Comportement du procédé R3F en nitrification

La directive n° 91/271/CEE du 21 mai 1991 relative au traitement des eaux résiduaires urbaines (directive ERU) a pour objet la protection de l’environnement contre une détérioration due aux rejets des eaux résiduaires précitées. Ainsi, les états membres doivent veiller à ce que toutes les agglomérations soient équipées de systèmes de collecte et de traitement des eaux résiduaires urbaines:
➤ Au plus tard, le 31 décembre 2000 pour celles dont l’équivalent habitant est supérieur à 15000 EH et
➤ Au plus tard, le 31 décembre 2005 pour celles dont l’équivalent habitant se situe entre 2000 EH et 15000 EH .

Cette directive a été traduite en droit français par la loi n°92-3 du 3 janvier 1992 sur l’eau, le décret n°94-469 du 3 juin 1994 relatif à la collecte et au traitement des eaux usées et l’arrêté du 22 juin 2007 relatif à la collecte, au transport et au traitement des eaux usées des agglomérations d’assainissement. Un bilan 2008 de l’assainissement en France (2010) estime à 268 sur un total de 18 830, le nombre de stations de traitement des eaux résiduaires urbaines d’une capacité nominale de plus de 2000 EH, non conformes en termes de traitement des matières organiques et/ou des nutriments (phosphore et/ou azote) selon les échéances initiales imposées par la directive ERU. Coincées entre la nécessité de multiplier les ouvrages de traitement des eaux usées pour répondre aux exigences de la directive ERU et la contrainte foncière qui s’exerce sur elles, les agglomérations sont tentées de se tourner vers des procédés performants et compacts à la fois. Le procédé MBBR représente ainsi une solution. Le procédé est né de la collaboration entre une université et une industrie norvégiennes à la fin des années 80. Il repose sur le développement d’une biomasse bactérienne épuratrice qui se développe sous forme d’un biofilm sur des supports mobiles, appelés biomédias. En France, le procédé est vendu sous le nom de R3F (Réacteur à Flore Fixe Fluidisée) par Vinci Environnement depuis 2005 et emploie des biomédias différents. Aujourd’hui, bien qu’aucune règle de dimensionnement pour ces nouveaux biomédias n’a été testée, une vingtaine d’installations existe en France (6500 à 120000 EH), principalement en milieu montagneux où la contrainte foncière est forte. Malgré la simplicité apparente du procédé, l’analyse et la compréhension de son fonctionnement sont difficiles en raison des interactions entre la phase liquide et le biofilm (Mannina et al., 2007), de la caractérisation du biofilm qu’il est nécessaire de mener, et de la concomitance des processus aérobie et anoxie qui se déroulent au sein du biofilm. Il apparaît donc important que les connaissances sur la compréhension des performances épuratoires du procédé doivent être améliorées, notamment pour répondre aux questions techniques relatives à son dimensionnement.

Dans cette optique, des outils récents tels celui de la modélisation peuvent permettre un approfondissement de la compréhension des processus ayant lieu dans ce procédé. Depuis leur élaboration dans les années 70, les modèles de biofilm tendent à se complexifier, avec des représentations en 3 dimensions, et une prise en compte d’un nombre croissant d’espèces bactériennes (Boltz et al., 2010). Dans un contexte d’aide au dimensionnement et à l’exploitation, de tels modèles ont été abandonnés par l’ingénierie et les modèles à 1 dimension connaissent un regain d’intérêt. Ils impliquent un nombre limité de paramètres et requièrent un nombre abordable de données expérimentales à acquérir, sans pénaliser la représentativité des résultats de simulation. Concernant les modèles MBBR / R3F, seul quelques modèles existent (GPS-X, 2006; Mannina et al., 2007; Plattes et al., 2006), et surtout s’ils sont calés, ils ne sont pas validés sur une seconde série de données.

Plusieurs lacunes ont été soulignées précédemment, que ce soit au niveau de la compréhension des processus, du dimensionnement du procédé ou de sa modélisation. Ainsi, cette thèse tentera d’approfondir les connaissances sur le procédé R3F en nitrification, d’évaluer les performances de 3 nouveaux biomédias encore jamais étudiés, et d’élaborer un modèle dynamique robuste. Pour répondre à cet objectif global, la démarche sera de suivre une unité pilote mise à disposition par Vinci-Environnement dans des conditions définies au préalable et maintenues dans le temps. En parallèle, un modèle à une dimension dynamique sera choisi, calé et validé avec des données expérimentales récoltées sur site et en laboratoire.

