MINISTERE DE L’ENSEIGNEMENT SUPERIEUR ET DE LA RECHERCHE

SCIENTIFIQUE

UNIVERSITE FERHAT ABBAS-SETIF

UFAS (ALGERIE)

MEMOIRE

Présenté à la Faculté des Sciences de l’Ingénieur

Département de Génie des Procédés
Pour l’obtention du diplôme de

MAGISTER
Option : Génie Chimique

Par

Zahir BAKIRI

THEME

TRAITEMENT DES EAUX USEES PAR DES PROCEDES

BIOLOGIQUES CLASSIQUES :
EXPERIMENTATION ET MODELISATION

Soutenu le : 03 / 03 / 2007, devant la commission d’examen :

D. BENACHOUR Prof. à l’université de Sétif Président

S. NACEF M.C. à l’université de Sétif Rapporteur
B. DJELLOULI Prof. à l’université de Sétif Examinateur
M. BOUTAHALA M.C. à l’université de Sétif Examinateur
« Rien n'est perdu, rien n'est créé, tout est transformé... »

Ce principe s'applique également à l'eau: source de vie,

ressource précieuse mais difficile d'accès,

qui peut également être source de mort si elle n'est pas bien gérée.

1
 AVANT-PROPOS ET REMERCIEMENTS

Cette étude a été réalisée au Laboratoire de Génie des Procédés Chimiques (LGPC)
de l’université Ferhat Abbas à Sétif, en collaboration avec la station d’épuration des eaux
usées de la ville de Sétif.

J’aimerais avant tout témoigner ma reconnaissance à mon encadreur de ce mémoire,

Monsieur Saci NACEF pour avoir encadré ce travail avec tant de compétences et de
rigueur. Il m’a toujours apporté l’aide et le soutien dont j’ai eu besoin durant ces années de
travail.

Je voudrais adresser mes sincères remerciements à Monsieur D. BENACHOUR pour

avoir accepté d’être le président de mon jury de mémoire.

Un très grand merci à Monsieur B. DJELLOULI pour avoir examiné ce travail en un

temps limité. Ses compétences et sa grande rigueur m’ont beaucoup apporté.

Je remercie également grandement Monsieur M. BOUTAHALA pour avoir

manifesté dans ce mémoire d’en être examinateur.

Mes remerciements s’adressent également à toute l’équipe de la station d’épuration

de la ville de Sétif, en particulier à Madame GUARZOULI (chef de service du laboratoire),
qui a participé activement à mon stage effectué dans cette station. Ma gratitude va
également à Monsieur CHIAIH (chef technique et maintenance) et à Madame
BENLABIAD et Mademoiselle RAMDHANI (techniciennes au laboratoire), qui m’ont
permis de profiter de leur compétence.

En puis merci à ma famille et tous mes amis qui m’ont encouragé et beaucoup aidé
pendant ces années.

Merci.

2
RESUME
L’étude présentée dans ce mémoire a pour objectif l’application de la mathématique au domaine de
traitement de l’eau et s’articule autour de la modélisation et de l’estimation sous des contraintes
d’incertitudes.
Cette étude donc est consacrée au procédé des boues activées à faible charge en stabilisation aérobie des
boues. L’étape initiale concerne l’estimation des paramètres de pollution (MES, DCO, DBO5, N). La
deuxième étape aborde la modélisation des décanteurs secondaires. Le suivi du fonctionnement de la station
d’épuration et les expérimentations sur sites nous ont permis d'améliorer le modèle classique de décanteur.
Bien que celui-ci soit encore imparfait, son intégration dans un système de contrôle et de supervision de la
station, en liaison avec la mesure de hauteur du voile de boues et du taux de boues serait bénéfique à la
gestion du process.
MOTS CLES : Eaux usées, boues activées, décanteur secondaire, sédimentation, épuration, modélisation
mathématique.

ABSTRACT
The study presented in this thesis aims at applying from the control theory in mathematical to solve problems
related to the biological wastewater treatment field and deals with dynamic modelling and state estimation
under uncertainty constraints.
This study is dedicated to the activated sludge by low-load in aerobe stabilisation of the sludge is a treatment
process. First of all, witch the estimation of the pollution parameters (MES, DCO, DBO5 and N). Then we
deal develop a mathematical model of the secondary settlers. The monitoring of the treatment plant and the
experiments on site enabled us to improve the classical model of settler. Although our version is still
imperfect, its integration in a system of control and supervision of the treatment plant, in relation with the
measurement of the depth of sludge blanket and of sludge concentration would be beneficial for the
management of the process.
KEY WORDS: Wastewater, activated sludge, secondary settler, sedimentation, purification, mathematical
modelling.


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3
 NOMENCLATURE
A Surface de décanteur
COT Carbone Organique Total
DBO5 Demande Biologique en Oxygène à 5 jours
DCO Demande chimique en Oxygène
DSVI Diluted sludge volume index
EH Equivalent habitant
Fh Flux massique de transport hydraulique
Fl Flux limite
Fs Flux massique de décantation
Ft Flux total des particules solides
IM Indice de Mohlman ou indice de boues
J Flux de dispersion
MES Matières en Suspension
MO Matières organiques
MVS Matières volatiles en suspension
MS Matières sèches
MV Matières volatiles
NGL Azote global
NH4+ Ammonium
NH2- Nitrite
NH3- Nitrate
NTK Azote total de Kjeldahl
ONA Office Nationale d’Assainissement
OUR Actual Oxygen Uptake Rate : besoin en oxygène réel.
PO43- Phosphate
PT Phosphore total
Q Débit
Qr Débit de recirculation
Qs Débit à la sortie du décanteur
rfloc Coefficient associé à la décantation
rhin Coefficient associé à la séparation de phases
STEP Station d’épuration
SSVI Stirred specific volume index
SVI Sludge volume index
Vba Volume du bassin d’oxydation
Vh Vitesse hydraulique
Vmax Vitesse de décantation dans la couche i
Vs Vitesse de sédimentation
Vsi Vitesse maximum de décantation de Vesilind
X Concentration en boues activées
Xba Concentration de bassin d’oxydation
Xh Concentration de transport hydraulique
Xf Concentration de point d’alimentation
Xl Concentration limite

4
TABLES DES MATIÈRES

Liste des figures

Liste des tableaux

INTRODUCTION GENERALE…………………………………………………..……11

CHAPITRE 1 : BIBLIOGRAPHIE

1-1 EPURATION DES EAUX USEES …………….………………………….……….14

1-1.1 Caractéristique de l'effluent entrant en station d'épuration………………...……14
1-1.1.1 Origine des eaux usées………………………………………………..…14
a) Les effluents domestiques………………………………………………14
b) Les effluents d'établissement industriels, communaux ou artisanaux ....14
c) Les effluents d’agriculture…………………………………………...…14
d) Les effluents d’origine naturelle……………………………………..…14
1-1.1.2 Composition moyenne des effluents………………………………....….15
1-1.2 Les substrats polluants……………………………………………………..……17
1-1.2.1 Matières décantables ou flottantes…………………………..……17
1-1.2.2 Matières fines en suspension……………………………..………17
1-1.2.3 Matières colloïdales…………………………..……………..……17
1-1.2.4 Matières solubles............................................................................17
1-1.2.5 Matières biodégradables………………………………..……...…18
1-1.2.5.1 Matières aisément dégradables…………………………18
1-1.2.5.2 Matières lentement dégradables…………..………….....18
1-1.2.6 Matières non-biodégradables…………………………………..…18
1-1.2.7 Matières organiques………………………………………………18
1-1.2.8 Matières inorganiques……………………………………...……..19
1-1.3 Les micro-organismes épurateurs…………………………………………….…19
1-1.3.1 Les bactéries…………………………………………………………..…20
1-1.3.2 Les protozoaires…………………………………………………..…..…20
1-1.3.3 Les algues……………………………………………………………..…20
1-1.4 Les processus métaboliques…………………………………………...……...…20
1-1.5 L’épuration des eaux usées………………………………………………….…..23
1-1.5.1 Des traitements différenciés …………………………………………….24
1-1.5.1.1 Procédés physiques……………………………………………24
1-1.5.1.2 Procédés physico-chimiques…………………………………..25
1-1.5.1.3 Procédés chimiques…………………………………...……….25
1-1.5.1.4 Procédés radiatifs………………………………………..…….25
1-1.5.1.5 Procédés biologiques…………………………………….……26
1-1.5.2 La filière d’épuration…………………………….………………….…..26
1-1.5.3 Les traitements biologiques…………………..………..…………..……26
1-2 EPURATION BIOLOGIQUE PAR BOUES ACTIVEES………………………...30
1-2.1 Présentation et importance du procédé…………………….……………………30
1-2.2 Principe de l'épuration biologique………………………………………………31
1-2.2.1 Principaux paramètres de fonctionnement………………………………32
1-2.2.2 Les micro-organismes…………………………………………...………33
1-2.3 La décantation secondaire……………………………………………………….34
1-2.3.1 La décantabilité des boues………………………………………………34

5
 1-2.3.2 Les critères de dimensionnement……………………………….……….35
1-2.3.3 Importance de l'hydrodynamique………………………………..………36

1-3 REPONSE DU SYSTEME D’EPURATION PAR TEMPS DE PLUIE……...…..37

1-3.1 Impact sur le traitement primaire………………………………….………37
1-3.2 Impact sur le décanteur secondaire……………………….…………….…37
1-4 CONCLUSION…………………………………………………………..…………..38

CHAPITRE 2 : MOYENS EXPERIMENTAUX

2-1 PRESENTATION DU SITE…………………………………………...……………41

2-1.1 La station d'épuration de Sétif………………………………………….……….42
2-1.1.1 Présentation générale…………………………………………...……….42
2-1.1.2 Présentation des différents ouvrages…………………………….……....42
2-1.1.2.1 Schéma de la station…………………………………...42
2-1.1.2.2 Description des ouvrages…………………………...…44
a) Le prétraitement……………………………………44
b) Le traitement primaire……………………………...45
c) Le traitement secondaire…………………………...45
d) Traitement tertiaire………………………………...46
2-1.2 Principe des prélèvements et méthodes…………………………………………46
2-1.2.1 Objectifs du dispositif………………………………………………..….47
2-1.2.2 Les analyses…………………………………………………………..…47
2-2 CONCLUSION………………………………………………………………..……..48

CHAPITRE 3 : RESULTATS EXPERIMENTAUX

3-1 ANALYSE DES VOLUMES ENTRANT EN STATION…………………………50

3-1.1 Exploitation des résultats………………………………………………………..51
3-1.2 Evolution du débit au cours de la semaine……………………………………...52
3-1.3 Conclusion………………………………………………………….…………...53
3-2 FONCTIONNEMENT DE LA STATION PAR TEMPS SEC……………………54
3-2.1 Charges entrantes et modalités de prélèvement………...…………………….…54
3-2.2 Résultats…………………………………………………………………………54
3-3 EFFICACITE DE LA STATION D’EPURATION ………………………….……56
3-3.1 Indicateurs de pollution en épuration biologique……………………………..…56
3-3.2 Efficacité de la dépollution des Bassins…………………………………………57
3-4 ANALYSE DU FONCTIONNEMENT DU DECANTEUR………………………59
3-4.1 Représentation hydrodynamique du décanteur……………………………….…59
3-4.2 Vérification de l'horizontalité du voile de boues………………………………..60
3-4.3 Profils de concentration des boues………………………………………………62
3-5 CONCLUSION………………………………………………………………………63

6
CHAPITRE 4: MODELISATION DYNAMIQUE DU DECANTEUR SECONDAIRE

4-1 HISTORIQUE DES PRINCIPAUX MODELES DU BASSIN DE

SEDIMENTATION……………………………………………………………………...65
4-2 CONCEPTS FONDAMENTAUX…………………………………………………..65
4-2.1 Les différents types de sédimentation…………………………………………..66
a) Définition de la sédimentation……………………………………….………66
b) La clarification…………………………………………………………….…67
c) La décantation en masse…………………………………………………...…67
d) La compression…………………………………………………………..…..68
4-2.2 Les mécanismes de biofloculation…………………………………...…………68
4-2.3 La théorie du flux des particules solides………………………………………..69
4-2.4 Analyse mathématique de la sédimentation …………………...…………….....74
4-2.5 Technologie du fonctionnement de la dynamique de sédimentation…..……….75
4-2.6 Les vitesses de sédimentation…………………………………………….…….77
4-2.6.1 Loi de vitesse…………………………………………………..……….77
4-2.6.2 Détermination des vitesses, approche classique et essais
en éprouvette………………………………………………………………………………77
4-2.6.3 Les principaux modèles vitesse-concentration……………………..…..79
4-2.6.4 Estimation de l’indice de boue…………………………………….……80
4-3 MODELISATION DYNAMIQUE DU DECANTEUR 82
4-3.1 Le modèle classique (1 dimension, basé sur la théorie des flux)……………..…82
4-3.2 Evolution du modèle classique……………………………………………….…84
4-3.2.1 Modèle de Takacs et al., 1990………………………………….………84
4-3.2.2 Modèle de Dupont et Dahl, 1995……………………………………….85
4-3.3 Modèles avec dispersion……………………………….………………… ……86
4-3.3.1 Modèle de Laikari, 1988………………………………………….86
4-3.3.2 Modèle de Hamilton et al, 1990………………………………….87
4-3.4 Présentation du modèle ………………………………………………….……..87
4-3.4.1 Description………………………………………………………..……87
4 3.4.2 Objectifs……………….……..……………………………………..….88
4-3.4.3 Hypothèses…………………………………………………..……..…..88
4-3.4.4 Résolution numérique………………….………………………..……..88
4-3.4.4.1 Zone de clarification…………………………………...……………90
4-3.4.4.2 Zone d’épaississement…………………………………………...….90
4-3.4.4.3 zone de compression……………………………………………..….90
4-4 RESULTATS ET DISCUSSION……………………………………………………94
4-4.1 Comparaison avec la littérature…………………………………………………94
4-4.2 Utilisation sur site et résultats obtenus………………………………………….95
4-4.3 Influence du nombre de couches……………………………………………..…97
4-5 CONCLUSION……………………………………………………………………....98
CONCLUSION GENERALE…………………………………………………...……..100
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES……………………………………………...103
ANNEXES
Annexe A (Lexique)…………………………...……………………………………..…110
Annexe B (Matériels et Méthodes)……………………………………...…………..…113

7
 LISTE DES FIGURES

Figure 1-1: Filière d’épuration……………………………………………………...…….29

Figure 1-2: Schéma d’une station d’épuration à boues activées………………………….31
Figure 2-1: Schéma de la station de Sétif……………………………………….…….…..43
Figure 3-1: Devenir des volumes entrants…………………………………………..…….51
Figure 3-2: Evolution du débit de temps sec- période 2003-2004…………………..……52
Figure 3-3: Evolution du flux de pollution en fonction du débit……………………...….55
Figure 3-4: Géométrie du décanteur secondaire de la station d'épuration de Sétif……….59
Figure 3-5: Représentation conceptuelle du régime hydraulique………………………....60
Figure 3-6: Mesure manuelle de la profondeur du voile de boues……………….……….61
Figure 3-7: Concentration en MES mesurées en fonction de la profondeur dans le
décanteur…………………………………………………………………..…62
Figure 4-1: Régimes de sédimentation lors d’un test en éprouvette…………………..….66
Figure 4-2: Stratification de la sédimentation dans un décanteur secondaire………….…67
Figure 4-3: Analyse graphique par la théorie des flux des particules solides………….…70

Figure 4-4 : Bilan de masse……………………………………………………………….71

Figure 4-5 : Illustration de la courbe de sédimentation
et détermination graphiquement les concentrations X t et X r ..….………….73
Figure 4-6: Schéma d’un procédé à boues activées et stratification de la sédimentation
dans un décanteur secondaire……………………………………………...…74
Figure 4-7: Interprétation des tests de décantation et limites de la théorie de KYNCH….79

Figure 4-8: Evolution des vitesses de décantation en fonction

de la concentration en boue……………………………..…………..………..81
Figure 4-9: Modèle classique de décanteur………………...……………………………..84
Figure 4-10: Loi de vitesse utilisé par Takacs et al………………...……………………..85
Figure 4-11: Equation aux dérivées partielles du modèle…………..………………….…89
Figure 4-12: Répartition des flux de matières d’un modèle du décanteur secondaire…....91
Figure 4-13: Bilan de masse dans la zone d’épaississement…………..……………….…92
Figure 4-14: comparaison des modèles de la littérature avec des résultats
expérimentaux de PFLANZ (1969) dans le décanteur secondai……………95
Figure 4-15: concentrations de boue mesurées et simulées en fonction de la profondeur
dans le décanteur secondaire………………………………………….…….96
Figure 4-16: Sensibilité au nombre de couche……………………………………………97

8
 LISTE DES TABLEAUX

Tableau 1-1: Concentration moyenne des eaux usées domestiques………………….…16

Tableau 1-2: classifications des substrats polluants…………………………………..…19
Tableau 1-3: Dénomination du procédé en fonction de la charge massique
appliquée et valeur indicative des principaux paramètres du processus……33
Tableau 2-1: Fiche technique de la station d’épuration de Sétif……………………….…41
Tableau 2-2: Capacité de la station d’épuration de Sétif…………………………………42
Tableau 3-1: Répartition des volumes entrants et sortants -période 2003-2004……….....52
Tableau 3-2: Volumes journaliers moyens par temps sec et par jour –
période 2003/2004…………………………………………………….……53
Tableau 3-3: Prélèvements moyens 24 h de temps sec en entrée de station
(après le prétraitement). Paramètres exprimés en concentrations……..……54
Tableau 3-4: Grandeurs principales d’indicateur de pollution en amont et en aval
de la station d’épuration…………………………………………………….57
Tableau 3-5: Efficacité épuratoire en entrée de station (avant le prétraitement)
et à la sortie du décanteur secondaire………………………………….…....58
Tableau 4-1: Les principaux modèles vitesse-concentration…………………………..…80
Tableau 4-2: Vitesse de sédimentation en fonction des indices de décantation………….81
Tableau 4-3: Caractéristiques du décanteur secondaire (station de Sétif)…………….….95

9
INTRODUCTION GENERALE

10
 INTRODUCTION GENERALE

L’eau est la vie sur la terre. Donc, l’eau est quelque chose de spécial. Chaque chose
vivante sur terre (micro-organismes, plantes, animaux, êtres humains et même notre
cerveau) consiste principalement en eau. Le monde contient aussi beaucoup d'eau. Plus que
70% de la totalité de l’eau contenue sur terre, seulement une petite partie qui est
convenable pour la consommation humaine ou l’usage agricole (approximativement 0.5%
de toute l'eau dans le monde) [1]. Cette petite fraction d’eau douce doit pourtant satisfaire
l’ensemble des besoins de l’humanité [2]. Pour cela, la nécessité d’un traitement adéquat
des eaux usées par lequel de contribuer à l’amélioration des performances du traitement.

Il existe plusieurs types différents de procédés de traitement des eaux usées, le

procédé de traitement le plus utilisé est le procédé biologique. Le bon fonctionnement de
ce type de procédé est conditionné en large partie par l’aptitude à la séparation entre la
boue et l’eau traitée [3]. Même si une approche microbiologique des phénomènes de
floculation est primordiale dans la conduite du procédé de traitement des eaux par boues
activées, elle s’avère insuffisante pour caractériser de façon complète les propriétés des
boues. Ainsi, la détermination des caractéristiques physiques des flocs fournit des
informations complémentaires revêtant une grande importance dans la compréhension des
phénomènes hydrodynamiques régissant la séparation entre l’effluent et l’eau traitée [4].
Ces deux approches sont étroitement liées et leur considération conjointe semble
indispensable pour témoigner de l’état de floculation des boues [5].

La problématique de l'assainissement des eaux usées en Algérie est un sujet qui

demeure entier, malgré les nombreuses initiatives entreprises jusqu'à ce jour. La plupart
des villes Algériennes se construisent sans un plan rigoureux d'assainissement, ce qui rend
désormais complexe la recherche de solution. Les systèmes de collecte et de traitement
d'eaux usées sont très peu développés voire inexistants. L’épuration des eaux usées par
boues activées à faible charge en stabilisation aérobie des boues est un procédé de
traitement a constitué, pour la majorité des villes Algériennes, l'outil privilégié pour
l'assainissement de leurs eaux usées car il s'est avéré le plus fiable et le plus facile
d'opération. La station d'épuration de la ville de Sétif (Algérie) constitue un bel exemple de
ce type de procédé. Elle a une capacité de 330000 équivalent-habitants et a été conçue pour
accueillir 66000 m3/j par temps sec. Les charges polluantes organiques utilisées comme
critères de conception de cette station sont de 17820 kg/j DBO5.

11
 Ce travail s'organise donc autour de quatre chapitres.

Le premier chapitre est consacré à une étude bibliographique générale sur

l'épuration biologique des eaux usées. Cette partie situe le contexte de l'étude. On abordera
dans un premier temps, les caractéristiques de l’effluent entrant en station d’épuration et
ensuite la classification globale des polluants et des micro-organismes ainsi que les
principales interactions métaboliques mises en jeu. L’introduction des différents procédés
de dépollution contribuera à une description globale d’une filière de traitement.
L’épuration biologique occupera une place particulière.

