour. L'intégralité de cette charge est envoyée directement sur les bassins d'aération pendant 8 jours en continue. Nous supposons l'aération des bassins non limitante, les deux derniers bassins sont aérés à la puissance de 45 kW et 21 kW, seul le premier bassin nécessite une puissance d'aération de 130 kW pour ne pas avoir l'oxygène en facteur limitant. La quantité journalière d'oxygène à fournir est de 4860 kgO2/jour, avec 3662 kg/jour pour le premier bassin, 848 kg/jour pour le deuxième bassin et 351 kg/jour pour le dernier. L'extraction des boues est gérée de façon à maintenir une concentration des boues, dans les réacteurs biologiques, stable (autour de 5 g/l). Nous ne nous limitons pas dans le débit d'extraction même si les ouvrages de stockage des boues sur la station sont limitant en volume. La filière boue doit être revue en conséquence. La simulation de cette situation illustre des rejets en sortie de station conformes aux niveaux de rejet. (Cf. figure 22 ci dessous).


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Figure 22 : Résultats en sortie de station après 3 bassins d'aération soumis à 11000 kg DCO/jour sur 8 jours

Après plusieurs simulations nous constatons que le flux maximum de DCO admis par jour est de 13000 kg DCO/j. Toutefois, nous ne pouvons pas prévoir quelles vont être les prochaines charges en pollution sur la station. De plus, les résultats fournis par le logiciel semblent très optimistes avec une telle charge carbonée en entrée de station. Il est préférable d’étudier la mise en place d'un bassin tampon en amont de la filière. Un compromis est recherché entre le volume du bassin à mettre en place, le flux admissible sur la filière en aval et la fraction de boue recirculée vers le bassin tampon.

III - 4. Gestion de la recirculation des boues sans limitation du flux de DCO

Plusieurs simulations ont été effectuées concernant la répartition possible des boues entre le bassin tampon et les réacteurs biologiques. Les hypothèses retenues restent une recirculation des boues en sortie du clarificateur avec un débit égal à 120% par rapport au débit d'entrée et une aération dans les réacteurs biologiques permettant l’activité optimum des bactéries. Selon le pourcentage de recirculation des boues vers le bassin, son volume de stockage est variable. En considérant un débit de 2100 m3/jour (débit de référence sur la station en période de vendanges) et un pourcentage de recirculation des boues de 10%, nous avons en entrée du bassin : 2100 + (2100*1,2*0,1) = 2352 m3/jour. Si le débit de pompage en sortie de bassin est fixé à 2100m3/jour, nous devons stocker 252 m3/j, un bassin de 3000 m3 nous permet de conserver le volume pendant environ 12 jours. La même approche avec une recirculation de 30%, ne nous laisse que 4 jours de stockage.


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Le volume du bassin est choisi, arbitrairement, de façon à garantir un stockage lissé sur une dizaine de jours pour un débit entrant de 2100 m3/jour et un pourcentage de recirculation des boues de 10%. Nous choisissons un volume de 3000 m3 pour le bassin tampon. Dans cette hypothèse, des simulations ont été effectuées à partir d’un calendrier défavorable sur la station, à savoir, 3 jours à 2000 mg/l de DCO en entrée, 3 jours suivants à 4000 mg/l de DCO, puis 3 jours à 6000 mg/l de DCO et 3 jours à 8000 mg/l de DCO. Le débit d’entrée est fixé à 2100 m2/jour. L'aération du bassin est considérée dans un premier temps comme optimale. La puissance fournie est de 175 kW et l'abattement de la charge carbonée est, dans ce cas, effectué par le bassin tampon. Afin de réduire la quantité journalière d'oxygène à fournir dans le bassin et permettre un traitement sur les réacteurs biologiques en aval, nous avons réduit la puissance d'aération. Plusieurs essais sont proposés : 100 kW, 70 kW, 50kW. Au final, nous gardons la version 50 kW comme puissance d'aération ce qui, dès le 6éme jour, diminue la quantité d'oxygène dans le bassin tampon ne permettant plus un traitement poussé de la charge carbonée.

