Le potentiel hydrogène (pH)

Le potentiel hydrogène (pH)

Les eaux usées issues des rejets domestiques et industries ne devraient pas être directement rejetées dans le milieu naturel, car sans traitement elles peuvent engendrer de graves problèmes environnementaux et de santé publique. Les principaux polluants de l’eau sont l’azote et le phosphore. Ces derniers, présents dans les eaux usées, proviennent principalement des déjections humaines et les détergents. Les urines contribuent largement à l’apport en azote essentiellement sous forme d’urée, d’acide urique et d’ammoniaque [1]. Les quantités d’azote rejetées sont estimées, à travers la notion d’équivalent-habitant (Eq-HN). Pour le cas de l’azote, il est situé entre 12 et 15 g NK/jour selon la taille de l’agglomération [2].

L’impact des rejets azotés et phosphorés sur la dégradation des milieux récepteur notamment les eaux superficielles s’est relativement généralisées ces dernières années. Ce fait a conduit à renforcer les exigences réglementaires concernant les normes des rejets en azote et en phosphore en sortie des STEP et à étendre la contrainte de leur élimination à un nombre de plus en plus important d’installation [3]. Certes, l’azote et le phosphore sont des nutriments indispensables pour l’intensification des rendements agricoles mais leur rejet excessif dans les milieux aquatiques est indésirable et contribue à l’eutrophisation des lacs et des cours d’eau menaçant ainsi la faune et la flore. En Algérie, les systèmes d’assainissement hérités de la période coloniale étaient basés sur des égouts qui débouchaient dans des oueds pour finir en mer engendrant ainsi la pollution des eaux et du littoral. C’est pourquoi, l’une des priorités du secteur des ressources en eau est de consacrer un programme d’investissement important en matière de réalisation de stations d’épuration de haute technologie et voir même le pouvoir de réutiliser ces eaux polluées et épurées. Plusieurs méthodes sont actuellement utilisées pour l’élimination de l’azote et du phosphore contenus dans l’eau. Les techniques physico-chimiques englobant l’échange d’ions et l’électrodialyse sont plus efficace mais très couteux. Les procédés biologiques comprenant les boues activées, les disques biologiques, les lits bactériens ou le lagunage sont autant des procédés capables de réaliser ce traitement de manière plus au moins poussée et plus économique. L’objectif de ce travail est d’étudier l’efficacité de l’abattement de l’azote et du phosphore dans une station d’épuration utilisant le système boues activées. Le travail a été mené sur la STEP de Maghnia qui fonctionne à faible charge. Pour ce fait, une série de mesures sur les paramètres de pollution de l’eau notamment les matières azotées et phosphorées a été réalisée. Les analyses d’échantillons ont été effectuées à l’entrée (eau brute) et à la sortie (eau traitée) de la STEP.

GENERALITES SUR L’AZOTE ET LE PHOSPHORE

L’azote et le phosphore sont des nutriments indispensables pour le développement des êtres vivants et l’intensification des rendements agricoles. Cependant, leurs rejets excessifs et leurs présences dans les milieux aquatiques reste indésirable et contribuent largement à l’eutrophisation de ces derniers, qui trouvent leurs équilibres bouleversés avec une menace sérieuse aussi bien sur la faune que sur la flore. D’une manière générale. Les perturbations engendrées par de tels gestes peuvent être de nature diverse:
– Physico-chimiques : modification des paramètres physico-chimiques du cours d’eau initial (pH, température, teneur en oxygène dissous, augmentation de la turbidité et des matières en suspension. Enclenchement du processus d’eutrophisation, etc.) ;
– Biologiques: stress de la biocénose pouvant conduire à sa disparition et l’eutrophisation du cours d’eau. Ces dernières années, la tendance croissante de la pollution azotée et phosphatée ainsi que ses conséquences sur les écosystèmes naturels a conduit les pouvoirs publics à définir et à renforcer les exigences réglementaires en matière d’abattement ou d’élimination de ces polluants provenant des eaux usées à travers, la multiplication d’installations de traitement des eaux résiduaire d’une part, et d’autre part le développent et la généralisation des procédés de traitements tertiaires adéquats pour obtenir des effluents propres et conformes aux normes de rejet [3].