Le deuxième et le troisième chapitre portent sur la description des moyens

expérimentaux et traitent des résultats obtenus sur le site d'étude. Le but étant de cerner
l'intérêt et les limites de la mesure en continu pour la connaissance du fonctionnement de la
station d'épuration. Après avoir présenté la station d'épuration, et caractérisé les volumes
d'eau entrant en station et leur variabilité, une étude approfondie sur le fonctionnement de
temps sec sera réalisée. Les premiers résultats du contrôle dynamique sont exposés dans le
troisième chapitre.

Le quatrième chapitre est consacré à la modélisation du décanteur secondaire.

L'intérêt de la modélisation étant de synthétiser et de généraliser les connaissances
acquises au cours de cette étude. Le modèle pouvant être un outil de recherche et de
dimensionnement, mais aussi, comme nous le verrons, un outil de gestion. Le modèle
proposé s'appuie sur des faits expérimentaux nouveaux et sur une étude bibliographique
approfondie. On présentera une description des principaux processus concernés dans les
mécanismes de sédimentation. Le développement d'un modèle a été proposé pour
permettre d'identifier et de faire le point sur la connaissance des processus mis en jeu lors
de la décantation des boues activées dans le décanteur secondaire. Nous avons utilisé ce
type de modèle à une dimension, qui est basé généralement sur une équation de continuité
dont l'expression du flux provient de la théorie des flux et porte essentiellement sur les
problèmes d'épaississement. Les variables modélisées sont alors la hauteur du voile de
boues et la concentration des boues. Plus récemment, ce type de modèle a été adapté pour
modéliser la concentration en MES de l'effluent. Des efforts sont entrepris pour utiliser ce
type de modèle dans le contrôle des stations d'épuration en temps réel. Enfin, le modèle a
été simulé de façon dynamique et en régime stationnaire et les résultats ont ensuite été
comparés avec les résultats expérimentaux.

12
 CHAPITRE 1
BIBLIOGRAPHIE

13
 CHAPITRE 1

BIBLIOGRAPHIE

1-1 EPURATION DES EAUX USEES

Cette partie a pour but de rappeler les données de base relatives à l'épuration des
eaux usées. Après avoir décrit sommairement les principales caractéristiques liées au
système d'épuration, nous décrirons le principe de fonctionnement des stations d'épuration
à boues activées.

1-1.1 Caractéristique de l'effluent entrant en station d'épuration

1-1.1.1 Origine des eaux usées

L'effluent entrant en station est dénommé "eaux usées", il peut se composer de

quatre types d'effluents différents dont l'importance relative est fonction du site
(collectivités, industries, type de réseau, état du réseau, etc...) [7, 8,9]:

a) Les effluents domestiques : sont composés d'eaux usées domestiques : eaux

ménagères (eaux de lavabo, douche, baignoire, appareils ménagers,...). A ces eaux
fortement polluées s'ajoutent, (selon le type de réseau séparatif ou pseudo-séparatif, ou
unitaire) des eaux moins polluées qui peuvent provenir des toitures, de drainage, de cours,
de sous-sol et garage.

b) Les effluents d'établissement industriels, communaux ou artisanaux : qui sont

issues d'activité domestique (cantines, W-C, douches,...) ou plus spécifiquement des eaux
liées à l'activité industrielle, telles que les eaux de refroidissement, ou les effluents
résultant du processus utilisé.

c) Les effluents d’agriculture : l’agriculture constitue la première cause des

pollutions diffuses. Les pollutions d’origine agricole englobent à la fois celles qui ont trait
aux cultures (pesticides et engrais) et à l’élevage (lisiers et purins).

d) Les effluents d’origine naturelle : la teneur de l’eau en substances indésirables

est le fait de l’activité de certains phénomènes naturels (irruptions volcaniques, contact de
l’eau avec les gisements minéraux,…).

14
 L'effluent entrant en station peut comporter une part d'eaux parasites dues à des
défauts de structure du réseau (mauvaise conception, malfaçons, collecteurs endommagés)
[10]. On distingue les eaux parasites de temps sec qui correspondent à l'intrusion d'eau de
la nappe phréatique, et les eaux parasites pluviales, qui concernent uniquement les réseaux
séparatifs eaux usées et qui sont dues à des erreurs de raccordement, voire à du drainage
rapide [11].

1-1.1.2 Composition moyenne des effluents

Les eaux usées sont principalement de l’eau contenant une petite quantité de déchets
solides [12]. Ces derniers sont essentiellement composés de matière organique d’origine
animale ou végétale [6]. Lorsqu’ils sont organiques, les déchets solides vont se
décomposer [13]. Pour un traitement plus efficace des eaux usées, ces matières organiques
ont besoin d’être stabilisées ou converties en une forme qui ne risquera pas de propager les
maladies ou de polluer les lacs et rivières [14]. Les déchets solides inorganiques doivent
aussi être extraits afin que les eaux usées soient traitées correctement [6].

Les eaux usées contiennent aussi beaucoup de bactéries [15]. Même si certaines de
ces bactéries peuvent être pathogènes, la plupart sont en fait inoffensives. Ces bactéries
non pathogènes sont très utiles parce qu’elles décomposent les matières organiques
contenues dans les eaux usées [16]. Il s’ensuit que les bactéries non pathogènes sont à la
base de tous les procédés de traitement biologique des eaux usées [6].

La composition des eaux usées d’origine domestique peut être extrêmement variable,
et dépend de trois facteurs [10,11] :

• la composition originelle de l’eau potable, qui elle-même dépend de la composition de

l’eau utilisée pour produire l’eau potable, de la qualité du traitement de cette eau, des
normes sanitaires du pays concerné, de la nature des canalisations, etc. ;
• les diverses utilisations par les particuliers qui peuvent apporter un nombre quasi infini
de polluants : tous les produits d’entretien, lessives mais aussi, solvants, peintures,
mercure de thermomètre, colle, etc. ;
• les utilisateurs eux-mêmes qui vont rejeter de la matière organique dans les égouts
(urines et fèces); la matière organique est le polluant majoritaire des eaux domestiques.

15
 Ce type de rejets apporte également des micro-organismes et des contaminants divers
(médicaments, etc.) [11].

Les eaux usées urbaines contiennent des matières solides, des substances dissoutes et
des microorganismes [17]. Ces derniers sont la cause des principales restrictions imposées
à la réutilisation des eaux usées [11]. La règlementation distingue des niveaux de qualité
pour les eaux usées épurées, déterminés par les taux de concentration de ces
microorganismes. Il est donc nécessaire de rappeler des notions élémentaires à leur sujet
[12].

Du fait de la multiplicité des cas de différents types d’eaux il est difficile de donner
une composition type des eaux usées [9]. Dans le tableau I-1 est recensé la plupart des
paramètres que l’on peut trouver dans les eaux usées,

Tableau 1-1 : Concentration moyenne des eaux usées domestiques [7,9,10,18].

Paramètres Unité Variations Fonction décantable

Température °C 4 - 26 --
pH -- 7.0 - 8.5 --
Extrait sec mg/l 1000 - 1300 10 %
MES totales mg/l 100 - 400 50 - 60 %
DCO mgO2/l 300 - 1000 30 %
DBO5 mgO2/l 150 - 500 25 - 30 %
COT mg/l 100 - 300 30 %
Alcalinité mgCaCO3/l 2 - 15 --
NTK mg/l 30 - 100 < 10 %
+
Azote ammoniacal mgNH4 /l 20 - 80 0%
Nitrites et nitrates mg(NO2 ,NO3-)/l
2-
<1 0%
3-
Phosphates mgPO4 /l 10 - 25 10 %
2-
Sulphates mgSO4 /l 63-79 --

Les fluctuations en débit et en concentration des eaux usées urbaines présentent

plusieurs périodicités. Les fluctuations journalières et hebdomadaires reflètent le rythme de
vie des habitants, les variations saisonnières sont généralement plus liées au battement de
la nappe phréatique qu'à la consommation d'eau potable des habitants [7].

16
 1-1.2 Les substrats polluants

A la différence de divers phénomènes de pollution, celle des eaux se traduit par les
effets particuliers liés aux spécificités écologiques propres aux milieux aquatiques [19]. En
effet, l’eau peut dissoudre, souvent avec facilité, de nombreuses substances chimiques et
biologiques. Par conséquent, tout polluant peut être véhiculé fort loin de la source de
contamination [11]. On distingue quatre catégories principales liées aux différentes
caractéristiques de ces substances qui déterminent le type de procédé efficace pour leur
purification [8,12,13,14] :

1-1.2.1 Matières décantables ou flottantes

Elles représentent la fraction des composés grossiers (galets, graisses…). Ces

substances sont soumises à des pré-traitements ou éventuellement à un traitement primaire.
En fonction de leur nature, on peut recourir aux procédés de flottation ou de décantation.

1-1.2.2 Matières fines en suspension

Elles sont formées de particules visibles à l’œil nu (de 0.1 à 1 mm) qui contribuent à
la turbidité de l’eau. Leur traitement s’effectue par des techniques de sédimentation ou de
centrifugation.

1-1.2.3 Matières colloïdales

Dissoute dans l’eau, elles sont constituées de particules d’un diamètre de 0.01 à 100
µm. A la limite entre les phases solide et soluble, ces éléments sont éliminés par
dégradation biologique ou par décantation associée à un mécanisme de coagulation.

1-1.2.4 Matières solubles

Leur taille est inférieure à 0.01 µm. Ces substances sont directement consommées
par les populations biologiques au cours de traitement secondaire. La partie biodégradable
peut se retrouver dans l’effluent de sortie; si leur quantité est importante un traitement
tertiaire s’impose.

Une autre classification très importante est fondée sur le pouvoir de dégradation des
déchets polluants. On distingue ainsi deux classes principales [6,8,15] :

17
 1-1.2.5 Matières biodégradables

Affectées par les activités biologiques des micro-organismes, ces substances sont
soumises aux divers processus biochimiques de conversion. Cette fraction biodégradable
peut être structurée en deux groupes :

1-1.2.5.1 Matières aisément dégradables : composées des substances solubles. Ces

matières ont la caractéristique de pouvoir être directement absorbées par les bactéries

1-1.2.5.2 Matières lentement dégradables : composées des substrats particulaires

formés par un mélange de substances organiques solides, colloïdale et solubles. Ces
matières sont soumises à certains processus intermédiaires avant d’être absorbées par les
populations bactériennes.

1-1.2.6 Matières non-biodégradables

Ces substances inertes ne subissent aucun phénomène biologique de transformation.

Ces matières sont soit présentes dans les eaux résiduaires, comme les métaux lourds, soit
issues des phénomènes de mortalité des micro-organismes au cours des processus
biologiques d’épuration. Les composants non-biodégradables solubles peuvent traverser la
station d’épuration sans être modifiés mais les matières inertes en suspension peuvent être
éliminées par les mécanismes de décantation.

La structure chimique des polluants permet de distinguer deux types de composés

[16] (cité dans [8]):

1-1.2.7 Matières organiques

Elles sont constituées d’un grand nombre de composés qui ont la particularité
commune de posséder au moins un atome de carbone, d’où leur nom de substances
carbonées. Ces atomes de carbone sont oxydés biologiquement par les micro-organismes
pour fournir l’énergie nécessaire à leur croissance.

18
 1-1.2.8 Matières inorganiques

Sont des substances ne contenant pas de carbone. La fraction minérale des eaux
résiduaires représente principalement les produits azotés et phosphorés.

Ces diverses classifications sont résumées dans le tableau ci-dessous.

Tableau 1-2 : Classifications des substrats polluants [8].

Classification selon Polluants

• Matières décantables ou flottantes

Taille • Matières fines en suspension
• Matières colloïdales
• Matières solubles

• Matières biodégradables
Pouvoir de dégradation -aisément dégradables
-lentement dégradables
• Matières non-biodégradables

Structure chimique • Matières organiques

• Matières inorganiques

1-1.3 Les micro-organismes épurateurs

Le monde vivant est classé en trois catégories principales : les végétaux, les animaux
et les protistes qui se distinguent des deux autres règnes par les structure relativement
simple et la multiplication rapide de leurs individus [8]. Ces micro-organismes sont
composés essentiellement des bactéries (êtres unicellulaires), des levures (champignons
unicellulaires), des moisissures (champignons de très petite taille) et des protozoaires
(prédateurs des bactéries) [14]. Certaines de ces populations microbiologiques ont la
faculté de dégrader les substances polluantes présentes dans les eaux résiduaires pour les
convertir en eau, en dioxyde de carbone et en matières minérales dont l’effet polluant est
moins nuisible pour les milieux récepteurs [18]. Ces micro-organismes sont à la base de
l’épuration biologique qui est le procédé le plus utilisé pour restaurer la qualité de l’eau en
la débarrassant de ses principales impuretés pourvu qu’elles soient plus au moins
biodégradables et ne contiennent pas de toxiques qui font l’objet d’un traitement particulier
(épuration physico-chimique) [20].

19
 Parmi tous les individus du monde protiste, trois populations jouent un rôle
fondamental dans le traitement [7,8,12] :

1-1.3.1 Les bactéries : Unicellulaires, ces micro-organismes possèdent la structure

interne la plus simple de toutes les espèces vivantes. Elles croissent et se multiplient en
général par fission binaire. Ces cellules représentent la plus importante population de la
communauté microbienne dans tous les procédés biologiques, avec souvent des
concentrations qui dépassent 106 bactéries/ml.

1-1.3.2 Les protozoaires : De structure plus complexe que celle des bactéries, la
distinction des protozoaires est plus simple. Certains groupes de protozoaires sont de
redoutables prédateurs pour les bactéries. Ils ont la faculté de se déplacer et sont classifiés
suivant leur mode de mouvement (nageurs, rampants, sessiles). Ces organismes peuvent
jouer un rôle important au cours du processus d’épuration par leur abondance et leurs
interactions avec les bactéries épuratrices (compétition et prédation).

1-1.3.3 Les algues : Ce sont des organismes photosynthétiques unicellulaires ou

multi-cellulaire formant une population hétérogène. Les algues sont indésirables dans les
sources d’eau car elles affectent leur goût et leur odeur. Dans le traitement, on les retrouve
dans deux types de procédés uniquement : les lits bactériens ainsi que les bassins de
lagunage, mais ce n’est que dans ces derniers qu’elles jouent un rôle bénéfique dans
l’épuration.

Une grande partie du poids sec des micro-organismes est constituée en général, du
carbone (50%), d’oxygène (20%), d’azote (10 à 15%), d’hydrogène (8 à 10%) et du
phosphore (1 à 3%) [6].

1-1.4 Les processus métaboliques

Les composants chimiques consommés par les micro-organismes sont soumis à de

nombreuses réactions biochimiques qui font partie d’un des deux mécanismes
métaboliques fondamentaux pour le développement des bactéries [6,8] :

20
 • Catabolisme : Représente l’ensemble des réactions d’oxydation et de dégradation
enzymatique. C’est une activité exothermique qui libère l’énergie inhérente à la
structure complexe des molécules organiques et minérales, et qui est stockée par les
micro-organismes.

• Anabolisme : Représente l’ensemble des réactions de réduction et de synthèse

enzymatique. C’est une activité endothermique qui utilise l’énergie libérée par les
processus de catabolisme pour développer la taille et la structure chimique des
composants organiques.

Parmi le grand nombre de processus biochimiques mis en jeu au cours du traitement

biologique des polluants par les différentes populations bactériennes, on peut distinguer
principalement les activités suivantes [6, 8, 12] :

• Oxydation : C’est une réaction qui implique une perte d’électrons suivie d’une
production d’énergie. Une perte des matières absorbées par les micro-organismes
est utilisée pour fournir l’énergie nécessaire afin d’accomplir leurs fonctions
biologiques. Selon la nature de l’accepteur final d’électrons, le processus
d’oxydation peut s’effectuer sous les conditions d’aérobiose (présence d’oxygène),
d’anaérobiose (absence d’oxygène) ou d’anoxie (présence de nitrate).

• Digestion : La caractéristique de la digestion appelée aussi fermentation est que ce

processus ne nécessite pas un accepteur d’électrons externe. C’est un mécanisme
anaérobie de production d’énergie qui n’implique pas de chaîne de transport
d’électrons. La fermentation est provoquée par des bactéries anaérobies capables de
décomposer la matière organique en acides et alcools et de donner du méthane
(CH4) et du gaz carbonique (CO2).

• Nitrification : C’est une transformation chimique de l’azote organique en nitrate

(NO3-) par des organismes dits nitrifiants. La nitrification a lieu en trois étapes dans
les conditions d’aérobiose :

l’ammonification où l’azote organique est converti en ammoniac (NH4+) par

l’intermédiaire des hétérotrophes.

21

la nitritation qui est effectuée par les nitritants dont la majorité appartient à
l’espèce Nitrosomonas. Ces autotrophes sont responsables de l’oxydation de
l’ion ammoniac (NH4+) en nitrite (NO2-). La réaction totale est de la forme :

2 NH 4+ + 3O2 Nitrosomon
  as
→ 2 NO2− + 4 H + + 2 H 2 O

la nitratation qui est accomplie par les nitratants de l’espèce Nitrobacter. Ces
cellules autotrophes effectuent l’oxydation du nitrite en nitrate. La réaction
stoechiométrique s’effectue comme suit :

2 NO2− + O2 Nitrobacte
 r → 2 NO3−

• Dénitrification : C’est un processus de conversion du nitrate effectué par les

hétérotrophes facultatifs sous les conditions d’anoxie. La dénitrification peut avoir
lieu selon deux activités biologiques différentes :

l’assimilation où le nitrate est réduit en ammoniac qui peut servir comme

source d’azote pour la synthèse cellulaire. L’azote est donc éliminé par
incorporation à la matière cytoplasmique. Mais cette activité est relativement
négligeable.

la dissimilation joue un rôle très important dans l’élimination totale du nitrate.

Certains micro-organismes facultatifs (à la fois aérobies et anaérobies) ont la
capacité de se servir de l’oxygène fixé dans la molécule NO3 lorsqu’ils se
trouvent plantés dans des conditions d’anoxie, c'est-à-dire d’absence d’oxygène
dissous. Le nitrate joue le rôle d’accepteur final d’électrons qui est converti en
azote moléculaire au cours de la réaction d’oxydation. L’azote est donc éliminé
par échappement du dioxyde d’azote gazeux N2. Le méthanol est utilisé comme
source d’énergie c’est à dire comme donneur d’électrons.

Le processus de conversion s’effectue en deux étapes :

6 NO3− + 2CH 3OH → 6 NO2− + 2CO2 + 4 H 2 O

6 NO2− + 3CH 3OH → 3 N 2 + 3CO2 + 3H 2 O + 6OH −

• Floculation : Dans les cultures en suspension où les micro-organismes flottent

librement dans les eaux à traiter, ceux-ci ont tendance à s’agglutiner sous forme de
petits amas appelés bioflocs. Certaines substances biodégradables (particules,
colloïdes, grosses molécules) ne sont pas directement absorbées par les bactéries.

22
 La floculation permet aux micro-organismes d’améliorer leurs caractéristiques
d’absorption des aliments sur leur membrane cellulaire.

• Absorption : Certains composés organiques comme les substances biodégradables

particulaires ne peuvent pas être directement absorbés par les bactéries. Ces
matières sont d’abord absorbées par les micro-organismes et stockées à leur surface
avant de subir un processus de conversion qui génère des substances simples
aisément dégradables.

• Hydrolyse : C’est une série de réactions enzymatiques extra-cellulaires appliquées

aux substances adsorbées et qui ont lieu à la surface des micro-organismes. Les
molécules organiques complexes sont converties en molécules plus simples qui
peuvent diffuser à travers la membrane cellulaire.

• Mortalité : La population biologique est soumise à divers phénomènes de

mortalité : la prédation (protozoaires), le processus de lyse (dissolution) et la
respiration endogène où une partie des composants cellulaires est oxydée pour
satisfaire les besoins en énergie nécessaires pour maintenir en vie les autres cellules
quand le substrat n’est pas disponible. Une fraction des produits de mortalité est
biodégradable, l’autre partie représente les résidus endogènes inertes.

1-1.5 L’épuration des eaux usées

Avant d’entamer l’étude générale du traitement des eaux usées, nous tenterons
d’éclaircir quelques points sur la terminologie liée à ce domaine.

En effet, en général, le traitement des eaux usées a pour fonction de les transformer
en eau potable. Alors que l’assainissement des eaux usées a pour objectif de collecter puis
d’épurer les eaux polluées avant leur rejet. Toutefois, le terme « traitement » est
généralement employé pour désigner l’opération d’assainissement [8]. Ainsi, bien que le
terme « traitement » sera largement utilisé dans ce manuscrit, il concernera seulement la
seconde définition.

Par ailleurs, épurer signifie « rendre pur » tandis que la définition de purifier est
« débarrasser des impuretés ». Quand on parle d’épuration des eaux résiduaires, il n’est
pourtant pas question de les rendre pures, mais plutôt d’en retirer le plus de déchets
possible avant de les évacuer [8].

23
 1-1.5.1 Des traitements différenciés

Les caractéristiques des eaux brutes sont extrêmement variées [9]. Il existe un certain
nombre de procédés élémentaires destinés à les traiter. Les professionnels de l’eau peuvent
combiner de différentes manières ces procédés, en fonction des cas spécifiques [21]. En
outre, chaque procédé pourra changer de rôle en fonction de la place qu’il occupe dans la
filière du traitement et de la façon dont il est mis en œuvre [22].