Tableau 14 : Gestion du bassin tampon Pour cette capacité, la quantité journalière d'oxygène à fournir dans le bassin en fin de période est de 1900 kgO2/jour

III - 5. Conclusion

Le nouveau scénario avec un bassin tampon en amont de la filière eau nous permet de traiter la charge carbonée dès le départ. La recirculation des boues vers ce bassin n'a pas besoin d'être très importante, une concentration en boues de l'ordre de 2 g/l est juste suffisante pour commencer un traitement. L'aération à fournir ne doit pas demander une quantité journalière d'oxygène élevée. Nous ne cherchons pas à garder une concentration en oxygène dissous optimale. Notre but n'était pas de tout traiter dans ce bassin, la filière biologique a également un rôle à jouer. L'optimisation, en période creuse, de la gestion du remplissage et de la vidange du bassin tampon vers la station reste encore à développer.

Bassin rempli à la fin du 12éme jour

DCO entrée (mg/l) 2000 4000 6000 8000sur une durée en jours 3 3 3 3DCO soluble en entrée de station 1720 3440 5160 6880

DCO soluble en sortie de bassin tampon 46 1209 2777 4265

abattement 97.3 64.9 46.2 38.0[MES] bassin Tampon (g/l) 2 2 2 2

Hypothèses : Bassin tampon de 3000 m3

DCO entrée : variableDébit d'entrée : 2100 m3/jIndice de boue : 150 ml/gConcentration des boues maintenues dans les réacteurs à 5 g/lRecirculation des boues : 120%Recirculation vers le bassin tampon : 10%Puissance d'aération : 50 kW


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IIVV -- LLIIMMIITTEESS DDEE CCAAPPAACCIITTEE DDEE TTRRAAIITTEEMMEENNTT IIMMPPOOSSEEEESS PPAARR LLEE CCLLAARRIIFFIICCAATTEEUURR

IV - 1. Généralités

La pollution liée aux effluents vinicoles est caractérisée, comme nous l'avons vu, par un contenu élevé en matières solubles. Une augmentation considérable de la pollution carbonée, la pollution azotée et phosphorée ne suivant pas ces mêmes tendances. Ainsi les conséquences de la surcharge organique des stations existantes ont été divisées en 3 groupes : - Déséquilibre en éléments nutritifs carbone / azote / phosphore. - Apport d'oxygène insuffisant ce qui crée un déficit d'oxygène pour la biologie - Développement de bactéries filamenteuses, dû aux problèmes cités ci-dessus, mais aussi à la

présence de matière organique facilement biodégradable (sucres). Les problèmes liés à la surcharge hydraulique des ouvrages lors de la période des vendanges sont moins fréquents, car le débit maximum dans cette période ne représente que 1,5 à 2 fois le débit nominal. Pour pouvoir faire face à la surcharge relative des effluents vinicoles et pour assurer le fonctionnement correct de l'installation lors des vendanges, trois conditions doivent être satisfaites en même temps : - La qualité de la biomasse dans le bassin d'aération doit être suffisante pour éliminer la pollution. - La quantité d'oxygène apporté doit être suffisante pour satisfaire le besoin des micro-

organismes. - La boue activée doit conserver de bonnes capacités de décantation caractérisées par l'indice de

Molhmann. C'est cette dernière condition que nous allons envisager avec l'étude des capacités du clarificateur. En effet, l'optimisation de la filière eau ne peut être tout à fait réaliste sans connaître les limites du clarificateur qui se trouve en aval. La démarche suivante est de vérifier, selon le modèle de Takács, l'influence de l'indice de Molhmann sur la répartition des masses de boue dans le système (réacteur et clarificateur). En parallèle nous envisageons le temps de séjours des boues qui ne doit pas être excessif. Enfin, la relation entre l'indice de Molhmann et le pourcentage de recirculation des boues est simulé. Cette étude est réalisée sur une station équipée de trois réacteurs biologiques d'un volume global de 1770 m3. Le clarificateur à une surface de 250 m2 et une profondeur moyenne de 3 mètres. Les simulations sont effectuées sur des effluents mixtes à dominante vinicole.

