These de Doctorat Metahri Ms en PDF
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THSE de DOCTORAT
Spcialit : Agronomie
Option : Gnie des procds
Prsent par
Mr METAHRI Mohammed Sad
SUJET
LIMINATION SIMULTANE DE LA POLLUTION
AZOTE ET PHOSPHATE DES EAUX USES
TRAITES, PAR DES PROCDS MIXTES.
Cas de la STEP Est de la ville de Tizi-Ouzou
Professeur
U.M.M.T.O
Prsident
M. MEDDOUR Rachid
Matre de Confrences
U.M.M.T.O
Rapporteur
M. DERRIDJ Arezki
Professeur
U.M.M.T.O
Examinateur
M. MOUHOUCHE Brahim
Professeur
E.N.S.A
Examinateur
M. LOUNICI Hakim
Professeur
CUB
Examinateur
M. RIBA Amar
Matre de Confrences
U.M.B.B
Examinateur
Soutenue le:
01 / 07 / 2012
mon Pre,
ma Mre,
ma femme,
mon fils Cherif et
ma fille Djamila tant aims,
la mmoire de mon grand pre,
ma tante Tassadit et ma sur Djamila,
REMERCIEMENTS
Ces quelques expressions vont me permettre de remercier tous ceux qui mont
beaucoup apport au niveau scientifique mais aussi personnel,
Cette thse a t ralise lUniversit Mouloud MAMMERI de Tizi-Ouzou, Facult
des Sciences Biologiques et des Sciences Agronomiques. Elle sinscrit dans une dynamique
de recherches dans le domaine de lingnierie environnementale et aborde particulirement
des thmes issus du gnie des procds. Ce travail a t ralis grce loctroi dune bourse
doctorale FAD de mon pays ltat Algrien. Cest pourquoi je tiens remercier infiniment les
Autorits gouvernementales pour cette opportunit.
J'exprime ma profonde gratitude et mes sincres remerciements mon directeur de
thses R. MEDDOUR Matre de Confrence A, qui ma accord sa confiance. Sa contribution
hautement distingue dans la ralisation de ce travail me restera lesprit. Son sens
dapprciation scientifique, sa rigueur pour le travail bien fait, ses suggestions pertinentes
dans la recherche et surtout sa disponibilit, ont permis, maintes reprises, de clarifier mes
penses. Je ne le remercierai jamais assez pour ses diffrentes orientations.
Ma reconnaissance et mes vives remerciements vont galement au Professeur JeanLuc VASEL de la Fondation Universitaire Luxembourgeoise qui m'a accueilli dans son
laboratoire et qui grce lui mon rve de finir ce projet est ralis, ainsi pour l'organisation de
mes sjours Arlon, la participation aux diffrentes confrences et les soutiens multiples. Je
le remercie pour cette chance qu'il m'a donn et aussi pour ses nombreuses marques d'amiti
depuis notre rencontre.
Une trs grande reconnaissance va au Professeur M. BOUKHAMZA de lUMMTO,
pour lhonneur quil nous fait de prsider le jury de cette thse et pour lintrt quil a bien
voulu porter notre travail.
J'adresse galement mes sincres remerciements au Professeur A. DERRIDJ de
UMMTO davoir accept de juger ce travail et dapporter ses critiques tant constructives.
Je remercie chaleureusement le Professeur B. MOUHOUCHE de lENSSA, pour avoir
bien voulu examiner ce travail et de contribuer par ces conseils tant souhaits.
Comme je remercie infiniment le Professeur H. LOUNICI du CUB davoir accept de
prendre part lapprciation de ce travail et dapporter ses suggestions congruentes.
Je tiens galement exprimer ma sincre reconnaissance lendroit de Monsieur A.
RIBA Matre de confrence de rang A lUMBB, davoir accept de juger ce travail et
dapporter ses remarques aussi constructives.
Je ne saurais clturer cette liste de remerciements et de reconnaissances, sans
exprimer ma profonde gratitude tous ceux qui ont contribus de prs ou de loin
llaboration de ce travail exceptionnellement aux professeurs A. SAHMOUNE et H. YAHI.
LISTE DESABREVIATIONS
SOMMAIRE
Introduction gnrale et problmatique : .... 01
PARTIE BIBLIOGRAPHIQUE
PARTIE EXPERIMENTALE
Chapitre I : Matriels et mthodes
1- Introduction.77
2- Objectifs spcifiques........78
3- Matriel et mthode.....78
3-1- Description du pilote exprimental.78
3-2- Mthodes danalyses........80
3-3- Droulement de lexprimentation :.84
liquides de la
1- Introduction86
2- Les boues rsiduaires......86
a) La Matires organique....87
b) Elments fertilisants et amendements87
c) Contaminants chimiques inorganiques et organiques.87
d) Les micro-organismes pathognes..87
3- Caractristiques physicochimiques et valorisation agricole des effluents solide et liquide de
la STEP Est de la ville de Tizi-Ouzou......88
3-1- Caractristiques physicochimiques de leffluent solide (boues)...88
3-1-1- Les paramtres de qualits et classification des boues rsiduaires urbaines 88
3-1-2- Les mtaux lourds..90
3-1-3- Etude de valorisation agricole de leffluent solide (boues rsiduaires) 93
3-2- Caractrisation et limination simultane de lazote et du phosphore par valorisation
agricole de leffluent liquide.....................................94
3-2-1- Caractristiques physicochimiques de leffluent liquide (eau)..94
3-2-2- Etude de valorisation agricole des eaux uses traites (effluent liquide)..........96
3-2-3- Rutilisation des eaux uses traites en irrigation agricole98
3-2-4- La fertilisation en agriculture.....................................99
3-2-5- Cadre local...100
3-2-6- Rsultats et discussion.101
3-2-7- Les besoins des cultures en Algrie en termes deau, azote et phosphore...101
3-2-8- Dtermination des taux de participation possible en eau, azote et phosphore partir
des eaux traites de la station Est de la ville de Tizi-Ouzou pour lagriculture .102
3-2-8-1- Estimation des taux de participation en eaux de la station dpuration102
3-2-8-2- Estimation des taux de participations de la station en azote.103
3-2-8-3- Estimation des taux de participations de la station en phosphore.....................104
Conclusion..105
Chapitre III : Mise au point dun pilote exprimentale
Introduction.107
2- Elimination simultane de la pollution azote et phosphate.107
3- Les normes algriennes de rejet des effluents109
3-1- Etude des paramtres physico-chimiques (T, pH, MES, DCO, DBO5) dans les
conditions opratoires.............................................112
3 -1-1- Evolution du pH ...112
1- Dans le bassin daration...113
2- Dans le lit bactrien113
3-1-2-Evolution des MES...114
3-1-3- Evolution de la demande chimique en oxygne (DCO).115
3-1-4- Evolution de la demande biochimique en oxygne ( DBO5)..116
3-2- Application du pilote pour llimination simultane de la pollution azote et phosphate
............................................117
a) Phase darobie...119
b) Phase danoxie120
c) Phase de post-prcipitation.............................................122
3-2-1- Influence de la variation du dbit de fonctionnement sur l'limination simultane de
NH4+, NO3-, PO4-3..............................................................................................................123
3-2-1- 1- Influence du dbit de 0.5 l/h sur les paramtres (NH4 +, NO3-, PO4-3).124
a) Phase arobie..124
b) Phase danoxie124
3-2-1-2- Influence du dbit de (1) l/h sur les paramtres (NH4 +, NO3-, PO4-3125
a) Phase arobie..126
b) Phase danoxie126
3-2-1-3- Influence du dbit de (1.5) l/h sur les paramtres (NH4 +, NO3-, PO4-3)...127
a) Phase arobie......127
b) Phase danoxie127
3-2-1-4- Influence du dbit de (2) l/h sur les paramtres (NH4 +, NO3-, PO4-3)128
a) Phase arobie..........128
b) Phase danoxie.......128
3-2-1-5- Influence du dbit de (2,5) l/h sur les paramtres (NH4 +, NO3-, PO4-3)129
a) Phase arobie.............129
b) Phase anarobie..130
3-3- Effet de la concentration du coagulant sur la prcipitation des ions PO43-..131
Conclusion......133
Conclusion gnrale................................135
Rfrences bibliographiques..138
RSUM
Notre tude porte dune part, sur la caractrisation physico chimique, sur lvaluation de la
contribution des taux de participation en quivalents-habitants par hectare en azote, en phosphore de
leffluent de la station dpuration Est de la ville de Tizi-Ouzou et dautre part, sur la conception dun
pilote exprimental appliqu aux traitements tertiaires dabattement simultan de la pollution azote
et phosphore de leffluent trait.
Les rsultats des analyses physicochimiques, effectues sur une priode de trois annes, de
leffluent de cette station montrent que les eaux uses prsentent un caractre neutre (pH = 7,8) et des
concentrations moyennes de 44,98 mg/l en azote total et de 10,85 mg/l en phosphore total. La
dtermination des paramtres indicateurs de pollution mesurs donne en moyenne: DBO5 = 27,52
mg/l, DCO = 82,8 mg/l, MES = 63,33 mg/l. Les concentrations en mtaux lourds prsents dans les
boues sont: Cr = 74,2 mg/Kg MS, Cu = 115 mg/Kg, MS, Ni = 10,5 mg/Kg MS ; Pb = 6,8 mg/Kg MS
et Zn = 400 mg /Kg MS. Elles sont infrieures aux normes admises dans la valorisation agricole des
boues.
Les taux de participation annuelle en eau, en azote et en phosphore obtenus
exprimentalement pour toutes les cultures confondues, sont de 330 EH/ha pour leau, 180 EH/ha pour
lazote et 616 EH/ha pour le phosphore, correspondant des flux annuels de 98,5 tonnes dazote,
23,65 tonnes de phosphore et un total annuel de 2 190 000 m3 deau.
Par ailleurs, pour les boues rsiduaires de la STEP Est de la ville de Tizi-Ouzou, on notera
quelle non aucune limite dutilisation agricole.
En fin, le pilote exprimentale permet une limination significative de la pollution azote et
phosphate, qui attint respectivement des taux de 92% et de 97%.
Mots cls : eau use, irrigation, valorisation, limination, azote, phosphore.
ABSTRACT
Our study deals on one hand with physicochemical characterization, and participation rates
input assessment as equivalent-inhabitants per hectare in terms of nitrogen, phosphorus provided by
effluent from East Tizi-Ouzou city purification set, and, on the other hand, with experimental pilot
design used in tertiary treatments of simultaneous abatement of nitrogenized and phosphorated
pollution of the treated effluent. The results of set effluent physico-chemical analyses, carried out over
three years period, show that the waste water presents a neutral character (pH = 7,8) and average
concentrations about 44,98 mg/l of total nitrogen and 10,85 mg/l of total phosphorus.
Pollution indicator parameters measured give averages about 27,52 mg/l (BOD5), 82,8 mg/l
(COD), 63,33 mg/l (YM). The concentrations of heavy metals present in muds are Cr = 74,2 Mg/kg
ms, Cu = 115 Mg/kg, ms, Nor = 10,5 Mg/kg ms; Pb = 6,8 Mg/kg ms and Zn = 400 Mg /Kg ms. These
values are lower compared to allowed standards in muds agricultural valorization.
Annual participation rates of water, phosphorus, and nitrogen obtained with all cultures
experimented are of 330 EH/ha for water, 180 EH/ha for nitrogen and 616 EH/ha for phosphorus,
corresponding to annual flows of 98,5 tons of nitrogen, 23,65 tons of phosphorus and annual total of
2.190.000 m3 water.
In addition, regarding to waste muds from East Tizi-Ouzou city STEP, we will note that they
do not have agricultural use limit. Finally, the experimental pilot allows a significant elimination of
the nitrogenized and phosphorated pollution reaching respectively rates of 92% and 97%.
Key words: waste water, irrigation, valorization, elimination, nitrogen, phosphorus.
INTRODUCTION
GENERALE ET
PROBLEMATIQUE
sur les
phosphore
suprieure aux normes requises car un grand nombre de ces stations prsentent des limites
dans la rtention des ions phosphate et nitrate en traitement secondaire. Nanmoins, le rejet
direct de ces nutriments dans les milieux rcepteurs nest pas sans risque. Comme
lenrichissement en azote minral associ au phosphore des milieux
aquatiques est
-Le troisime chapitre concerne la mise au point dun pilote exprimental accommod
llimination simultane de la pollution azote et phosphate, par des procds mixtes
biologiques et physicochimiques, ainsi que labattement des paramtres de pollution.
Enfin, nous terminons notre tude par une conclusion gnrale o sont rcapituls les
principaux rsultats obtenus.
3
PARTIE
BIBLIOGRAPHIQUE
Chapitre I
PARAMETRES DE QUALITE ET
TRAITEMENTS BIOLOGIQUES
DES EAUX USEES
Chapitre 1
1- Introduction
Les eaux uses sont des milieux extrmement complexes, altres par les activits
anthropiques la suite dun usage domestique, industriel, artisanal, agricole ou autre. Elles
sont considres comme pollues et doivent tre donc traites avant toute rutilisation ou
injection dans les milieux naturels rcepteurs (Selghi, 2001). C'est pourquoi, dans un souci de
respect de ces diffrents milieux naturels rcepteurs, des traitements dabattement ou
dlimination de ces polluants sont effectus sur tous les effluents urbains ou industriels. Ces
traitements peuvent tre raliss de manire collective dans une station dpuration ou de
manire individuelle galement par des procds intensifs ou extensifs (Paulsrud et
Haraldsen, 1993).
La dpollution des eaux uses urbaines ncessite une succession d'tapes faisant appel
des traitements physiques, physico-chimiques et biologiques. En dehors des plus gros
dchets prsents dans les eaux uses, l'puration doit permettre, au minimum, d'liminer la
majeure partie de la pollution carbone.
Le traitement des eaux uses est une alternative susceptible de rsoudre les diffrents
problmes de pollution des milieux aquatiques rcepteurs.
Il s'agit essentiellement de raliser l'limination de composs organiques
biodgradables. Certains procds permettent la colimination de l'azote et mme du
phosphore (Selghi, 2001), une grande majorit de ces polluants est transfre de la phase
liquide vers une phase concentre boueuse.
Chapitre 1
des acides, des bases et divers produits chimiques (industries chimiques divers,
tanneries) ;
Chapitre 1
Avant d'tre rejetes dans les rseaux de collecte, les eaux uses industrielles doivent
faire l'objet d'un traitement. Elles ne sont mlanges aux eaux domestiques que lorsqu'elles ne
prsentent plus de danger pour les rseaux de collecte et ne perturbent pas le fonctionnement
des stations dpurations.
4-3- Les eaux agricoles
L'agriculture est une source de pollution des eaux non ngligeable car elle apporte les
engrais et les pesticides. Elle est la cause essentielle des pollutions diffuses. Les eaux
agricoles issues de terres cultives chargs d'engrais nitrats et phosphats, sous une forme
ionique ou en quantit telle, qu'ils ne seraient pas finalement retenus par le sol et assimils par
les plantes, conduisent par ruissellement un enrichissement en matires azotes ou
phosphates des nappes les plus superficielles et des eaux des cours d'eau ou des retenues.