Il n’est pas simple de prétendre décrire de façon complète les différents procédés et
filières de traitement [23]. Il est, cependant, possible de proposer une classification
générale de procédés de base, puis une description des étapes les plus courantes du
traitement [8].

1-1.5.1.1 Procédés physiques

Ce sont des opérations de séparation de phases non-miscibles dont l’une au moins est
liquide [8]. Parmi ces procédés, les plus courantes sont :

 Le dégrillage permettant d’éliminer les corps flottants et les gros déchets par
l’intermédiaire de grilles placées en travers du canal d’amenée afin de protéger les
installations contre les obstructions [17].
 La filtration, passage d’un mélange liquide-solide à travers un milieu poreux
(filtre) qui retient les solides (gâteau de filtration) et laisse passer les liquides
(filtrat) [24].
 La décantation utilisant les forces de gravité pour séparer les particules de densité
supérieure à celle du liquide en provoquant leur dépôt [25].
 La centrifugation, opération de séparation par action de la force centrifuge, du
mélange entraîné dans un mouvement de rotation [8].
 La flottation visant à séparer les phases solides des phases liquides par la poussée
d’Archimède. En flottation naturelle, les flocs de faible densité remontent librement
à la surface. La flottation assistée s’obtient par l’injection d’air [15].

24
 1-1.5.1.2 Procédés physico-chimiques

Utilisés en général comme moyens de traitement complémentaires, ces procédés

combinent les principes de la chimie et de la physique [8]. Certaines substances comme les
colloïdes sont particulièrement stables en suspension et leur durée de décantation peut être
trop longue. Afin de favoriser leur décantation, le décanteur est probablement conditionné
avec les réactifs chimiques qui facilitent l’agglomération des particules [6]. Deux
techniques sont utilisées [8]:

• La coagulation annule les charges électriques des particules en suspension par

l’ajout de réactifs minéraux.
• La floculation provoque l’agglomération des particules déchargées par les
coagulants. La fraction des flocs peut être améliorée par addition de floculants.

1-1.5.1.3 Procédés chimiques

Ils sont très utilisés dans le traitement final des effluents. On peut citer les procédés
suivants :

• L’oxydation par des agents tel que le chlore et l’ozone, agit sur les métaux, sur
les matières organiques et détruit où inactive totalement ou partiellement les
germes vivants, les virus et les bactéries [8].
• Les échanges d’ions sont des procédés de substitution d’ions sur des résines
spécifiques [8].
• La neutralisation ou l’acidification agissent sur le pH de l’eau [6].

1-1.5.1.4 Procédés radiatifs

Ces techniques peuvent être utilisées dans les opérations de décontamination de

l’eau :

• Les ultra-violets irradient les cellules vivantes indésirables. Suivant la qualité

d’énergie UV reçue, elles sont soit stérilisées (effet bactériostatique) soit détruites
(effet bactéricide) [8].
• Le bombardement électronique est un dispositif basé sur l’exposition brève des
eaux polluées à un fort flux d’électrons. La structure des éléments complexes est

25
 décomposée sous l’action des ions qui cassent leurs liaisons chimiques. La
décontamination bactériologique est réalisée par destruction des bactéries et des
virus [8].

1-1.5.1.5 Procédés biologiques

Le traitement biologique reproduit dans des réacteurs spécifiques le phénomène

d’auto-épuration qui se déroule naturellement dans les cours d’eau. Le principe consiste à
mettre la matière organique contenue dans les eaux usées au contact d’une masse
bactérienne. Celle-ci se nourrit des polluants et les dégrade. Une vue globale des procédés
biologiques sera détaillée dans la section (1-2).

1-1.5.2 La filière d’épuration

L’épuration d’un affluent résiduaire comporte plusieurs étapes, chacune spécifique

aux caractéristiques particulières des éléments à traiter. A partir de la classification des
procédés de base qui viennent d’entre définis, en tenant compte du fait que ces procédés
sont extrêmement imbriqués au cours du traitement et peuvent jouer des rôles différents en
fonction du moment de leur mise en œuvre, on peut esquisser l’enchaînement des étapes
d’épuration comme illustré dans le schéma fonctionnel (figure 1-1).

1-1.5.3 Les traitements biologiques

Certains micro-organismes ont de grandes facultés de transformation métabolique et

de décomposition des matières biodégradables [26]. Ils constituent par leur multiplication
rapide et leur action biochimique, des agents épurateurs extrêmement efficaces. Le
traitement biologique est largement utilisé dans la dépollution de l’eau est donc la
reconstitution d’un écosystème simplifié et sélectionné faisant appel à une micro-faune de
bactéries et de protozoaires. De ce fait, l’épuration biologique consiste à favoriser la
prolifération de ces micro-organismes pour utiliser leurs propriétés remarquables dans les
conditions les mieux adaptées au résultat désiré [27].

Suivant l’emplacement des bactéries épuratrices dans le bioréacteur, on distingue

deux dispositifs [6,8,19,28]:

26
• Le procédé à cultures fixes : Les micro-organismes sont fixés sur des supports. Le
contact entre les eaux à traiter et les cellules épuratrices est assuré soit par arrosage des
supports avec l’eau usée (lits bactériens), soit par rotation des supports dans le mélange
pollué (disques biologiques). Ces ouvrages permettent d’obtenir des concentrations en
biomasse plus importantes et donc des traitements intensifs avec une taille relativement
faible, mais présent des risques de colmatage ou d’émanation d’odeurs.
• Le procédé à cultures libres : Les micro-organismes sont maintenus en suspension dans
le mélange à épurer. La biomasse entre ainsi constamment en contact avec les polluants.
Ces dispositifs ont l’avantage d’avoir un traitement plus homogène et une meilleure
maîtrise des facteurs d’épuration (apport de l’eau résiduaire et de masse bactérienne)
comparés aux procédés à culture fixée.

Suivant les conditions de l’environnement des cellules dans l’unité de dépollution, on

distingue deux modes de traitement [6,8] :

• Le traitement aérobie : Ce type de traitement fait appel aux bactéries aérobies qui se
développent en présence d’oxygène. La dégradation des polluants est effectuée par des
réactions d’oxydation dans un milieu aéré.
• Le traitement anaérobie : Ce traitement s’effectue en condition d’anaérobiose c'est-à-
dire en absence d’oxygène. Les bactéries anaérobies assurent la décomposition
métabolique des composés biodégradables par des processus de fermentation.

Parmi l’ensemble des procédés biologiques utilisés dans le traitement des eaux usées,
on peut citer les principaux procédés suivants [8, 12, 19] :

• Les disques biologiques : Dans ce procédé, les micro-organismes sont fixés sur des
disques à demi immergés et tournant lentement (quelques tours par minute) autour d’un
axe horizontale. La biomasse est ainsi alternativement mouillée par les eaux résiduaires
et aérée par l’air ambiant. Cette technique présente l’avantage d’être peu coûteuse en
énergie mais peut entraîner l’émanation d’odeurs.
• Les lits bactériens : Ce procédé aérobie à cultures fixées consiste à faire supporter les
micro-organismes par des matériaux poreux. L’effluent est distribué par aspersion en
surface et l’oxygénation est apportée par ventilation naturelle de bas en haut. L’affluent
arrive par la partie supérieure alors que l’effluent est évacué par le fond afin de ne pas
perturber la fonction aérobie. De ce fait, ce système présente un inconvénient majeur, en

27
 ce sens qu’il nécessite un dispositif de relevage. La biomasse se développe à la surface
du support. Lorsqu’elle devient trop importante, la pellicule bactérienne se détache
naturellement ; elle doit alors être séparée de l’effluent par décantation.
• Le lagunage : Il s’agit d’un étang ou un système de lagunes mettant en œuvre une
culture mixte algo-bactirienne. Suivant le profondeur du bassin, ou peut distinguer
différentes régimes de fonctionnement.
En zone peu profonde, le traitement s’effectue dans des conditions d’aérobiose. Les deux
populations vivent en symbiose. Bien qu’une partie limitée de l’oxygène dissous
provienne de la diffusion naturelle à travers l’interface air-liquide, les besoins en
oxygène des bactéries sont principalement assurés par l’activité photosynthétique des
algues exposées à la lumière. De leur coté, les végétaux profitent du gaz carbonique ainsi
que les nutriments inorganiques produits au cours des réactions métaboliques des cellules
vivantes.
Dans le cas des lagunes plus profondes, en plus de la zone supérieure aérobie, on peut
distinguer une région intermédiaire facultative où la disponibilité de l’oxygène dépend de
la lumière solaire. Le traitement a lieu dans des conditions d’aérobiose le jour, et en
anaérobiose durant la nuit.
Les dépôts de boues au fond des bassins suffisamment profonds forment une couche
anaérobie où ont lieu des processus de fermentation.
• Les boues activées : Ce système comprend deux compartiments principaux. Le premier
est le bassin d’aération où ont lieu les activités biologiques de transformation des
polluants biodégradables par l’intermédiaire des micro-organismes en suspension. Outre
les matières organiques assimilées par les hétérotrophes, principaux constituants des
boues activées, les composés azotés peuvent aussi être oxydés par des phénomènes de
nitrification-dénitrification. Les bactéries floculantes utilisées dans ce système, ont la
faculté de transformer les éléments ingérés en matière corpusculaire. Les flocs formés
dans le bassin d’aération sont alors conduits vers un second compartiment appelé
décanteur secondaire où a lieu la séparation des solides de la phase liquide par
décantation.
De nombreuses variantes de ce procédé sont disponibles dont les principales sont
résumées dans ce chapitre (section 1-2). Cette unité de traitement fera l’objet d’une étude
beaucoup plus détaillée dans les chapitres II, III (moyens expérimentaux et résultats
expérimentaux) et VI (modélisation et simulation).

28
 Prétraitements
Types Procédés Opérations
Eaux usées Dégrillage Elimination
Physique Dessablage des déchets
Déshuilage grossiers

Traitements primaires
Types Procédés Opérations
Décantation Elimination
Physique Filtration des matières Boues Traitements des
Flottation en suspension boues

Digestion
Epaississement
Traitements secondaires
Types Procédés Opérations Centrifugation filtration
Boues activées Elimination Boues Lits de séchage
Biologique Disques biologiques Des matières
Lits bactériens organiques
Lagunage

Incinération
Epandage
Décharge
Traitements tertiaires
Boues
Types Procédés Opérations
Déphosphatation Elimination
Biologique Nitrification du phosphore
Dénitrification et de l’azote
Physico- Coagulation Elimination des
chimique Floculation micropolluants
Décantation et des colloïdes
Echanges d’ions Eaux épurées
Chimique Ozonation Désinfection
Chloration

Figure 1-1 : Filière d’épuration

29
 1-2 EPURATION BIOLOGIQUE PAR BOUES ACTIVEES (CULTURE
LIBRE)

1-2.1 Présentation et importance du procédé

Le principe des boues activées réside dans une intensification des processus d'auto-
épuration que l'on rencontre dans les milieux naturels [6]. Il a été développé à l'origine par
Arden et Lockett en 1914 au Royaume Uni [7]. Les boues activées constituent la référence
des traitements biologiques aérobies en cultures libres. On y maintient une concentration
déterminée de bactéries (on fixe donc l’âge de la boue) grâce à la recirculation des boues.
Elles sont séparées de l’eau traitée par décantation dans le clarificateur, puis réintroduites
dans les bassins de traitement c’est-à-dire, dans le cas le plus simple, le bassin d’aération.
L’aération est assurée mécaniquement, soit par des aérateurs de surface, soit par
insufflation d’air. Les deux principes connaissent de nombreuses variantes [17]. Dans des
conditions adéquates d'aération les micro-organismes présents naturellement dans l'effluent
à épurer se multiplient et s'agglomèrent en petits flocons qui se déposent lorsqu'on arrête
l'aération. Cette masse est appelée "floc bactérien". Si, après vidange de l'eau épurée, on
recommence l'opération avec une nouvelle charge d'eau usée, en conservant la boue formée
précédemment, l'épuration se révèle plus rapide, d'où l'idée de recycler les boues au cours
d'un traitement en continu. Du fait de leurs propriétés particulières ces boues sont appelées
boues activées [7].

Commencé depuis une quarantaine d'années, le développement des installations

d'épuration dans les petites collectivités n'a réellement débuté que depuis 1970 [17]. Les
avantages de ces techniques font qu'elles rencontrent un grand succès auprès de l'ensemble
des agglomérations. Autre atout, en particulier pour les boues activées, elles font l'objet de
recherches assez poussées de la part des grands groupes de l'eau et l'on peut trouver
facilement des publications détaillées relatives à leur dimensionnement et aux innovations
permettant d'améliorer les rendements sur tel ou tel paramètre [29]. Les avantages pour les
petites communes sont multiples [7] :

• exploitation simplifiée de l'installation et bonne résistance aux à-coups de

pollution grâce à l'importance des volumes mis en jeu,
• obtention de boues stables non fermentescibles en quantité minimale,
• faible emprise au sol par rapport au système extensif,
• performances épuratoires très élevées avec nitrification des effluents.

30
 Berland et al. [6] qui ont réalisé une très bonne comparaison des principaux systèmes
de traitement utilisés dans le monde, cite les inconvénients suivants :

• coûts d'investissement assez importants,

• consommation énergétique élevée,
• nécessité de personnel qualifié et d'une surveillance régulière,
• sensibilité aux surcharges hydrauliques,
• niveau de mécanisation élevé,
• besoin d'une filière d'élimination des boues.

Notons que la comparaison est réalisée avec des systèmes encore plus extensifs
(lagune, infiltration) ou moins performants (filtre biologique, traitement anaérobique...) et
que les commentaires concernent également les pays en voie de développement.

1-2.2 Principe de l'épuration biologique

Le principe du procédé consiste donc à provoquer le développement d'un floc

bactérien dans un bassin alimenté en eau usée à traiter (bassin d'activation) en brassant
suffisamment le milieu pour éviter la décantation des flocs et en fournissant l'oxygène
nécessaire à la prolifération des micro-organismes [7]. Le bassin d'aération peut être
précédé d'un décanteur primaire, dans le but d'éliminer les matières en suspension
décantables, et sera toujours suivi d'un clarificateur qui assurera la séparation de l'effluent
épuré et des boues. Celles-ci seront recyclées dans le bassin d'aération pour en assurer la
concentration permanente et la masse produite en excès sera dirigée vers le traitement des
boues (figure 1-2).

Figure1-2: Schéma d’une station d’épuration à boues activées.

31
 1-2.2.1 Principaux paramètres de fonctionnement

Les micro-organismes sont nourris par les matières organiques et éliminent les
polluants par différents processus [7]:

- par absorption des matières polluantes sur le floc bactérien,

- par conversion en matière cellulaire : croissance de la culture bactérienne et des
micro-animaux associés,
- par oxydation en CO2 et H2O qui produit l'énergie nécessaire au fonctionnement et
à la production de nouveau matériaux cellulaire.

La métabolisation de la matière organique peut s'écrire:

Micro −
Pollution Micro −
Eau + + + oxygène → organismes + CO2 + H 2 O
organique orgamismes
en excés

Les grandeurs caractéristiques de traitement biologique sont fonction des proportions

relatives des réactifs. La charge organique est la notion fondamentale, elle définit
l'intensité de traitement et conditionne la production de boues et la consommation
spécifique d'oxygène (voir tableau 1-3).

• La charge organique exprime le rapport:

Quantité de pollution apportée par unité de temps

Quantité de biomasse

Pour les cultures libres, on parle de charge massique (Cm). Le terme de numérateur
est exprimé en DB05 ou DCO (Kg/j). Le dénominateur est exprimé en matières volatiles
(MV en Kg), paramètre représentatif de la masse de biomasse viable du réacteur.

• La production spécifique de boue est exprimée en KgMS / KgDBO5 éliminée,

c'est le résultat de la transformation de la pollution brute par les micro-organismes.

32
 • L'âge de boue représente le temps de rétention moyen des bactéries dans le
réacteur biologique; c'est le rapport :

Quantité de boues en aération

(en jour )
Quantité de boues extraite par jour

• La consommation spécifique d'oxygène est due à l'oxydation des matières

organiques (environ 0.6 KgO2 / KgDBO5 ).

Tableau 1-3 : Dénomination du procédé en fonction de la charge massique

appliquée et valeur indicative des principaux paramètres du processus [7,6].

Nom Aération prolongée Faible charge Moyenne charge Forte charge

du procédé (très faible charge)

Charge massique
0.05 à 0.1 0.2 0.5 1
(Kg DBO5/KgMV.j)

Age des boues

14 à 33 6 2 0.8
(jours)

Production spécifique
de boue 0.6 à 0.7 0.8 1 1.2
(KgMS/KgDBO5)

Consommation
spécifique d’oxygène 0.8 à 0.9 0.65 0.30 0.13
(KgO2/KgDBO5)

La notion de temps de séjour hydraulique est par fois utilisée, c’est le rapport :

Volume bas sin d ' aération

(en jour )
débit entrant

1-2.2.2 Les micro-organismes

La biocénose des boues activées est complexe et ne peut se définir qu'au moyen des
principaux groupes écologiques: bactéries, champignons, algues et métazoaires. L'essentiel
de l'épuration est due à des bactéries aérobies. Certaines espèces sont gênantes dans la
mesure où elles interviennent pour contrarier la décantation des boues : ce sont les
bactéries filamenteuses. Ces bactéries se développent souvent dans les milieux
déséquilibrés en azote et riches en éléments facilement assimilables ou dans les réseaux
septiques [7].

33
 La micro-faune est représentée surtout par des protozoaires, organismes prédateurs
de taille comprise entre 20 et 200 microns. On y trouve des Flagellés, des Rhizopodes et
surtout des Ciliés. Les Métazoaires, de taille supérieure (10 à 150 microns) sont peu
représentés, ce sont surtout des Rotifères, parfois des Nématodes et des vers Oligochètes.
Pour chaque station, il s'établit un équilibre écologique donné, la longueur de la chaîne
trophique sera alors fonction de la charge organique [7].

La biomasse épuratrice qui se développe aux dépens de la pollution, forme dans le

bassin d'aération un mélange appelé "liqueur mixte". Ce mélange se compose d'une phase
solide (micro-organismes, débris organiques, matières minérales) et d'une phase liquide
correspondant à l'eau épurée. Au cours du processus d'épuration biologique, les
microorganismes s'agglomèrent en flocons. C'est grâce à cette biofloculation qu'il est
possible de séparer l'eau épurée de la biomasse [14].

La séparation liquide-solide s'effectue alors dans un bassin spécial: le décanteur

secondaire ou clarificateur.

1-2.3 La décantation secondaire

Quelle que soit la filière retenue, la finalité du traitement des eaux consiste
précisément à séparer les boues de l'eau, d'où le nom de "clarificateur", si on s'intéresse à
l'eau traitée, et "décanteur" si on s'intéresse au devenir des boues et plus précisément à leur
épaississement [30]. Notons qu'en aération prolongée le rendement demandé au décanteur
secondaire est élevé. En effet, pour une concentration à l'entrée de 3 à 4 g/l en moyenne, on
exige une concentration en sortie inférieure à 30 mg/l; soit un rendement supérieur à 99 %
[7,31].

1-2.3.1 La décantabilité des boues

L'aptitude des boues à décanter est classiquement estimée par l'intermédiaire de tests
de décantabilité effectués en éprouvette. Les limites de ces tests seront évoquées dans le
troisième chapitre. Il existe trois protocoles différents (SVI, DSVI, SSVI) [7,32]. Ces
indices quantifient le volume occupé par 1g de boue après 30 minutes de décantation en
éprouvette et sont appelés également, indice de MOHLMAN (IM) [33]. Les limites
retenues pour caractériser l'aptitude des boues à décanter sont [6] :

34
 IM < 50 ml/g : aspect granuleux, risque de formation de dépôts

50 < IM < 150 ml/g : bonne décantabilité

IM > 150 ml/g : mauvaise décantabilité qui peut être due à la présence de
bactéries filamenteuses suite à un déséquilibre nutritionnel ("bulking").

L'indice de MOHLMAN varie en fonction de la charge massique appliquée et des

caractéristiques physico-chimiques des eaux à épurer, dont la température [18].

1-2.3.2 Les critères de dimensionnement

La surface des décanteurs est évaluée en fonction de la charge hydraulique

superficielle qui est le rapport entre le débit ( Q ) et la surface du décanteur ( A ) :
Q
Chs =
A
(m 3
/ m 2 .h )

La charge hydraulique superficielle a les dimensions d'une vitesse, elle est également
appelée vitesse ascensionnelle.

En règle générale, il est recommandé de retenir une vitesse ascensionnelle de 0,6

m3/m2.h pour dimensionner les décanteurs de petites collectivités (boues activées en
aération prolongée) [19].