IV - 2. Influence de l'indice de Molhmann sur la masse de boue totale

L'arrivée des effluents mixtes à dominante vinicole en station élève la charge massique, ceci provoque l'augmentation de la valeur de l'indice de Molhmann. La qualité mécanique de décantation des boues dans le clarificateur se détériore, la concentration en boue de recirculation diminue et le flux de boue ramené en amont de la filière diminue. Les conséquences classiques sont d'une part, à la fois une diminution de la masse de boue dans le réacteur biologique et une augmentation dans le clarificateur, d'autre part, un désordre biologique. Certaines techniques, comme la mise en place d'alourdisseurs, permettent de pallier ces problèmes en augmentant la qualité mécanique des boues malgré une charge massique plus grande. Cependant ce système à ses limites.


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Afin de vérifier l'influence de l'indice sur la répartition des masses de boues dans le système, selon le modèle de Takács, nous réalisons des simulations pour une charge massique de 0,9 kg DBO5/kg MVS.jour, où seul l'indice de boue varie sur une plage allant de 100 ml/g à 200 ml/g. Nous constatons d'une part, que la masse de boue totale reste relativement stable pour des valeurs inférieures à 150 ml/g et que celle-ci augmente pour des valeurs supérieures.

Figure 23 : Evolution de la masse de boues totale en fonction de l'indice de Molhmann

(modèle de Takács) D'autre part, la concentration en MES reste inchangée aussi bien dans le réacteur biologique que dans la boucle de recirculation. Ces deux constations portent à interrogation.

IV - 3. Indice de Molhmann et le temps de séjour

Parallèlement, lorsque la charge massique augmente, il est évident que le temps de séjour des boues dans le clarificateur secondaire ne peut pas prendre n'importe quelle valeur et est dépendant du temps de passage en anaérobiose des boues activées qui dépend : - des formes oxydantes existantes dans l'eau interstitielle (O2, NO3,…), - des besoins en oxygène endogène des boues, donc de l'état d'oxydation de la matière organique dans la boue, - de la température. En règle générale, nous pouvons utiliser la formule suivante [SADOWSKI A.G., 2002] pour connaître le temps de séjour à ne pas dépasser en fonction de la charge massique.

5,0mC

48653710séjourdeTemps +−=


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Pour une charge massique de 0,9, la limite maximum du temps de séjour des boues est de 40 minutes. Dans la simulation précédente, nous pouvons évaluer les temps de séjour en fonction des différents indices, le tableau suivant illustre ces résultats:

Tableau 15 : Relation Indice de Molhmann / temps de séjour Au-delà d'une valeur d'indice de 150 ml/g, le temps de séjour n'est plus respecté, il faudrait donc jouer sur le pourcentage de recirculation et le débit d'extraction pour l'améliorer et répartir les boues dans le système. De façon générale, dès que l'indice se dégrade, la masse de boue recirculée devient plus faible car le taux d'épaississement diminue, ainsi nous ne pouvons plus maintenir la masse de boue attendue dans le réacteur biologique. Par suite, la capacité de traitement en sera plus faible malgré une recirculation augmentée en pourcentage. Dans la modélisation, ceci semble mal géré car même avec un indice de boue plus élevé la masse de boue dans le réacteur est inchangée.

IV - 4. Indice de Molhmann et la recirculation des boues

Nous avons fait varier, à indice de Molhmann constant, le pourcentage du débit de recirculation des boues vers le réacteur biologique. Sachant qu'il existe des limites dépendantes de la configuration hydraulique de l'ouvrage. A l'heure actuelle il est peu raisonnable que la charge hydraulique de la recirculation soit supérieure à 1,5 fois la charge hydraulique de clarification. L'effluent considéré reste un effluent mixte à dominante vinicole dont la charge massique est comprise entre 0,8 et 1. La concentration en DCO en entrée est de 6200 mg/l pour un débit de 2100 m3/j. Le débit d'extraction est de 35 m3/h. De ces simulations il apparaît que pour un indice égal à 100 ml/g nous pouvons espérer une concentration dans le réacteur biologique comprise entre 4 et 5 g/l. Le pourcentage de recirculation des boues peut varier de 50% à 150%. Les temps de séjours sont respectés, cependant la masse de boue totale augmente alors qu'aucun changement concernant l'extraction des boues n'est réalisé.