Origine et formes de l’azote dans les eaux usées 

L’azote présent dans les eaux résiduaires provient principalement des déjections humaines. Les urines contribuent largement à cet apport essentiellement sous forme d’urée, d’acide urique et d’ammoniaque. Par ailleurs, les eaux de cuisine véhiculent des protéines comportant des acides aminés, et certains agents de surface (assouplissant…) qui incluent dans leurs molécules des radicaux azotés [4].
– Formes de l’azote dans les eaux usées : L’azote des eaux usées est essentiellement constitué d’azote organique ammonifiable et d’azote ammoniacal (figure I.1). L’azote KJELDAHL (NK), du nom duchimiste qui a mis au point le dosage, représente la somme de l’azote organique et de l’azote ammoniacal. L’azote organique est dit ammonifiable lorsqu’il peut être transformé par hydrolyse enzymatique en azote ammoniacal.

L’azote rejeté d’une habitation se trouve rapidement dans le réseau sous ses deux formes réduites : organique et ammoniacale. La proportion d’azote ammoniacal à l’entrée de la station d’épuration varie entre 50 % pour les réseaux courts à 75 % pour les réseaux très longs. Les quantités d’azote rejetées sont estimées, à travers la notion d’équivalenthabitant en azote (EqHN) entre 12 et 15 g NK/jour selon la taille de l’agglomération. Cette donnée sert de base au calcul des projets de stations d’épuration. En réalité, l’habitant d’un bourg rural raccordé au réseau rejette en moyenne 8-9 g NK/jour (mesurés à l’entrée des stations d’épuration) [2]. Au cours d’un traitement biologique, l’azote peut subir différentes transformations:passage de la forme ammoniacale (NH4+) à la forme nitreuse (NO2-) puis nitrique(NO3-)etretour à la forme gazeuse (N2) [2]

Réactions de transformation de l’azote dans l’eau 

L’élimination de l’azote par voie biologique consiste à le transformer par des microorganismes vivants. En milieu naturel, les micro-organismes capables de transformer l’azote pour leur synthèse sont nombreux: algues, champignons, bactéries nitrifiantes autotrophes ou hétérotrophes, et bactéries dénitrifiantes autotrophes ou hétérotrophes. En revanche, en boues activées (culture mixte de microorganismes utilisant la pollution carbonée, azotée et phosphorée comme source d’énergie pour leur croissance) [5]. Celle-ci fait appel à quatre processus d’oxydo-réduction énumérés comme suit :

L’ammonification
On peut résumer l’étape de transformation de l’azote organique en azote ammoniacal comme suit : N-org ————-> NH4+  +   OH-   +   produits carbonés  (Enzymes)
Comme toute réaction, plusieurs facteurs favorisent plus ou moins la réaction. Néanmoins on peut dire que cette ammonification se fait sans problème dans les ouvrages d’assainissement et en particulier en station d’épuration [6].

L’assimilation
C’est l’utilisation d’une partie de l’azote ammoniacal et éventuellement organique pour la synthèse bactérienne. L’assimilation peut jouer un rôle important pour l’élimination de l’azote dans certains effluents industriels. Mais dans bien des cas, l’assimilation ne suffit pas à elle seule à éliminer l’azote, car les quantités présentes dans les effluents à traiter sont bien supérieures à ce qui peut être assimilé pour la synthèse [7].
Matière organique + Bactéries   ——-O2——->  Nouvelles bactéries + H2O + CO2

Effet du pH
Les pH optimaux pour la dénitrification se situent entre 6,5 et 7,5 et ne constituent donc pas un facteur particulièrement limitant dans la plupart des cas de stations d’épuration. En milieu faiblement tamponné, des pH acides pourraient conduire à des réductions incomplètes des nitrates aboutissant à des oxydes nitriques et nitreux. La dénitrification ne peut être que postérieure à la nitrification d’où il convient d’abord de maintenir le pH à des valeurs proches de la neutralité pour assurer la nitrification [2]. La réaction de dénitrification provoque une élévation du pH qui peut devenir inhibitrice aux alentours de pH 9. Il est donc nécessaire de réguler le pH par un acide au cours de tout procédé de dénitrification biologique [9].