Cette valeur correspond à une boue de qualité moyenne (IM = 180 ml/g) dont la
concentration est voisine de 4 g/l. Il va de soi que tout dépassement de ces chiffres sur une
durée prolongée se traduira par des pertes de boue même si le débit nominal d’entrée n’est
pas dépassé [19]. Dans la littérature nous avons trouvé deux techniques de
dimensionnement. Dans le premier cas, le dimensionnement est basé sur la théorie des
flux; la décantabilité des boues peut être introduite par l'intermédiaire d'une relation
fonctionnelle entre la vitesse de la décantation et la concentration des boues, intégrant un
indice de boue. Dans le deuxième cas, le dimensionnement est empirique et concerne non
seulement la surface, mais également la profondeur, la concentration maximale de
recirculation, la concentration de transfert (bassin d'aération-décanteur) et la concentration
moyenne de stockage dans le décanteur. Ces paramètres dépendent tous de la décantabilité.

35
 Les chercheurs et les concepteurs de station s'intéressent de plus en plus à
l'aménagement des bassins, notamment en ce qui concerne les conditions hydrauliques à
l'intérieur du décanteur et donnent comme exemple pour les différents indices de boues, le
critère suivant [7] :

Vitesse Indice de Concentration

× × 〈 400 l / m 2 h
ascentionnelle boues en boues

1-2.3.3 Importance de l'hydrodynamique

La décantation est un processus lent et très sensible aux perturbations de flux [7].

D'une façon générale, des conditions opératoires douces, sans perturbation hydraulique,
sont bénéfiques au déroulement du processus. Pour illustrer simplement ce principe Bergh
(1996) [cité dans 6] donne l'exemple suivant :

"Si la recirculation diminue soudainement, le profil interne de flux dans le décanteur

ne peut changer aussi rapidement que le débit de recirculation. Par conséquent l'eau qui
se dirigeait vers le fond du bassin doit modifier son trajet et aller ailleurs, ce qui cause un
état turbulent gênant la décantation des boues. Ceci jusqu'à l'obtention d'un nouveau
régime permanent."

L'amélioration de la décantation passe par l'optimisation des dispositifs annexes au

bassin de décantation [19]. Les Agences de l'eau attendent des constructeurs de stations
qu'ils résolvent les problèmes de dissipation d'énergie, de répartition des flux hydrauliques
et massiques, notamment sur les grands ouvrages fonctionnant à des débits de recirculation
importants [17]. Les constructeurs de stations, après plusieurs essais hydrauliques,
préconise une conception des clarificateurs qui privilégie une zone profonde de
concentration des boues et une alimentation en diffusion horizontale proche de la surface
par la mise en place d'un déflecteur sous le clifford qui doit être de grand diamètre mais
peu profond [7].

36
 1-3. REPONSE DU SYSTEME D’EPURATION PAR TEMPS DE PLUIE

Lors d'évènements pluvieux, l'effluent entrant en station d'épuration présente des

variations quantitatives et qualitatives. Ces variations peuvent engendrer une perturbation
du processus d'épuration par boues activées appelée couramment "choc". Rouleau (1987)
[cité dans 7] classe ces chocs en quatre catégories :
• Choc quantitatif, qui correspond à une variation positive ou négative des
concentrations en polluant.
• Choc qualitatif, qui correspond à la variation de la composition chimique des
polluants ordinairement mesurés par temps sec, dont l'exemple type sont les MES,
qui sont plus minérales et dont la distribution granulométrique est modifiée,
• Choc hydraulique, qui correspond à une variation brutale et positive du débit
traversant la station,
• Choc combiné, qui est bien sûr le type le plus courant et qui correspond à une
combinaison des trois types précédents.

Certains auteurs parlent également de choc toxique pour caractériser l'entrée de

substances inhibitrices vis-à-vis des micro-organismes de la station.

1-3.1 Impact sur le traitement primaire

Par temps de pluie, les refus du dégrillage peuvent être cinq à dix fois plus
importants que par temps sec et le volume de sable peut être multiplié par 2 à 20 [7].
L'afflux de sable représente alors un risque important s'il n'est pas convenablement retenu à
l'entrée de la station (abrasion des pompes, dépôts en fond de bassin, bouchage des
conduites,...) [20].

L'augmentation conjointe de la charge solide et du débit provoque une baisse

importante de rendement du décanteur primaire car le temps de séjour se réduit et la vitesse
ascensionnelle augmente. De plus, et ceci n'est pas incompatible avec la remarque
précédente, la masse décantée peut fortement augmenter du fait de la nature minérale des
particules lessivées par temps de pluie. Il est possible également que le contenu du
décanteur soit en partie lessivé, ce qui provoque, avec un retard sur la pointe de débit, une
augmentation de la concentration en sortie du décanteur primaire, notamment pour l'azote
réduit [21].

37
 1-3.2 Impact sur le décanteur secondaire

Le décanteur secondaire est l'ouvrage le plus concerné par l'admission de surcharges

en station. Le dépassement de sa capacité de décantation peut, si elle se maintient dans le
temps occasionner un débordement du lit de boues et polluer le milieu récepteur de
différentes façons [7]:

• envasement par les MES,

• consommation d'oxygène au détriment de la faune locale,
• contamination bactériologique,
• apport de nutriments,
• apport de micro-polluants.

Les surcharges hydrauliques ont deux conséquences sur le décanteur [7,19]:

• L’augmentation de la vitesse ascensionnelle qui est purement hydraulique. Après

une période transitoire, liée à l'augmentation de débit, la vitesse peut se stabiliser à
une valeur fonction du débit maximal admis sur la station (qui dépend de la
capacité de relevage et/ou de la limitation effectuée par écrêtement en amont du
décanteur),
• L’augmentation du flux massique en provenance du décanteur qui est
directement liée au processus précédent mais dont l'importance en intensité et en
durée est variable. La variabilité est liée au comportement du couple bassin
d'aération-décanteur et plus précisément au comportement des boues dans chacun
d'eux.

38
 1-4 CONCLUSION

Avant d’aborder les problèmes d’estimation et de modélisation représentant les

principaux objectifs de ce mémoire, cette partie avait pour but de présenter les notions de
base du traitement biologique.

Pour établir un modèle mathématique décrivant les diverses opérations de

sédimentation, il faut d’abord mettre en relief les éléments mis en jeu, en spécifiant le rôle
de chacun. C’est pourquoi la première partie introduit une caractérisation globale des
constituants des eaux usées ainsi que des populations biologiques. Ces différentes
classifications déterminent le choix du mode de traitement approprié pour chaque polluant
et conditionnent de ce fait, la configuration de la filière générale d’épuration.

Une grande partie de ce chapitre était consacrée aux problèmes d’épuration. La

présentation des différents procédés disponibles (physiques, chimiques, biologiques…) a
contribué à une description globale d’une filière de traitement en mentionnant
l’enchaînement des étapes de l’épuration. Le traitement biologique a suscité un intérêt
particulier. Parmi les principaux dispositifs présentés, les procédés de boues activées feront
l’objet de notre étude de modélisation et de simulation.

39
 CHAPITRE 2
MOYENS EXPERIMENTAUX

40
 CHAPITRE 2

MOYENS EXPERIMENTAUX

L’objectif principal de ce chapitre, est de présenter les moyens qui ont été entrepris
jusqu’à ce jour, par l’Office National d’Assainissement (ONA) pour restaurer notre
environnement, et à montrer l’importance de la gestion quotidienne des activités de la
station d'épuration afin d’assurer la bonne marche de la station. Pour ce faire, nous
présenterons:

• Une brève description de notre procédé et les résultats obtenus à la station

d’épuration. Nous présenterons le site expérimental et les différents ouvrages utiles à notre
étude qui permettent d’améliorer le fonctionnement de cette station d’épuration.
Soulignons que les efforts sont entrepris pour une opération qui tienne compte du
comportement dynamique des différents procédés.

• Dans la dernière partie, on consistera à tirer les conclusions de notre expérience

dans ce domaine.

2-1 PRESENTATION DU SITE

La station d’épuration est située à 5 Km de Sétif dans la mechta de Ain S’fiha. Elle a
été mise en service en mars 1996. Les rejets domestiques proviennent essentiellement de la
ville de Sétif. Le traitement biologique se fait par boues activées en aération prolongée et
en faible charge. Le tableau 2-1 donne la fiche technique sur ce site.

Tableau 2-1: Fiche technique de la station d’épuration de Sétif.

Montant de l’opération 351.885.000.00 DA

Date de démarrage des travaux Décembre 1990

Date mise en service Mars 1996

Lot génie civil: entreprise nationale hydrotraitement

Entreprise de réalisation Lot fourniture, montage et mise en service des

équipements: société d’épuration et entreprise,
Belgique

Principe de traitement Biologique à faible charge en stabilisation aérobie des

boues

Normes de rejet DBO5< 30 mg/l, MES< 30 mg/l, DCO< 90 mg/l

41
 2-1.1 La station d'épuration de Sétif

2-1.1.1 Présentation générale

La station d'épuration de Sétif (Aïn S’Fiha) est alimentée par un réseau semi-
séparatif. L'effluent est plutôt urbain, les rejets des industries ne passent pas par la station.
La station est de conception récente. Elle a une capacité de 330 000 équivalent-habitants et
a été conçue pour accueillir 66 000 m3/j par temps sec, dont la qualité moyenne a été
estimée, lors de sa conception, à 270 mg/l de DBO5, 780 mg/l de DCO, 350 mg/l de MES.
Le débit horaire maximal dirigé dans la filière "traitement" peut atteindre 4 400 m3/h. Les
concentrations rejetées doivent être inférieures à 30 mg/l de DBO5, 90 mg/l de DCO et 30
mg/l de MES. La capacité de la station est résumée dans le tableau 2-2.

Tableau 2-2 : Capacité de la station d’épuration de Sétif.

1ère phase 2ème phase

Horizon 2000 2013

Population 330 000 E-H 450 000 E-H
Débit journalier 66 000 m3/j 99 000 m3/j
Nature des eaux brutes domestiques domestiques
Type de réseau semi-séparatif semi-séparatif
Débit moyen horaire 2 750 m3/h 4 125 m3/h
Débit de pointe horaire 4 400 m3/h 6 600 m3/h
DBO5 journalière 17 820 Kg/j 243°000 Kg/j
Matières en suspension 23 100 Kg/j 31 000 Kg/j

2-1.1.2 Présentation des différents ouvrages

2-1.1.2.1 Schéma de la station

42
 A) Grille grossière: Largeur de la grille = 1.8 m,
Poste de relèvement Inclinaison = 70°, Forme des barreaux =
principale C N rectangles 10 x 50 mm,
B Ecartement entre les barreaux = 50 mm.
A
B) Grille mécanisée: largeur de la grille = 1 m,
Profondeur des chenaux=1.50m,
Espacement entre barreaux = 25 mm,
Epaisseur des barreaux = 10 mm.
C) Dessableur-Déshuilleur: Longueur = 20 m,
Largeur = 4 m, Volume = 200 m3,
Temps de séjour = 8 mn.
D) Décanteur primaire: Diamètre = 33 m,
Profondeur d’eau = 3 m à la périphérie,
Volume = 1473 m3.
E) Bassins d’aération et de stabilisation:
Forme carrée=35.4 m de coté, volume= 5000 m3,
Hauteur d’eau = 4.0 m, Nbre d’aérateurs = 4.
F) Décanteur secondaire: Diamètre = 46 m,
Surface = 1661m2, Profondeur d’eau 4 m à la
périphérie.
G) Bassin de désinfection: Dimension 30x20
m2, Profondeur 3 m, Débit journalier = 66000
m3/J, Dosage de chlore 5010 ppm.
H) Epaississeur: Diamètre = 22 m,
D
Surface = 380 m3, Hauteur = 4 m.
I) Lits de séchage: Nombre = 36, Dimension =
30x15 m, surface unitaire = 450 m2, surface
totale = 16200 m2.
J) Salle de pompage: pompes à vis.

Circuit des boues

PEHD φ160
PVC φ90 Circuit des eaux usées
PEHD φ90
Circuit des eaux épurées
G
Vers l’oued
Boussalem Figure 2-1 : Schéma de la station de Sétif

43
 2-1.1.2.2 Description des ouvrages

a) Le prétraitement

Les prétraitements sont indispensables au bon fonctionnement de la station mais

génèrent de fortes contraintes d’exploitation (récupération des refus, entretien, ...) [19].

L’accessibilité, la facilité des opérations manuelles doivent présider dans les choix
technologiques. Dans le cas des petites stations, ces impératifs militent en faveur d’un
rehaussement général des prétraitements qui se situeront à 1,5 m - 2 m au-dessus du sol
[17]. Toute disposition visant à diminuer la fréquence des interventions manuelles sera
préconisée dans la mesure où elle ne risque pas d’induire des dysfonctionnements
ultérieurs [19].

Toute filière permettant une meilleure prise en compte du traitement et du devenir

des déchets, issus des prétraitements, doit être privilégiée [19]:

• Compactage des refus de dégrillage,

• Lavage des sables,

• Biodigestion des graisses,

* Le dégrillage

Les dégrilleurs assurent la protection des équipements électromécaniques et réduisent les

risques de colmatage des conduites mises en place dans la station d’épuration. Le plus
souvent il s’agit de grilles qui récupèrent les déchets plus ou moins volumineux entraînés
par les eaux s’écoulant dans les canalisations d’assainissement. Une grande diversité de
grilles est disponible sur le marché (droite, courbe, nettoyage amont, aval, ...) [19].

La station de Sétif possède deux dégrilleurs : grille grossière, et grille mécanique

(mécanisée).

* Le dégraisseur-dessableur

L'effluent est d'abord dégrillé avant d'entrer dans le dégraisseur-dessableur de 20 mètres de

longueur, de 4 mètres de largeur et d'un volume total de 200 m3. Un surpresseur favorise la
flottation des graisses et la décantation du sable. Un pont racleur recueille les flottants et
une purge permet de soutirer le sable. Le temps de séjour est de 8 minutes.

44
 b) Le traitement primaire

Il s’agit d’une décantation, habituellement sans coagulation chimique préalable,

ayant pour but d’éliminer les matières organiques séparables par sédimentation [12].

* Le décanteur primaire

D'une forme cylindro-conique, son volume total est de 1473 m3, soit un diamètre de 33 m,
La hauteur de la partie cylindrique est de 2.50 m.

c) Le traitement secondaire

Les bassins d’aération sont les réacteurs biologiques dans lesquels s’effectue la
transformation de la matière organique par les microorganismes aérobies [17]. Ils
constituent un élément fondamental de la filière définie sous le terme de boues activées [7].
Une bonne gestion de l’aération permet également d’assurer les réactions de nitrification et
de dénitrification [19].

* Le bassin d'aération et de stabilisation

C’est l'ouvrage le plus important en volume de la filière de traitement (5000 m3,

profondeur 4 m). Il se présente sous la forme carrée 35.4 m de coté, et chaque bassin
contient quatre compartiments d’un chenal d’aération séparés en son centre par une
cloison. Quatre turbines puissantes sont disposées aux centres de la cloison centrale (voir la
figure 2-1).

* Le décanteur secondaire

Le bon fonctionnement de cet ouvrage implique le respect des règles de conception, une
gestion rationnelle de la production de boue ainsi que la maîtrise de sa décantabilité [19].

Le décanteur secondaire est l’ouvrage le plus important dans cette étude, Il est de
type cylindro-conique raclé de 46 mètres de diamètre, et 7.20 mètres de profondeur. Ce qui
développe une surface de 1661 m². La hauteur du cylindre est de 4 mètres et la partie
conique sous-jacente mesure 3 mètres de haut. Le fond de l'ouvrage contient une petite
fosse ou les boues recirculées sont aspirées par les pompes se trouvant dans le puits de
recirculation à côté du décanteur. L'effluent se déverse dans une goulotte périphérique
après être passé sous une cloison siphoïde et par dessus une lame déversante dentée
(Goulotte de récupération de l’eau épurée). L'ouvrage est équipé d'un pont racleur qui
dirige les boues décantées vers le puits de recirculation et qui écrème les flottants en

45
surface. Les flottants s'écoulent par une goulotte dans le puits à flottants, ceux-ci sont
ensuite pompés et renvoyés au prétraitement.

d) Traitement tertiaire

Ils ont pour but de compléter plus au moins l’épuration, selon les normes de qualité
applicables aux eaux épurées ou selon les utilisations ces eaux; absents ou peu nombreux
dans le cas des rejets en rivière, ils deviennent en revanche multiples s’il s’agit d’affiner
l’eau en vue d’une réutilisation [12].

* Le bassin de désinfection

Il existe de nombreuses techniques de désinfection des eaux. Les techniques disponibles

actuellement dans le monde sont les suivantes:

• Désinfection à l’ozone,

• Désinfection par rayonnement UV,

• Désinfection utilisant le chlore.

Dans la station d’épuration de la ville de Sétif le bassin de désinfection est de volume

de 15000 m3, de concentration de dosage du chlore est de 6000 mg/l.

2-1.2 Principe des prélèvements et méthodes

Une grande rigueur est toujours portée aux prélèvements qui constituent l’élément
majeur pour l'appréciation des concentrations et charges traitées et rejetées par la STEP. Le
prélèvement d'échantillons en entrée de STEP est problématique et très difficilement
représentatif. Pour les STEP de forte capacité avec un personnel à temps plein, des
prélèvements rigoureux sont effectués régulièrement à chaque étape de traitement pour les
auto-contrôles; sur les eaux brutes d'entrée sans les cycles internes, à la sortie du décanteur
primaire ainsi que sur les eaux traitées. Ces informations sont nécessaires et permettent de
dresser un bilan assez précis du fonctionnement annuel des installations et d'exercer une
exploitation rationnelle de celles-ci.

Pour étudier le fonctionnement de la station en temps sec, nous avons prélevé

simultanément, à l’entrée et à la sortie de la station de Sétif, des échantillons de deux litres
d’eaux par temps sec.

46
 2-1.2.1 Objectifs du dispositif

Le but initial de notre travail sur ce site est d'évaluer les flux (débit x concentration)
de pollution entrant et sortant de la station, ainsi que les flux de matières entre les
différents ouvrages. Nous suivons également des paramètres caractéristiques du
fonctionnement de la station comme la hauteur du voile de boues.

2-1.2.2 Les analyses

Parallèlement à la mesure en continu (sauf les jours fériés et les week-end), on

effectue des prélèvements manuels. Les échantillons moyens journaliers sont asservis au
débit par temps sec.

Les prélèvements sont situés aux endroits suivants:

• à l’entrée de la station avant et après le prétraitement (eau brute);

• à la sortie du décanteur primaire (après décantation primaire);

• au niveau du bassin d’aération ;

• à la sortie du décanteur secondaire (eau épurée);

• au niveau du décanteur secondaire (boues fraîches et boues de recirculation)

vers l’épaississeur (boues épaissies).

Les paramètres analysés sont : T°, pH, O2 dissous, conductivité, décantabilité des
boues, transparence, MS, IM, MES, DCO, DBO5, NO3-, SO42-.

Pour les boues activées, on réalise des prélèvements à sortie du bassin d'aération
(boues fraîches), sur le décanteur secondaire (boues recirculées), et sur l’épaississeur (bous
épaissies). Les analyses réalisées peuvent être : pH, NO3-, MES, MV, MS, IM (DSVI),
observations microscopiques.

47
 2-2 CONCLUSION

Pour cette étude nous travaillons dans une station d'épuration moderne et
instrumentée pour connaître les flux de polluants entre bassins.

Ce site nous a permis d'évaluer les performances de la mesure en continu sur une
période supérieure à deux années, donc ce chapitre a pour objectif de mieux comprendre et
de suivre le fonctionnement des procédés d'assainissement biologique des eaux urbaines.

Afin de mener à bien l'étude structurale des différents ouvrages de système de

traitement des eaux usées, il a fallu développer une méthode fiable permet de suivre le
fonctionnement de différents ouvrages par temps sec.

48
 CHAPITRE 3
RESULTATS EXPERIMENTAUX

49
 CHAPITRE 3

RESULTATS EXPERIMENTAUX

En vue de limiter les rejets urbains de temps sec, une station d’épuration à boues
activées à faible charge de la ville de Sétif, traite en stabilisation aérobie les effluents de
type essentiellement domestique provenant de la commune, capacité nominale de 330 000
équivalent-habitants, 66 000 m3/j). Elle permet selon les objectifs du projet, la protection
de l’oued Boussalem, qui est l’un des principaux affluents du barrage de Aïn Zada. Le but
initial de nos études sur ce site est d'évaluer les flux (débit x concentration) de pollution
entrant et sortant de la station, ainsi que les flux de matières entre les différents ouvrages.
Nous suivons également des paramètres caractéristiques du fonctionnement de la station
comme la concentration et la hauteur du voile de boues.

3-1 ANALYSE DES VOLUMES ENTRANT EN STATION (Variations

hebdomadaires et quotidiennes)

Au pas de temps journalier, l'analyse suivante repose sur deux années de données et
de mesures de débit relevées à la station. Depuis octobre 2003/2004, les volumes
journaliers sont calculés à partir des données horaires de la mesure en continu. Les débits
ou volumes calculés sont :

• Le débit entrant en station, mesuré sur la conduite de refoulement. Tout ce

volume est prétraité, et se répartit en volume traité et non traité;

• Le débit traité mesuré en sortie du décanteur secondaire se compose d'une partie

dont le traitement est immédiat (circuit "normal") et d'une partie dont le traitement
est différé (stockage dans l’épaississeur);

• Le débit non traité- le volume d'eau ayant subit le prétraitement, mais ne passant
pas dans la filière "boues activées".