Tableau 16 : Variation du pourcentage de recirculation pour indice de Molhmann de 100 ml/g

IM (ml/g) 100 150 200sr (g/l) 6.7 6.7 6.7Masse de boue réacteur (kg) 8757 8757 8757Temps séjour (minutes) 10 36 90Cm (kg DBO5/kg MVS.jour) 0.864 0.864 0.864Temps séjour maxi(minutes) 40 40 40

Indice de Molhmann en ml/g 100Recirculation % 50 100 150

MES sortie (mg/l) 9.3 10.0 10.5sa (g/l) 4.2 4.9 5.2sr (g/l) 6.9 6.8 6.7Temps de séjour (minutes) 11 10 10

Cm 1.02 0.89 0.83Temps de séjour maxi (min) 33 38 40Hauteur lit de boue (m) 0.69 0.84 0.88Masse boue clarif (kg) 278 376 452Masse boue réacteur (kg) 7407 8475 9094Masse de boue système (kg) 7685 8851 9546


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Pour un indice égal à 150 ml/g nous pouvons espérer une concentration dans le réacteur biologique proche de 5 g/l. Le pourcentage de recirculation est alors limité de 100% à 150% pour respecter le temps de séjour dans le clarificateur.

Tableau 17 : Variation du pourcentage de recirculation pour indice de Molhmann de 150 ml/g Pour un indice égal à 200 ml/g, aucun temps de séjour n'est respecté même pour une concentration de 3 g/l dans le réacteur biologique. Les limites de la modélisation semblent dépassées.

Tableau 18 : Variation du pourcentage de recirculation pour indice de Molhmann de 200 ml/g

IV - 5. Conclusion

Deux aspects ont été envisagés dans cette partie, les conséquences d'une variation de l'indice de Molhmann, tout autre paramètre restant constant par ailleurs, et les résultats lors de la variation du pourcentage du débit de recirculation des boues à indice constant. Il apparaît globalement que pour une valeur d'indice de Molhmann inférieure à 150 ml/g, les temps de séjour sont respectés. Le pourcentage de recirculation peut varier de 50% à 150% et nous pouvons espérer une concentration dans le réacteur biologique de 5g/l. Toutefois la constance, observée pour les concentrations en boue du réacteur et de la recirculation pour des valeurs d'indice inférieures à 150 ml/g, nous semble mal gérée par le modèle. Il est donc difficile d’atteindre notre troisième objectif concernant la prise en compte de la dégradation de la qualité mécanique des boues et la masse de boues totale compatible dans le système (réacteur + clarificateur). Pour un indice de 150 ml/g, la marge de manœuvre se restreint et la recirculation doit rester supérieure à 100%, la concentration espérée dans le réacteur est de 5g/l. Enfin, au-delà de 150 mg/l, la modélisation atteint ses limites.

Indice de Molhmann en ml/g 150Recirculation % 50 100 150

MES sortie (mg/l) 10.0 10.8 11.3sa (g/l) 4.2 4.9 5.2sr (g/l) 6.9 6.8 6.7Temps de séjour (minutes) 39 38 36

Cm 1.02 0.89 0.83Temps de séjour maxi (min) 33 38 40Hauteur lit de boue (m) 0.87 0.90 0.91Masse boue clarif (kg) 431 497 551Masse boue réacteur (kg) 7406 8474 9093Masse de boue système (kg) 7837 8971 9644