Effet de l’oxygène dissous
Pour que la dénitrification puisse avoir lieu, il est important de passer par ZERO en O2 pour démarrer ces réactions. Ces vitesses de dénitrification sont très dépendantes de l’efficacité du brassage des boues dans le réacteur biologique. On retiendra qu’un brassage correct fiabilise la mise en contact des bactéries dénitrifiantes avec les nitrates et le carbone organique, garantissant une vitesse de dénitrification optimum [8].

Effet de la charge massique
La dénitrification est d’autant plus rapide que la quantité de carbone disponible est importante et que ce carbone est rapidement biodégradable. Le carbone rapidement biodégradable est essentiellement constitué de petites molécules (comme les acides gras volatiles) et peut être estimé en première approximation par la DCO de l’eau usée filtrée. Les processus de nitrification et de dénitrification étant souvent mis en œuvre au sein de la même culture bactérienne, il s’agit donc de trouver un compromis entre la nécessité de travailler à faible charge pour favoriser le processus de nitrification et l’intérêt de maximiser la vitesse de dénitrification en maximisant la charge appliquée [2].

Effet de la concentration des nitrates
En général, le nitrate est nécessaire pour la synthèse des enzymes. Selon Bryan (1981), le nitrate affecte la production du nitrate réductase. Sa présence déclenche la synthèse et sa concentration détermine la quantité d’enzymes synthétisée. La concentration des nitrates est d’ailleurs importante car elle joue sur la vitesse de la réaction de la dénitrification [9].

Le Phosphore

Le phosphore est présent dans l’eau sous plusieurs formes: phosphates, poly phosphates, phosphore organique etc. L’ion orthophosphate (PO4 3- ) est la forme la plus abondante dans l’eau et provient en majeure partie des déjections animales et des produits de lessive. Il joue un rôle important dans la respiration des cellules vivantes, dans le stockage et le transfert de l’énergie. A des concentrations élevées dans l’eau, il provoque l’eutrophisation. La protection des milieux aquatiques induit l’abattement du phosphore. Par contre, la réutilisation des eaux à des fins agricoles ne nécessite pas une réduction des teneurs en azote et en phosphore.

Origine et formes du phosphore dans les eaux usées
La quantité de phosphore utilisée chaque année sous forme d’acide phosphorique préparé industriellement à partir de minerai est en grande quantité. Toutefois, l’utilisation intensive de phosphore pose un problème environnemental : le phosphore est responsable, associé aux nitrates, de l’eutrophisation des lacs et des rivières. Les conséquences de l’eutrophisation des eaux de surfaces sont multiples. Le développement excessif d’algues augmente la turbidité des eaux de surface, modifie leur couleur et peut être source d’odeurs nauséabondes. L’origine du phosphore dans les eaux usées provient:
– Du métabolisme humain : un homme excrète entre 1 et 2 g de P par jour. Il s’agit de l’apport principal en phosphore dans les cours d’eau.
– Des produits lessiviels et de nettoyage : 1 à 2 g de P par jour et par habitation (en diminution).
– Des rejets industriels : les effluents d’industries agro-alimentaires, d’abattoirs, de laveries industrielles, d’industries de traitement de surface et d’industries chimiques spécialisées. Ils véhiculent une quantité de composés phosphorés à peu près équivalente à celle des eaux usées domestiques, pour des régions relativement urbanisées [11].
– Formes du phosphore dans les eaux usées
Les formes du phosphore qui interviennent dans la problématique traitement du phosphore, à savoir les formes minérales oxydées et les formes organiques.
– Formes minérales oxydées du phosphore
Les phosphates sont les oxydes de phosphore les plus connus. Ce sont les sels de l’acide orthophosphorique H3PO4. Cet acide peut s’ioniser selon le pH en H2PO4- ou en  HPO4 2 . Le pentoxyde de phosphore P2O5 est également intéressant à citer puisque les agronomes et les laboratoires d’analyse des sols expriment souvent le résultat de la mesure de phosphore dans les boues à partir de cet oxyde. Il se forme lorsque le phosphore brûle à l’air et il réagit très violemment avec l’eau pour donner l’acide phosphorique. Les charges ou concentrations en phosphore étant parfois exprimées en PO4 -3 pour les eaux usées et le rejet et souvent en P2O5 pour les boues, précisons que 3,06 mg PO4 -3 et que 2,29 mg P2O5 sont équivalents à 1 mg de phosphore [3].
– Formes organiques du phosphore
Le phosphore est un élément important à la vie. Il intervient dans le processus de synthèse des protéines, par sa présence dans les acides nucléiques tels l’ARN et l’ADN, et également dans le cycle de production d’énergie au sein de la cellule, par sa présence dans les molécules d’ADP et d’ATP. Chez les animaux, et en particulier dans le corps humain, on peut noter en plus la présence du phosphore dans les os, les dents, les nerfs, etc. [10].