La période étudiée est décomposée en deux années hydrologiques qui sont :

• Octobre 2003 à octobre 2004

• Octobre 2004 à octobre 2005

50
 La figure 3-1 représente la répartition des volumes entrant vis-à-vis de la chaîne de
traitement. Il est bon de rappeler que le volume dénommé ‘volume non traité’ correspond
au volume d’eau rejeté par la station d’épuration au niveau du traitement physique. Pour
l’année sèche 2004/2005 la répartition des volumes est comparable; environ 2% du volume
annuel sont rejetés à la filière boues activées. Par contre, pour l’année pluvieuse
2003/2004, la fraction non traitée augmente légèrement avec la pluviométrie annuelle et
atteinte près de 8 %. Cependant, le volume d’eau subissant un traitement différé reste
relativement constant.

100%
90%
80%
70%
60% Non traité
50% Traitement différé
40% Traitement immédiat
30%
20%
10%
0%
1
2003/2004 2
2004/2005

Figure 3-1 : Devenir des volumes entrants.

3-1.1 Exploitation des résultats

Un volume journalier de près de 9500 m3 a été mesuré sur la base des contrôles à
l'entrée de la station d’épuration et 9000 m3 auraient été traités en biologie. Ces volumes
sont approximativement les mêmes que ceux mesurés en 2003/2004 (voir tableau 3-1),
bien que la pluviométrie, se situant entre 350 à 750 mm selon la station, soit sensiblement
plus forte mais avec une répartition dans le temps relativement bien équilibrée.

51
 Tableau 3-1 : Répartition des volumes entrants et sortants -période 2003-2004.

Désignation unités 2003 2004

Volume mensuel entrant m3 282300 295340
Volume mensuel sortant m3 279920 293750
Débit min. journalier m3 4300 6500
Débit moyen journalier m3 9106 9527
Débit max. journalier m3 11700 11720
MES de boues g/l 55 33

3-1.2 Evolution du débit au cours de la semaine

Après avoir redistribué et retranché les débits journaliers d'eaux usées, on constate
que le débit journalier suit grossièrement la même évolution pour les différents jours de la
semaine. L'augmentation du débit débute vers 6h du matin et est linéaire jusqu'à 8h. De 9h
à 10h, le maximum journalier est atteint et le débit décroît progressivement jusqu'au soir où
un pic apparaît après le déjeuner. Après 18h, le débit chute jusqu'à son minimum (débit de
base) qui se maintient de 20h à 4h.

2000
variation quotidienne
1800 maximum enregistré

1600

1400

1200
Débit (m /h)

1000
3

800

600

400

200

0
Mar Mer Jeu Ven Sam Dim Lun
0 24 48 72 96 120 144 168
Temps (h)
Figure 3-2: Evolution du débit de temps sec-période 2003-2004

52
 Le maximum enregistré n'avoisine que rarement le débit de pointe de temps sec. La
pointe constatée le dimanche correspond d'ailleurs à la fête de l’Aïd El Adha (1860 m3/h
entre 9 et 11 heures le 01/02/04), c'est la seule fois où les deux décanteurs secondaires ont
fonctionné simultanément par temps sec.

Par temps sec, le débit d'eaux usées est en moyenne plus élevé à la fin de la semaine
(jeudi, vendredi). Le lundi se distingue par un débit nettement en dessous de la moyenne
après 12 heures, par contre, le samedi est représentatif d'une journée moyenne. Le tableau
3-2 montre la distribution du volume journalier moyen au cours de la semaine.

Tableau 3-2: Volumes journaliers moyens par temps sec et par jour - période
2003/2004.

Eaux usées
Moyenne en m3/j %
Samedi 9180 100
Dimanche 9100 99
Lundi 8960 97
Mardi 9050 98
Mercredi 9070 99
Jeudi 9380 102
Vendredi 9610 105
Moyenne 9192 100

Ces données peuvent servir à construire des chroniques synthétiques de débit utiles
pour optimiser des stratégies de gestion par modélisation.

3-1.3 Conclusion

Les deux années étudiées sont très différentes au niveau de la pluviométrie. Une
variation de 25% du volume annuel est possible entre une année très sèche (2004/2005) et
une année exceptionnellement pluvieuse (2003/2004). Sur ces deux années, de 88% à 95%
du volume entrant en station passe par le traitement biologique. Les volumes d’eau
parvenant à la station sont très fortement dépendant de la pluviométrie et de l’état hydrique
du sol.

53
 3-2 FONCTIONNEMENT DE LA STATION PAR TEMPS SEC

Dans cette partie nous caractériserons le fonctionnement moyen de la station par

temps sec afin de définir un état de référence correspondant aux conditions normales
d'exploitation.

3-2.1 Modalités de prélèvement

Le prélèvement, est proportionnel au débit et sur 24 h de temps sec. Le

déclenchement du prélèvement de temps sec est effectué sur la conduite de refoulement.

A la fin du prélèvement l'échantillon global (environ de deux litres) est homogénéisé

manuellement dans un récipient, puis les flacons de prélèvement sont remplis par
immersion et transportés aux laboratoires d'analyses dans une glacière.

3-2.2 Résultats

Durant l'année 2004, six prélèvements de temps sec ont été réalisés de façon
satisfaisante. Les résultats des analyses sont présentés dans le tableau suivant :

Tableau 3-3 : Prélèvements moyens 24 h de temps sec en entrée de station (après le

prétraitement). Paramètres exprimés en concentrations.

Date de Débit MES DCO DBO5 pH SO4-2 NO3-

départ m3/j mg/l mgO2/l mgO2/l …… Mg/l mg/l

Sam 31/01/2004 09h 11680 414 751 250 7.58 116 7.48

Mar 17/02/2004 11h 11060 465 1070 450 8.30 94 8.40

Lun 15/03/2004 14h 08160 553 910 400 7.75 136 11.0

Sam 03/04/2004 09h 09800 284 810 300 8.27 118 8.80

Mer 26/05/2004 14h 08720 656 946 430 7.93 127 13.5

Dim 04/07/2004 11h 10880 456 880 320 7.75 120 17.5

54
 Ces analyses montrent que les caractéristiques physico-chimiques de l’effluent sont
très différentes d’un événement à l’autre. Le rapport entre DCO et MES est relativement
élevé (entre 1.50 et 2.85 g de DCO / g de MES).
Globalement, les concentrations moyennes diminuent lorsque le débit augmente
(sauf pour les nitrates). Par contre les flux de pollution restent à peu près constants (figure
3-3), ce qui prouve qu'il y a bien une dilution de l'effluent.

10000 15000

8000 12000

D C O (K g /j)
M E S (K g /j)

6000 9000

4000 6000

2000 3000

0 0
8000 9000 10000 11000 12000 8000 9000 10000 11000 12000
3 3
Débit (m /j) Débit (m /j)
5000

4000 150
D B O 5 (K g /j)

3000
100
N O 3 - (K g /j)

2000
50
1000

0 0
8000 9000 10000 11000 12000 8000 9000 10000 11000 12000
3 3
Débit (m /j) Débit (m /j)

Figure 3-3: Evolution du flux de pollution en fonction du débit.

55
 3-3 EFFICACITE DE LA STATION D’EPURATION

La politique et les normes liées aux réseaux communautaires d’eaux usées dans les
collectivités sont décrites dans le document de politique de la nouvelle loi sur l’eau par
l’Office National d’Assainissement sous la tutelle du ministère des ressources en eau. Le
document de politique contient les nouvelles lois et normes de conception établie pour les
réseaux communautaires d’eaux usées.

Le présent document présent l’information sur les réseaux communautaires d’eaux

usées, notamment la collecte, le traitement et l’élimination de pollution. Il est conçu pour
fournir de l’information aux administrateurs et aux agents des services de financement sur
divers éléments des réseaux communautaires d’eaux usées :

• Caractéristiques des eaux usées et quantité,

• Collecte et élimination des eaux usées,

• Qualité des effluents,

• Bassins d’eaux usées,

• Systèmes de traitement mécanique.

3-3.1 Indicateurs de pollution en épuration biologique

Les mesures et les analyses des indicateurs de pollution constituent les moyens de
contrôle du fonctionnement correct des stations d’épuration. Elles permettent, en outre, de
vérifier si l’effluent épuré satisfait à la réglementation en vigueur [18].

Les prélèvements d’échantillons devront s’effectuer avec le plus grand soin. Si le but
de mesure est de fournir un renseignement à un moment déterminer de la journée (débits
de pointe), il faut procéder à une prise d’échantillon instantanée.

Avant de présenter les données approfondies sur les indicateurs de pollution à

l’entrée et à la sortie de la station d’épuration, nous nous sommes intéressés plus
particulièrement aux différents éléments ayant chacun un rôle spécifique dans les
opérations de purification biologique.

De ce fait, une gestion efficace de la station d’épuration, implique inévitablement des

stratégies d’analyse de la composition des eaux polluées en amont et en aval de la station
d’épuration. Par ailleurs, la supervision du bon déroulement de la procédure de traitement
passe d’abord par la connaissance de l’évolution d’un certain nombre de paramètres

56
d’action du procédé, ainsi que par la disponibilité d’informations sur les variations des
concentrations de certains composés influents dans l’unité de traitement biologique.

À cet égard, nous présentons dans le tableau 3-4 les principales grandeurs
d’indicateur de pollution à l’entrée et à la sortie de la station d’épuration.

Tableau 3-4 : Grandeurs principales d’indicateur de pollution en amont et en

aval de la station d’épuration.

Indicateur de pollution Unités Entrée Sortie

DBO5 mg/l 342 8.0

DCO mg/l 898 37

pH ---- 7.20 7.60

O2 dissous mg/l 5.2 6.7

Conductivité µs/cm 1075 1025

3-3.2 Efficacité de la dépollution des Bassins

La fiabilité des bassins pose également de sérieux problèmes en assainissement. Sur

une station d'épuration une panne quelconque peut provoquer une sérieuse dégradation de
la qualité de traitement voire l'absence totale de traitement.

Des travaux réalisés à la station d’épuration fournissent des résultats (rendements et

les charges annuelles) très détaillés sur le réseau d’eaux usées de la région Sétifienne.

La charge s’exprime en fonction du débit et de la concentration en matières

polluantes suivant la relation :

Charge (Kg DBO5/jour)=Débit (m3/jour) x Concentration (Kg DBO5/m3)

Le rendement est calculé à partir de l’équation suivante :

Ce − Cs
r= ⋅ 100
Ce
Ce : Charge entrante,
Cs : Charge sortante,
r : Rendement d’épuration.

57
 Il ressort très clairement du tableau 3-5 que le traitement est très efficace vis-à-vis de
la pollution. Il est également instructif de comparer les résultats sur les deux années malgré
la différence au niveau de la pluviométrie et de souligner la grande variabilité sur les
charges massiques de nitrates et également sur les rendements.

Tableau 3-5 : Efficacité épuratoire en entrée de station (avant le prétraitement)

et à la sortie du décanteur secondaire.

2003 2004

Indicateur de pollution Ce (Kg/j) Cs (Kg/j) r Ce (Kg/j) Cs (Kg/j) r

DBO5 3114.25 72.85 97.66 3810.80 109.56 97.13

DCO 8177.19 336.92 95.88 9574.64 447.77 95.32

MES 4735.12 22.77 99.52 6859.44 28.58 99.58

NO3- 655.63 77.40 78.82 1172.56 114.32 90.25

L’ensemble de ces résultats confirme la très bonne aptitude à la décantation des eaux
usées en temps sec. Par ailleurs, il a pu être démontré que les rendements de décantation
dépendent des concentrations initiales; ainsi la décantation est plus rapide pour les eaux
chargées.

58
 3-4 ANALYSE DU FONCTIONNEMENT DU DECANTEUR

Dans une station d’épuration, le décanteur secondaire est l’ouvrage fondamental qui
assure la séparation gravitaire de la boue et de l’eau épurée rejetée dans le milieu récepteur
[19]. La bonne connaissance du procédé est un préalable à tout essai de modélisation [7].
C'est à partir de cette connaissance et des objectifs poursuivis que s'élabore le processus de
traitement et de modélisation.

Le bon fonctionnement de cet ouvrage implique le respect des règles de conception, une
gestion rationnelle de la production de boue ainsi que la maîtrise de sa décantabilité [19].

La figure ci-dessous (figure 3-4) est une représentation à l'échelle du décanteur de la

station d'épuration de Sétif. C'est un décanteur cylindro-conique de 46 m de diamètre
équipé d'un pont racleur et d'un clifford large ou (jupe de répartition), mais peu profond.
Nous avons fixé l'emplacement des prélèvements effectués pour déterminer les profils de
concentration (voir figure 3-4).

Clifford (jupe de répartition) Goulotte de récupération de l’eau épurée.

Position des
prélèvements
dans le décanteur
Pont racleur

Recirculation, soutirage
des boues Alimentation

Figure 3-4: Géométrie du décanteur secondaire de la station d'épuration de Sétif.

3-4.1 Représentation hydrodynamique du décanteur

Les boues pénètrent dans le clarificateur par le clifford. Elles plongent vers le bas et
alimentent horizontalement une couche de concentration équivalente. Dauphin et coll. [34]
ont supposé que les boues s'écoulent verticalement dans un clifford virtuel où elles sont
diluées.

Cette dilution provoque une cellule de convection entre la couche d'alimentation et une
couche haute du décanteur [7].

59
 Figure 3-5 : Représentation conceptuelle du régime hydraulique [7].

Le clarificateur est affecté par les chocs hydrauliques (variation brutale et positive du
débit traversant la station) pouvant influencer ses fonctions de clarification et
l’épaississement [7]. Si le flux massique entrant est supérieur aux flux sortants (extraction
et recirculation), la masse des boues du décanteur augmente et le voile de boue monte. Si le
voile de boue atteint la surface, la boue rejetée dans le milieu récepteur peut contenir des
valeurs élevées de MES (30-400 mg/l) [30,35].

3-4.2 Vérification de l'horizontalité du voile de boues

Une exploration manuelle de la surface du voile de boue a été effectuée à l'aide d'un
disque blanc de 20 cm de diamètre câblé au centre avec un fil de 5 m gradué de 0.1 m.
Cette exploration a été réalisée suivant quatre radiales perpendiculaires, à un instant "t" (la
durée de la manipulation est d’environ une demi heure). Le voile de boues se trouve à une
profondeur inférieure à la base du clifford (figure 3-6).

Hormis une zone turbulente à proximité du clifford (jupe de répartition), ces mesures
montrent une bonne horizontalité (à ± 50 cm près) du voile de boues sur l'ensemble de la
surface du décanteur.

60
 Distance (m)
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22
0,0

0,5

1,0
Profondeur (m) radiale 1 1
1,5 radiale 2 4
radiale 3 2
2,0 radiale 4 3

2,5

3,0

3,5

4,0

Figure 3-6 : Mesure manuelle de la profondeur du voile de boues.

De cette première observation découlent deux conséquences :

- un modèle à une dimension est envisageable.

- la couche d'alimentation du décanteur se trouve au niveau du clifford.

Remarque : l'horizontalité du voile de boues a également été constatée visuellement

lorsque celui-ci approche la surface du décanteur.

La liqueur mixte apportée par l'alimentation est plus chargée que l'eau clarifiée du
décanteur. Ayant une densité supérieure, la suspension plonge jusqu'à la rencontre de
couches de densité équivalente. Il y a équilibre hydrostatique. Elle se répand alors et forme
la couche d'alimentation. En conséquence, cette couche d'alimentation ne peut pas être
fixe, elle est fonction des boues présentes dans le décanteur. Ce phénomène est bien connu
des exploitants, mais est totalement ignoré par les modèles classiques basés sur la théorie
des flux, qui supposent que la couche d'alimentation est au niveau du clifford, et qui
prévoient que le voile de boues s'établit à ce niveau, sauf en cas de surcharges [7].

61
 3-4.3 Profils de concentration des boues

Les manipulations consistent à exécuter des prélèvements dans le décanteur et

parallèle au clifford (voir figure 3-4). Les prélèvements sont réalisés pour deux radiales. La
concentration en boues est exprimée en matières en suspension (MES) et une moyenne est
calculée pour chaque profondeur. Les manipulations sont réalisées par temps sec. Le voile
de boues se situe à 3 m de profondeur.

4,0

3,5
Log10 (concentration, (mg/l))

3,0 1

2
2
2,5

radiale 1
2,0 radiale 2
moyenne
1,5

1,0
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
Profondeur (m)

Figure 3-7: Concentration en MES mesurées en fonction de la profondeur

dans le décanteur.

La concentration de transfert est de 5500 mg/l. En moyenne, la concentration dans le

panache qui alimente le décanteur en boues n'est que de 2500 mg/l. La concentration est
faible dès la sortie du clifford. L'eau présente dans la zone de clarification dilue rapidement
les boues.

62
 3-6 CONCLUSION

Les prélèvements réalisés en entrée de station indiquent qu'il y a une dilution de la

charge entrante en fonction des saisons, mais que globalement le flux de pollution reste
constant. La DCO correspond à environ deux fois la concentration en MES.

Par temps sec et à l'échelle horaire, les rythmes quotidiens et hebdomadaires sont
bien marqués. La charge de pollution varie brutalement au cours de la journée, puisque la
concentration en MES augmente avec le débit arrivant en station. A l'échelle
hebdomadaire, la charge en MES varie du simple au double entre le jeudi et le vendredi.

En fonctionnement moyen de temps sec, la qualité de l'eau rejetée après décanteur est
très bonne par contre les objectifs de qualité ne sont pas beaucoup plus sévère sur cette
station.

En ce qui concerne le fonctionnement de la station par temps de pluie et la question

d'admettre les surcharges hydrauliques en traitement biologique, nous pouvons dire que
cela ne pose pas de réel problème lorsque les surcharges sont limitées à quelques heures
mais, par contre les responsables de la station sont prennent souvent la décision de by
passer toutes les surcharges par temps de pluie pour protéger la station. Cela permet même
d'éviter de mobiliser un prétraitement ou à défaut de rejeter directement au milieu naturel,
d'autant plus que les premières eaux sont fortement polluées.

Il existe de légères variations journalières de la concentration de transfert, de la

hauteur du voile de boues et de la concentration recirculée sous l'effet de l'arrêt de la
recirculation et de la baisse des temps d'aération la nuit. Nous avons ainsi pu constater que
la concentration du bassin d'aération peut varier dans une gamme allant de 3 à 6 g/l, mais
qu'elle se situe généralement entre 4.8 et 5.8 g/l. En connaissant le rapport DCO/MES et la
charge de DBO5, cette mesure permet d'estimer les principaux paramètres de
fonctionnement de la station.

Enfin, l’objectif principal est de reproduire les variations de la hauteur du voile de

boues en fonction des paramètres d’exploitation et de fonctionnement de la station
d’épuration de Sétif tels que nous les enregistrerons. Ceci a pour but d'obtenir un modèle
opérationnel, qui soit validé par l'expérience.

63
 CHAPITRE 4
MODELISATION DYNAMIQUE
DU DECANTEUR SECONDAIRE

64
 CHAPITRE 4

MODELISATION DYNAMIQUE DU DECANTEUR SECONDAIRE

Ce chapitre concerne l’étude de certains problèmes liés à la modélisation du procédé

biologique des boues activées. Tout d’abord, un bref résumé sur l’évolution historique de
ce procédé est présenté. On tentera d’établir un modèle relativement simple mais tenant
compte de certains processus fondamentaux du comportement dynamique de cette unité de
séparation solide/liquide.

Notre travail s’axera particulièrement sur la connaissance des processus mis en jeu
lors de la décantation des boues activées dans le décanteur secondaire.

4-1 HISTORIQUE DES PRINCIPAUX MODELES DU BASSIN DE

SEDIMENTATION

La caractérisation du bassin de sédimentation est moins développée comparé au

bassin d’aération. Ceci est dû d’une part, à la diversité et la complexité des mécanismes qui
entrent en jeu dans la séparation des phases liquide et solide; d’autre part, au manque de
données suffisamment riches pour permettre une validation des connaissances acquises [8].
Les premiers travaux dans ce domaine datent de 1904, où Hazen [cité dans 25] modélisa le
taux d’élimination des particules en fonction du rapport de la vitesse de sédimentation
(supposée identique pour toutes les particules en suspension) sur le taux de charge
hydraulique (rapport du débit d’entrée sur la section du bassin). En 1952, Kynch [36] a
élaboré la théorie relative aux essais de décantation en éprouvette, mais Kynch ignore le
processus de compression et s’adresse donc au régime de décantation en masse [25].

Le travail de Dauphin [7] présente un résumé des différentes procédures élaborées

dans le but de modéliser le comportement statique et dynamique du décanteur.

4-2 CONCEPTS FONDAMENTAUX

Nous essayons de présenter dans cette partie quelques définitions majeures liées au
mécanisme de décantation des composés dans le décanteur secondaire.

65
 4-2.1 Les différents types de sédimentation

a) Définition de la sédimentation

La sédimentation (décantation) est définie comme une opération de séparation

mécanique, par différence de la gravité de phases non-miscibles dont l'une au moins est
liquide. On peut séparer des phases liquides, une phase solide en suspension dans une
phase liquide [14].

On parle de décantation lorsque l'on a en vue l'obtention d'un liquide clarifié, et de

sédimentation lorsque l'on a à former une boue concentrée [20].