Indice de Molhmann en ml/g 200Recirculation % 10 50 100 150

MES sortie (mg/l) 8.9 9.9 10.7 11.3sa (g/l) 2.8 4.3 4.9 5.2sr (g/l) 7 6.9 6.8 6.7Temps de séjour (minutes) 103 97 93 90

Cm 1.36 1.02 0.89 0.83Temps de séjour maxi (min) 22 33 38 40Hauteur lit de boue (m) 1.2 1.23 1.50 1.61Masse boue clarif (kg) 721 856 1087 1266Masse boue réacteur (kg) 5575 7407 8474 9093Masse de boue système (kg) 6296 8263 9561 10359


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CCOONNCCLLUUSSIIOONN EETT PPEERRSSPPEECCTTIIVVEESS L'objectif principal de ce travail était d'étudier l'optimisation d'une installation de traitement par boues activées à faible charge, lors de surcharges organiques dues aux effluents vinicoles. La méthode utilisée a été de réaliser différentes simulations informatiques à l’aide de modélisations numériques des stations de traitement à boues activées. Une première partie nous a permis de faire le point sur la nature des effluents étudiés, principalement mixtes à dominante vinicole. Leur forte charge organique perturbe le fonctionnement des stations communales auxquelles ils sont raccordés. La réhabilitation de ces stations est donc nécessaire. Notre étude s'est ensuite consacrée aux modèles numériques. Tout d'abord, la modélisation du réacteur biologique à l'aide du modèle ASM1 et les démarches préalables à mettre en œuvre pour son utilisation, enfin, la modélisation du clarificateur avec le modèle de Takács. Afin de mettre en œuvre les outils de simulation, nous avons choisi un site, caractérisé l'effluent et privilégié un logiciel. Le site de l'étude, choisi sur la commune de Beblenheim (68), est une station de traitement à boues activées dont la capacité est de 20000 équivalent-habitants. L'effluent mixte à dominante vinicole, caractérisé en terme de DCO, est majoritairement sous forme de substrat soluble. Enfin, le logiciel GPS-X nous a permis de réaliser les simulations. Après avoir vérifié l'adéquation de l'outil informatique avec la réalité, nous avons en dernier lieu présenté les résultats où nous avons pu mettre en évidence, pour une même masse de boues contenue dans le réacteur biologique, qu'une filière eau munie de deux réacteurs avec un clarificateur intercalé entre ces deux volumes est la configuration optimale en terme de capacité de traitement de la charge carbonée. La mise en place d'un bassin tampon, en amont de la filière, a été ensuite envisagée pour pallier l'incertitude quant à la quantité de la future pollution organique. Le but recherché était avant tout de garder une marge de manœuvre vis à vis de l'arrivée d'une forte charge carbonée et de pouvoir la répartir dans le temps sur la station. Une activité biologique est cependant souhaitée dès l'entrée des effluents dans le bassin tampon avec une aération minimale et un faible débit de recirculation des boues. L'optimisation, en période creuse, de la gestion du remplissage et de la vidange du bassin tampon vers la station reste encore à développer. Enfin, la modélisation du clarificateur, selon le modèle de Takács, nous a permis de mettre en évidence les limites du modèle à 10 couches. En effet, la valeur de l'indice de Molhmann à ne pas dépasser dans nos simulations semble être 150 ml/g, au-delà, les résultats restent peu fiables et dérivent par rapport à ce qui peut être observé. D'autre part, nous n'avons pas pu mettre en évidence que la dégradation de la valeur de l'indice de Molhmann entraînait une diminution de la capacité de traitement donc une altération de la qualité de l'effluent rejeté. Dans l'immédiat, il serait nécessaire de développer l'étude réalisée sur le clarificateur. Les 26 et 27 mai dernier, un séminaire présenté par M Takács a eu lieu à Paris. Il en ressort que les paramètres de décantation (Vmax et rhin) seraient mesurables expérimentalement avec des tests simples de décantation en éprouvette. Pour l'instant, la corrélation entre (SVI, qualité de clarification) et (rhin et rfloc) reste à utiliser avec précaution. Le traitement des eaux usées n'apparaît pas comme une science exacte, beaucoup de recherches restent à faire pour améliorer la représentation de la réalité par les modèles numériques. Des outils de plus en plus performants sont mis à notre disposition pour évaluer différentes sortes de configurations. L'avenir nous permettra sans doute de mieux dimensionner les stations de traitement des eaux usées, de mieux gérer la filière technique et ainsi réduire les coûts d'investissement, mais aussi de fonctionnement de ces stations.