Élimination du phosphore des eaux usées
Traitement biologique du phosphore
Le traitement biologique, au sens large, englobe d’une part l’assimilation du phosphore par la biomasse pour ses besoins métaboliques minimums, et d’autre part la suraccumulation du phosphore par des bactéries déphosphatantes au-delà de leurs besoins métaboliques. On parle de traitement biologique du phosphore lorsqu’il s’opère une suraccumulation du phosphore. Les micro-organismes assurant la dégradation du carbone et de l’azote intègrent du phosphore à leur matériel cellulaire (structure membranaire ATP, ARN …). La part de phosphore éliminée simplement par cette voie représente environ 25% de la quantité journalière à dégrader. Pour augmenter les performances d’élimination du phosphore, les installations à boues activées réalisent un transfert sous forme particulaire soit par précipitation (voie physico-chimique). Soit par suraccumulation au sein de la biomasse épuratrice (voie biologique), soit par combinaison des deux processus (filière combinée).

PROCEDES DE TRAITEMENT DE L’AZOTE ET DU PHOSPHORE EN STATIONS D’EPURATION

Procédés de traitement de l’azote 

Plusieurs technologies d’enlèvement d’azote sont utilisées en traitement des eaux usées. On dénombre des technologies physico-chimiques (échangeurs d’ions, électrodialyse), biologiques ou des combinaisons de celles-ci. L’azote contenu dans les eaux usées urbaines est essentiellement traitée par voie biologique: boues activées, lits bactériens et lagunage.

Les procédés physico-chimiques
Certains procédés physico-chimiques peuvent être utilisés pour l’élimination de l’azote sous ses formes minérales. On trouve: l’échange d’ions et l’électrodialyse. La caractéristique commune de ces procédés est de ne pas décomposer les nitrates, mais seulement de les extraire de l’eau .

L’échange d’ions
Le traitement des eaux par échange d’ions est un procédé ancien largement répondu. La première réalisation industrielle de dénitratation de l’eau par cette voie a été mise en route en 1974, aux Etats-Unis. L’échange ionique consiste à transférer des ions indésirables de l’eau brute sur un support insoluble, appelé échangeur d’ions, qui les capte et libère en contre partie une quantité équivalente d’ions dont la présence n’est pas gênante. Cette technique est très utilisée mais le seul inconvénient est surtout la régénération de l’échangeur d’ion.

CONCLUSION GENERALE

Les dernières années ont été marquées en Algérie par un effort important et croissant consacré à la lutte contre la pollution, surtout dans le domaine de la protection et de la valorisation des ressources en eau. Cet effort s’est matérialisé par un large développement d’installation des stations d’épuration des eaux usées et par un suivi plus efficace de leurs performances.