Bürger [25] décrit quatre régimes de sédimentation dont les facteurs sont la
concentration en solide et la tendance des particules à la cohésion (figure 4-1). Ces régimes
de sédimentation apparaissent dans les tests en éprouvette et l’on peut aisément distinguer
leurs effets sur la vitesse de décantation enregistrée sur les courbes h=f(t). Dans les
décanteurs secondaires en épaississement continu il s’établit également une stratification
due à ces différents types de sédimentation.

Par les modes ou bien les régimes d’introduction et de soutirage de l’eau décantée,
Bürger distingue les zones suivantes :
• Zone de l’eau clarifier (A),
• Zone de concentration initiale (B),
• Zone de transition (C),
• Zone de compression (D).

A B C D
Figure 4-1: Régimes de sédimentation lors d’un test en éprouvette
(adapté Bürger [25]).

66
 Récemment, les auteurs Lee et coll., 1999 [37]; Diehu et coll. 1998 [38]; Wett, 2002
[39] ont intéressés particulièrement à trois modes de sédimentation (négligeant la zone de
transition) dont les facteurs sont la concentration en solide et la tendance des particules à la
cohésion (figure 4-2).

Figure 4-2: Stratification de la sédimentation dans un décanteur secondaire [18].

b) La clarification

La liqueur mixte apportée par l'alimentation est plus chargée que l'eau clarifiée du
décanteur. Par conséquent, ayant une densité supérieure, la suspension va plonger et se
répandre à travers les couches supérieures du décanteur jusqu'à ce que l'équilibre
hydrostatique soit atteint [7]. L'eau de la couche d'alimentation ainsi formée peut contenir
de fines particules non décantables qui s'acheminent vers la surverse du décanteur avec
l'eau clarifiée. Si ces particules ne floculent pas entre elles, elles s'en iront à la surverse; par
contre si ces particules ont assez de temps pour s'agglomérer durant le trajet vers la
surverse elles peuvent de nouveau décanter vers la couche d'alimentation. La
sédimentation des particules ou flocules indépendants est propre à la clarification.

c) La décantation en masse

A ce régime les flocules, petit ou gros, sont incorporés dans la même structure solide
et décantent tous plus ou moins à la même vitesse. De nombreux auteurs dénomment ce
régime "sédimentation troublée" par opposition à la sédimentation de particules isolées
[41]. En effet la concentration en boue est suffisamment élevée pour que les particules se
gênent mutuellement pendant la décantation. Ainsi la vitesse de décantation devient

67
fortement inférieure à celle d'un floc isolé. Le ralentissement est du au mouvement
ascendant de l'eau à travers les couches de flocs [42].

Dans un décanteur, l'existence d'une zone où se produit la décantation en masse n'est,

à priori, pas évidente en fonctionnement classique. Lee [37] la distingue clairement sur son
travail, par contre Bürger [25] préfère parler de zone critique. En effet, selon la théorie
classique de Marsilli-Libelli [32] et Chancelier [43,44] (à l'origine de la théorie des flux) la
couche limitante pour un décanteur ne se forme qu'en régime de décantation en masse.
Cependant Bürger [45] en 1998 a démontré que la zone critique pouvait également se
former dans la zone de compression et Bolmstedt [27] en 2000 affirme que cette zone
apparaît uniquement dans la zone de compression. Quoiqu'il en soit, quand le flux de
solide sous la couche d'alimentation est supérieur à ce que la couche qui le reçoit peut
accepter, l'excès de masse solide s'ajoute à la zone critique et augmente son niveau.

d) La compression

Dans cette zone la structure solide est suffisamment consolidée pour exercer une
force de compression due à son propre poids. Si la matière est compressible les boues se
compactent à une concentration plus élevée [7]. Certains auteurs pensent que seule une
fraction de la matière est capable de produire la pression (structure rigide du floc), ainsi, la
concentration et la pression ne seraient pas une fonction évidente de la masse de matière et
de sa hauteur.

4.2 2 Les mécanismes de biofloculation

Dans ces dernières décennies de recherches, la connaissance du comportement des

particules biologiques solides est trop limitée pour espérer son application systématique
dans les diverses approches de modélisation. L’effort consacré à l’étude des composés
solubles, est relativement plus important, ce qui explique la progression assez timide des
connaissances sur les dynamiques des particules en suspension.

Un aspect majeur qui intervient dans le processus de sédimentation des flocs solides
dans le décanteur secondaire, est la biofloculation. De nombreuses études sur les cinétiques
de biofloculation ont été réalisées. Les publications les plus importantes traitant les
mécanismes de floculation, en général des travaux de Bürger et al [41] ont montré que le
processus de biofloculation est encore plus complexe que les autres phénomènes
(coagulation, décantation).

68
 4-2.3 La théorie du flux des particules solides

Historiquement, la théorie des flux apparaît en 1916 [7]. Le principe de cette théorie
repose sur le fait que les particules solides dans le décanteur (de concentration X) sont
soumises principalement à deux actions différentes provoquant leur transport vers le fond
du bassin.

Le premier mécanisme est dû au mouvement descendant du contenu total du

décanteur et qui est proportionnel au débit de sortie noté Q (recyclage et vidange). La
vitesse de transport ( Vh ) dans un bassin de section constante ( A ) est directement calculée

à partir du débit ( Q ).

Le flux massique Fh peut alors être exprimé par l’équation suivante :

Q
Fh = X Vh = X (4-1)
A

Le second phénomène influençant le mouvement vertical des particules en

suspension est la gravité. Si on note Vs la vitesse de décantation, le flux massique Fs est
défini par l’expression ci-dessous :

Fs = Vs X (4-2)

Le problème délicat concerne la modélisation de la vitesse de sédimentation qui est

fonction de la concentration des boues mais aussi d’autres facteurs (voir détermination des
vitesses). Un grand nombre de testes de sédimentation en batch, sont souvent réalisés avec
différentes concentrations initiales (figure 4-3(a)), afin d’établir des courbes de vitesse de
sédimentation en fonction des concentrations (figure 4-3(b)). A partir de ce graphe, on peut
déduire la courbe du flux des particules dû aux forces de gravité. Un exemple est illustré
dans la figure (4-3(c)) où la courbe du flux massique représente le produit du graphe
(4-3(b)) par la première bissectrice.

Le flux total des particules solides est alors déduit des deux équations (4-1) et (4-2)

Ft = Fh + Fs = (Vh + Vs )X (4-3)

La courbe du flux massique total est évidemment obtenue par addition des deux
courbes du flux de transport (droite de pente Vh ) et du flux de sédimentation
(figure 4-3(d)).

69
 Le flux limite Fl est la capacité maximum du flux massique dans la zone
d’épaississement dans les conditions d’équilibre. Maarten Biesheuvel [46] nota que le
point minimum d’intersection de la courbe avec une droite horizontale fournissait la valeur
de ce flux limite ( Fl ). La concentration limite X l correspondante, représente la
concentration des matières solides entre la couche de boue et le fond du bassin. La
concentration X h où le flux de transport est égale au flux total correspond à la
concentration des composés solides dans le débit de recyclage. Cette approximation repose
sur le fait que la sédimentation due à la gravité, est négligeable dans la partie inférieure du
module de séparation.

Vitesse de sédimentation Vs (m/h)

Vs1 correspond à la pente de
la position initiale de la courbe Vs2
Distance (m)

Vs1

X1

X2
X2 X1
temps (h) Concentration des particules en suspension X (mg/l)
(a) Test des vitesses de sédimentation
(b) Courbe des vitesses de sédimentation.
pour différentes concentrations.
Flux massique total Ft (Kg/m 2h)

Ft
Flux massique Fs (Kg/m 2h)

Flux limite
Fh
Fl

Vh
Fs
Xl Xh
Concentration des particules en suspension X (mg/l) Concentration des particules en suspension X (mg/l)
(c) Flux massique de sédimentation. (d) Flux massique total.

Figure 4-3 : Analyse graphique par la théorie des flux des particules solides.

70
 La théorie du flux des particules solides qui a été développée à l'origine par Kynch
(1952). Si on laisse reposer une suspension solide dans une phase liquide, on observe que
les particules sous l'action de la pesanteur et de la poussée d'Archimède, tendent à tomber
vers le fond ou à remonter à la surface selon leur densité et leur taille. Cette décantation
peut cependant être relativement lente pour les très fines particules et les liquides
particulièrement visqueux (équation 4-2).

Le bilan de masse autour d'un cylindre vertical d'épaisseur ∆Z, pour le flux FS
s’écrit :

FS,Z
Z

Z+∆Z

FS,Z+∆Z

Figure 4-4 : Bilan de masse.

∂( X .dz )
= FS ( z + dz ) − FS (z ) (4-4)
∂t

L’équation de continuité prend alors la forme :

∂X ∂FS
= (4-5)
∂t ∂z

Les équations (4-2) et (4-5) permettent d’obtenir l’expression suivante :

∂X ∂X
+ξ =0 (4-6)
∂t ∂z

Où le ξ = −∂FS / ∂X est défini comme la vitesse de sédimentation d'une couche de

concentration constante X . Une autre équation des modèles dérivés de l'équation (4-6) est
que le mouvement à l'intérieur du décanteur est ascensionnel au dessus de la couche
d'alimentation (fonction du débit traité) et descendant en dessous de la couche (fonction du
débit de recirculation), voir Figure 4-6.

X ( z + dz , t + dt ) = X ( z, t ) (4-7)

En éliminant le terme commun X (z , t ) , l’équation de continuité prend alors la forme :

∂X ∂X
dt + dz = 0 (4-8)
∂t ∂z

71
 L’équation (4-8) donne le modèle de décantation dynamique sans dispersion d’une
seule couche d’hauteur z et une concentration constante X . On peut écrire l’expression
suivante du rapport dz / dt , et on compare avec l’équation (4-6) :

∂X
dz ∂t = ξ , X = const.
=− (4-9)
dt ∂X
∂z

L’équation (4-9) signifie que si la vitesse de sédimentation dépend uniquement de la

concentration, une couche ayant une concentration X se propage avec une vitesse constante
ξ , ceci ne doit pas être confondu avec le mouvement vers le bas d’une particule unique Vs
(éq. 4-2).

Les discontinuités se produisent toutes les fois qu'il y a un changement brusque de

concentration. Dans ce cas l'équation de continuité (4-5) doit être remplacé par un bilan de
masse à travers la discontinuité.

X 1 (V1 + U ) = X 2 (V2 + U ) (4-10)

Où les indices ‘1’ et ‘2’ font référence au-dessous et au-dessus des couches ‘1’ et ‘2’
de la discontinuité, U est la vitesse entre les deux couches.

Équation (4-10) est satisfaite en général pour U ≠ 0 .

F1 − F2
U= (4-11)
X 2 − X1

Pour des concentrations très petites, l’équation (4-11) prend la forme suivante :

dFS
U =− =ξ (4-12)
dX

D’où ξ peut être considéré comme la vitesse de sédimentation d'une discontinuité

décroissante de concentration X à X + dX . D’où ξ = −dFS / dX alors :

∂ξ d 2 FS
=− (4-13)
∂X dX 2

La condition nécessaire et suffisante pour qu’il y a une discontinuité, est reliée à

l’allure de la courbe de sédimentation comme suit :

dξ d 2 FS
〉0 ⇒ 〈0 (4-14)
dX dX 2

72
 Une discontinuité peut exister si la vitesse de sédimentation augmente avec
l’augmentation de la concentration. Cela implique que la fonction FS ( X ) est concave vers
l'axe X . En pratique, elle se produite quant une couche de haute concentration (qui se
propage vers le haut) dépasse une couche d’une concentration plus faible et plus lente que
celle-ci. Donc à partir de l’équation (4-14), une discontinuité peut être détectée par
l’inspection de la courbe de sédimentation FS ( X ) .

L'épaississement discontinu se produit pour les valeurs de concentration de la courbe

FS ( X ) est concave vers le bas, par contre, il y a l'épaississement continu quant la courbe

est concave vers le haut. S'il y a un point de flexion à une concentration X f , la

sédimentation sera discontinue dans la région de concentration initiale X i (si X i 〈 X r ) au

point tangentiel X t , alors qu'il y aura l'épaississement continu de X t jusqu'à la dernière

concentration X r , (voir figure 4-5).

5
Point de flexion
Fg (g/cm min)

4
2

3
L'épaississement continu
2
L'épaississement discontinu
1

0
0 5 10 15 20
Xi Xf Xt Xr
X (g/l)

Figure 4-5 : Illustration de la courbe de sédimentation

et détermination graphiquement les concentrations X t et X r

73
 4-2.4 Analyse mathématique de la sédimentation

Aucune hypothèse spéciale n’a été faite tel que le cas du modèle mathématique du
flux de sédimentation FS ( X ) , surtout concernant les conditions pour l’existence d’une
discontinuité et sa stabilité. Parmi les nombreuses expressions mathématiques existantes
dans la littérature, on a utilisé celle qui prédit le mieux les résultats expérimentaux.
L’expression en question est d’une forme exponentielle :

FS = k1 X . exp− (k 2 X ) avec Vs = k1 exp− (k 2 X ) (4-15), (4-16)

Avec : k1 , k 2 paramètres caractéristiques de la biomasse, X concentration en boues

activées et VS vitesse de décantation.

La sédimentation dynamique est schématisée par la figure (4-5).

Q
Clarification
Q
Bassin d’oxydation (1+r) Q Zone d’alimentation Fa
(V, Xi)
r. Q Fi Décantation en masse

Compression Fc

Xr

Figure 4-6 : Schéma d’un procédé à boues activées et stratification de la

sédimentation dans un décanteur secondaire

La clarification peut être considérée comme un processus à deux temps. En premier

les particules floculent, puis dans un deuxième temps, les flocules décantent. La floculation
demande du temps et la décantation de la surface [7]. Dans la zone da compression la
structure solide est suffisamment consolidée pour exercer une force de compression due à
son propre poids. Si la matière est compressible les boues se compactent à une
concentration plus élevée. Certains auteurs pensent que seule une fraction de la matière est
capable de produire la pression (structure rigide du floc), ainsi, la concentration et la
pression ne seraient pas une fonction évidente de la masse de matière et de sa hauteur.

74
 L’équation de bilan de masse au tour du décanteur est :

Fi = Fa + Fc (4-17)

Où le flux ascendant Fa , est défini comme la différence entre le flux de la

Q
charge X a , et le flux gravitationnel X aVa . L’expression du flux ascendant Fa est alors :
A

Q Q
Fa = X a − X aVa = X a − X a k1 exp− (k 2 X a ) (4-18)
A A

En substituant dans l’équation (4-17), on obtient l’expression suivante :

Q
(1 + r )X i = k1 X c exp− (k 2 X c ) + X c Q r  +  X a Q − X a k1 exp− (k 2 X a ) (4-19)
A  A   A 

L’équation (4-19) peut être résolue avec une seule variable X a , on peut écrire cette
équation sous une forme de Newton- Raphson :

Q 
X  − K 1 exp− ( K 2 X ) − ∆F 
= X N −1 −  
A
X (4-20)
N Q
+ K 1 exp− ( K 2 X )(K 2 X − 1)
A N −1

Ou ∆F = Fi − Fc et l’équation différentielle non linéaire (4-20) est résolue par la

méthode itérative pour différentes valeurs de ∆F .

4-2.5 Technologie du fonctionnement de la dynamique de sédimentation

Ayant spécifiée la technologie du fonctionnement générale et l’analyse

mathématique de la sédimentation, il est maintenant possible d'incorporer ceci dans un
courant continu de processus à boues activées incluant une étape d'oxydation et une autre
de sédimentation secondaire. D'où la masse dans le système est constante. (voir Figure 4-6)

a) Oxydation

On néglige la cinétique de la boue et indique la concentration de la boue dans

l'aérateur comme X i , et le bilan de masse cède la dynamique suivante :

dX i
= βX r r − β (1 + r )X i (4-21)
dt

75
 Où V est le volume du bassin d'oxydation, Q est le débit à l’entrée du processus, r
est le taux de recyclage et β = Q V est le taux de dilution.

b) Sédimentation

On suppose que la nouvelle masse qui arrive dans la zone de compression est
épaissie immédiatement à Xc , un bilan de masse au-dessous de la discontinuité selon les
cas suivants :

• Si Fi = X i Q (1 + r ) ≤ Fc , (charge critique) alors :

dM
= X i Q (1 + r ) − AFc (4-22)
dt
• Autrement, si Fi 〉 Fc (surcharger) alors :

dM
= X i Q(1 + r ) − AFc + AFa (4-23)
dt

Pour démontrer que le modèle constitué par les deux équations précédentes (4-21 et
4-22), est en accord avec l’hypothèse que la biomasse est constante dans le système, on
considère que :

VX i + M = cont. (4-24)

En dérivant l’équation 4-24 par rapport au temps et en substituant les deux termes de
dX i dM
dérivées et par les expressions données par les équations 4-21 et 4-22, on
dt dt
obtient :

Q Q
V X ro r − V (1 + r )X i + X i Q(1 + r ) − AFc = AFi − AFc = 0
V V

Fc A
Avec : X ro =
r Q
Dans le cas d’une charge critique, et en considérant le cas d’un régime stationnaire,
on a alors :

dM Q
= 0 ⇒ X i (1 + r ) = Fc (4-25)
dt A

dX i r
Et = 0 ⇒ Xi = X ro (4-26)
dt 1+ r

76
 En éliminant X i , alors :

Q
X ro r = Fc (4-27)
A

Pour un débit donné Q , la masse totale qui circule dans le système dépend du flux de
compression Fc et le taux de recyclage r . Notons que pour démonter le mouvement de la
boue due à la sédimentation représenté par le modèle ainsi développé, on a émis
délibérément les hypothèses suivantes à savoir que la croissante de la boue est négligeable
et la masse totale du système est constante.

4-2.6 Les vitesses de sédimentation

4-2.6.1 Loi de vitesse

En raison de la difficulté de décrire la vitesse de sédimentation des boues en fonction

des propriétés des flocs biologiques, une grande partie des recherches était consacrée à
relier empiriquement ce paramètre aux variables opérationnelles. Parmi les fonctions les
plus populaires, on peut citer la traditionnelle vitesse exponentielle de Vesilind [cité dans
47] Vs1 et la fonction exposant de Yoshioka [cité dans 8] Vs 2 :

Vs1 = k1 e − n1 X (4-28)

V s 2 = k 2 X − n2 (4-29)

Où k i , ni paramètres caractéristiques de la biomasse, X concentration en boues

activées (concentration des matières en suspension) et Vsi vitesses de décantation.

4-2.6.2 Détermination des vitesses, approche classique et essais en éprouvette

Dans la théorie classique, la vitesse de décantation est estimée à partir d'essais en

éprouvettes où l'on suit la hauteur de l'interface liquide/solide en fonction du temps. Ce
n'est qu'en 1952 que Kynch a élaboré la théorie relative aux essais de décantation en
éprouvette [48]. Les hypothèses liées à la théorie de Kynch sont [25]:

• la vitesse de décantation des particules dépend uniquement de la concentration locale

en particules,
• la concentration est uniforme dans chaque couche horizontale,
• la suspension est homogène (même particule)
• une concentration maximale est immédiatement formée au fond de l'éprouvette,
• les effets de parois sont ignorés.

77
 Pour Vanderhasselt et Vanrolleghem [49] la vitesse se détermine à partir de plusieurs
essais à concentrations différentes. Vanderhasselt et al [50] ont repris les idées de Kynch
pour montrer comment la vitesse pouvait être déterminée pour toutes les concentrations à
partir d'un seul test de décantation. Renko [47] a mis au point une méthode pour évaluer la
vitesse de sédimentation sur une suspension de craie. Les essais réalisés montrent que cette
méthode donne systématiquement une vitesse plus proche que celle issue de l'approche de
Kynch. Vanderhasselt conclut qu'on ne peut déterminer la vitesse de sédimentation d'une
suspension floculée par un seul essai en éprouvette puisqu'il n'existe pas de courbe de
vitesse unique, mais que la courbe Vs=f(X) dépend de la concentration initiale.

Le modèle de Vanderhasselt et Vanrolleghem et la théorie de Kynch ignorent le

processus de compression et s'adressent donc au régime de décantation en masse. Avec la
théorie de Kynch, l'interprétation physique du test de décantation en éprouvette est le
suivant [7] :

• au départ de l'essai la suspension homogène décante en masse sans variation de

concentration dans la plus grande partie de l'éprouvette;
• la perte de hauteur est compensée par l'apparition immédiate d'une zone de
concentration élevée au fond de l'éprouvette;
• cette zone de concentration élevée va alors progresser vers le haut en s'enrichissant
des flocs qui sédimentent et la traversent.

Il n'est pas besoin d'une longue démonstration pour comprendre que cette
interprétation ne s'applique pas rigoureusement aux boues activées. Le principal reproche
concernant la théorie de Kynch n'est pas que la loi est fausse mais qu'elle ne s'applique qu'à
une suspension idéale [51,52]. Une autre façon de dire ceci est, que le comportement des
suspensions des flocs ne correspond pas aux théories de Kynch sur la sédimentation [37].
Pour Vesilind et Jones [51], les déviations par rapport à la théorie proviennent de la
dilution progressive des couches hautes par l'eau éjectée des couches basses qui se
compressent, (figure 4-7). Joinnis et al [53], observant également le phénomène de
chenalisation pour les essais à fortes concentrations. Ils distinguent également à l’opposé
pour les faibles concentrations une agrégation rapide en gros flocs. Ces deux processus
favorisent la sédimentation.