LE PROCÉDÉ MBBR

Présentation générale du procédé

Historique et principe
En Norvège, l’histoire de l’assainissement est récente puisqu’elle a débuté dans les années 70 avec la création du ministère de l’environnement et de l’agence nationale de contrôle de la pollution. Le premier objectif fut d’éviter l’eutrophisation des cours d’eau par le traitement du phosphore (Ødegaard et al., 1999). Les procédés à biofilm, type disque biologique, combinant un traitement chimique devinrent majoritaires. Dans les années 1980, le traitement des matières consommant de l’oxygène, comme l’azote, se posa, et les recherches portèrent naturellement sur les procédés à biofilm, largement répandus alors. C’est ainsi que l’idée du procédé MBBR, fruit de la collaboration de l’université (Norwegian University of Science and Technology) et de l’industrie (Norwegian company Kaldnes Miljøteknologi A/S, KMT) émergea à la fin des années 80.

Le principe du procédé MBBR réside dans l’utilisation de supports inertes (biomédias) mis en mouvement dans un réacteur brassé mécaniquement (zone anoxique) ou aéré (zone aérobie). La biomasse se développe naturellement au sein d’un biofilm sur les biomédias et colonise ainsi l’ensemble du réacteur. Les biomédias sont conservés au sein du réacteur par l’emploi de grilles en sortie qui induit un temps de séjour de la biomasse relativement important et donc permet le développement d’une biomasse à multiplication lente (Chen et al., 1997). Ainsi, nul besoin de recirculer une fraction de l’eau traitée pour maintenir une quantité de biomasse importante au sein de l’ouvrage. Les conditions hydrodynamiques au voisinage du biofilm influencent la diffusion de l’oxygène et du substrat au sein du biofilm, et donc, les performances épuratoires du procédé.

Les différents types de biomédias 

L’originalité du procédé réside dans l’emploi de biomédias sur lesquels la biomasse se développe sous forme de biofilm. Ces biomédias possèdent une densité proche de celle de l’eau (de 0,95 à 1,05 kg/m3 ) (Ødegaard et al., 2000; Rusten et al., 1995), ce qui leur permet d’être mis en suspension dans l’ensemble du volume liquide du réacteur soit par agitation mécanique, soit par aération. Les biomédias vont se distinguer par leur forme, leur dimension, leur faculté à être traversés par l’eau et leur surface. Sur ce dernier point, on différencie par ordre décroissant :
➤ La surface totale qui représente la surface interne et externe du biomédia
➤ La surface spécifique qui représente la surface interne du biomédia. Cette surface est supposée être colonisable par la biomasse, car protégée de l’érosion causée par les collisions entre biomédias (notée Sspé)
➤ La surface spécifique effective qui représente la surface spécifique par m3 de biomédias ordonnés de manière optimale. Cette surface est employée par les constructeurs pour calculer les charges surfaciques en g/m2 interne .j (notée Seff) .

Selon leur forme et leur dimension, la mise en suspension des biomédias par aération ou brassage mécanique est plus ou moins aisée. Ainsi, est défini un taux de remplissage maximum, qui correspond à la quantité maximale de biomédias (exprimé en pourcentage du volume du réacteur) dont on peut remplir un réacteur afin d’assurer la fluidisation totale du biomédia.