Table des matières

Introduction générale 
Chapitre I : Généralités sur l’azote et le phosphore
I.1. Introduction
I.2. Origine et formes de l’azote dans les eaux usées
I.3. Réactions de transformation de l’azote dans l’eau
I.3.1. L’ammonification
I.3.2. L’assimilation
I.3.3. La nitrification –dénitrification
I.3.3.1. La nitrification
I.3.3.2. La dénitrification
I.3.4. Bilan de la nitrification-dénitrification
I.3.4.1. Bilan de la nitrification
I.3.4.2. Bilan de la dénitrification
I.4. Paramètres influes sur la nitrification-dénitrification
a) Paramètres influents sur la nitrification
Influence de la température
Influence du pH
Influence de l’O2 dissous
Influence de la charge massique (Cm)
Influence de l’âge des boues
Influence de la Concentration en N-NH3 à l’entrée
b) Paramètres influents sur la dénitrification
Effet de la température
Effet du pH
Effet de l’oxygène dissous
Effet de la charge massique
Effet de la concentration des nitrates
I.5. Le Phosphore
I.5.1. Origine et formes du phosphore dans les eaux usées
Formes du phosphore dans les eaux usées
I.5.2. Élimination du phosphore des eaux usées
I.5.2.1. Traitement biologique du phosphore
Réactions biologiques impliquant le phosphore
a) L’assimilation du phosphore
b) Processus de suraccumulation du phosphore
I.5.2.2. Le traitement physicochimique du phosphore
I.6. Impact du phosphore sur le milieu naturel
I.7.Conclusion
Chapitre II : Procédés de traitement de l’azote et du phosphore en stations d’épuration
II.1. Introduction
II.2. Procédés de traitement de l’azote
II.2.1. Les procédés physico-chimiques
II.2.1.1. L’échange d’ions
II.2.1.2. L’électrodialyse
II.2.2. Les procédés biologiques
II.2.2.1. Systèmes intensifs
II.2.2.1.1. Réacteurs à biomasse fixée
a) Lit bactérien
b) Disques biologiques
II.2.2.1.2. Réacteurs à biomasse libre
a) Boues activées
II.2.2.2. Systèmes extensifs
a) Le Lagunage naturel
b) Le Lagunage aéré
II.3. Procédés de traitement du phosphore
II.3.1. Les procédés de déphosphatation physico chimiques
II.3.1.1. Principe
II.3.1.2. Mise en œuvre des procédés
Pré-précipitation
Précipitation simultanée
Précipitation en post-traitement
II.3.2. Les procédés de déphosphatation biologiques
II.3.2.1. Principe
II.3.2.2. Conditions influençant le rendement de déphosphatation par voie
biologique
Le pH
La température
L’âge des boues
Les métaux
Présence d’oxygène et de nitrate dans la zone anaérobie
II.4. Conclusion
Chapitre III : Présentation et description de la STEP de Maghnia
III.1. Introduction
III.2. Situation géographique de la STEP de Maghnia
III.3. Données de bases
III.4. Description du processus d’épuration de la STEP
III.4.1. Description des ouvrages de traitement de la filière eaux
III.4.1.1. Déversoir d’orage
III.4.1.2. Prétraitement physique
a) Le dégrillage
b) Le dessableur- déshuileur (02 unités)
III.4.1.3. Traitement biologique
a) Transport
b) Bassin de dénitrification
c) Bassin d’aération (4 unités)
III.4.1.4. Décanteur secondaire (02 unités)
III.4.1.5. Bassin de la chloration
III.4.2. Description des ouvrages de traitement de la filière Boues
A) Epaississement
B) Lits de séchage
III.5. Conclusion
Chapitre IV : Matériel et méthodes
IV.1. Introduction
IV.2. Prélèvement et échantillonnage
IV.3. Analyses physico-chimiques
IV.3.1. Température
IV.3.2. Le potentiel hydrogène (pH)
IV.3.3. Conductivité
IV.3.3.1. Mesure de la conductivité
IV.3.4. Oxygène dissous
IV.3.5. Matière insoluble Décantable (M.I.D)
IV.3.6. Paramètres mesurés par Spectophotomètre
IV.3.6.1. Les matière en suspension (MES) et la Turbidité
IV.3.6.2. Demande chimique en oxygène (DCO)
IV.3.6.3. Demande biochimique en oxygène (DBO5)
IV.3.6.4. Azote ammoniacal (NH4+
IV.3.6.5. Nitrite (NO2
IV.3.6.6. Nitrates (N-NO3)
IV.3.6.7. Le phosphore
Chapitre V : Résultats et discussion
V.1. Introduction
V.2. Résultats et interprétations des analyses
V.2.1. Le potentiel d’hydrogène (pH)
V.2.2. Température de l’eau (T°C) V.2.3. Oxygène dissous
V.2.4. Matières en suspension
V.2.5. Demande chimique en oxygène (DCO)
V.2.6. Demande biologique en oxygène (DBO5)
V.2.7. Azote ammoniacal (N-NH4
V.2.8. Nitrites (NO2
V.2.9. Nitrates (NO3
V.2.10. Rendement global d’abattement de l’azote minéral
V.2.11. Orthophosphates (PO4
V.2.12. Rendement global d’abattement de l’orthophosphate
V.2.13. La charge massique (Cm)
V.3. Conclusion
Conclusion générale

Télécharger le rapport complet