78
 Vs Vs

Figure 4-7: Interprétation des tests de décantation et limites de la théorie de

Kynch (d'après Vesilind et Jones [51]).

4-2.6.3 Les principaux modèles vitesse-concentration

Les modèles de décantation des boues activées les plus couramment utilisés sont
basés sur la théorie des flux, telle qu'elle a été décrite par Kynch. Cette théorie suppose que
la vitesse de sédimentation des flocs de boues activées, lors de la décantation en masse,
varie uniquement en fonction de la concentration locale en boues activées.

Pour décrire mathématiquement la sédimentation il est alors devenu nécessaire de

disposer d’une relation fonctionnelle entre la vitesse de sédimentation et la concentration
[54]. Quelques exemples de fonctions de vitesse sont résumés dans le tableau 4-1.

79
 Tableau 4-1 : Les principaux modèles vitesse-concentration.

Année Modèles Référence

1944 k (1 − nX ) e −4.19 X [cité dans 8]

2

1954 k (1 − nX ) 4.65 [cité dans 8]

1963 k (1 − nX ) e −4.19 X [cité dans 8]
2

1966 k (1 − nX ) X [cité dans 8]

3

1968 kX (1 − X ) [cité dans 8]

1980 k (1 − n1 X ) 2 [55]
n

1980 k1 (1 − n1 X ) 2 + k 2 [55]
n

1991 ( ( (
max 0, min V0' , V0 e − rh ( X − X min ) − e
− rp ( X − X min )
))) [56]

1993 k (1 − nX ) X [57]
4

1993 k e − nX X [57]

1993 (k (1 − n X )
1
4
)
X e − n2 X [57)

4-2.6.4 Estimation de l’indice de boue

Le problème délicat concerne la calibration des fonctions de vitesse aux

caractéristiques de décantation des boues. L’idée est d’intégrer dans le modèle un
estimateur de la décantabilité des boues similaire à ce qui est mesuré en pratique. Ce
paramètre sera ajusté au fur et à mesure du calcul à chaque pas de temps. De nombreux
travaux ont donc été entrepris dans le but de relier les indices de décantation (selon les trois
protocoles: SVI, DSVI et SSVI) aux paramètres de la loi de vitesse (Marsilli-Libelli [32],
Lee et al [37], Renko [47], Vanderhasselt [49], De Clercq et al [58], Jobbágy et al [59],
Von Sperling et al [60]...). Les paramètres k i et ni deviennent alors des fonctions de
l'indice de boues.

Malheureusement, ces fonctions traditionnelles de la vitesse de sédimentation, ont

montré leurs limites pour l’approximation du comportement dynamique dans la zone de
compression du décanteur. Afin de compenser ce défaut, des fonctions empiriques de
correction ont été développées, dépendant de la profondeur du bassin, des paramètres SVI,
SSVI, DSVI et de la concentration des particules solides dans l’affluent [61]. Des
exemples fondamentaux de ce type de modèles sont énumérés dans le tableau 4-2.

80
 Tableau 4-2: Vitesse de sédimentation en fonction des indices de décantation.

Année Modèle Référence

1985 7.8 e − (0.148+ 0.0021 SVI ) X [cité dans 8]

1988 (15.3 − 0.0615 SVI )e − (0.0426+ 0.00384 )

SVI −0.0000543 SVI 2 X [cité dans 8]

1992 (17.4 e −(0.0113 SVI + 3.931) e − (1.043−0.9834 e

) )X [61]
−0.00581 SVI

1993 (9.127 − 0.0366 SSVI )e − (0.277 + 0.0011 SSVI ) X [32]

1999 ((0.13DSVI + 26.5)e ( − 63.8 e − ( 0.04 DSVI ) − 0.56

)
)x [53]

La figure 4-8 nous a permis de mentionner l’effet des paramètres et des indices de
décantation sur la vitesse de décantation.

6 éprouvette
modèle MARSILLI-LIBELLI
modèle JOANNIS
5
vitesse de décantation (m/h)

0 2 4 6 8 10 12 14 16
concentration (g/l)

Figure 4-8 : Evolution des vitesses de décantation

en fonction de la concentration en boue

81
 4-3 MODELISATION DYNAMIQUE DU DECANTEUR

La modélisation du décanteur secondaire est utilisée pour différents objectifs: le

dimensionnement, l'analyse des flux, le contrôle, ou encore, dans les modèles de station
d'épuration. A l'origine, pour le dimensionnement, les modèles sont conceptuels et
statiques, ils se basent sur le concept de vitesse ascensionnelle [62].

Depuis quelques années, des modèles numériques plus sophistiqués sont utilisés pour
analyser le fonctionnement des ouvrages existants. Ces modèles sont de deux types [7]:

(1) les modèles à une dimension, ils sont basés généralement sur la théorie des flux et
portent essentiellement sur les problèmes d'épaississement. Les variables simulées sont
alors la hauteur du voile de boues et la concentration des boues recirculées. Plus
récemment, ce type de modèle a été adapté pour modéliser la concentration en MES de
l'effluent. Des efforts sont entrepris pour utiliser ce type de modèle dans le contrôle des
stations d'épuration en temps réel.

(2) les modèles hydrodynamiques, ils sont plus complexes que les premiers et à deux
ou trois dimensions. Ces modèles sont essentiellement utilisés pour analyser la distribution
spatiale des flux (solide et liquide) à l'intérieur du décanteur et l'interaction entre flux
hydrauliques et boues en décantation. Ils sont destinés, par exemple, à étudier de nouvelles
techniques relatives à l'aménagement des bassins.

Nous nous limiterons ici au premier type de modèle, ils sont plus accessibles et
mieux connus.

4-3.1 Le modèle classique (1 dimension, basé sur la théorie des flux)

Il repose sur une équation aux dérivées partielles (P.D.E.) de conservation de la

masse ou équation de continuité. L'équation exprime une idée simple: "les variations de
concentration dans le temps correspondent aux variations de flux dans l'espace".

∂X ∂F
=− (4-30)
∂t ∂z

avec : X : concentration en solide (KgMES/m3)

t : temps (h)

z : profondeur (m)

F : flux solide (KgMES/m2.h)

82
 Le modèle est lié à la théorie des flux quand l'équation (1-3) remplace le terme de
flux. Ce qui nous donne la formulation la plus simple, établie par Stenstrom en 1976 (Hill
[63]).

∂X ∂ (VS X ) ∂X
=− + Vh (4-31)
∂t ∂z ∂z

avec : VS = f ( X ) : vitesse de sédimentation (m/h)

Vh = −Qr / A et / ou QS / A : vitesse hydraulique (m/h)
Qr : débit de recirculation (m3/h)
Q S : débit en sortie du décanteur (m3/h)
A : surface du décanteur (m2).

L'utilisation de l'équation (4-31) repose sur plusieurs hypothèses simplificatrices

(Hill [63]):

• écoulement de type piston (pas de dispersion),

• la vitesse de sédimentation (vs) ne dépend que de la concentration,

• la concentration dans un plan horizontal est uniforme,

• il y a conservation de la masse, les réactions biologiques sont négligées,

• la vitesse de sédimentation est nulle au fond du décanteur.

Une autre caractéristique des modèles dérivés de l'équation (4-31) est que la vitesse
hydraulique à l'intérieur du décanteur est ascensionnelle au dessus de la couche
d'alimentation (fonction du débit traité) et descendante en dessous (fonction de la
recirculation), voir Figure 4-9. Les décanteurs modélisés ont d'ailleurs généralement un
clifford profond s'adaptant bien à ce partage du flux puisque la couche d'alimentation se
situe alors toujours en dessous du voile de boues (Vitasovic [64], Hill [63], Laikari [65];
Zaied [66]; Takacs et al [56]; etc...).

83
 Figure 4-9: Modèle classique de décanteur (Takacs et al, 1990 [56])

4-3.2 Evolution du modèle classique

Récemment, différentes évolutions du modèle classique ont été proposées. Les

modifications ont différents objectifs. Certains chercheurs améliorent le modèle afin de
modéliser la décantation dans la zone clarifiée et ainsi simuler la qualité de l'effluent traité.

D'autres adaptent le modèle afin de le rendre plus réaliste, en tenant compte des
phénomènes de court circuit, des courants de densité, de la compression.

4-3.2.1 Modèle de Takacs et al., 1990

Patry et Takacs [56] ont montré que la concentration de l'effluent traité d'un
décanteur pouvait être relié au diamètre des flocs de la zone clarifiée et à leur vitesse de
décantation. Cette notion est reprise dans leur modèle dont la principale nouveauté est que
la loi vitesse-concentration est adaptée pour être validée à la fois dans la zone clarifiée et
dans la zone d'épaississement (Figure 4-10). La loi est une double exponentielle qui
nécessite cinq paramètres.

84
 VS max

Vitesse de décantation VS
Xmin

Concentration (mg/l)

Figure 4-10 : Loi de vitesse utilisé par Takacs et al [56]

(
Vs = VS max e − k1 ( x − xmin ) − e − k2 ( x − xmin ) ) (4-32)

Avec : VS max : Vitesse maximale de sédimentation (m/h),

3
k1 : Paramètre de décantation relatif aux faibles concentrations (m /Kg),

k2 : Paramètre de décantation relatif au fortes concentrations (m3/Kg),

X min = f ns . X , concentration minimum de l'effluent (mg/l),

f ns : Fraction de solides non décantables.

Ainsi, avec une loi de ce type, la vitesse de chute des flocs contenus dans la zone de
clarification est inférieure ou du même ordre de grandeur que la vitesse ascensionnelle.

Ce qui permet de maintenir une faible concentration dans les couches hautes du
décanteur. De plus, la forme de l'expression permet de paramétrer la clarification (facteurs
fns et k2) indépendamment de l'épaississement.

4-3.2.2 Modèle de Dupont et Dahl, 1995

Dupont et Dahl [67] distinguent deux populations de particules, appelées "les

particules primaires" et les "flocs". Par contre, pour eux, la concentration de particules
primaires est exprimée par la relation :
k2
Q 
X pp = X min + k1  S  (4-33)
 A 

85
avec : X pp = concentration de particules primaires (mg/l),
X min = concentration minimale en particule primaires (mg/l),
QS = débit à la sortie du décanteur (m3/h),
A = surface de décanteur (m2),
K1 , K 2 = constantes.
La concentration en macroflocs est obtenue en retranchant la concentration en
particules primaires à la concentration d'alimentation. La loi de vitesse est commune aux
deux populations et s'apparente par la forme à celle de Takacs et al [56]. Cette loi a été
calée sur des expérimentations conduites sur deux types de colonne, une pour la
décantation libre (faible concentration) et une pour la décantation en masse.
X MF + X pp
ln
k3
− 0.5
La loi de vitesse est : VS = VS max e k4
(4-34)

avec : X MF = X − X pp = concentration en macroflocs (mg/l),

VS max = vitesse maximale de décantation des macroflocs (m/s),
K 3 , K 4 = constantes.

4-3.3 Modèles avec dispersion

L'ajout du terme de dispersion a deux avantages (Krebs [68]) d'une part, le profil de
concentration est lissé et d'autre part il est toujours possible d'obtenir un profil même
quand le flux d'alimentation est inférieur au flux limitant. Selon Krebs, le terme de
dispersion englobe des informations hydrauliques et peut être calé dans une gamme
acceptable.

4-3.3.1 Modèle de Laikari, 1988

Le premier modèle de décantation dynamique avec dispersion est apparu avec

Laikari [65]. L'équation de continuité prend alors la forme :
∂X ∂ (VS X ) ∂X ∂X
= + Vh +D (4-35)
∂t ∂z ∂z ∂z
avec : D = f (QS / A) = coefficient de dispersion (m2/s).
Selon Laikari, le phénomène de diffusion est du au mélange turbulent crée par le
mouvement ascendant de l'eau d'une part, et le mouvement descendant des particules
d'autre part (Zaied, [66]). Pour cette raison Laikari ne fait intervenir le phénomène
uniquement dans la zone au dessus du point d'alimentation, en dessous, c'est l'équation

86
classique qui est utilisée. Laikari utilise une expression de la dispersion qui est une
fonction puissance de la vitesse ascensionnelle de l'eau.

4-3.3.2 Modèle de Hamilton et al, 1990

Hamilton et al [69] utilisent une équation parabolique, c'est à dire comportant un

terme du second ordre :

∂X ∂ (VS X ) ∂X ∂2 X
= + Vh +D 2 (4-36)
∂t ∂z ∂z ∂z

avec : D = cte = coefficient de dispersion (m2/s).

Récemment, Watts et al (1995) [70] ont réalisé un comparatif entre modèle classique,
en l'occurrence, le modèle de Takacs et al, et un modèle analogue à Hamilton et al, où
l'expression de la dispersion est fonction de la concentration en boues activées et du débit
d'alimentation :

∂X ∂ (VS X ) ∂X ∂  ∂X 
= + Vh + D  (4-37)
∂t ∂z ∂z ∂z  ∂z 

avec : D = f ((QS + Qr ) / A; X ) = coefficient de dispersion (m2/s).

4-3.4 Présentation du modèle

Notre modèle de départ est donc est un modèle à une dimension basé sur la théorie
des flux et intégrant la dispersion.

4-3.4.1 Description

La biomasse produite dans le réacteur biologique (Bassin d’aération) est

normalement séparée de l’effluent au moyen d’un décanteur secondaire par gravité (figure
4-6), bien que dans certains cas cela peut se faire par flottation à air dissous ou encore par
membrane dans certaines nouvelles technologies [71]. Les principaux critères de
conception d’un décanteur secondaire sont la charge hydraulique à débit moyen et à débit
maximal, la charge massique, la profondeur minimale et le taux de débordement [72].
Puisque la station étudiée de type boues activées est a exploitée à des âges de boues
relativement élevés, les critères de décantation secondaire présentés sont ceux applicables
dans des stations dites à aération prolongée. Des autres critères sont définis dans la
littérature pour des boues activées conventionnelles pour de grandes stations conçues pour
fonctionner dans des conditions optimales de décantabilité, parmi ces critères, la

87
concentration de liqueur mixte, l’indice de volume des boues et le taux de recirculation
(voir section 1-2.3.2).

4-3.4.2 Objectifs

Les objectifs envisagés pour ce travail de modélisation sont les suivants :

• Mettre en évidence les différentes phases qui spécifient le processus de séparation

solide/liquide.

• Modéliser les mécanismes de sédimentation des flocs.

4-3.4.3 Hypothèses

Notre modèle de départ est donc un modèle à une dimension basé sur la théorie des
flux et intégrant la dispersion. Nous rappelons que ce modèle repose sur plusieurs
hypothèses simplificatrices :

• la vitesse de sédimentation ( VS ) ne dépend que de la concentration,

• la concentration dans un plan horizontal est uniforme,

• les comportements indésirables comme le gonflement des boues sont considérés

inexistants,

• il y a conservation de la masse, les réactions biologiques sont négligées,

• chacune des trois zones de clarification, d’épaississement et compression des boues

est supposée homogène,

• la vitesse de sédimentation est nulle au fond du décanteur.

4-3.4.4 Résolution numérique

La sédimentation des composés solides dans le décanteur secondaire engendre une

accumulation des boues qui devient de plus en plus compacte dans la partie inférieure de
cette unité. Cette variation de concentration conduit à distinguer deux compartiments
différents: le clarificateur où la concentration des flocs est assez faible et l’épaississeur
étant hétérogène, celui-ci est divisé en deux régions distinctes: une zone d’épaississement
qui est représente la couche de la boue formée par la sédimentation des particules solides et
une zone de compression dans la partie inférieure du séparateur où sont stockées les boues
(figure 4-6).

88
 Pour chaque couche, la variation de concentration peut être due à quatre processus,
correspondant au quatre termes de l'équation (4-38):

• Le transport lié au régime hydraulique, les flocs sont entraînés par le déplacement
de l'eau environnante,

• La gravité qui permet à ces mêmes particules de décanter,

• La diffusion entre couches, dont l'effet reste marginale,

• L'apport (pour la couche d'alimentation) ou la perte de matière (par la couche de

surface ou par la couche de fond).

∂X ∂X ∂(Vs . X ) ∂2 X
= Φ + Vh + +D (4-38)
∂t ∂Z ∂Z ∂Z 2
Figure 4-11: Equation aux dérivées partielles du modèle.

Avec :
Vs = f ( X ) : Vitesse de sédimentation (m/h)

Vh : Vitesse hydraulique (m/h)

X : Concentration en boues (g/l)
D = cte : Coefficient de dispersion (m2/h)
A : Surface du décanteur (m2).
Φ : Terme source ou perte

Pour ne pas sur-paramétrer notre modèle et par manque de connaissance sur la

variabilité de la dispersion, nous utilisons un coefficient de dispersion constant.

L'équation aux dérivées partielles (4-38) est identique au modèle de Lee (1999) [37].

89
 4-3.4.4 1 Zone de clarification
La zone de clarification constitue la partie supérieure du décanteur par laquelle
l’effluent est rejeté de l’unité d’épuration. Le taux des particules en suspension est donc
très faible. Le débit de la liqueur mixte provenant du bassin d’oxydation ( Qa ) est recirculé
vers le décanteur au niveau de l’épaississeur (figure 4-12).

Les composés corpusculaires en suspension dans le clarificateur, sont issus des

interactions au niveau de l’interface clarificateur/épaississeur (flux hydraulique Fh ).

Les matières en suspension dans la zone de clarification sont aussi soumises aux
processus de décantation (flux de sédimentation).

4-3.4.4 2 Zone d’épaississement

La zone d’épaississement est la couche intermédiaire entre le clarificateur qui est la
partie supérieure du décanteur et où l’effluent clarifié est reconduit hors des unités de
traitement, et la zone de compression qui constitue la partie la plus profonde du bassin.

Les matières provenant du bassin d’aération pénètrent dans le décanteur au niveau de

la zone d’épaississement. Une partie de la fraction soluble est recirculée vers le décanteur
avant son rejet, tandis que l’autre partie est reconduite vers la partie inférieure du décanteur
avant son recyclage vers l’aérateur.

Les transfert des boues entre les zones de clarification et d’épaississement est régi
par les phénomènes de suspension et décantation. Les matières décantables dans la zone
d’épaississement circulent sous l’effet de la gravité et des débits de recyclage et de purge.

4-3.4.4 3 Zone de compression

La région de compression constitue la partie inférieure du décanteur où sont stockées
les boues puis compactées avant leur recyclage vers l’aérateur ainsi que leur purge vers
d’autres unités de traitement des boues.

Les composés en suspension ou solubles proviennent de la zone d’épaississement

sous les effets de la gravité et des débits de sortie. Les boues activées ne sont plus soumises
aux effets de la gravité dans la zone de compression, étant donnée la densité très élevée de
la matière solide.

90
 Alimentation provenant du bassin d’aération Effluent

Compartiment de clarificateur

Compartiment d’épaississeur

Recyclage vers le bassin d’aération Purge des boues en excès

QS

Surface
Couche (1)

Fh(2) J (2) Fs(1)

Longueur au-dessus
Clarification
d'alimentation (Lup)
Couche 2 à la couche (M-1)

Fh(M) J (M) Fs(M-1)

Couche d’alimentation
Qa Couche (M)

Fh(M) J (M+1) Fs(M)

Epaississement
Couche (M+1) à la couche
(N-1) Longueur au-dessous
d'alimentation (Lbot)

Fh(N-1) J (N) Fs(N-1)

Fond
Couche (N)

Qr

Figure 4-12 : Répartition des flux de matières d’un modèle du

décanteur secondaire

91
 La figure 4-13 montre les composants individuels des flux des particules solides dans
une couche d’épaisseur ∆Z, au niveau de la zone d’épaississement.

Fh , Z FS , Z JZ

Z+∆Z

Fh, Z + ∆Z FS , Z + ∆Z J Z + ∆Z

Figure 4-13: Bilan de masse dans la zone d’épaississement.

L’équation de bilan (figure 4-13) est la suivante :

∂X
A.∆Z . = A.Fh z − A.Fh z + ∆z + A.FS z − A.FS z + ∆z + A.J z − A.J z + ∆z (4-39)
∂t

∂X Qr
Avec : J = − DS , Fh = X et FS = VS X
∂Z A

L’équation (4-39) prend la forme suivante :

∂X ∂F ∂F ∂  ∂X 
=− h − S +  DS  (4-40)
∂t ∂Z ∂Z ∂Z  ∂Z 

Après la différenciation de l’équation (4-40) :

∂X Q ∂X ∂ (VS X ) ∂2 X
=− r − + DS (4-41)
∂t A ∂Z ∂Z ∂Z 2

DS : Coefficient de dispersion dans la zone d’épaississement (m2/h).

On peut simuler avec l’équation (4-41) pour la zone de clarification, (voir figure 4-
12), on a donc :

∂X Q ∂X ∂ (VS X ) ∂2 X
=− S − + DS' (4-42)
∂t A ∂Z ∂Z ∂Z 2

DS' : Coefficient de dispersion dans la zone de clarification (m2/h).