Table des matières

INTRODUCTION
CHAPITRE I : SYNTHÈSE BIBLIOGRAPHIQUE
I.1. LE PROCÉDÉ MBBR
I.1.1. Présentation générale du procédé
I.1.1.1. Historique et principe
I.1.1.2. Les différents types de biomédias
I.1.2. Configuration du procédé
I.1.2.1. Le MBBR en traitement du carbone
I.1.2.2. Le MBBR en nitrification
I.1.2.3. Le MBBR en dénitrification
I.1.2.4. Le MBBR en traitement anaérobie pour effluents concentrés
I.1.2.5. Le MBBR en traitement d’effluents industriels
I.1.3. Dimensionnement et résultats d’exploitation
I.1.3.1. En traitement du carbone
I.1.3.2. En nitrification
I.1.3.3. En dénitrification
I.1.3.4. Besoins en oxygène
I.1.3.5. La production de boue
I.1.4. Principe de l’élimination de l’azote ammoniacal
I.1.4.1. La nitrification
I.1.4.2. L’assimilation
I.1.5. Paramètres influençant la vitesse de nitrification
I.1.5.1. La température
I.1.5.2. La charge en matière organique
I.1.5.3. La concentration en oxygène
I.1.5.4. La concentration en azote ammoniacal
I.1.5.5. Le pH
I.1.5.6. L’alcalinité
I.1.5.7. La taille et la forme des biomédias
I.1.5.8. Le temps de séjour hydraulique
I.1.6. Avantages et désavantages pressentis du procédé
I.2. LES MODÈLES DE BIOFILM
I.2.1. Historique
I.2.2. Les différents niveaux de description
I.2.2.1. Les approches temporelles
I.2.2.2. Les approches spatiales
I.2.3. Principes pour la modélisation d’un système de biofilm
I.2.3.1. Les grandes étapes
I.2.3.2. Les mécanismes de transformation
I.2.3.3. Les mécanismes de transport et de transfert
I.2.4. Synthèse des modèles de biofilm
I.2.5. Les modèles MBBR
I.2.6. Choix du modèle
I.3. LE MODÈLE MBBR / R3F DE GPS-X
I.3.1. Le module physique
I.3.2. Le module biocinétique
I.3.3. Le module de biofilm
I.3.3.1. Comportement des composés solubles dans le biofilm
I.3.3.2. Comportement des composés particulaires dans le biofilm
I.3.3.3. L’épaisseur du biofilm
I.3.4. Les hypothèses du modèle
I.4. CONCLUSION
I.5. OBJECTIFS DE LA THÈSE
I.5.1. Évaluation de 3 biomédias nouveaux
I.5.2. Élaboration d’un modèle calé et validé
I.5.3. Limites du modèle et voies d’amélioration
CHAPITRE II : MATÉRIEL ET MÉTHODES
II.1. L’ÉTUDE EXPÉRIMENTALE
II.1.1. Le site de Fontaines/Saône
II.1.2. Le pilote
II.1.2.1. Description du pilote et de son équipement
II.1.2.2. Description des 3 biomédias étudiés
II.1.2.3. Caractéristiques de l’eau usée brute appliquée au pilote
II.1.3. Le suivi long terme du pilote
II.1.3.1. La charge étudiée
II.1.3.2. L’échantillonnage
II.1.3.3. Estimation des performances du procédé
II.1.3.4. Mesure du transfert d’oxygène
II.1.3.5. Caractérisation de la fluidisation
II.1.3.6. Le traçage hydraulique
II.2. LA MODÉLISATION
II.2.1. Détermination des paramètres et variables en vue du calage
II.2.1.1. Fractionnement des eaux résiduaires urbaines
II.2.1.2. Constitution d’un jeu de paramètres initial
II.2.1.3. Mesures complémentaires
II.2.2. Étude de sensibilité
II.2.3. Conditions expérimentales testées
II.2.3.1. Charges étudiées
II.2.3.2. Échantillonnage lors de la campagne
II.2.3.3. Instrumentation du pilote lors de la campagne
II.2.4. Évaluation de la qualité de la simulation
II.3. CONCLUSION
CHAPITRE III : PERFORMANCES DU PILOTE
III.1. LA FLUIDISATION DES BIOMEDIAS
III.2. LE COMPORTEMENT HYDRAULIQUE
III.3. LE TRANSFERT D’OXYGENE
III.4. PERFORMANCES EPURATOIRES PAR REACTEUR
III.4.1. Performances du réacteur C
III.4.1.1. En fonction de la charge en DCOtotale – BMX2
III.4.1.2. En fonction de la charge en DCOfiltrée – BMX2
III.4.1.3. En fonction de la DCOtotale – BMX1
III.4.1.4. En fonction de la DCOfiltrée – BMX1
III.4.2. Performances du réacteur N
III.4.2.1. Cas du BMJ40
III.4.2.2. Cas du BMX1
III.4.2.3. Performances du BMX1 pendant la campagne
III.5. VITESSES MAXIMALES DE NITRIFICATION
III.5.1. Influence de la température
III.5.2. Influence de la charge en N-NH4
III.6. CONCLUSIONS PARTIELLES
III.6.1. La fluidisation
III.6.2. L’hydrodynamique
III.6.3. Le transfert d’oxygène
III.6.4. Les performances épuratoires
III.6.5. La diffusion
CONCLUSION

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