4- 4- Les eaux pluviales
Les eaux de pluie ruissellent dans les rues o sont accumules polluants
atmosphriques, poussires, dtritus, suies de combustion et hydrocarbures rejets par les
vhicules. Les eaux de pluies, collectes normalement la fois avec les eaux uses puis
dverses dans la canalisation dassainissement et achemines vers une station dpuration,
sont souvent draines directement dans les rivires entrainant ainsi une pollution intense du
milieu aquatique.
Chapitre 1
chimiques du milieu rcepteur. La mesure de ces paramtres se fait au niveau des rejets,
lentre et la sortie des usines de traitement et dans les milieux naturels.
5-1-1- La temprature
La temprature est un facteur cologique important des milieux aqueux. Son lvation
peut perturber fortement la vie aquatique (pollution thermique). Elle joue un rle important
dans la nitrification et la dnitrification biologique. La nitrification est optimale pour des
tempratures variant de 28 32C par contre, elle est fortement diminue pour des
tempratures de 12 15C et elle sarrte pour des tempratures infrieures 5C (Bollags
JM 1973 ; Rodier et al, 2005).
5-1-3- La turbidit
La turbidit est inversement proportionnelle la transparence de l'eau, elle est de loin
le paramtre de pollution indiquant la prsence de la matire organique ou minrale sous
forme collodale en suspension dans les eaux uses. Elle varie suivant les matires en
suspension (MES) prsentes dans l'eau.
Chapitre 1
Chapitre 1
MO = (2 DBO5 + DCO)/3
5-1-8-La biodgradabilit
La biodgradabilit traduit laptitude dun effluent tre dcompos ou oxyd par les
micro-organismes qui interviennent dans le processus dpuration biologique des eaux.
La biodgradabilit est exprime par un coefficient K, tel que, K=DCO /DBO5 :
Si
k < 1,5 : cela signifie que les matires oxydables sont constitues en grande
Si
1,5 < K< 2,5 : cela signifie que les matires oxydables sont moyennement
biodgradables.
Si
Chapitre 1
textiles,
papeteries,
industries
de
bois,
de
raffineries,
dabattoirs
et
dagroalimentaires.
Cette pollution peut tre absorbe par le milieu rcepteur tant que la limite dauto
puration nest pas atteinte. Au-del de cette limite la respiration de divers organismes
aquatiques peut tre compromise au profit de la dgradation de cette matire organique.
Chapitre 1
oxydation les matires non sparables par dcantation qui nont pas pu tre limines par des
procds mcaniques des eaux uses. En mme temps une nouvelle substance cellulaire se
forme.
Le taux de conversion de la matire organique en biomasse est variable selon la
biodgradabilit et la quantit doxygne disponible. Les phases classiques de dveloppement
des populations bactriennes sont observes :
Tous les traitements des eaux uses rsiduaires urbaines sont bass sur le principe de
lpuration biologique. Elle consiste reproduire et intensifier les processus existants dans
la nature : lorsque, dans un milieu naturel, il y a de la matire organique, les bactries se
chargent de la dgrader et de la rduire en lments simples tout en augmentant leur
biomasse. Ce dveloppement bactrien peut tre naturel, ou intensifi, acclr par des
apports supplmentaires de microorganismes et/ou doxygne (Miquel, 2003).
Le traitement s'effectue dans un racteur o l'on met en contact des microorganismes
purateurs et l'eau purer. On distingue alors plusieurs procds possibles :
11
Chapitre 1
Chapitre 1
absorption,
oxydation, endognse) que le processus dpuration arobie sopre. Les produits de cette
oxydation sont du CO2 et H2O.
Les processus biochimiques dlimination de la matire organique sont assurs par des
bactries chimioorganotrophes arobies qui jouent un rle prpondrant dans la dgradation
de la pollution hydrocarbone (DBO5). Ainsi, dans les boues actives se passent les ractions
suivantes :
Minralisation de la DBO5 apporte par l'effluent : oxydation directe de la DBO5 :
Cette seconde raction n'a cours que dans certaines conditions, en particulier quand la
teneur en DBO5 devient insuffisante par rapport la biomasse prsente. Il s'en suit une
minralisation complte de la biomasse forme.
La prcdente raction n'est jamais totale et son importance dpend de la charge
organique applique dans le bassin d'aration. Plus la charge organique liminer par unit de
masse de biomasse est faible, plus cette raction sera importante et vis versa.
En traitement des eaux on dfinit cette phase par les termes de " respiration endogne " ou d'
" auto-oxydation " de la biomasse.
13
Chapitre 1
14
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16
Chapitre 1
17
Chapitre 1
gros objets susceptibles de provoquer des bouchages dans les diffrentes units de
l'installation. Les lments retenus sont, ensuite, limins avec les ordures mnagres.
Cette opration est effectue si possible avant la station de relevage afin de protger
les pompes vis dArchimde et de ne pas gner le fonctionnement des tapes ultrieur du
traitement et on a :
Les grilles peuvent tre verticales, mais sont le plus souvent inclines de 60 80 sur
lhorizontale.
9-1-1-1-
La dilacration
Cest une opration qui concerne essentiellement les eaux rsiduaires urbaines, et qui a
pour but de dchiqueter ou de dsintgrer les matires solides dcantables fines, qui peuvent
continuer le circuit de leau vers le stade de traitement ultrieur et on a :
9-1-2- Le dessablage
Le dessablage a pour but d'extraire des eaux brutes les graviers, les sables et les
particules minrales plus ou moins fines, de faon viter les dpts dans les canaux et
conduites, ainsi pour protger les pompes et autres appareils contre l'abrasion et viter de
surcharger les stades de traitements ultrieurs en particulier les racteurs biologiques.
L'coulement de l'eau, une vitesse rduite, dans un bassin appel "dessableur" entraine leur
dpt au fond de l'ouvrage. Les sables rcuprs, par aspiration, sont ensuite essors, puis
lavs avant d'tre soit envoys en dcharge, soit rutiliss selon la qualit du lavage.
Cette opration concerne les particules minrales de granulomtrie suprieure
100m.
18
Chapitre 1
9-1-3- 1- Le dgraissage
1- Le dgraissage avant rejet au rseau
Actuellement, avant ladmission des eaux dans le rseau de collecte ladministration
sanitaire impose aux usagers la mise en place de sparateurs graisses prfabriqus ou
construit sur place.
Ces appareils sont dimensionns pour un temps de sjours de 3 8 min avec une
vitesse ascensionnelle de sdimentation denviron 15m/h (0.25mlmn).
Les rendements de rtention des graisses par ces appareils peuvent atteindre 80 90%
en fonction de la temprature qui doit tre infrieur 30C.
9-1-3-2- Le dshuilage
1- Le dshuilage longitudinal
Louvrage une forme rectangulaire circulation longitudinale.
Le dshuilage seffectue dans louvrage par flottation naturelle des gouttelettes
dhuile.
19
Chapitre 1
9-2-
20
Chapitre 1
Les matires solides se dposent au fond d'un ouvrage appel "dcanteur" pour former
les boues "primaires". Ces dernires sont rcupres au moyen de systmes de raclage.
L'utilisation d'un dcanteur lamellaire permet d'accroitre le rendement de la dcantation. Ce
type d'ouvrage comporte des lamelles parallles inclines, ce qui multiplie la surface de
dcantation et acclre donc le processus de dpt des particules. La dcantation est encore
plus performante lorsqu'elle s'accompagne d'une floculation pralable.
21
Chapitre 1
9-2-3- La filtration
La filtration est un procd physique destin clarifier un liquide, qui contient des
matires solides en suspension en le faisant passer travers un milieu poreux. Les solides en
suspension, ainsi retenus par le milieu poreux, s'y accumulent ; il faut donc nettoyer ce milieu
de faon continue ou de faon intermittente.
La filtration, habituellement prcde des traitements de coagulation-floculation et de
dcantation, permet d'obtenir une bonne limination des bactries, de la couleur, de la
turbidit et, indirectement, de certains gots et odeurs.
9-3-
s'appuie sur des procds de nature biologique, bass sur la croissance de micro-organismes
aux dpens des matires organiques "biodgradables" qui constituent pour eux des aliments.
Les traitements secondaires galement appels traitements biologiques visent dgrader
la matire organique biodgradable contenue dans leau traiter. Des micro-organismes mis
en contact avec leau pollue assimilent la matire organique qui, leur sert de substrat de
croissance. Lensemble de la pollution avec les microorganismes vivants forme la liqueur
mixte ou boue biologique contenue dans des bassins de traitement biologique. En rgle
gnrale, llimination complte de la pollution organique de ces bassins se droule en
conditions ares par des souches arobies strictes ou facultatives. Plusieurs procds existent
ce stade du traitement biologique. Ce sont les procds culture en suspension ou procds
boues actives, les procds culture fixe (disques biologiques rotatifs, lits bactriens,
etc.), les procds dcantation interne (lagunage), les techniques dpandage-irrigation, etc.
Le traitement par boues actives est trs largement utilis. Il sagit dun racteur qui
contient les eaux traiter, dans lequel est injecte une boue charge de bactries. Les bactries
consomment la matire organique et contribuent aussi llimination de lazote et du
phosphore. A la sortie du racteur, leffluent passe dans un clarificateur. La boue dcante est
spare en deux flux : lun rejoint le racteur (ensemencement) et lautre est vacu vers la
filire des boues. Laction des bactries dans le racteur ncessite de loxygne.
22
Chapitre 1
Selon (Faby, 1997), une puration biologique (boues actives, puis bassin de
clarification) permet dliminer 90 % des virus, 60 90 % des bactries, mais par contre a peu
deffet sur les kystes de protozoaires et les ufs dhelminthes. Selon (Asano, 1998), un
traitement par boues actives limine 90 % des bactries entriques, 80 99 % des
entrovirus et des rotavirus. Llimination a lieu grce la sdimentation des MES, la
comptition avec les micro-organismes non pathognes et la temprature ; la part la plus
importante est due la sdimentation.
Ces traitements conus lorigine essentiellement pour llimination de la pollution
carbone et des matires en suspension, ainsi pour poursuivre lpuration de leffluent
provenant du dcanteur primaire ; par voie biologique le plus souvent.
Les micro-organismes, les plus actifs, sont les bactries qui conditionnent en fonction
de leur modalit propre de dveloppement, deux types de traitements :
9-3-1- Traitements anarobies
Les traitements anarobies font appel des bactries n'utilisant pas de l'oxygne, en
particulier, aux bactries mthanognes qui conduisent, comme leur nom l'indique, la
formation du mthane partir de la matire organique, et un degr moindre de CO2.
Ce type de fermentation est appel digestion en hydrologie. C'est une opration
dlicate qui demande une surveillance importante. En effet, la temprature doit tre maintenue
un niveau trs stable et suffisamment lev. Il faut aussi viter les carts brutaux de pH et
les substances inhibitrices du dveloppement bactrien, titre d'exemple : les cyanures, les
sels de mtaux lourds et les phnols.
9-3-2- Traitements arobies
Les micro-organismes utiliss exigent un apport permanent d'oxygne. On distingue
cinq mthodes essentielles :
9-3-2-1- Les cultures fixes (lits bactriens et disques biologiques)
Leur
percolateur, qui consiste faire ruisseler l'eau traiter, pralablement dcante, sur une muse
de matriau de grande surface spcifique servant de support aux microorganismes purateurs,
qui y forment un feutrage ou un film plus ou moins pais, sous lequel une couche anarobie
peut se dvelopper sous la couche arobie, si son paisseur est importante.
23
Chapitre 1
24
Chapitre 1
Eau use + oxygne [(prsence de bactrie) donne] boues + effluent trait + CO2 + H2O.
Il consiste, retenir les effluents dans des bassins pendant une priode plus ou moins
longue au cours de laquelle les organismes prsents permettent dlimins 20 60 Kg de
DBO5/hectare j (Ghoualem-Saouli, 2007)
On peut classer les lagunes en fonction de leur rgime ou en fonction de leur place
dans la filire puratoire.
Lagunage complet : lorsque linstallation est directement alimente deau brute non
dcante ;
Lagunage secondaire : lorsque linstallation est alimente deau dcante ;
Lagunage tertiaire : pour une installation directement alimente dun effluent trait
suivant un procd conventionnel (boues actives, lits bactriens,).
25
Chapitre 1
9-3-2-4- Filtration/percolation
La filtration ou percolation consiste traiter leau par lintermdiaire du sol ou dun
massif filtrant (Vasel, 2007). On filtre les effluents raison de quelques centaines de litres
deffluent par mtre carr de massif filtrant et par jour. Deux mcanismes entrent en jeu :
1) la filtration des MES : plus le sable est grossier, plus la fixation des MES se fera en
profondeur. Les MES finissent par colmater le filtre. Pour lutter contre le bouchage du massif
filtrant, il faut donc alterner phase de filtration et phase de schage, llimination des MES
permet galement llimination des micro-organismes qui y sont fixs ;
2) ladsorption des bactries libres par les grains de sable du filtre : il se forme alors un
film biologique contamin, surtout dans la partie suprieure, ce film va permettre une
dgradation microbienne de la matire organique et des substances dissoutes dans leffluent
(phosphates, nitrates, etc.). Cette dgradation consomme de lO2 et produit du CO2, il faut
donc arer rgulirement le film pour viter lasphyxie du milieu.
Les techniques de filtration/percolation permettent llimination des gros microorganismes (protozoaires et helminthes) par filtration/adsorption au dbut du massif filtrant.
Llimination des virus et des bactries est fonction du milieu poreux, de la vitesse de
percolation, de lpaisseur du massif filtrant et du niveau doxydation de leau filtre (Faby,
1997).
optimisation de lauto puration naturelle qui sexerce dans ces deux milieux (Guilloteau,
1992).
Plusieurs chercheurs proposent une puration par les procds de type extensif qui
sont des systmes dpuration deaux uses par voie naturelle (ou zones humides artificielles),
dont le plus connu est le lagunage microphytes et macrophytes (bassin de stabilisation,
bassin facultatif ou bassin de maturation). Ce systme est expriment depuis la premire
moiti du sicle sous climat tempr et prsente de nombreuses possibilits d'adaptation au
climat des pays en dveloppement qui est gnralement chaud et donc favorable l'activit
26
Chapitre 1
bactrienne dont dpend son bon fonctionnement. Ces stations d'puration par voie naturelle
sont nombreuses, mais elles ne sont pas souvent connues du grand public. Leur principe de
fonctionnement s'inspire de celui des cosystmes rencontrs dans les zones humides
naturelles (Radoux, 1989).
9-4-
lazote et phosphate ainsi que la pollution biologique des eaux uses domestiques, ayant
dj subit au pralable des traitements primaires et secondaires qui savrent insuffisants pour
arriver au bout de ces polluants. Pour cela les traitements tertiaires simposent et deviennent
plus que ncessaires, afin de garantir une meilleure protection des milieux naturels rcepteurs.
Les traitements tertiaires souvent considrs comme facultatif ou complmentaire
permettent daffiner ou damliorer le traitement secondaire. De telles oprations sont
ncessaires pour assurer une protection complmentaire de lenvironnement rcepteur ou une
rutilisation de leffluent en agriculture ou en industrie. Les traitements tertiaires visent
amliorer la qualit gnrale de leau.