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LLIISSTTEE DDEESS RREEFFEERREENNCCEESS BBIIBBLLIIOOGGRRAAPPHHIIQQUUEESS BADIE F. Raccordement et traitement collectif mixte des effluents vinicoles. In 2e congrès

international sur le traitement des effluents vinicoles. Bordeaux, CEMAGREF éditions, 1998, p. 164-170. ISBN 2-85362-496-X

CANLER J.P., ALARY G., PERRET J.M., RACAULT Y.. Traitement biologique aérobie par

bassins en série des effluents vinicoles. In 2e congrès international sur le traitement des effluents vinicoles. Bordeaux, CEMAGREF éditions, 1998, p. 178-188. ISBN 2-85362-496-X

CHOUBERT Jean-Marc. Analyse et optimisation du traitement de l’azote par des boues activées à

basse température. Thèse de doctorat, Ecole doctorale : Sciences Pour l’Ingénieur, Discipline : Génie des Procédés, Université de Strasbourg I, 2002, 185 p.

CHUDOBA Pavel. Application de la technique des alourdisseurs sur la station d'épuration à

Eguisheim (68), Bilan des essais lors des vendanges 1994. Degrémont, 1994. 54 p. DROUILLAC Véronique. Simulation de l'impact de la pollution vinicole en période de vendanges

sur une installation de traitement par boues activées. Mémoire de fin d'études, ENGEES, 2002, 76 p.

FRANCE ASSAINISSEMENT. Syndicat Intercommunal d'Assainissement de Beblenheim et environs. Rapport de Vendange 2002. Strasbourg, France Assainissement, 2002, 20 p. HYDROMANTIS. GPS-X Technical Reference. (GPS-X version 4.0.). Hydromantis, Canada,

décembre 2001 HYDROMANTIS. GPS-X Level Manual. (A procedural look at GPS-X. GPS-X version 4.0.).

Hydromantis, Canada, décembre 2001 HYDROMANTIS. GPS-X Tutorial. (GPS-X version 4.0.). Hydromantis, Canada, décembre 2001 HYDROMANTIS site de la société [en ligne] [visité le 14/02/03] <http://www.hydromantis.com>. HU Zhiqiang, CHANDRAN Kartik, SMETS Bath F., GRASSO Domenico. Evaluation of a rapid

physical-chemical method for the determination of extant soluble COD, Water research 36, 2002, p. 617-624.


________________________________________________________________________________ sur 70

IRH Environnement. Etude pour un schéma directeur du traitement des effluents vinicoles. Secteurs S.I.A. de Beblenheim et S.I.V.O.M. du Coin de Barr. (Synthèse de l'enquête sur le site). IRH, Nancy, mai 1996, 122 p.

IWA TASKGROUP ON MATHEMATICAL MODELLING FOR DESIGN AND OPERATION

OF BIOLOGICAL WASTEWATER TREATMENT. Activated sludge models ASM1,ASM2, ASM2d and ASM3, Scientific and Technical Report N°9, 2000, 121 p., ISBN 1-900222-24-8

NUNGESSER M.P. Les effluents de vinification, distilleries et cidreries. Bulletin du Conseil

général du GREF n° 31, 1991, 11 p. POINSOT Laurent. Etat de l'art sur la clarification secondaire dans l'approche dimensionnelle et

sur la modélisation, limité aux clarificateurs cylindriques, Mémoire de fin d'études, ENGEES, 2002, 74 p.