Leur utilisation s'impose lorsque la nature des milieux rcepteurs recevant l'eau
dpollue l'exige. On y distingue gnralement les oprations suivantes :
Elimination de lazote
Les stations d'puration classiques, prvues pour liminer les matires carbones,
n'liminent que des quantits rduites d'azote prsent dans les eaux uses. Pour satisfaire aux
normes de rejet en zones sensibles, des traitements complmentaires ou tertiaires doivent tre
27
Chapitre 1
mis en place. L'limination de l'azote est, le plus souvent, obtenue grce des traitements
biologiques, de "nitrification-dnitrification" ou par change dions.
Lazote subit diffrentes transformations au cours dun traitement biologique : passage
de la forme nitreuse puis nitrique et de retour la forme gazeuse. Chacun des composs
forms au cours de ces diffrentes tapes un poids molculaire diffrent.
Le suivi de lvolution de lazote au cours du traitement ne peut tre effectu qu
partir dune base commune : le nombre de moles dazote ou les masses dazote mises en jeu.
Cest la raison pour laquelle les charges et les concentrations de NH4+ donnent les
quivalences suivantes :
1,29 mg NH4+ sont quivalents 1mg dazote ammoniacal N-NH4+ ;
3,29 mg NO2- sont quivalents
28
Chapitre 1
Chapitre 1
1) les lampes, doivent tre remplaces rgulirement : elles sont uses au bout dun an
et demi. De plus, elles doivent tre nettoyes car elles ont tendance sencrasser ;
2) la qualit de leffluent, dont les MES et certaines molcules dissoutes absorbent les
UV, ce qui diminue lefficacit des lampes.
Les dsinfections utilisant des produits chimiques (chlore, ozone, etc.) sont efficaces,
sauf contre Cryptosporidium. Il a t montr que des kystes de Cryptosporidium pouvaient
rsister des traitements pH = 11,2, la chloration et dautres traitements chimiques
(Rose et al, 1999). Cependant, la plus grande partie des kystes de Cryptosporidium sont
limins pendant les phases primaires de dcantation et coagulation/floculation. Par ailleurs, il
faut trouver lquilibre entre le risque pos par les dsinfectants en eux-mmes, et le risque li
aux microorganismes pathognes (Asano, 1998). Cest essentiellement le cas pour le chlore
dont lutilisation cre des drivs halogns potentiellement cancrignes. Pour les
ultraviolets, ce problme ne se pose pas. Leur action sur les virus et les coliformes fcaux est
30
Chapitre 1
bonne. Seules les formes de rsistances, comme les oeufs dhelminthes, ne sont pas trop
affectes (Cauchi et al, 1996).
valorisation agricole ;
incinration ;
mise en dcharge.
Conclusion
On peut dire qu partir dune eau use et grce aux procds de traitements, il est
possible dobtenir toute une gamme deaux de qualits diffrentes. A chacune de ces qualits
peut correspondre un usage particulier. Il est clair que les traitements qui existent peuvent
rduire les concentrations des polluants sous toutes leurs formes, des niveaux qui sont
actuellement considrs comme non dangereux.
31
Chapitre II
PROBLEMATIQUE DE LA
POLLUTION AZOTEE ET
PHOSPHATEE
Chapitre 2
1- Introduction
Paradoxalement, lazote et le phosphore sont des nutriments indispensables pour le
dveloppement des tres vivants et lintensification des rendements agricoles dune part,
dautre part leurs rejets excessifs et leurs prsences dans les milieux aquatiques est indsirable
et contribuent l'eutrophisation de ces derniers, qui trouvent leurs quilibres bouleverss avec
le constat dune menace aussi bien sur la faune que sur la flore. Dune manire gnrale, les
perturbations engendres par de tels gestes peuvent tre de nature diverses :
Cest dans cette dynamique de recherche que sinscrit ce chapitre dont lobjectif
majeur, est de cerner la problmatique de ces lments, afin, doptimiser leurs prsences la
fois, indispensables comme nuisibles dans les diffrents compartiments de la matire et mettre
au point, un procd et/ou un bioracteur appliqu llimination simultane de lazote et du
phosphore des eaux uses rsiduaires traites.
32
Chapitre 2
2- L'azote
Lazote est prsent dans les eaux uses sous les diffrentes formes chimiques
suivantes : ion ammonium N-NH4+, ion nitrite N- NO2- et ion nitrate N-NO3-.
Azote global = Azote Kjeldahl + Nitrites + Nitrates.
L'azote hydrolysable et lazote ammoniacal constituent lazote Kjeldahl NTK qui est
la somme de Norg. + N-NH4+. Dans lazote organique (Norg.) sont inclus ceux des amines, des
amides, de lure, de lacide urique etc.
Nitrites (NO2-) :
Les ions nitrite (NO2-) sont le produit soit de loxydation de lion ammonium (NH4+) dans
les conditions darobie par les nitrosomonas, soit de la rduction des ions nitrate (NO3-) en
anoxie par les bactries htrotrophes.
4 NH4+ + 7 O2 (Nitrosomonas) 4 NO2- + 6 H2O + 4 H+
Nitrates (NO3-) :
Les nitrates constituent le produit final de l'oxydation de l'azote organique dans l'eau par
laction des nitrobacters en transformant les nitrites en nitrates selon la raction suivante :
2 NOi + O2 (Nitrobacters)
2 NO3-
Chapitre 2
rcepteurs est prjudiciable la sant humaine, nuisible aux ressources biologiques terrestres
comme aquatiques et lensemble des cosystmes naturels.
Dans la plupart des rejets liquides et solides de ces activits potentielles de nuisance
lenvironnement, lazote existe sous deux formes bien connues :
Azote libre
N atmosphrique
Dnitrification
Nitratation
Bactries
nitriques
Engrais
plantes
Dchets azote
acides amins
protines
ure etc
N organique
Rduction
assimilative
Ammonification
Nitrites
N-NO2 -
Sels ammoniacaux
N-NH4+
Nitritation
Bactries
MILIEU OXYDANT
Nitreuses
MILIEU RDUCTEUR
34
Putrfaction
Nitrates
N-NO3 -
Bactries dnitrifiantes
lgumineuses
Chapitre 2
Il est important de rappeler que lazote sous sa forme NH3 dite non dissocie ou
ammoniac libre reprsente la forme la plus toxique. Les concentrations polluantes de lazote
et/ou de ses drivs couramment rencontres dans les rejets varient selon les secteurs
dactivits, le niveau de dveloppement des populations et les politiques environnementales
en vigueur. Au Canada par exemple, o lammoniac (NH3) fait partie de la deuxime liste des
substances dintrt prioritaire, les stations dpurations (STEP) sont les principales sources
dmissions de NH4+ dans les milieux aquatiques raison de 62 000 tonnes/an
(Environnement Canada et Sant Canada, 2001). Des rejets aussi considrables et concentrs
avec
des
caractristiques
chimiques,
physico-chimiques
particulires,
influencent
vritablement les organismes aquatiques (Eddy and Williams, 1994). Dans les rejets du
secteur agricole et principalement dans la porcherie, la charge azote atteint facilement 3 4
g/l sous forme NH4+ dans les lisiers. On admet aussi communment que la pollution
journalire par habitant est de lordre de 13 15 g dazote (essentiellement dorigine
mtabolique) dont 1/3 sous forme ammoniacale et 2/3 sous forme organique (ure, acide
urique) (Pouilleute, 1996).
Cependant, la prise de conscience de limpact des rejets azots sur la dgradation des
milieux rcepteurs notamment les eaux superficielles sest relativement gnralises ces
dernires annes. Elle a conduit les pouvoirs publics renforcer les exigences rglementaires
concernant la norme des rejets azots en sortie des STEP et tendre la contrainte de son
limination un nombre de plus en plus important dinstallations. La ncessit de ces
abattements viendrait non seulement des effets nfastes de lazote sur le milieu rcepteur mais
galement de son impact sur le cot de la potabilisation des eaux de surface et des nappes. On
note gnralement que :
son oxydation biologique (NH4+) par raction de nitrification dans les eaux
naturelles saccompagne dune consommation accrue doxygne (Dbri, 1991; Pakulski et al,
1995) thoriquement estime 4.3 mg dO2/mg dazote oxyd ;
une teneur en ammoniaque de lordre de 0.02 mg/l est toxique pour la vie
piscicole ;
une charge suprieure 25 mg/l NO3- entrane un dveloppement indsirable
dalgues conduisant leutrophisation du milieu (Heathwaite, 1993) ;
une charge importante (50 mg/l) de NO3- est susceptible de provoquer la
mthmoglobinmie chez le nourrisson (par rduction du nitrate en nitrite et oxydation du fer
ferreux de lhmoglobine en fer ferrique) ;
35
Chapitre 2
Chapitre 2
R-NH2
NH3
Spontan
NH4+
Ammonification
Nitrosomonas
NO2-
Nitrobacter
Nitritation
Nitratation
NO3-
N2
Dnitrification
Assimilation
R-NH2
Figure 4 : Schma ractionnel de la minralisation de lazote
Ce schma ractionnel dapparence simple fait partie du cycle complexe de lazote.
Dans ce schma, deux types de nitrification doivent tre distingues :
a) taxonomie
Les microorganismes nitrifiants tableau 1
37
Chapitre 2
Bactries nitratantes
Nombre despces
Nitrosomonas
10
Nombre despces
Nitrobacter
Nitrosospira
Nitrospina
Nitrosococcus
Nitrococcus
Nitrosolobus
Nitrospira
Nitrosovibrio
b) Phylognie
La phylognie ou phylogense est la science de reconnaissance et de diffrenciation
dun groupe de microorganismes. lheure actuelle, plusieurs techniques de reconnaissance
existent dont la phnotypie (base sur des caractres morphologiques), la srotypie (base sur
des techniques srologogiques) et les techniques molculaires (squenages dADN ou
dARN). Selon Teske et al, (1994) ainsi que Woese, 1994), toutes les bactries nitrifiantes
font partie des Protobactries et plus prcisment de la famille des Nitrobacteriacea (Watson
et al, 1989).
2-2-1-2-
Notions de mtabolisme
38
Chapitre 2
Les stations d'puration soumises des contraintes svres en terme de rejets azots
(zones sensibles l'eutrophisation) doivent complter ce traitement par un traitement tertiaire
qui permettra de transformer l'ammonium en diazote par les ractions de nitrification dnitrification.
2) Mtabolisme nitrifiant
Les biomasses responsables de la nitrification ont un mtabolisme autotrophe
(Schmidt et al, 2002) et arobie strict (Shin et al, 2005). On les retrouve dans plusieurs
cosystmes naturels notamment les eaux uses, les milieux aquatiques, les sols et les roches
(Mansch et al, 1998 ; Bothe et al, 2000). Leur source dnergie provient de loxydation de
lammonium (les nitritants) ou du nitrite (les nitratants) en assimilant le CO2 via le cycle de
Calvin. Cependant, longtemps considres comme exclusivement autotrophes, les bactries
nitrifiantes peuvent dans certaines conditions assimiler des composs organiques grce des
mtabolismes mixotrophes (se dveloppent en utilisant la fois des composs organiques et
minraux comme source de carbone et dnergie.) (Fray, 2000). Cest le cas par exemple de
Nitrosomonas eutropha, qui dans des conditions particulires danoxie peut simultanment
nitrifier et dnitrifier (Schmidt et Bock, 1997).
NO2- + H2 O + 2H+
NO2- + 0.5O2
NO3-
39
Chapitre 2
Energie libre
NH4+ +1.5O2
NO2-
NO2- + 0.5O2
NO3-
80 kJ /mol N-NO2-
NH2 OH + H2 O
NO2- + 5H+ + 4e-
NH2 OH + H2 O
Chapitre 2
15CO2 + 13NH4+
10NO3- + C5 H7 NO2 + H+
2-2-1-4-
Pendant la nitrification, une grande partie (80%) de lnergie libre par loxydation
des sources dnergie respectives (NH4+ et NO2-), est utilise pour la fixation du CO2, une
autre sert la croissance cellulaire (2 11% chez Nitrobacter par exemple) (Bock et al, 1986)
et le reste sous forme de rserve. Cette rpartition de lutilisation du substrat peut tre
reprsente par le diagramme de la figure 5.
41
Chapitre 2
Chapitre 2
Cette loi de Monod montre que la constante de saturation KS peut tre nglige
lorsque la concentration du substrat est suffisamment leve (Henze et al, 1996). Cest le cas
par exemple des rejets industriels concentrs, ou mme des installations de laboratoire o lon
peut contrler volontairement les concentrations du substrat. Dans de telles circonstances, la
cintique de croissance des microorganismes est dordre zro et conduit la relation:
Quelques valeurs des constantes KNS et max NS cites dans la littrature sont reportes
dans le tableau 3. Daprs lquation prcdente, on remarque que dans une situation o la
constante KNS peut tre nglige devant la concentration en ammonium, le taux de croissance
est maximal et lespce Nitrosomonas crot de faon optimale.
Tableau 3 : Constantes caractristiques de croissance de lespce Nitrosomonas (Bock et al,
1991).
K NS (mg.l-1 N-NH4+)
max NS (h-1)
Rfrences
3.6
1
0.3 - 0.7
0.055
0.028
0.025 - 0.033
43
Chapitre 2
44
Chapitre 2
Units
Nitrobacter
Global
max
h-1
0.02 0.03
0.02 0.04
0.02 0.03
KS,NH4
mg N-NH4+.1-1
0.3 0.7
0.8 1.2
0.3 0.7
KO2
mg O2.1-1
0.5 1.0
0.5 1.5
0.5 1.0
Ymax
mg VSS.mg -1 NO3
0.1 0.12
0.05 0.07
0.15 0.2
bA
h-1
10-3
2.5 10-3
1- Facteurs physico-chimiques
a)Temprature
La gamme des tempratures favorables la nitrification est trs large. La limite
infrieure serait 5C (Jones and Hood, 1980; Bouillot et al, 1992; Niquette et al, 1998), alors
que la limite suprieure se situerait entre 40C et 45C (Gay, 1983; Henze et al, 1996). Dans
cette large gamme, les microorganismes nitrifiants prsentent une temprature optimale qui se
situe entre 25 et 36C. Cette temprature optimale, souvent discute, se justifie par une varit
des conditions de culture, des souches privilgies dans la culture et de la nature du substrat.
Le tableau 5 reprend quelques valeurs souvent rencontres.
Tableau 5 : Quelques valeurs de la temprature optimum de croissance des nitrifiants
T optimum (C)
Rfrences
25C
30 - 36C
30C
(Groeneweg et al, 1994) ; (Henze et al, 1996) ; (Jianlong and Ning, 2004)
45
Chapitre 2
Ainsi, lorsque lobjectif de ltude met en jeu lespce Nitrosomonas par exemple,
Jianlong and Ning (2004) rapportent que la temprature optimale est de 30C, en prsence
dune faible concentration doxygne dissous.
Malgr les lgres diffrences observes sur la temprature optimum, les auteurs
saccordent dire que son influence sur la croissance des microorganismes qui peut tre
dcrite par la loi de Vant Hoff-Arrhenius.
Lexpression de cette loi sous la forme de lquation suivante. Elle est valable dans
lintervalle de temprature 5 30C :
Chapitre 2
c) PH
Lactivit des microorganismes nitrifiants est trs sensible au pH. Dans la nature, ces
bactries peuvent crotre dans une large plage de pH (Josserand and Bardin, 1981) allant
approximativement de 5 8 (USEPA, 1990).
Cependant, leur croissance et leur activit optimales se situent aux environs dun pH
compris entre 7.5 et 8.5 (Josserand, 1983; Bock et al, 1989).
Le diagramme suivant figure 7 extrait des travaux de (Henze et al, 1996) montre que le
taux de nitrification en fonction du pH est comparable une courbe en forme de cloche dont
la zone du pH optimum se confirme au voisinage de 8.5.
(Anthonisen et al, 1976) qui ont tudi les effets de cette variable sur les nitrifiants ont
observ quelle influence indirectement les microorganismes.
47
Chapitre 2
En effet, elle favorise ou non la formation dammoniac libre (NH3 dit ammoniac non
dissoci) ou de lacide nitreux (HNO2), qui sont des inhibiteurs des nitrifiants.
Chapitre 2
3- Facteurs biologiques
a) ge des boues
Lactivit de nitrification peut tre considrablement influence par lge des boues.
En effet, vu le faible taux de croissance des nitrifiants, un ge de boues lev permet
daccumuler la biomasse et favoriser une meilleure activit de nitrification (USEPA, 1990).
Cest pourquoi ce critre est parfois utilis comme stratgie de suivi de procd,
conduisant la minralisation des boues (et donc une faible production des boues).
Chapitre 2
pas lobjet essentiel de cette tude, il est important de rappeler brivement son principe de
base afin de mieux cerner lintrt dexplorer dautres choix stratgiques de llimination de
lazote notamment par la voie nitrite.
Chapitre 2
Dhabitude, la dnitrification exogne est plus pratique car plus comptitive vis--vis
de la dnitrification endogne, qui, bien que ne produisant pas de biomasse, est lente (Edeline,
1988). Un des substrats le plus utilis est le mthanol. Dans ce cas, le processus de
dnitrification est reprsent par lquation suivante.
Une autre mthode consiste recycler la liqueur mixte de manire la mlanger avec
la charge qui constitue ainsi la source dapprovisionnement en substrat organique. On parle de
dnitrification combine. Dans le fonctionnement global dun procd de traitement deaux
uses, le retour de la liqueur mixte (contenant les nitrites et nitrates) en amont de linstallation
permet denchaner les processus de nitrification et de dnitrification.
Cet enchanement constitue la voie majeure dlimination de la pollution azote
puisque le diazote libr suite la dnitrification rintgre le cycle naturel. Ce mcanisme est
comparable ce qui existe dans la nature o coexistent plusieurs types dinterfaces
arobies/anoxiques favorisant lenchanement naturel des processus de nitrification et de
dnitrification.
Cependant, les besoins importants en oxygne au cours de la phase arobie dune part,
et en substrat organique lors de la phase anoxique dautre part soulvent la question
fondamentale du cot de traitement de la pollution azote. Les travaux de (Pouilleute, 1996)
sur la lutte contre leutrophisation des rservoirs naturels (lacs, rivires) rvlent que les
dpenses en nergie sur un site de traitement deaux rsiduaires reprsentent environ 30% du
cot global dexploitation, le surcot de fonctionnement li llimination de lazote tant
approximativement de 5%.
De plus, la seule tape de la nitrification reprsente une majoration denviron 40% des
besoins en oxygne, mme si cette valeur peut tre rduite 20% par rcupration de
loxygne des nitrates lors de la dnitrification. Ces estimations sont comparables dautres
travaux rapports dans la littrature. Selon (Ferrer et al, 1998) par exemple, le cot de
laration dans un procd de traitement des eaux uses destin llimination de lazote
reprsente environ 50% de la puissance nergtique globale consomme par linstallation.
Face cette problmatique, nombre dtudes ont t menes ces dernires annes dans
le but dattnuer les cots dinvestissement tout en visant laccroissement des performances
des procds. Les dmarches utilises et cites dans la littrature vont du dveloppement
51
Chapitre 2
Chapitre 2
Ainsi, une eau riche en sulfates pourra tre gnante dans l'limination des nitrates, la
rsine fixant prfrentiellement les sulfates.
3- Phosphore
Le phosphore est prsent dans l'eau sous plusieurs formes : phosphates,
polyphosphates, phosphore organique etc. Lion orthophosphate (PO43-) est la forme la plus
abondante dans leau et provient en majeure partie des djections animales et des produits de
lessive. Il joue un rle important dans la respiration des cellules vivantes, dans le stockage et
le transfert de lnergie. A des concentrations leves dans leau, il provoque leutrophisation.
La protection des milieux aquatiques
la
rutilisation des eaux des fins agricoles ne ncessite pas une rduction des teneurs en azote
et en phosphore.
3-1- Problmatique de la pollution phosphate
Les micro-organismes assurant la dgradation du carbone et de lazote intgrent du
phosphore leur matriel cellulaire (structure membranaire, ATP, ARN). La part de
phosphore limine simplement par cette voie reprsente environ 25 % de la quantit
journalire dgrader.
Pour augmenter les performances dlimination du phosphore, les installations boues
actives ralisent un transfert sous forme particulaire soit par prcipitation (voie physicochimique), soit par suraccumulation au sein de la biomasse puratrice (voie biologique), soit
par combinaison des deux processus (filire combine) (Dernat, 1994).
Le phosphore est le facteur limitant sur lequel il est possible de jouer efficacement
pour rduire leutrophisation continentale.
Leutrophisation est, rappelons-le, un enrichissement en nutriments (composs azots
et phosphors utiliss par les vgtaux pour leur croissance) conduisant un dveloppement
excessif dalgues et par l mme un dsquilibre de lcosystme.
Les consquences de leutrophisation des eaux de surface sont multiples. Le
dveloppement excessif dalgues augmente la turbidit des eaux de surface, modifie leur
couleur et peut tre source dodeurs nausabondes. Il sopre galement un appauvrissement
du nombre despces de poissons.
53
Chapitre 2
Leutrophisation nuit alors la qualit des eaux de surface ce qui limite leurs usages :
production deau potable, loisirs (pche, baignade, sport nautique, lcher deau), activits
industrielles (transport, production dnergie lectrique).
La rduction la source des flux de phosphore vhiculs par les eaux uses ne peut
conduire une diminution suffisante des quantits rejetes au milieu naturel. En effet, le
mtabolisme humain ne peut tre rduit ; un traitement appropri des eaux uses par une
filire correctement dimensionne et exploite est ncessaire pour rduire les flux rejets au
milieu naturel.
Concentration maximale
en moyenne annuelle
Rendement minimum en
moyenne annuelle
600 6 000
2 mg de P/l
80 %
> 6 000
1 mg de P/l
80 %
Chapitre 2
55
Chapitre 2
56
Chapitre 2
57
Chapitre 2
nitrification.
Les bactries dphosphatantes sont des bactries arobies strictes, obtenant lnergie
seulement partir de loxygne, ou bien des bactries arobies facultatives, tirant
lnergie en priorit de loxygne, puis des nitrates en absence doxygne. Dans les deux
cas, les bactries stockent les phosphates sous forme de polyphosphates, et le carbone sous
forme de poly--alcanoates (PHA) et de glycogne.
Une bonne partie des bactries dphosphatantes ont t classe parmi le genre
Acinetobacter.
d) Le glycogne
Le glycogne, dont le rle a t mis jour trs rcemment dans les mcanismes de
dphosphatation biologique, intervient trois niveaux :
58
Chapitre 2
59
Chapitre 2
Ces trois mcanismes ont normalement lieu simultanment, et leur action combine est
responsable des hautes performances de dphosphatation gnralement atteintes dans les
stations de traitement chimiques.
La sparation du phosphore particulaire de leau aura lieu lors de la dcantation.
Conclusion
Parmi les griefs retenus contre la pollution azote et phosphate et le prjudice port
la sant publique dune part, dautre part ils sont responsable de leutrophisation des rivires,
lacs et rservoirs demeure lun des problmes majeur.
Leutrophisation est, rappelons-le, un enrichissement en nutriments (composs azots
et phosphors utiliss par lactivit industrielle et agricole.
Les consquences de leutrophisation des eaux de surface sont multiples : Le
dveloppement excessif dalgues qui augmente leur turbidit, modifie leur couleur et peut-tre
source dodeurs nausabondes, limite la production deau potable et des loisirs (pche,
baignade, sport nautique, lcher deau), ainsi que les activits industrielles (transport,
production dnergie lectrique).
Par ailleurs, un traitement appropri des eaux uses par une filire correctement
dimensionne et exploite est plus que ncessaire, afin de rduire les flux de pollution rejets
au milieu naturel et liminer tous les effets indsirables.
60
Chapitre III
Chapitre 3
1- Introduction
Leau use traite, rcolte l'aval des systmes d'assainissement urbains reprsente
une eau renouvelable non conventionnelle, qui pourrait tre une source attrayante et bon
march employer en agriculture, au voisinage des centres urbains (Vasel, 2007). Toutefois,
en raison de la nature variable de la composition de cette eau (sa charge en constituants
minraux, organiques et biologiques); sa rutilisation devrait tre gre soigneusement,
surveille et contrle par des spcialistes, afin de vrifier les risques et menaces potentiels
sur les usagers, le sol et les cultures irrigues, ainsi que sur l'environnement dans son
ensemble (Blumenthal, 1989).
En Algrie le volume global d'eaux uses rejetes annuellement est valu prs de
800 millions de m3, dont 600 millions de m3 pour les seules agglomrations du Nord, sur ce
volume global seul environ 30% sont traits (DHWTO, 2006). Ces effluents, d'origine
domestique, constitueraient une ressource deau importante qui peut tre prise en
considration pour diverses utilisations. Pour cela, il est primordial daugmenter le nombre de
stations dpuration dotes dquipements de traitements tertiaires qui permettraient un
meilleur abattement de la pollution notamment azote et phosphate.
Par ailleurs lAlgrie est compt parmi les pays hydro-sensible est confront la raret
des eaux naturelles conventionnelles due linsuffisance et lirrgularit des prcipitations
dans le temps et dans lespace. Le climat aride et semi-aride qui svit sur une grande partie du
territoire rduit galement les disponibilits de cette ressource. Le taux de satisfaction en eau
en Algrie est en moyenne de 500m3/habitant/an, qui est loin de la norme internationale qui
est de 1700m3/habitant/an. Par ailleurs lintroduction et la rutilisation des eaux non
conventionnelles sont devenues une alternative incontournable pour satisfaire les besoins qui
ne cessent de croitre et rserver les eaux conventionnelles pour les vocations nobles comme
lAEP et labreuvage des cheptels. A cet effet le recyclage des eaux uses traites peut
constituer une alternative attrayante plusieurs titres (agricole, conomique, sociale et
environnementale).
Chapitre 3
utilisations urbaines : arrosage des espaces verts, lavage des rues, alimentation de
plans d'eau, auxquelles on peut ajouter une utilisation priurbaine qui se dveloppe comme
larrosage des terrains de golfs ;
utilisations agricoles : irrigation ;
utilisation pour la lutte contre les incendies ;
utilisations industrielles : cette rutilisation est importante en raison du recyclage
frquent des eaux de procds qui est souvent justifie par la rduction des consommations
mais aussi par la rcupration des sous-produits. Mais elle peut aussi concerner les eaux de
refroidissement ;
recharge des nappes, protection contre l'intrusion du biseau sal en bord de mer.
Chapitre 3
concentrations des polluants sous toutes leurs formes des niveaux qui sont considrs non
dangereux. Les caractristiques de qualit physiques, chimiques et biologiques sont identiques
pour toutes les eaux d'irrigation.
4-1- Salinit
Dans la plupart des pays, l'eau utilise pour l'approvisionnement des collectivits est
celle ayant la meilleure qualit disponible et elle est habituellement de faible salinit.
Cependant, en conditions de pnurie en eau, la salinit peut tre un problme.
La quantit et le type de sels prsents sont importants pour valuer si l'eau use traite
convient pour l'irrigation. Des problmes potentiels sont lis la teneur en sels totaux, au type
de sel ou la concentration excessive d'un ou plusieurs lments (Ayers, 1977).
a)
Choisir des cultures tolrantes la salinit de l'eau use, le tableau 7 peut aider
63
Chapitre 3
1280-1920
1920-2560
2560-3200
3200-4480
>4480
Citrus
Pommes
Figues
Olives**
sorgho
Arachide
Carthame
bl
Coton
Orge
Pche
Brocoli
Riz
Betterave sucrire
Agropyre
Raisins
Tomates
Betteraves
Soja
Palmier
dattier***
Phalaris
aquatique
Trfle
Rye Grass
Fraise
Concombre
Ftuque
Artichauts
Pommes de
terre
Poivrons
Cantaloup
Carottes
Epinards
Oignons
Vesce
commune
Sorgho du
Soudan
Haricot
Mas
Chiendent pied de
poule
Sudax (sorgho
hybride)
Pastques
Luzerne
* * des niveaux de CE beaucoup plus levs ont t observs pour des olives en Tunisie
* * * des niveaux plus levs de CE ont t galement observs pour des palmiers dattiers en
Algrie.
b) Choisir un systme d'irrigation, permettant une application uniforme de l'eau, une
efficience leve et offrant la possibilit d'irriguer frquemment (Maas, 1984). De meilleurs
rendements peuvent tre obtenus lorsqu'on emploie de faon approprie les systmes
d'irrigation modernes. Avec des systmes goutte goutte, l'irrigation peut tre plus frquente
et la salinit du sol proximit de la plante irrigue peut ainsi tre maintenue un niveau plus
bas (Goldberg et al, 1971; Papadopoulos et al, 1988).
c) Drainage, une des mesures ncessaires pour prvenir la remonte de la nappe et la
salinisation induite par l'irrigation en rgions arides et semi-arides est l'installation d'un rseau
de drainage. Le drainage, en combinaison avec une irrigation approprie permet le lessivage
des sels en excs hors de la zone racinaire.
64
Chapitre 3
4-2- Alcalinit
La dispersion de la phase collodale du sol, la stabilit des agrgats, la structure du sol
et la permabilit de l'eau sont toutes trs sensibles aux types d'ions changeables prsents
dans l'eau d'irrigation.
L'augmentation de l'alcalinit du sol, qui peut se produire avec l'eau use traite en cas
de concentration leve en Na, rduit la permabilit du sol, particulirement en surface,
mme si le lessivage a lieu.