RACAULT Yvan. Les effluents des caves vinicoles : évaluation de la pollution, caractéristiques

des rejets. Informations techniques du CEMAGREF n° 92, note 4, 1993, 8 p. ROCHARD J., DESAUTELS F., VIAUD M.N., PLUCHART D. Traitement des effluents de caves

par stockage aéré : mise en œuvre et optimisation. In 2e congrès international sur le traitement des effluents vinicoles. Bordeaux, CEMAGREF éditions, 1998, p. 171-177. ISBN 2-85362-496-X

SADOWSKI Antoine Georges. Traitement des eaux usées urbaines, Cours ENGEES, Tome 3,

p.429-524, mai 2002 STRICKER Anne-Emmanuelle. Application de la modélisation à l'étude du traitement de l’azote

par boues activées en aération prolongée : comparaison des performances en temps sec et en temps de pluie. Thèse de doctorat, Ecole doctorale : Sciences Pour l’Ingénieur, Discipline : Génie des Procédés, Université de Strasbourg I, 2000, 270 p.

TAKÁCS I., PATRY G.G., NOLASCO D. A dynamic model of the clarification- thickening

process. Water Research, volume 25, n°10,. 1991, p. 1263-1271. VILLERMAUX J. Génie de la réaction chimique, conception et fonctionnement des réacteurs.

Paris : Editions Tec & Doc, 1993, 443 p. ISBN 2-85206-759-5 WISCONSIN DEPARTEMENT OF NATURAL RESSOURCES. Wastewater Characterization for Evaluation of Biological Phosphorus Removal Wastewater Fractionation. [en ligne] [visité le 24/01/2003] <http:// www.dnr.state.wi.us/org/water/wm/ww/biophos/3fract.htm>


LLIISSTTEE DDEESS AANNNNEEXXEESS

Annexe n°1 : Présentation de la matrice ASM1..............................................................................2

Annexe n°2 : Corrélation des paramètres rhin et rfloc avec l'indice de Molhmann et la qualité de la clarification ........................................................................................................3

Annexe n°3 : Suivi du fractionnement de la DCO sur les effluents mixtes à dominante vinicole......................................................................................................................................4

Annexe n°4 : Estimation des variables d'entrée dans GPS-X........................................................5

Annexe n°5 : Régime permanent établi sur GPS-X........................................................................6

Annexe n°6 : Station actuelle - période des vendanges 2002..........................................................7

Annexe n°7 : Station avec un bassin - régime permanent............................................................12

Station avec un bassin - pointe de pollution...........................................................13

Station avec deux bassins - régime permanent ......................................................14

Station avec deux bassins - pointe de pollution .....................................................15

Station avec trois bassins - régime permanent ......................................................16

Station avec trois bassins - pointe de pollution......................................................17

Station avec quatre bassins - régime permanent...................................................18

Station avec quatre bassins - pointe de pollution ..................................................19

Annexe n°8 : Station avec deux bassins et deux clarifs - régime permanent..............................20

Station avec deux bassins et deux clarifs - pointe de pollution 1 .........................21

Station avec deux bassins et deux clarifs - pointe de pollution 2 .........................22

Station avec deux bassins-pointe de pollution 2 ...................................................23

Annexe n°9 : Station actuelle - aération améliorée .......................................................................24

Annexe n°1 : Présentation de la matrice ASM1

Annexe n°2 : Corrélation des paramètres rhin et rfloc avec l'indice de Molhmann et la qualité de la clarification

Vitesse de décantation et coéfficient rhin en fonction de IM

0.0

5.0

10.0

15.0

20.0

25.0

30.0

35.0

40.0

45.0

0 50 100 150 200 250 300 350

Indice de molhlmann (ml/g)

Vite

sse

(m/h

)

0.000E+00

2.000E-04

4.000E-04

6.000E-04

8.000E-04

1.000E-03

1.200E-03

1.400E-03

1.600E-03

1.800E-03

rhin

Vmax Vsi (m/h) rhin

Coéfficient rfloc et vitesse de décantation en fonction de la qualité de clarification