Ce phnomne est li la dispersion et au gonflement des argiles lorsque la
concentration en Na changeable augmente. Toutefois, pour une certaine valeur du Rapport
d'Adsorption du Sodium (SAR Sodium Adsorption Ratio), la vitesse d'infiltration augmente
ou diminue avec le niveau de salinit (Rhoades, 1977). Les trois solutions suivantes de
gestion sont recommandes :
a) Amendements chimiques
L'utilisation d'amendement calcique, tel que le gypse, est largement admise pour
l'amlioration des sols ayant un pourcentage lev en Na par rapport la capacit d'change
cationique (CEC) ou chaque fois que de l'eau haut SAR est utilise pour l'irrigation. Le
sodium du sol est chang par le calcium du gypse et la dispersion de la phase collodale se
rduit.
c) Matire organique
Le problme d'alcalinit peut galement tre rsolu par l'addition de matire organique
comme la paille, d'autres dchets vgtaux et du fumier organique.
65
Chapitre 3
Le problme des mtaux lourds est discut plus en dtail en liaison avec les boues
rsiduaires. (Biswas, 1987) a rapport la charge en mtaux lourds admise sur les terres
agricoles dans quelques pays europens tableau 8.
66
Chapitre 3
Tableau 8 : Limites recommandes en lments traces dans les eaux uses pures destines
l'irrigation (Biswas, 1987).
Constituent
Utilisation long terme
Court terme
(mg/l)
(mg/l)
Aluminium
Arsenic
Bryllium
Bore
Cadmium
Chrome
Cobalt
Cuivre
Fluor
Fer
Plomb
Lithium
Manganse
Molybdne
Nickel
Slnium
Vanadium
Zinc
5.0
0.10
0.10
0.75
0.01
0.1
0.05
0.2
1.0
5.0
5.0
2.5
0.2
0.01
0.2
0.02
0.1
2.0
20.0
2.0
0.5
2.0
0.05
1.0
5.0
5.0
15.0
20.0
10.0
2.5
10.0
0.05
2.0
0.02
1.0
10.0
1- la concentration des mtaux lourds dans l'eau use urbaine est faible cause de la
faible activit industrielle ;
2-
les sols de notre rgion ont la plupart du temps une forte concentration en CaO3 et un
pH suprieur 7, ce qui diminue la mobilit et la disponibilit des mtaux lourds pour les
cultures. Par consquent, en milieu acide les mtaux lourds pourraient tre un problme et les
mesures suivantes sont recommandes :
Chapitre 3
On dsigne sous ce terme la dure pendant laquelle une substance est dcelable dans le
milieu. Il ne faut pas confondre cette notion avec le terme de rmanence qui dsigne la dure
pendant laquelle les effets dun traitement restent perceptibles sur une culture.
La dgradation des contaminants est value par deux paramtres: la demi-vie et le
taux de dgradation. La demi-vie dsigne le temps ncessaire pour que la moitie de la dose
initiale soit dgrade. Les produits de dgradation ne sont pas forcement inoffensifs pour le
milieu, ils peuvent tre aussi voire plus toxiques que la molcule initiale (Kolpin et al, 1998).
a) Les bactries
Les bactries sont des organismes unicellulaires simples et sans noyau. Leur taille est
comprise entre 0,1 et 10 m. La quantit moyenne de bactries dans les fces est denviron
1012 bactries/g (Asano, 1998). La majorit de ces bactries ne sont pas pathognes.
Par ailleurs, les bactries pathognes vont se trouver en comptition avec les bactries
autoctones, ce qui limitera leur dveloppement.
Les eaux uses contiennent en moyenne 107 108 bactries/l. La concentration en
bactries pathognes est de lordre de 104/l (Faby et Brissaud, 1997). Le nombre de germes
peut tre multipli par 1 000 dans les eaux de rivires aprs un rejet urbain ; ainsi, le nombre
de coliformes fcaux passe de 103 106 par millilitre, aprs la zone de rejet dune station
dpuration, qui collecte les eaux uses dune grande ville (Miquel, 2003). La voie de
contamination majoritaire est lingestion, comme le montre le tableau 9.
68
Chapitre 3
Tableau 9 : Les bactries pathognes dans les eaux uses Asano (1998)
Agent pathogne
Symptmes, maladie
Salmonella sp
Ingestion
Shigella sp
Dysenterie bacillaire
Ingestion
Escherichia coli
Gastro-entrite
Ingestion
Yersinia sp
Gastro-entrite
Ingestion
Campylobacter sp
Gastro-entrite
Ingestion
Vibrio sp
Cholra
Ingestion
Leptospira sp
Leptospirose
Cutane/Inhalation/Ingestion
Legionella sp
Lgionellose
Inhalation
Mycobacterium sp
Tuberculose
Inhalation
b) Les protozoaires
Les protozoaires sont des organismes unicellulaires munis dun noyau, plus complexes
et plus gros que les bactries. La plupart des protozoaires pathognes sont des organismes
parasites, cest--dire quils se dveloppent aux dpens de leur hte. Certains protozoaires
adoptent au cours de leur cycle de vie une forme de rsistance, appele kyste. Cette forme
peut rsister gnralement aux procds de traitements des eaux uses. On peut citer parmi
ceux-ci Entamoeba histolytica, responsable de la dysenterie amibienne ou encore Giardia
lamblia.
c) Les helminthes
Les helminthes sont des vers multicellulaires. Tout comme les protozoaires, ce sont
majoritairement des organismes parasites. Les ufs dhelminthes sont trs rsistants et
peuvent notamment survivre plusieurs semaines voire plusieurs mois sur les sols ou les
plantes cultives. La concentration en ufs dhelminthes dans les eaux uses est de lordre de
10 103 ufs/l (Faby et Brissaud, 1997).
Le tableau 10 regroupe les principaux protozoaires et helminthes que lon trouve dans
les eaux uses, avec les pathologies qui leur sont associes, ventuellement le nombre moyen
de parasites que lon trouve dans un litre deau use et la voie de contamination principale du
pathogne (Boutin 1987).
69
Chapitre 3
Tableau 10 : Les parasites pathognes dans les eaux uses (Boutin 1987)
Organisme
Symptmes, maladie
Voies de contamination
Principales
Protozoaires
Entamoeba histolytica
Dysenterie amibienne
Ingestion
Giardia lamblia
Diarrhe, malabsorption
Ingestion
Balantidium coli
28-52
Ingestion
Cryptosporidium
Diarrhe
0,3 122
Toxoplasma gondii
Cyclospora
Microsporidium
Helminthes
Ascaris
Inhalation / Ingestion
Ingestion
Ingestion
Ancylostoma
Necator
Anmie
Cutane
Tnia
Trichuris
Toxocora
Ingestion
Strongylodes
Cutane
Hymenolepis
5 111
Ingestion
6 188
Ingestion / Cutane
10 41
Ingestion
Tableau 11 : Doses minimales infectantes (DMI) moyennes des agents pathognes prsents
dans les eaux uses (Cauchi et al, 1996)
Micro-organismes
DMI
Bactries
Helminthes
Protozoaires
102 - 106/ml
1 10/l
10 - 102/ml
70
Chapitre 3
Elle peut galement poser des problmes lis un dveloppement vgtatif excessif,
en retardant la maturit ou en rduisant la qualit des cultures irrigues. Il est donc ncessaire
de considrer les nutriments prsents dans l'effluent trait en tant qu'lment du programme
global de fertilisation des cultures irrigues. cet gard, l'analyse d'eau use est requise au
moins une fois au dbut de la saison culturale. Les nutriments se trouvant en grandes quantits
dans l'eau use, et qui sont important en agriculture et en gestion des paysages sont l'azote, le
phosphore et parfois le potassium, le zinc, le bore et le soufre. D'autres macro- et
micronutriments peuvent galement tre prsents.
En outre, la prsence de matire organique dans l'eau use peut, par son effet long
terme sur la fertilit du sol, contribuer galement la stabilit structurale du sol. Pour
l'valuation correcte de la capacit nutritive de l'eau use, base sur son analyse chimique, les
valeurs reprises dans le tableau 12 pourraient tre employes.
Pour certaines cultures, aucun engrais additionnel nest ncessaire. Par contre, lorsque
les engrais sont ncessaires, les eaux uses pourraient tre la rponse pour obtenir un
rendement lev de bonne qualit.
50
1000
10
40
50
2000
10
20
30
80
100
m /ha.an
40
50
71
60
70
Chapitre 3
l'environnement. C'est un
Chapitre 3
40
10
30
400
100
300
Azote
Phosphore
Potassium
Raie
Aspersion
40-60
10-20
60-75
60-70
15-25
70-80
Localise
75-85
25-35
80-90
73
Chapitre 3
Chapitre 3
la mthode d'irrigation ;
le contrle de l'exposition humaine aux eaux uses pures et l'hygine.
Chapitre 3
10- Conclusion
Les eaux uses sont trs concentres en polluants, leurs rutilisations brutes prsentent
des risques sanitaires potentiels levs. Actuellement, il existe des traitements suffisamment
puissants pour permettre dabaisser les concentrations en polluants et dattnuer donc le
risque sanitaire un niveau trs acceptable. Nous sommes ainsi, en mesure de disposer d'une
eau de qualit acceptable, surtout au niveau de l'hygine et de la protection de
l'environnement.
A chacune de ces qualits peut correspondre un usage particulier, en loccurrence un
projet de valorisation agricole qui peut tre une rponse la raret des ressources naturelles
dont les avantages sont multiples partir du moment quelle constitue une source fiable,
mme en annes trs sches et que sa valeur nutritive peut donner un rendement plus lev et
de bonne qualit.
76
PARTIE
EXPERIMENTALE
Chapitre I
MATERIELS ET METHODES
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
1- Introduction
La prsente tude exprimentale est compose de deux chapitres indpendants :
Le premier chapitre concerne, la caractrisation physico-chimique des effluents solides
(boues rsiduaires) et des effluents liquides (eaux uses traites) de la STEP Est de la ville de
Tizi-Ouzou en vue des projets de valorisation agricole. Elle permet aussi, le calcul des flux en
eau, en azote et en phosphore afin destimer leurs taux de participation en quivalent habitant
par hectare la fertilisation agricole des sols de la valle du moyen Sbaou dont les avantages
sont multiples, savoir :
Lpuration extensive par le sol et par les plantes (filtre plant) ;
Diminution de
77
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
ncessitent gnralement des temps de sjours trop long et des espaces trs importants et
incommodants.
2- Objectifs du travail
Calculer les flux en eau, en azote et en phosphore ainsi que les apports annuels en
quivalent habitant en eau, en azote et en phosphore de leffluent liquide trait de la STEP Est
de la ville de Tizi-Ouzou dans un but dune valorisation agricole ;
Evaluer les performances puratoires du dispositif (pilote) exprimental dans
llimination et/ou labattement simultan des paramtres de pollution en particulier lazote et
le phosphore des eaux uses traites de la STEP Est de la ville de Tizi-Ouzou.
3- Matriels et mthodes
3-1- Description du pilote exprimental
Cette installation est place dans une pice temprature rgule fixe sur une
paillasse de laboratoire. Des essais ont t effectus pendant deux annes avec le pilote
illustr la figure 10. L'appareillage est compos de racteurs en srie dont :
Un bassin d'activation: le bassin est dot dune capacit de 10 litres, travaillant en
arobie strict, sous aration continue assure par une injection dair comprim, permettant une
aration de type fines bulles. Le dbit dair est rgl de faon ce que la concentration en
oxygne dissous soit suprieure 2 mg/l. Aliment par les eaux de sortie de la STEP Est de la
ville de Tizi-Ouzou. Il assure simultanment la minralisation de lazote organique
(la
78
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
Un lit bactrien immerg : cest une colonne cylindrique de capacit gale 05 litres,
remplie dun garnissage traditionnel compos de grs ferrugineux dun diamtre de 3 10
mm ayant une surface spcifique importante.
Il est aliment par gravit via le dcanteur, il assure la fois la rduction de lazote oxyd
en azote molculaire (dnitrification) et le relargage du phosphore assimil pendant la phase
daration.
pristaltiques,
un
compresseur
dair
et
un
agitateur :
assurant
respectivement les diffrents transferts des eaux et des boues, loxygnation et le brassage.
Boues en excs
Figure 10 : Schma de linstallation exprimentale
79
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
Le pilote est aliment continuellement avec leffluent trait provenant de la STEP Est
de la ville de Tizi-Ouzou. Lchantillonnage biquotidien (le matin et le soir) des eaux se fait
la sortie du bassin de clarification secondaire (sparation solide/liquide). Une fois recueillie,
leau est achemine aussi rapidement au laboratoire.
3-2- Mthodes danalyses
La DBO5 est mesure par un DBO mtre (Aqualitic Din 6647/6648), aprs
Les nitrates et les nitrites ont t doss par spectromtrie, UV/Visible (Shimadzu
1600) ;
Le dosage des phosphates est galement effectu par spectromtrie dabsorption
molculaire (Shimadzu 1600), par formation, en milieu acide,
80
dun complexe
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
M1-M0
MES =
. 1000
V
Coagulation : elle est ralise avec une vitesse dagitation de 150 trs / min
pendant 01 minute ;
Floculation : elle est observe une vitesse dagitation de 60 trs / min
pendant 15 minutes ;
Dcantation a t ralise pendant 2 heures.
Le surnageant contenant les phosphates est siphonn et les phosphates ainsi obtenus
sont doss par spectromtrie.
81
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
Les ions ferriques ajouts prcipitent en parallle avec les ions hydroxydes et les ions
carbonates de leau pour former des prcipits dhydroxyde de fer.
Ainsi, si en thorie, une mole de Fe est ncessaire pour prcipiter une mole de P, en
pratique, le rapport molaire appliquer Fe/P est suprieur pour tenir compte de ces ractions
parasites.
laluminate
de
sodium
(Na2OAl2O3),
82
les
polychlorures
daluminium
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
83
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
La mesure du pH a t effectue directement par une lectrode en verre
on sest intress
aux caractristiques
physicochimiques des boues rsiduaires de la STEP Est de la ville de Tizi-Ouzou, ainsi une
attention particulire est porte sur la dtermination des concentrations de certains mtaux
lourds qui peuvent constituer une limite dutilisation de ces boues comme amendement
organique en agriculture.
Durant les deux dernires annes (2005 et 2006), vu les concentrations importantes en
matire de rejets azots et phosphats et par souci de protection de lenvironnement en
gnral et des milieux aquatiques en particulier contre les nuisances et les toxicits duent la
prsence en excs de ces lments.
84
Chapitre : 1
Matriels et mthodes
On sest investi dans la mise au point dun pilote exprimental triple racteurs
biologiques, permettant dassurer labattement simultan de la pollution azote et phosphore
par des procds biologiques mixtes (culture libre et culture fixe) et par des traitements mixtes
(biologiques et physico-chimiques).
85
Chapitre II
CARACTERISATION ET
VALORISATION DES EFFLUENTS
SOLIDES ET LIQUIDES
Chapitre : 2
1- Introduction
La promotion et la valorisation agricole des eaux uses traites et des boues rsiduaires
urbaines en agriculture ne reposent sur un concept novateur, par contre, elles sinscrivent
dans une perspective de recyclage de matires utilisables et indispensables pour les sols et les
cultures, en vue dun dveloppement durable assurant un quilibre entre les diffrents
cosystmes.
Les premiers souhaitent les liminer au moindre cot ; leur production nayant pas t
anticipe, le cot de leurs traitements na que rarement t prvu.
En outre, les stations d'puration tant souvent situes l'extrieur des villes, sont en
gnral entoures de parcelles agricoles. Quant aux seconds, ils sont attirs par leau et les
lments fertilisants contenus dans ces rejets ainsi que leur faible cot (voire leur
gratuit).
La rutilisation des eaux uses traites et des boues rsiduaires urbaines permettrait
non seulement dattnuer la pression sur les ressources en eau conventionnelle et les engrais
minraux, mais galement de protger les milieux naturels rcepteurs.
Elle serait aussi une alternative intressante pour dvelopper la mise en valeur des
terres agricoles des rgions hydro-sensibles.
86
Chapitre : 2
a) La Matires organique
La concentration en matire organique peut varier de 30 80 %. La matire organique
des boues est constitue de matire particulaires limines par gravit dans les boues
primaires, des lipides (6 19 % de matires organique), des polysaccharides, des protines et
des acides amins (jusqu 33 % de la matire organique), de la lignine, ainsi que des produits
du mtabolisme et des corps microbiens rsultant des traitements biologiques (digestion,
stabilisation).
Chapitre : 2
88
Chapitre : 2
7,85
6,79
95,24
50,13
Carbone (% Ms)
14,95
26
25,68
20 40
Azote (% Ms)
1,12
13
C/N
13,34
6 30
Phosphore (% Ms)
0,78
0,5 1
Potassium (% Ms)
1,53
13
Le taux de prsence des lments nutritifs dans les boues de la STEP Est de la ville
de Tizi-Ouzou rapport dans le tableau (15) compar au fumier de ferme met en vidence
leurs potentiels fertilisants sur tous les aspects minraux, organiques et en oligo-lments
ainsi que leurs aptitudes damliorer la stabilit structurale et la permabilit du sol.
Les boues sont classes du point de vue de leur valeur agronomique en fonction des
rapports suivants :
Les valeurs des paramtres de ces boues, montrent que ces dernires se classent dans
les boues minrales azotes. Leur pandage ne gnre pas de nuisances olfactives vu leur
caractre minral et labsence du risque de fermentation.
89
Chapitre : 2
Les mtaux provenant dapports anthropiques sont prsents sous des formes chimiques
assez ractives et entranent de ce fait des risques suprieurs aux mtaux dorigine naturelle
qui sont le plus souvent immobiliss sous des formes relativement inertes.
La prsence des mtaux dans les boues rsiduaires provient de la phase de sparation
liquide-solide par dcantation due une rtention par adsorption sur la matire organique, la
formation de complexe insoluble entre cette dernire et la fraction minrale et la
prcipitation dhydroxydes mtalliques.
Par consquent, les teneurs des mtaux dans les boues montrent toujours un niveau
plus lev que celui des eaux uses dont elles sont issues.
Dans le tableau 16 sont consignes les concentrations moyennes en divers mtaux
lourds cadmium (Cd), chrome (Cr), cuivre (Cu), mercure (Hg), slnium (Se), nickel (Ni),
plomb (Pb) et le zinc (Zn) contenus dans les boues rsiduaires fraches de la station
dpuration Est de la ville de Tizi-Ouzou pour lanne 2003 et pendant des priodes
hydrauliques extrmes.
90
Chapitre : 2
Unit
Boues fraches
Cadmium
Cd
(mg/Kg de MS)
Trace
Chrome
Cr
//
74,2
Cuivre
Cu
//
115
Mercure
Hg
//
Nikel
Ni
//
Trace
Non dtect
10,2
Plomb
Pb
//
6,8
Slnium
Se
//
Zinc
Zn
//
Trace
Non dtect
400
Ainsi, pour prserver les teneurs naturelles du sol en lments traces mtalliques lors
de lutilisation de boues en agriculture, des rglementations ont t mises en place et les
valeurs limites dans les effluents solides et liquides sont consignes dans le tableau 17 et le
tableau 18.
91
Chapitre : 2
Tableau 17 : Teneurs et flux des lments traces mtalliques pour les boues et pour les sols
(Miquel, 2003).
Constituent
Valeur limite
dans les boues
(mg/Kg MS)
Valeur limite
dans les sols
(mg/Kg MS)
Cd
20
Cr
1000
150
Cu
1000
100
Hg
10
Ni
200
50
Pb
800
100
Zn
3000
300
Cr+Cu+Ni+Zn
4000
Tableau 18 : Limites recommandes en lments traces dans les eaux uses pures destines
l'irrigation (Biswas, 1987).
Constituent
Court terme
(mg/l)
Cadmium
0.01
0.05
Chrome
0.1
1.0
Cuivre
0.2
5.0
Fer
5.0
20.0
Plomb
5.0
10.0
Nickel
0.2
2.0
Slnium
0.02
0.02
Zinc
2.0
10.0
92
Chapitre : 2
Les paramtres de classification des boues dont les valeurs des rapports sont :
- Mv/Ms < 10 ;
- Mv/N = 22,92 ;
- C/N = 13.
Les classent dans la catgorie de boues minrales azotes qui ne prsentent aucune
contrainte ou nuisance pour un pandage agricole.
Selon la dose applique, les boues peuvent couvrir, en partie ou en totalit, les besoins
des cultures en azote, en phosphore, en magnsium, calcium et en soufre ou peuvent aussi
corriger des carences. Les lments traces tels que le cuivre, le zinc, le chrome et le nickel
prsents dans les boues sont aussi indispensables au dveloppement des vgtaux et des
animaux.
93
Chapitre : 2
Les matires en suspension restantes seront arrtes la surface du massif filtrant, les
micro-organismes seront limins par adsorption et biodgradation microbienne, les
protozoaires et les helminthes seront retenus ds les premiers centimtres du sol. Lazote et le
phosphore seront absorbs par les plantes.
94
Chapitre : 2
(mg / l)
pH
Moyennes
Ecart-type
Nombre de mesure
63.33
23.53
132
7.8
0.51
132
Temprature
(C)
27,52
2.34
132
DCO
(mg / l)
82.77
21.85
132
DBO5
(mg / l)
27.52
2.34
44
N-NH4+
(mg / l)
44.98
19.20
132
NO3-
(mg / l)
1.23
0.67
264
P-PO4-3
(mg / l)
10.85
0.18
312
Le tableau 19 montre que notre effluent prsente un rapport N/P denviron 4/1
convenable pour une valorisation agricole et qui est normal pour les effluents des STEPS
traditionnelles qui ne disposent pas de traitements tertiaires dlimination dazote et de
phosphore.
En effet, les teneurs en lments nutritifs (azote, phosphore et potassium) des eaux
uses aprs traitements secondaires varient de 20 60 mg/l pour lazote, de 6 15 mg/l pour
le phosphore et de 10 30 mg/l pour le potassium.
Pour ces lments notre effluent prsente des concentrations correctes pour une
rutilisation agricole.
Par ailleurs, lazote comme le phosphore, contenus dans les eaux uses traites
intressent plusieurs titres les agriculteurs dans linterface sol-plante, mais inacceptables
pour les cologistes et les hydrauliciens dans les milieux aquatiques vu leur nuisance et leur
toxicit.
95
Chapitre : 2
3-2-2- Etude de valorisation agricole des eaux uses traites (effluent liquide)
Le sol et les rivires, ont t depuis toujours le rceptacle naturel de la pollution
engendre par lactivit humaine. Les techniques sophistiques actuellement mises en uvre
dans les stations dpuration des eaux rsiduaires urbaines, ne constituent quune optimisation
de lauto puration naturelle qui sexerce dans ces deux milieux. (Cartoux, 1974 in
Guilloteau, 1992).
Parmi les procds de traitements, les systmes d'puration par le sol ont t
longuement tudis. Ils permettent notamment une limination de l'ordre de 70 80 % de
l'azote et du phosphore apports.
Dans le cas spcifique de lirrigation, les bnfices ne rsident pas seulement dans la
prservation du milieu et de la ressource, mais aussi dans la nature des eaux uses. En effet,
elles contiennent des lments fertilisants (azote, phosphore et potassium) ainsi que des
oligolments (fer, cuivre, manganse, zinc, etc.) qui sont bnfiques pour les cultures, et qui
peuvent augmenter significativement le rendement.
Les MES prsentent dans ces eaux uses traites, contribuent galement la
fertilisation des sols car elles sont riches en matire organique. Lutilisation deaux uses la
place dengrais de synthse coteux est conomiquement intressante pour les agriculteurs et
cologiquement bnfique pour les milieux rcepteurs.
De plus, larrosage avec des eaux uses traites constitue une sorte de fertigation,
cest--dire lapplication combine deau et de fertilisants via le systme dirrigation. Ce
procd dirrigation, permet un apport fractionn ou continu et faible dose dengrais
organiques ; en cela elle est bnfique pour lenvironnement car elle vite la pollution des
sols, des nappes et les dpendances aux fertilisants minraux, qui sont des phnomnes qui
apparaissent avec une fertilisation classique.
96
Chapitre : 2
Les bnfices dune rutilisation dune eau use traite peuvent donc tre multiples :
au niveau conomique,
Mais il faut faire attention ne pas apporter ces lments fertilisants en excs. Il y a en
effet un triple risque :
un risque technique : si les MES sont importantes, elles peuvent entraner le bouchage
des canalisations et systmes dirrigation localise ;
un risque environnemental : il est possible que les lments (azote et phosphore) soient
apports en excs. Dans ce cas, il y a un risque de pollution des sources et des nappes
phratiques avoisinantes.
97
Chapitre : 2
Le recyclage des eaux uses pour lirrigation est particulirement intressant dans les
pays qui ont des ressources hydriques faibles avec prsence de saisons sche et o la
comptition avec leau potable est trs marque. Dans ces pays lirrigation de cultures ou
despaces verts constitue donc la voie de lavenir pour la rutilisation des eaux uses urbaines
traites, court et moyen termes.
La rutilisation est justifie dans les pays ou les rgions qui prsentent les situations
suivantes :
Lusage agricole des eaux uses traites est une pratique trs rpandue et rglemente
dans plusieurs pays (AQUEREC Project, 2006 ; Lazarova, 1998 ; Mohammad et Mazareh,
2003 ; Pescod, 1992). Ainsi, en Floride et en Californie (USA), des volumes de 340 000 m3/j
98
Chapitre : 2
et de 570 000 m3/j deaux uses taient dj rutiliss en agriculture en 1995. Lexprience de
Mexico City apparat comme le plus important projet de rutilisation des eaux uses au niveau
mondial avec 4 millions 25 millions de m3/j qui sont rutiliss pour lirrigation, (JemenezCisneros et Chavez-Mejia, 1997).
On peut galement citer les pays du proche et du moyen Orient tels lEgypte qui utilise
550 000m3/j, le Kowet avec 140 000m3/j, lArabie Saoudite avec 600 000m3/j, la Syrie avec
1000 000m3/j et les Emirats Arabes Unis, avec un volume de 500 000 m3/j (FAO, Aquastat,
1998). ). Par ailleurs ce recyclage doit rpondre positivement la demande des cultures sans
affecter les milieux rcepteurs (Van der Hoek et al, 2002).
3-2-4- La fertilisation en agriculture
Lutilisation des engrais en agriculture et plus spcifiquement lazote, le phosphore et
le potassium ont traditionnellement t considrs dans un contexte de rentabilit et de
rendement optimum.
Aujourdhui, il faut se rendre lvidence, quil est ncessaire dadapter ces pratiques
traditionnelles et de les harmoniser au mieux avec le facteur environnemental.
En effet, lpandage des amendements organiques librant tout une srie dlments
fertilisants, peut tre considr comme une alternative aux engrais minraux si la ressource est
importante. Ils sont considrs comme engrais part entire directement assimilables par la
plante.
Par la suite lapport dun engrais minral complmentaire sera envisag en tenant
compte de la fumure organique dj applique.
Le gain conomique gnr par la rutilisation des eaux uses pures est
considrable. Ce gain est d lapport de ces dernires en tant que ressource en eau
alternative et aux lments nutritifs vhiculs.
En effet, une lame deau pure de 100 mm soit (1000 m3/ha) apporterait aux cultures
selon un mode quivalent la fertigation 40 Kg dazote minral et minralisable/ha, 11 kg de
phosphore assimilable/ha, 28 kg de potassium/ha. (Soudi, Kerby et Choukrallah, 2000).
99
Chapitre : 2
Lagriculture locale est oriente principalement vers les cultures marachres ainsi que
lagrumiculture, les types dirrigations pratiqus sont par ordre dcroissant gravitaire, par
aspersion et enfin par la micro irrigation qui commence voir le jour ces dernires annes,
(PNDA, 2001).
La taxonomie franaise les classe comme des sols peu volus dapport alluvial
(Saadi, 1970; Metahri, 1991) avec une permabilit forte moyenne do la prconisation
dune irrigation localise.
La station dpuration de Pont de Bougie est situe 6 km lest de la ville de TiziOuzou. Elle pure les eaux de la partie Est de lagglomration ainsi que les villages
limitrophes de la commune de Tizi-Ouzou.
Leffluent utilis est constitu de leau de sortie de la station dpuration Est de TiziOuzou dune capacit de 120 000 EH, dont laffluent dentre vient dun rseau unitaire qui
draine les eaux vannes (eaux noires), mnagres (eaux grises) et de ruissellement de la ville
de Tizi-Ouzou, dou, une possible lgre dilution des paramtres physico-chimiques en
priode de hautes eaux.
100
Chapitre : 2
3-2-7- Les besoins des cultures en Algrie en termes deau, azote et phosphore
En Algrie et Tizi-Ouzou en particulier, les besoins en azote et en phosphore des
cultures pour une agriculture intensive sont dfinis dans le tableau 20 et calculs sur la base
de la fertilit moyenne potentielle des sols en place.
Age
Azote (Kg/ha/an)
Phosphore (Kg/ha/an)
Jeunes plants
Plants adultes
Jeunes plants
Plants adultes
Jeunes plants
Plants adultes
Jeunes plants
Plants adultes
Marachage
70
220
35
130
17
70
17
130
240
70
160
10
120
20
80
20
100
150
Autres cultures
100
120
Agrumes
Noyaux et ppins
Rustiques (Olivier)
Vigne
101
Chapitre : 2
Par ailleurs en terme damendement azot et phosphat universels cit par (Gautier,
1993 ; Prevot, 1990 et Vilin, 1990) pour quelques cultures qui sont les plus pratiques dans la
valle du Sbaou sont donns dans le tableau 21.
Azote (Kg/ha/an)
Phosphore (Kg/ha/an)
Agrumes
184
53
Vigne
140
120
Marachages
325
170
3-2-8- Dtermination des taux de participation possible en eau, azote et phosphore partir
des eaux traites de la station Est de la ville de Tizi-Ouzou pour lagriculture
Dans les pays o les rserves actuelles d'eau douce sont, ou seront prochainement, la
limite du niveau de survie, le recyclage des eaux uses semble tre la technique alternative la
plus abordable, tant au niveau financier (les traitements extensifs sont les plus adapts) qu'au
niveau technique pour les rutilisations agricoles.