-1.000E-03

0.000E+00

1.000E-03

2.000E-03

3.000E-03

4.000E-03

5.000E-03

6.000E-03

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

Qualité de clarification

rflo

c

-50.00

-40.00

-30.00

-20.00

-10.00

0.00

10.00

Vsi (

m/h

)

rfloc Vsi (m/h)

Annexe n°3 : Suivi du fractionnement de la DCO sur les effluents mixtes à dominante vinicole

Brut F(1.2) Brut F(1.2)2140 1785 18031981 1728 1775 18312027 1766 1738 1962

Moy. 2049 1760 1757 1865315 56 260 118314 61 259 124305 57 259 122

Moy. 311 58 259 121190 49 112 40183 33 112 40195 29 112 45

Moy. 189 37 112 42161 18 71 32174 25 71 21179 28 71 30

Moy. 171 24 71 28

Réacteurdécanté 2h

09/10/2002DCO (mg/l)

17/10/20028 jours

DCO (mg/l)

29/10/200220 jours

DCO (mg/l)

5/11/200227 jours

DCO (mg/l)

Réacteur R1 Réacteur R2 Réacteur(F0.45)

Annexe n°4 : Estimation des variables d'entrée dans GPS-X

Beblenheimvendange

DCO/DBO5 2MES/DCO 0.3

9%85%1%5%

MVS/MES ivt 0.86Fraction DCO soluble frscod 0.86Fraction soluble inerte de la DCO soluble frsi 0.011628Fraction substrat de la DCO particulaire frxs 0.6429DCO particulaire/MVS icv 0.5426DBO5/DBO5 ultime fbod 0.5319

Soluble inerte SiParticulaire inerte Xi

Valeurs d'entrée des paramètres GPS-x

Substrat lentement biodégradable XsSubstrat rapidement biodégradable Ss

Beblenheim29/07/2002

Débit d'entrée m3/j 1547DCO mg/l 468DBO5 mg/l 203MES mg/l 250NTK mg/l 43NH4+ mg/l 24

Fractionnement Eaux

domestiquesDCO/DBO5 2.3MES/DCO 0.53

50%31%4%15%

MVS/MES ivt 0.70Fraction DCO soluble frscod 0.35Fraction soluble inerte de la DCO soluble frsi 0.114286Fraction substrat de la DCO particulaire frxs 0.7692DCO particulaire/MVS icv 1.738DBO5/DBO5 ultime fbod 0.5368

Soluble inerte SiParticulaire inerte Xi

Valeurs d'entrée des paramètres GPS-x

Caractéristiques du scénario

Substrat lentement biodégradable XsSubstrat rapidement biodégradable Ss

Annexe n°5 : Régime permanent établi sur GPS-X

Annexe n°6 : Station actuelle - période des vendanges 2002

Grandeurs calculées représentées en trait plein - Grandeurs mesurées sur la station représentées par des points

Grandeurs calculées représentées en trait plein - Grandeurs mesurées sur la station représentées par des points

Etat du clarificateur le dernier jour de la période simulée.

Annexe n°7 : Station avec un bassin - régime permanent

Annexe n°7 : Station avec un bassin - pointe de pollution

Annexe n°7 : Station avec deux bassins - régime permanent

Annexe n°7 : Station avec deux bassins - pointe de pollution

Annexe n°7 : Station avec trois bassins - régime permanent

Annexe n°7 : Station avec trois bassins - pointe de pollution

Annexe n°7 : Station avec quatre bassins - régime permanent

Annexe n°7 : Station avec quatre bassins - pointe de pollution

Annexe n°8 : Station avec deux bassins et deux clarifs - régime permanent

Annexe n°8 : Station avec deux bassins et deux clarifs - pointe de pollution 1

Annexe n°8 : Station avec deux bassins et deux clarifs - pointe de pollution 2

Annexe n°8 : Station avec deux bassins-pointe de pollution 2

Annexe n°9 : Station actuelle - aération améliorée

optimisation d'une installation de traitement par boues...

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