Les avantages de la rutilisation et du recyclage des eaux uses sont connus car en plus
dun appoint en eau, la rcupration des nutriments pourrait tre une source attrayante et bon
march pour les agriculteurs, ainsi que la protection de milieux naturels rcepteurs.
En Algrie le volume des eaux uses dverses dans les oueds, est estim plus de
600 millions de m3 par an. Sous dautres cieux, lexploitation de ce type deau, dans
lirrigation agricole, nest plus dmontrer.
102
Chapitre : 2
Le volume journalier sera de 6000 m3 do un total annuel de 2 190 000 m3. Sachant
que le dficit hydrique annuel Tizi-Ouzou est de 600 mm (ANRH, 2003) soit un volume de
6000 m3/ha/an avec une moyenne de 330 EH/ha.
Pour une agriculture intensive et rationnelle, une irrigation localise est, pour ses
avantages en termes dconomie deau, et en terme environnemental et en terme sanitaire, de
loin la technique la plus compatible avec les pratiques agricoles durables qui exposent le
moins les populations, les professionnelles et les consommateurs aux risques sanitaires. Cette
quantit permettra galement de couvrir une bonne partie de la valle du moyen Sbaou.
3-2-8-2- Estimation des taux de participations de la station en azote
Lazote sous forme minrale, est trs soluble et peu retenu par le sol. Apport en trop
grande quantit, lexcdent est vite lessiv (dissous, puis emport par leau circulant dans le
sol) et donc perdu pour la plante, do lintrt dapports sous sa forme organique
minralisation progressive avec une rpartition annuelle harmonieuse qui apparat ainsi plus
que justifie.
A partir des moyennes du tableau (20) relatives aux besoins en azote de certaines
cultures par hectare et par an pour la rgion de Tizi-Ouzou, nous avons tabli la relation
dquivalents-habitants par hectare en production dazote dans la station dpuration Est de
Tizi-Ouzou et ce, en tenant compte des besoins en azote des plants adultes pour les espces
arboricoles qui sont au stade de production voir tableau 22.
103
Chapitre : 2
Age
Azote (Kg/ha/an)
Azote (EH/ha)
Agrumes
Plants adultes
220
268
Noyaux et ppins
Plants adultes
130
158
Rustiques (Olivier)
Plants adultes
70
85
Vigne
Plants adultes
130
158
Marachage
240
292
Autres cultures
100
122
Les valeurs des contributions en azote en quivalents habitants par hectare donns
dans le tableau 22, sont intressantes avec une moyenne globale pour toutes les cultures
confondues gale 180,5 EH/ha. Cette station dpuration Est de Tizi-Ouzou elle seule
pourra satisfaire les besoins en azote de 665 hectares en moyenne.
3-2-8-3- Estimation des taux de participations de la station en phosphore
Lapport en phosphore organique est lobjet dune minralisation lente qui le rend
progressivement disponible pour les vgtaux et comme dans notre effluent la forme
organique du phosphore est dominante par labsence de traitements tertiaires, ce dernier
pourra faire lobjet dune valorisation agricole.
104
Chapitre : 2
Age
Phosphore (Kg/ha/an)
Phosphore (EH/ha)
Agrumes
Plants adultes
160
810
Noyaux et ppins
Plants adultes
120
609
Rustiques (Olivier)
Plants adultes
80
405
Vigne
Plants adultes
100
507
Marachage
150
759
Autres cultures
120
609
Les valeurs reportes dans le tableau 23 montrent que les taux de participation en
phosphore en quivalents habitants par hectare sont faibles par rapport aux apports en eau et
en azote avec une moyenne globale pour toutes les cultures confondues de 616 EH/ha.
Conclusion
Cette tude nous a permis dune part, dapprcier les paramtres de qualit physicochimiques de leffluent solide (boues rsiduaire) et liquide (eau use traite) pour une
valorisation agricole. Ces paramtres de pollution tudis montrent que les boues et les eaux
uses traites, dont elles sont issues, ne prsentent aucun danger quant leurs rutilisations
en agriculture.
On notera donc que les concentrations des mtaux lourds cadmium (Cd), chrome (Cr),
cuivre (Cu), mercure (Hg), slnium (Se), nickel (Ni), plomb (Pb) et le zinc (Zn) du tableau
(16) sont infrieures aux normes de rejets requises dans les boues domestiques de la STEP Est
de la ville de Tizi-Ouzou.
105
Chapitre : 2
Ces concentrations sont trop faibles pour poser un rel problme sanitaire, quel que
soit le traitement final envisag, mme pour une valorisation agricole. Elles ne posent aucune
limite dutilisation, mme pour leur caractre minral azote qui ne peut quamliorer la
fertilit et la stabilit des sols.
De mme elle ne peut poser le problme de nuisance olfactive comme certaines autres
classes de boues qui prsentent des caractres plus organiques.
Dautre part, elle nous a aussi permis, dvaluer les flux dazote et de phosphore en
quivalant habitant potentiellement minralisables prsents dans les eaux uses traites.
Les valeurs relatives aux taux de participation de la station dpuration Est de TiziOuzou en eau (330 EH/ha), en azote (180 EH/ha) et en phosphore (616 EH/ha) en quivalent
habitant par hectare obtenues sont intressantes pour une valorisation agricole.
Par ailleurs, cette faon de procder apporte galement du carbone organique au sol.
Le travail prsent vise montrer que quand lobjectif final est la rutilisation des eaux
traites, les apports en eaux et en nutriments doivent tre pris en compte et que cela doit
guider vers le choix de techniques dpuration appropries.
106
Chapitre III
MISE AU POINT DUN PILOTE
EXPERIMENTAL
Chapitre : 3
1- Introduction
En Algrie, les stations dpuration implantes travers le territoire national sont
dpourvues de traitements tertiaires qui permettraient labattement de la pollution azote et
phosphate.
Cest ce titre que dans le cadre de ce travail, nous avons envisag dappliquer un
pilote permettant un traitement tertiaire dabattement simultan de cette dite pollution
lchelle du laboratoire.
La prsence excessive de ces deux lments dans les diffrents milieux aquatiques
sont responsables de dsquilibres cologiques et sont prjudiciable la sant publique. Leur
rduction lavale des systmes dpurations est un facteur cl de la lutte contre la pollution
et leutrophisation.
Cette rduction est rglemente en Algrie par la directive Eaux uses urbaines
(journal officiel de la rpublique algrienne, 2006).
Afin dapporter une solution cette exigence et de garantir une concentration en azote
global et en phosphore total respectivement infrieure 10 mg/l et 2 mg/l, nous avons labor
et tester un pilote exprimental triple racteurs
chimiques dont les objectifs sont :
107
Chapitre : 3
Pendant les deux premires semaines, lunit a fonctionne en circuit ferm pour
permettre la colonisation et lensemencement des diffrents racteurs biologiques par les
micro-organismes purateurs appropris tout en maintenant la recirculation des boues pour
leur assurer un ge important, en amliorant ainsi les rendements puratoires.
108
Chapitre : 3
Pour cela, elles sont achemines vers une station dpuration ou elles subissent
plusieurs phases de traitement en fonction du flux de leur charge polluante et de la sensibilit
du milieu aquatique rcepteur, les valeurs guides sont consignes dans les tableaux 24 et 25.
109
Chapitre : 3
Tableau 24 : les valeurs limite des paramtres de rejet dans un milieu rcepteur
officiel de la rpublique algrienne, 2006).
PARAMETRES
Temprature
PH
MES
DBO5
DCO
Azote kjeldahl
Phosphates
Phosphore total
Cyanures
Aluminium
Cadmium
Fer
Manganse
Mercure total
Nickel total
Plomb total
Cuivre total
Zinc total
Huiles et Grasses
Hydrocarbures totaux
Indice phnols
Fluor et composs
Etain total
Composs organiques chlors
Chrome total
(*)Chrome III+
(*)Chrome VI+
(*)Solvants organiques
(*)Chlore actif
(*)PCB
(*)Dtergents
(*)Tensioactifs anioniques
VALEURS
LIMITES
UNITES
30
6,5 8,5
35
35
120
30
02
10
0,1
03
0,2
03
01
0,01
0,5
0,5
0,5
03
20
10
0,3
15
02
05
0,5
03
0,1
20
1,0
0,001
2
10
C
mg /1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg /1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
mg/1
110
(journal
Chapitre : 3
Tableau 25 : Les normes de rejet des effluents en matire des paramtres de qualit des
effluents traits (normes guides), (Faby et Brissaud, 1997).
pH :
5.5 < pH < 8.5.
Temprature : infrieure 30 C.
DCO :
- 150 mg/l Pour effluent non dcant,
- 300 mg/l si le flux journalier maximal autoris n'excde pas 100 kg/j,
- 125 mg/l au-del.
DBO5 :
- pour leffluent non dcant : 100 mg/l si le flux journalier maximal autoris n'excde pas 30
kg/j,
- 30 mg/l au-del.
MES :
- 100 mg/l si le (flux) journalier maximal autoris par l'arrt n'excde pas 15 kg/j,
- 35mg/l au-del,
- 150 mg/l pour une station d'puration de lagunage.
NG
-Azote global, comprenant l'azote organique, l'azote ammoniacal et l'azote oxyd : 15 mg/l en
concentration moyenne mensuelle lorsque le flux journalier maximal autoris est gal ou
suprieur 150 kg/j,
-Elle est de 10 mg/l en concentration moyenne mensuelle lorsque le flux journalier maximal
autoris est gal ou suprieur 300 kg/j.
PT
-Phosphore total : 2 mg/l en concentration moyenne mensuelle lorsque le flux journalier
maximal autoris est gal ou suprieur 40 kg/j,
-Elle est de 1 mg/l en concentration moyenne mensuelle lorsque le flux journalier maximal
autoris est suprieur 80 kg/j.
111
Chapitre : 3
3-1- Etude des paramtres physico-chimiques (pH, MES, DCO, DBO5) dans les
conditions opratoires
Nous prsentons dans cette partie les rsultats de la variation des paramtres cits cidessus dans les conditions opratoires suivantes :
Dbit de fonctionnement : 1
l/h ;
Les stations dpuration sont rgies par des normes de rejet en ce qui concerne les
matires carbones, les matires azotes et les matires phosphores et les paramtres
physico-chimiques de pollution que nous avons consign dans les tableaux 24 et 25.
La rglementation distingue les stations qui rejettent en zone non sensible et celle qui
rejettent en zone sensible leutrophisation ; en zone non sensible, seules les normes
concernant les matires carbones sont respecter.
Dans le cas de notre STEP, les effluents sont dverss dans une zone sensible
particulirement en priode de basses eaux cest pour cela quil faut contrler les flux
dazote, de phosphore, le Ph, les MES, la DBO5 et la DCO.
3-1-1- Evolution du pH :
Dans la nature, ces bactries peuvent crotre dans une large plage de pH allant
approximativement de 5 8. Cependant, leur croissance et leur activit optimales se situent
aux environs dun pH compris entre 7.5 et 8.5 (USEPA, 1990), cest le cas de nos conditions
opratoires dans les deux racteurs.
Le suivi du pH dans les deux phases daration extrme (bassin dactivation et lit
bactrien), a montr lexistence de deux phases dacidification distinctes et que le pH varie
inversement dans ces conditions daration extrme :
112
Chapitre : 3
10NO3- + C5 H7 NO2 + H+
correspond un domaine de
microorganismes.
2- Dans le lit bactrien :
Dans le lit bactrien immerg, le milieu danoxie est propice au dveloppement de
bactries htrotrophes dnitrifiantes, une partie de lalcalinit est restitue au milieu. Il y a
neutralisation des ions H+ par l'oxygne de la dnitrification, ce qui rajuste le pH aux valeurs
initiales. La figure 11 illustre ce phnomne, le pH du milieu augmente alors de 8 8,4.
113
Chapitre : 3
pH (bassin d'aeration)
pH (lit bacterien)
8,6
8,4
pH
8,2
7,8
7,6
7,4
0
9
temps (h)
114
Chapitre : 3
70
concentrations mg /L
60
50
40
30
20
10
0
9
temps (h)
DCO
120
concentrations mg /L
100
80
60
40
20
0
9
temps (h)
115
Chapitre : 3
Le dispositif exprimental a montr une grande capacit liminer les MES, la DBO5
et la DCO. Par ailleurs le passage de cet effluent dans le dcanteur enclenchant lanoxie
permettait lui seul dliminer 40 50% de ces paramtres.
80
70
60
DBO5 (mg /L) 50
40
30
20
10
0
temps (h)
0h
8h
paramtres de pollution des eaux uses des niveaux de qualit trs acceptable tableau 26.
116
Chapitre : 3
Racteur
paramtre
Entre
MES (mg/l)
62,95
41,26
Rendements (%)
34,45
4,44
Rendements (%)
92,64
DCO (mg/l)
99,37
14,64
85,26
9,12
90,82
DBO5 (mg/l)
72,3
7,5
89.62
pH
8,13
7,66
8,29
117
Chapitre : 3
Cette partie de lexprimentation et ralise dans les conditions opratoire donnes cidessous :
Dans le tableau 26 sont consigns les rendements puratoires des diffrents racteurs
biologiques et physico-chimiques et les variations des valeurs moyennes des diffrentes
formes
Tableau 27 : moyennes des rsultats analytiques (NH4+, NO3-, PO43- au cours des deux phases
(arobie et anoxie).
paramtres
effluent traiter
Rendement
(%)
27,46
18,59
15,26
3,7
90,88
0,92
11,66
15,17
16,03
17,26
95,22
11,66
7,14
3,17
0,98
91,59
10,68
7,73
5,38
3,79
1,37
87,17
6,81
8,13
8,52
8,37
48,15
0,95
01,22
01,56
01,84
82,77
3-
(mg /l)
(aprs post-prcipitation)
118
Chapitre : 3
a) Phase darobie
La raction globale, lie aux synthses cellulaires, rend compte de l'action de deux
groupes de germes chimiolithoautotrophes sur l'ammonium (les germes nitrifiants). Ces
germes, dont l'un est nitritant (Nitrosomonas) et l'autre nitratant (Nitrobacter), sont arobies
strictes et tirent leur nergie de l'oxydation de l'ammonium.
NH4+ + 1,83 O2 +1,98HCO3-
Cette raction n'est possible en station d'puration que si la DBO5 est suffisamment
minralise et si les conditions d'oxygnation sont suffisantes :
119
Chapitre : 3
Dans le premier dcanteur o senclenche la phase danoxie, les germes arobies, sous
l'action du stress anarobie, librent du phosphore dans le milieu ce qui explique le
phnomne du relargage.
N-NH4
N-NO3
P-PO4
concentrations mg /L
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
0
8 temps (h) 9
Figure 15 : Influence du pilote exprimental sur les variations des concentrations en NH4+,
NO3- et PO4-3 en phase darobie de leffluent brute.
b) Phase danoxie
Cette raction, lie aux synthses cellulaires, est catalyse par des bactries
chimioorganotrophes arobies strictes pratiquant la respiration anoxique. Les nitrates, issus de
la nitrification, servent d'accepteurs finaux d'lectrons et de protons dans le processus de
respiration.
97 NO3- + 50 CH2OH-CH3 + 97 H+
(matire organique)
(biomasse)
Chapitre : 3
Deuxime clarification,
Recirculation des boues de la phase de stress vers la phase optimale afin de favoriser
lassimilation et le relargage du phosphore respectivement, dans le bassin dactivation et dans
le lit bactrien ;
La sparation des biomasses puratrices de la phase daration en culture libre et celle
de la phase danoxie en culture fixe, pour optimiser les processus de minralisation de lazote
ammoniacal par les ractions de nitrification et de dnitrification ;
favorisant lenchanement naturel des processus de nitrification et de dnitrification ;
Elimination des boues en excs avec lazote et le phosphore qui les accompagnent ;
Absorption de loxygne libre (O2) issu du bassin dactivation et enclenchement des
conditions danoxie stricte pour le lit bactrien.
Cette limination conjointe de l'azote sous diffrentes formes ( NH4+ , NO3-) est trs
difficile mettre en uvre dans une filire classique, elle ncessite la mise au point de
deux phases daration distinctes, dans lesquels sont gnres les conditions optimales
(arobie et anoxie) fixes initialement.
La
Chapitre : 3
un rendement de 48,15% ; Ce phnomne est trs frquent en phase d'anoxie. Notons aussi
quune partie du phosphore est limine avec les boues en excs.
N-NO3
P-PO4
12
10
8
6
4
2
0
0
9
temps (h)
Figure 16 : Influence de lunit pilote sur les concentrations en, NO3- et PO43- en phase
danoxie de leffluent brute.
Les moyennes des rendements puratoires du tableau 27 illustres sur les figures 15
et 16 montrent nettement les performances hautement significatives du pilote
exprimental sur la nitrification, dnitrification respectivement pendant les phases
darobie et danoxie ainsi que sur lassimilation et le relargage du phosphore.
c) Phase de post-prcipitation
La contribution biologique seule, n'assure qu'une partie de l'limination totale du
phosphore et elle ne permet pas d'atteindre les niveaux de qualit requis. Par contre, la mise
en uvre du couplage biologique/physico-chimique se traduit par une amlioration trs nette
de l'effluent trait et par des rendements d'limination compatibles avec les normes les plus
svres.
La baisse des concentrations en orthophosphates lors de la post-prcipitation
s'explique par la formation du prcipit du phosphate de fer par ajout dune quantit suffisante
de lagent floculant selon la raction suivante :
FeCl3 + PO43-
122
Chapitre : 3
9
concentrations (mg/ L)
8
7
6
5
4
3
2
1
0
0h
2h
4h
6h
8h
temps
123
Chapitre : 3
La concentration en azote ammoniacal peut avoir un rle important sur les performances
de fonctionnement du pilote, leffet de la variation de la quantit dazote ammoniacal est
gnralement visible en termes dvolution et de catalyse des ractions de nitrification et de
dnitrification.
a) Phase arobie
-
Nitrification : 94,75 % ;
b) Phase danoxie
-
Dnitrification : 91,90% ;
124
Chapitre : 3
Tableau 28 : Influence du dbit de 0,5 l/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO43phase arobie
temps de passage
phase danoxie
Dbit
(l/h)
Temps (h)
0
2
4
0,5
6
8
24
NO3-
NH4+
PO43-
taux de
NO3-
PO43-
taux de
en anarobie (h)
(mg / l)
(mg / l)
(mg /l)
nitrification (%)
(mg / l)
(mg /l)
dnitrification (%)
(lit bactrien)
1,87
60,48
10,46
13,45
42,22
06,52
13,45
06,32
20,54
25,31
03,82
7,44
07,21
91,90
2 h : 24 min
24,35
18,83
02,45
5,97
07,88
28,76
13,57
01,89
2,83
08,07
35,68
7,25
00,92
1,09
09,98
94,75
NO3 (aerobie)
NH4
PO4 (aerobie )
NO3 (anaerobie )
PO4 (anaerobie )
70
concentrations (mg/L)
60
50
40
30
20
10
0
0
10
15
20
25
30
temps (h)
Figure 18 : Influence du dbit de 0,5 l/h sur les concentrations de NH4+, NO3- et PO433-2-1-2- Influence du dbit de 01 l/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO43Les rendements de transformation et dlimination des paramtres NH4+, NO3-, PO43pour une valeur du dbit de leffluent dans le pilote gale
valeurs obtenues sont consignes dans le tableau 29 et illustres sur la figure 19.
125
Chapitre : 3
a) Phase arobie
-
Nitrification : 92,75 % ;
b) Phase danoxie
-
Dnitrification : 90,53% ;
Tableau 29 : Influence du dbit de 1 L/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO43phase arobie
temps de passage
phase danoxie
Dbit
(l/ h)
Temps
(h)
0
2
4
1,00
6
8
NO3-
NH4+
PO43-
(mg / l)
(mg / l)
(mg / l)
1,29
60,22
10,68
14,68
49,41
06,81
14,68
06,52
18,62
43,52
03,75
6,38
07,36
20,64
21,33
02,25
4,09
07,97
20,39
8,37
01,37
1,39
09,67
NO3 (aerobie )
NH4
taux de
NO3-
93,67
PO4 (aerobie )
PO43-
taux de
en anarobie (h)
(mg /l)
dnitrification
(%)
(lit bactrien)
90,53
1h:12 min
NO3 (anaerobie )
PO4 (anaerobie )
70
60
50
40
30
20
10
0
0
9
temps (h)
Figure 19 : Influence du dbit de 1 l/h sur les concentrations de NH4+, NO3- et PO43-
126
Chapitre : 3
3-2-1-3- Influence du dbit de 1.5 l/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO43
Les rendements de transformation et dlimination des paramtres NH4+, NO3-, PO43pour une valeur du dbit de leffluent dans le pilote gale 1,5l/h ont t calculs. Les valeurs
obtenues sont consignes dans le tableau 30 et illustres sur la figure 20.
a) Phase arobie
-
Nitrification : 91,74 % ;
b) Phase danoxie
-
Dnitrification : 78,83% ;
Tableau N 30: Influence du dbit de 1.5 L/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO43phase arobie
phase danoxie
Dbit
(l/ h) Temps (h)
0,00
2,00
1,50
4,00
6,00
8,00
NO3-
NH4+
PO43-
taux de
NO3-
PO43-
nitrification
(%)
(mg / l)
(mg /l)
(mg / l)
(mg / l)
(mg /l)
1,88
60,01
10,95
13,97
39,89
08,00
13,18
06,70
19,66
26,97
06,73
9,74
08,58
21,61
16,05
05,32
6,53
08,98
22,78
8,62
03,23
2,79
09,31
127
91,74
temps de passage
taux de
dnitrification
(%)
en anarobie (h)
78,83
48 min
(lit bactrien)
Chapitre : 3
70
60
50
NO3 (aerobie )
40
NH4
30
PO4 (aerobie )
20
NO3 (anaerobie )
10
PO4 (anaerobie )
0
0
9
temps (h)
Figure 20 : Influence du dbit de 1.5 l/h sur les concentrations de NH4+, NO3- et PO43-
3-2-1-4- Influence du dbit de 2 l/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO43Les rendements de transformation et dlimination des paramtres NH4+, NO3-, PO43pour une valeur du dbit de leffluent dans le pilote gale 0,5l/h ont t calculs. Les valeurs
obtenues sont consignes dans le tableau 31 et illustres sur la figure 21.
a) Phase arobie
-
Nitrification : 89,48 % ;
b) Phase danoxie
-
Dnitrification : 74,26% ;
128
Chapitre : 3
Tableau 31 : Influence du dbit de 2 L/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO43phase arobie
NO3Dbit
(l/ h)
NH4+
PO43-
taux de
NO3-
PO43-
taux de
en anarobie (h)
nitrification
(%)
(mg /l)
(mg /l)
dnitrification
(%)
(lit bactrien)
74,26
36 min
Temps (h)
0
2
4
2,00
6
8
(mg / l)
(mg / l)
(mg / l)
1,87
60,41
10,22
8,87
53,27
08,78
12,67
07,00
12,24
40,27
06,00
7,07
08,88
15,42
30,29
04,75
5,88
08,98
17,79
7,68
02,95
3,26
09,25
NO3 (aerobie )
NH4
temps de passage
phase danoxie
89,48
PO4 (aerobie )
NO3 (anaerobie )
PO4 (abnaerobie )
70
concentrations (mg /L)
60
50
40
30
20
10
0
0
9
temps (h)
Figure 21 : Influence du dbit de 2 l/h sur les concentrations de NH4+, NO3- et PO433-2-1-5- Influence du dbit de 2,5 l/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO3Les rendements de transformation et dlimination des paramtres NH4+, NO3-, PO43pour une valeur du dbit de leffluent dans le pilote gale 0,5l/h ont t calculs. Les valeurs
obtenues sont consignes dans le tableau 32 et illustres sur la figure 22.
a) Phase arobie
-
Nitrification : 82,58 % ;
129
Chapitre : 3
b) Phase anarobie
-
Dnitrification : 70,46% ;
Tableau 32: Influence du dbit de 2,5 L/h sur les paramtres NH4 +, NO3-, PO43phase arobie
Dbit
L /h
NH4+
PO43-
taux de
mg / L
(mg / l)
(mg /L)
nitrification
(%)
1,95
60,28
Temps(h)
0,00
2,00
7,97
4,00
2,50
9,31
6,00
10,33
8,00
11,20
NO3 (aerobie )
7,645
25
5,19
17,685
3,235
8,90
NO3-
82,58
3,17
PO4 (aerobie )
PO43-
10,37
38,8
NH4
temps de passage
phase danoxie
NO3-
10,97
07,52
7,33
08,63
5,07
08,77
3,24
09,05
NO3 (anaerobie )
taux de
en anarobie (h)
dnitrification
(%)
(lit bactrien )
70,46
29 min
PO4 (anaerobie )
concentrations (mg/L)
70
60
50
40
30
20
10
0
0
9
temps (h)
Figure 22 : Influence du dbit de 2,5 l/h sur les concentrations de NH4+, NO3- et PO43-
130
Chapitre : 3
2Al3+ + 3(SO42-).
2+
Al(OH))
2+
Chapitre : 3
Les rsultats obtenus sont numrs dans le tableau (33) o les concentrations en
orthophosphates diminuent significativement en augmentant la dose du chlorure ferique
(coagulant).
La baisse importante des concentrations en orthophosphates aprs la post-prcipitation
s'explique par la dcantation des boues riches en phosphore assimils et la formation des
prcipits de Phosphate de fer selon la raction suivante.
FeCl3 + PO43-
Dans notre cas une concentration de 80 mg de FeCl3 est suffisante pour ramener les
teneurs en orthophosphates de l'chantillon trait en de des normes de rejets les plus svres
(2 mg/l) voir tableau 33.
Les rsultats des rendements de la post-prcipitation des ions PO43-, lentre et la
sortie de leffluent du pilote, obtenus diffrentes concentrations en chlorure ferrique sont
rcapituls dans le tableau 33. Ils montrent que le taux d'abattement augmente avec la quantit
de floculant ajout et un rendement maximal de 97.48 % est atteint pour une concentration
en
quune
concentration de 80mg/l permet de ramener la concentration des ions PO43- une valeur
infrieure la norme de rejets de 2mg/l.
132
Chapitre : 3
eau d'entre
eau de sortie
Rendements (%)
3-
(mg)
3-
10,68
20
40
10,92
10,9
60
10,86
80
10,63
100
11,14
120
3,59
66,39
3,32
69,54
2,05
81,19
1,56
85,63
0,96
90,96
0,28
97,48
12
10
8
6
4
2
0
20
40
60
80
100
120
doses de Fecl3 (mg)
Conclusion
Les rsultats exprimentaux de cette partie montrent que labattement simultan de
lazote et du phosphore des eaux uses traites dans le pilote racteurs mixtes biologiques et
physico-chimiques, fonctionnant avec lalternance de deux phases daration extrmes est
possible.
La premire phase se droule dans un bassin dactivation, elle met en vidence une
nitrification importante qui se traduit par un rendement qui est de lordre de 94,75%.
133
Chapitre : 3
Dans la phase danoxie, ralise dans un lit bactrien immerg, un taux de relargage
de 36,67% de phosphore est obtenu par les micro-organismes soumis des conditions de
stress arobie accompagn dune importante dnitrification qui atteint les 91,90%.
Les rsultats dabattement des ions PO43- obtenus lors de la post-prcipitation sont de
lordre de 97% avec une concentration en FeCl3 de 120mg/l.
Le dcanteur tampon situ
daccrotre les rendements dabattement des paramtres de pollution qui atteignent les
taux de 92%, de 89,62% et 90,82%, pour les MES, la DBO et la DCO respectivement.
biologique et
134
CONCLUSION
GENERALE
Conclusion gnrale
Conclusion gnrale
Cette tude
recyclables et de protection des milieux naturels rcepteurs. Elle a deux objectifs principaux :
dabattement simultan de la pollution azote et phosphore des eaux uses traites issues de
cette station dpuration.
Cette double dmarche exprimentale a mis en vidence les deux aspects antagonistes
de lazote et du phosphore en loccurrence leur ncessit comme lments nutritifs dans le
compartiment sol et leur toxicit dans les milieux aquatiques. Elle a permis aussi dapprcier
les proprits des effluents (solide et liquide) de la STEP Est de la ville de Tizi-Ouzou en vue
dune utilisation agricole et les performances des traitements dabattement de lazote et du
phosphore par la mise au point du pilote.
Dans un premier temps, nous avons caractris les boues rsiduaires (effluent solide)
de la station dpuration Est de la ville de Tizi-Ouzou. Les rsultats des analyses ont montr
que les concentrations en mtaux lourds cadmium (Cd), chrome (Cr), cuivre (Cu), mercure (Hg),
slnium (Se), nickel (Ni), plomb (Pb) et le zinc (Zn) sont infrieures aux normes requises. Les
valeurs des rapports Mv/Ms < 10, Mv/N = 22,92, et le C/N = 13 des boues les classent dans la
catgorie de boues minrales azotes ; par consquent elles ne prsentent aucune limite ou
135
Conclusion gnrale
Les valeurs relatives aux taux de participation en quivalent habitant par hectare en
eau, en azote et en phosphore de leffluent liquide de la station dpuration Est de la ville
Tizi-Ouzou calcules sont de : (330 EH/ha) pour leau, (180 EH/ha) pour azote et (616
EH/ha) pour le phosphore, celles-ci sont intressantes pour une valorisation agricole. Ces
contributions correspondent un flux annuel de 98,5 tonnes dazote organique, de 23,65
tonnes de phosphore organique et un taux annuel de 2 190 000 m3 deau. Cette faon de
procder apporte une quantit non ngligeable de carbone organique au sol
et permet
136
Conclusion gnrale
Enfin, ltape de la post-prcipitation du phosphore ralise juste aprs son relargage
permet un abattement quantitatif qui ramne le phosphore une valeur infrieure la norme
de rejet requise correspondant un rendement de 97%.
Lensemble des rsultats obtenus montre que lapplication du pilote triple racteurs
en srie dans le traitement des eaux uses issues de stations dpuration, est parfaitement
adapt llimination simultane de la charge polluante.
137
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