92
 Pour la couche de surface (i=1) :
QS Lup  X 2 − X 1 
QS ( X 2 − X 1 ) − VS ,1 X 1 A +  
dX 1 Peup  ∆Z 
= (4-43)
dt A.∆Z
D’où Pe up Nombre de Peclet dans la zone de clarification, et QS Débit à la sortie du

décanteur (m3/h).

Pour les couches au dessus de la couche d'alimentation:

QS Lup  X i +1 − 2 X i + X i −1 
QS ( X i +1 − X i ) − VS ,i −1 X i −1 A − Vs ,i X i A +  
dX i Peup  ∆Z 

= (4-44)
dt A.∆Z

Pour la couche d’alimentation :

QS Lup  X M +1 − X M  Qr Lbot  X M − X M −1 
Q f (X f − X M ) + VS , M −1 X M −1 A − VS , M X M A +  −  
dX M Peup  ∆Z  Pebot  ∆Z  (4-45)
=
dt A.∆Z

D’où Pe bot Nombre de Peclet dans la zone d’épaississement, et Qr Débit recirculé

(m3/h).

Pour les couches sous la couche d’alimentation :

Qr Lbot  X i +1 − 2 X i + X i −1 
Qr ( X i −1 − X i ) + VS ,i −1 X i −1 A − VS ,i X i A +  
dX i Pebot  ∆Z 
= (4-46)
dt A.∆Z

Pour la couche de fond (i=n) :

Qr Lbot  X N − X N −1 
Qr ( X N −1 − X N ) + VS , N −1 A −  
dX N Pebot  ∆Z 
= (4-47)
dt A.∆Z

Équation (4-47) donne le modèle de décantation dynamique avec un terme de

dispersion à une concentration X et N couches et d’hauteur Z .

Les N équations différentielles non linéaires correspondantes sont résolues par la

méthode itérative.

93
 4-4 RESULTATS ET DISCUSSION

Pour ne pas compliquer notre modèle et par manque de connaissance sur la

variabilité de la dispersion, nous utilisons un coefficient de dispersion constant à chaque
zone, c'est-à-dire le nombre de Peclet ne dépend pratiquement pas des débits à l’entrée et à
la sortie du décanteur pour chaque zone.

La loi de vitesse de décantation dans chaque couche est décrite par une double
exponentielle de décantation, cette vitesse, décrite par Takács et al. (1991) [56], est donnée
par:
(
Vs = VS max e − k1 ( x − xmin ) − e − k2 ( x − xmin ) ) (4-48)

Avec :
V S max : Vitesse maximale de sédimentation (m/h),
3
k 1 : Paramètre de décantation relatif aux faibles concentrations (m /Kg),

k2 : Paramètre de décantation relatif au fortes concentrations (m3/Kg),

X min = f ns . X , concentration minimum de l'effluent (mg/l),

f ns : Fraction de solides non décantables.

Les essais sont réalisés en régime permanent pour des différentes charges.

4-4.1 Comparaison avec la littérature

Nous allons présenter les résultats expérimentaux de Pflanz (1969) [cité dans 37]
avec les modèles de la littérature, les valeurs sont obtenues par la variation de la
concentration des boues en fonction de la hauteur du voile de boues qui sont portée sur la
figure 4-14.

Dans nos conditions de travail (le décanteur d’un volume de 1800 m3, 33 m de
diamètre, 2.27 m de profondeur, 1.25 m le niveau de point d’alimentation, et le débit varie
entre 360 à 600 m3/h), on voit que, d’une part, la concordance est presque bonne, et d’autre
part, que les modèles de Takács et al [56] et Lee et al [37] entre les deux zones de
clarification et d’épaississement (1.0 et 1.5 m) dépassent la plage des résultats
expérimentaux. En fin, on peut dire que la précision de notre modèle est très bonne.

94
 4,5
Résultats expérimentaux, Pflanz(1969)
10 couches, Takacs(1991)
4,0 20 couches, Lee(1999)
Notre modèle
3,5
Log10(concentration, (mg/l))
3,0

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
profondeur (m)

Figure 4-14: Comparaison des modèles de la littérature avec des résultats

expérimentaux de Pflanz (1969) dans le décanteur secondaire.

4-4.2 Utilisation sur site et résultats obtenus

Dans la partie précédente, nous avons vu que la concordance entre les études
existantes est bien réalisée. Ici nous allons comparer nos résultats expérimentaux avec
notre modèle, et les conditions de travail dans la station d’épuration de Sétif qui sont
rassemblées dans le tableau 4-3.

Tableau 4-3: Caractéristiques du décanteur secondaire (station de Sétif).

paramètres valeur
A 1661 m2
Q 100-1320 m3/h
Xf 1.5-7.0 Kg/m3
Lup 4.00 m
Lbot 3.00 m

Sur la figure 4-15 (moyenne et basse charge), on voit que la coïncidence est bien
réalisée aux faibles valeurs de la profondeur (0.0-2.0 m). Aux fortes valeurs de la
profondeur, les résultats expérimentaux sont généralement plus grands que les résultats

95
simulés. Il est intéressant de noter que les écarts les plus importants correspondent à la
zone d’épaississement. Ces écarts peuvent être liés à la difficulté de prendre les
échantillons à profondeur supérieure à 2m.

4.5
Mesuré
Simulé
4

3.5
log10(concentration,(mg/l))

2.5

1.5

0.5
moyenne charge
13h30 / 13h50
0
0 1 2 3 4 5 6

Profondeur(m)

4.5
Mesuré
Simulé
4

3.5
log10(concentration,(mg/l))

2.5

1.5

0.5
basse charge
11h30/12h15
0
0 1 2 3 4 5 6

Profondeur(m)

Figure 4-15: Concentrations de boue mesurées et simulées

en fonction de la profondeur dans le décanteur secondaire.

96
 4-4.3 Influence du nombre de couches

La sensibilité au nombre de couches a été testée avec plusieurs auteurs (Dauphin

(1998) [7], Lee (1999) [37]). Les résultats de notre travail obtenus sont visualisés figure 4-
16, on constate que les résultats convergent rapidement vers la solution si le nombre de
couches choisi est suffisamment petit. Il n'y a plus d'incidence lors des essais à 10 couches.

4.5

4
log10(concentration,(mg/l))

3.5

3
10 couches
20 couches
50 couches
2.5

1.5

0 1 2 3 4 5 6
Profondeur(m)

Figure 4-16: Sensibilité au nombre de couche.

Pour les autres courbes, l'ensemble des simulations est réalisé avec une discrétisation
en 10 couches.

97
 4-5 CONCLUSION

Ce chapitre concernait la modélisation d’un procédé des boues activées abordant les
problèmes liés à la nature différente des processus de sédimentation. Le modèle dynamique
unidimensionnel de décanteur a été modifié pour être conforme aux observations réalisées
sur le décanteur de la station d’épuration de la ville de Sétif. Nous avons donc modifié le
schéma de répartition des flux en conséquence.

Les comparaisons entre nos résultats et les modèles de la littérature montrent

généralement une coïncidence qualitative; bien que, la convergence avec les résultats
expérimentaux de la littérature soit très bonne.

La simulation de concentrations de boues et de la hauteur du voile de boues

correspondent également bien à nos résultats expérimentaux. Cette simulation serait tout à
fait complémentaire du dispositif adopté pour la maîtrise des surcharges hydrauliques.

Finalement, il nous avait été demandé, d’examiner et de développer l’état des

connaissances de la dynamique des décanteurs. Cependant, il serait nécessaire de
poursuivre les travaux sur la compréhension de la décantation des boues afin d’obtenir un
modèle encore plus réaliste.

98
CONCLUSION GENERALE

99
 CONCLUSION GENERALE

D’un point de vue qualité des eaux, la gestion intégrée du système d’assainissement
(réseau d’assainissement, station d’épuration et milieu naturel récepteur) permet
d’optimiser le traitement des effluents. En effet, connaître la qualité des eaux sortant du
réseau c’est connaître la qualité des eaux entrant dans la station d’épuration et c’est
indispensable à la détermination des filières de traitement ainsi qu’à leur
dimensionnement; de même connaître les objectifs de qualité du milieu récepteur permet
de définir des normes de rejet en sortie de station d’épuration, ce qui conditionne les choix
des types d’ouvrage d’assainissement à mettre en place en amont.

Par conséquent, dans le cadre de cette étude, un effort préliminaire consiste à

acquérir un maximum de connaissance dans chaque discipline impliquée. Cette adaptation
au système étudié permettra, dans un premier temps, de situer les problématiques posées
afin d’apporter une contribution efficace pour une solution adéquate. Nous avons donc
tenté dans la première partie de ce manuscrit, de mettre en relief les principaux concepts de
l’épuration biologique en abordant brièvement des thèmes comme la pollution, les filières
d’épuration et les problèmes liés au traitement dans les procédés de dépollution.

Pour cette étude nous travaillons dans une station d'épuration moderne et
instrumentée. Cette instrumentation nous a permis d'évaluer les performances de la mesure
en continu sur une période supérieure à deux ans.

Pour l'eau brute prétraitée et l'eau traitée nous avons réalisé plusieurs séries de suivi à
des échelles de temps s’étendant de l’heure à l’année. L’analyse est cependant limitée par
la justesse des mesures de débit et de concentration et leur relation avec les paramètres de
pollution, et pour le temps de pluies, par le manque événements pluvieux durant les deux
années de suivi de la station et des règlements de la mise en marche de la station. Ce travail
est basé sur la mesure en continu des débits et des concentrations à l’entrée et à la sortie
des bassins afin d’estimer les flux de matières. Nous suivrons également la profondeur et
les concentrations du voile de boues.

Pour les boues activées, la mesure de concentration sur les boues activées est
délicate, le milieu est assez ingrat, les concentrations sont élevées et la suspension de flocs
n'est pas forcément homogène. Dans notre cas nous avons mesuré deux types de boues

100
différentes. Le premier à la sortie du bassin d'aération, l'amélioration de la mesure passe
par un traitement des données par filtrage et en ligne. Le deuxième sur les boues
recirculées, la principale difficulté provient de la chasse des boues vers le décanteur, qui
provoque une diminution de la capacité épuratoire et un engorgement du décanteur. Le
départ de boues représente d'ailleurs le plus gros risque. Nous avons présenté aussi la
stratégie de contrôle de la hauteur du voile des boues et le stockage des boues dans le
décanteur secondaire pour le bon fonctionnement de la station. Le domaine d'application
de cette stratégie correspond au type de station d'épuration le plus répandu en Algérie: les
stations d'épuration biologique par boues activées en aération prolongée.

Pour la modélisation et la simulation, nous avons progressé dans la description de

processus de décantation, en modifiant le modèle classique (modèle à une dimension, basé
sur la théorie des flux) en fonctions d'observations précises réalisées sur site. On peut
envisager d'utiliser ce modèle en temps réel, pour détecter des anomalies de
fonctionnement et/ou pour suivre l'évolution de la décantabilité des boues. Une utilisation
en temps différé, pour optimiser le dimensionnement du décanteur ou des principes de
gestion, est plus problématique car sans doute trop sensible aux conditions réelles
d'exploitation.

Pour ce qui concerne le fonctionnement du décanteur, une étude hydrodynamique

permettrait d’établir un modèle qui puisse tenir compte des principaux phénomènes
physiques en maintenant une structure suffisamment simple pour envisager d’éventuelles
applications. Enfin, au niveau technique, le développement d'un système de contrôle
dynamique et de supervision basée sur la hauteur du voile de boues, la concentration de
transfert (entre bassin d'aération et décanteur) et un outil de simulation devrait s'avérer très
utile pour la gestion des stations.

101
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102
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108
ANNEXES

109
 Annexe A (Lexique)

Aérobie : se dit les micro-organismes qui ne peuvent se développer que dans un

milieu aéré, ainsi que des réactions biochimiques ayant lieu en présence d’oxygène.
Certains de ces micro-organismes, principalement des bactéries, sont utilisés comme
agents épurateurs des eaux résiduaires (oxydation).

Affluent : eaux résiduaires à l’entrée de la station d’épuration.

Anaérobie : se dit des êtres vivants qui peuvent ou doivent vivre en absence
d’oxygène libre, ainsi que des réactions chimiques se faisant à l’abri de l’air (fermentations
lactique ou alcoolique, par exemple).

Anoxie : qualifie les milieux ou les processus dans lesquels l’oxygène est présent
sous forme de nitrate.

Auto-épuration : capacité d’un milieu à éliminer les substances indésirables du seul

fait de son fonctionnement naturel. Dans les milieu aquatiques, cette capacité dépend de
l’activité des plantes et des micro-organismes présents dans l’eau, dont l’action d’élimine
la pollution. Le sol peut aussi avoir une capacité d’auto-épuration utilisée dans
l’assainissement autonome (épandage).

Azote global : somme de différentes formes d’azote analysées (exprimées en N),

terme utilisé pour définir le niveau des rejets urbains.

Azote de Kjeldahl : analyse donnant la quantité d’azote organique et l’azote

ammoniacal contenue dans l’eau.

Azote organique : azote lié à des composés carbonés (urée,…).

Biodégradabilité : capacité d’une substance organique à être décomposée par des

processus biochimiques. Selon la structure moléculaire de ces substances, leur
biodégradabilité sera plus au moins effective.

Boues activées : flocons bactériens décantables produits au cours de l’épuration

biologique (floculation).

Charge hydraulique :- poids h d’une colonne d’eau de hauteur H au-dessus d’un

niveau de référence. Exprimée en mètre de hauteur d’eau (pour un filtre) ;

- volume horaire ou journalier d’eau à traiter (pour une station d’épuration).

110
 Colloïde : système dans lequel des particules se trouvent suspendues dans un fluide.
Celles-ci ont un diamètre inférieur à 100 microns. Les émulsions d’huile dans l’eau, les
fumées et les brouillards, les peintures, les cosmétiques sont le plus souvent des colloïdes.

DBO5 : la demande biochimique en oxygène est une mesure des matières organiques
aisément biodégradables. C’est la quantité d’oxygène dissous dans l’eau nécessaire pour
oxyder par voie biologique ces matières organiques. Cette mesure s’effectue suivant un
protocole normalisé en 5 jours, d’où le terme de DBO5.

DCO : la demande chimique en oxygène est une autre mesure de la concentration de

matières organiques (et partiellement inorganiques) contenues dans une eau. Mesure après
oxydation chimique intense, elle représente la concentration d’oxygène nécessaire à
l’oxydation de la totalité des matières organiques. La DCO inclut donc la DBO et, pour
essentiel (90%), est biodégradable ou séparable dans les installations biologiques
d’épuration des eaux usées.

Décantation : action de clarifier, de séparer par différence de gravité, des produits

non miscibles, dont l’un au moins est liquide.

Dénitrification : conversion des nitrates en nitrites puit en N2O ou en azote sous

l’action des bactéries : la dénitrification des eaux usées urbaines prend place
essentiellement au niveau du traitement tertiaire où elle s’effectue en partie ou totalement
par une épuration microbiologique.

Eaux industrielle usées : toutes les eaux usées provenant de locaux utilisés à des
fins commerciales ou industrielles, autre que les eaux ménagères usées et les eaux de
ruissellement.

Eaux ménagères usées : eaux usées provenant des établissements et des services
résidentiels et produites essentiellement par le métabolisme humain et les activités
ménagères.

Eaux urbaines résiduaires : eaux ménagères usées ou mélange des eaux ménagères
usées avec des eaux industrielles usées et/ou des eaux de ruissellement.

Effluent : eaux épurées à la sortie de l’unité de traitement.

Enzymes : catalyseur d’une réaction biologique.

111
 Epandage : consiste à répondre des boues d’épuration à la surface du sol, afin de les
dégrader par l’action des micro-organismes du sol, de la flore présente à la surface du sol
et du soleil.

Equivalent habitant (EH) : charge organique biodégradable ayant une demande

biochimique d’oxygène en cinq jours (DBO5) de 60 grammes d’oxygène par jour.

Eutrophisation : enrichissement artificiel ou naturel d’une eau en matières

nutritives. Les nitrates et les phosphates solubles, issus de l’action des bactéries sur les
déchets, diffusent jusqu’à la surface et favorisent la prolifération des algues et autres
plantes vertes, cousant l’asphyxie des milieux aquatiques.

Floculation : mécanisme conduisant à la formation de flocs décantables.

Lagunage : épuration naturelle ou artificielle des eaux résiduaires séjournant à l’air

libre dans de grands bassins, où les phénomènes d’auto-épuration entrent en jeu.

Lessivage : écoulement de l’eau sur le sol, par gravité, entraînant avec lui des
substances solubles et polluantes. Ce phénomène est accentué lors de fortes précipitations.

Lits bactériens : procédé qui consiste à faire ruisseler l’eau à traiter, préalablement
décantée, sur une masse de matériau de grande surface servant de support aux micro-
organismes épurateurs qui y forment un feutrage percolateur.

MES : les matières en suspension est l’ensemble des particules minérales et (ou)
organiques présentes dans une eau naturelle ou pollué.

Métabolisme : ensemble des processus complexes et incessants de transformation de

matière et d’énergie par la cellule ou l’organisme, au cours des phénomènes d’édification
ou de dégradation organiques.

Nitrification : transformation de l’azote ammoniacal en nitrates sous l’action des

bactéries.

Turbidité : caractère plus au moins trouble d’un liquide. Mesure indirecte du

contenu en matière en suspension.

112
 Annexe B (Matériels et Méthodes)
Matières totales en suspension ( MES )

But : Mesurer le poids des matières flottantes en suspension et décantables

contenues dans les eaux décantées et épurées, dans le but de contrôler le fonctionnement
des bassins de décantation.
Principe : L’échantillon mélangé avec soin est filtré sur une membrane filtrante de
0.45 microns. La pesée des matières retenues sur le filtre est effectuée après séchage à
105°c.
Matériel : Appareillage de filtration sur membrane ; Fiole à vide (1000 ml)
raccordée à une trompe à vide ; Filtre à membrane φ50mm, 0.45microns, sans plastifiant
ou membranes filtrantes 0.45µ prépesées à 0.1mg près. Etuve, Dessicateur, Balance de
précision 0.1mg, Event, 1mg, Cylindre gradué 100 ou 250ml, Pincette.
Mode opératoire : Sécher les membranes à 105°c pendant une heure (préparer un
stock de membranes et le placer dans le dessicateur). Tarer le membrane (A) et la placer
dans l’appareil à filtrer. Mélanger avec précaution l’échantillon fraîchement prélevé.
Mesurer au minimum 100ml avec un cylindre gradué. Mouiller la membrane avec de l’eau
distillée. Verser la prise dans l’appareil à filtrer et mettre sous vide. Rincer les parois du
récipient avec un peu d’eau distillée, si nécessaire racler les parois au moyen d’une torche
en caoutchouc. Le filtrat doit être limpide. Retirer la membrane avec une pincette et placer
le filtre dans un creuset de verre ou de porcelaine. Faire sécher à 105°c (en général, une
heure suffit). Après séchage, placer la coupelle dans le dessicateur durant une heure. Peser
rapidement en plaçant le filtre au centre du plateau de la balance (B).
Expression des résultats : MES en mg/l près.
B−A
Calcul : MES = × 1000
prise
Exemple : Prise 100ml
Poids de la membrane (tare) A =52.7mg
Poids de la membrane et du résidu sec B =72.1
72.1 − 52.7
MES = × 1000 = 194mg / l
100
Norme fédérale : Dans l’effluent de la STEP : 20mg/l an moyenne au cours de 24
heures : 4 examens sur 5 doivent donner des valeurs égales ou inférieurs (membrane
filtrante 0.45µ).

113
 Indice de Mohlman ( IM )
But :
La détermination de l’indice de Mohlman permet de contrôler le fonctionnement des
bassins de boues activées.
Principe :
L’indice da Mohlman est le rapport entre le volume de boues en ml/l et le teneur en
matières sèches du même échantillon de boues en g/l. On obtient ainsi un chiffre en ml/g
de matières sèches après 30 minutes de décantation. Cette valeur caractérise la capacité de
décantation des boues activées.
En pratique, la détermination de l’indice de Mohlman revient à :
1. mesure de volume de matières décantables en 30 min ;
2. mesure la teneur en matières sèches à 105°c ;
L’indice est calculé sur la base de ces deux analyses.
Calcul :
Volume de boues après 30 Minutes en ml / l
Indice de Mohlman =
Teneur en matières sèches en g / l
Expression des résultats :
Indice de Mohlman ou Indice en ml/g
• Indice plus petit que 50ml/g arrondi à 1ml/g ;
• Indice plus petit que 100ml/g arrondi à 5ml/g ;
• Indice plus petit que 1000ml/g arrondi à 10ml/g.
Exemple :
• Volume de boues après 30min =360 ml/g ;
• Teneur en matières sèches =3.5g/l ;
• Indice de Mohlman (ou index) =360/3.5=102.9 ml/g.
Recommandations :
• Une installation de boues activées en bon état de fonctionnement présente des
index allant de 50à 150 ml/g ;
• Des boues activées ayant de mauvaises caractéristiques de décantation
présentent des valeurs à 200ml/g.

114
 Matières sèches ( MS )
But : mesure de la totalité des substances présentes dans l’eau ou la boue (à
l’exception des gaz dissous) dans le but de déterminer les quantités de matières amenées
par les eaux usées ou extraites avec les boues.
En soustrayant les matières en suspension des matières sèches, on obtient les
matières dissoutes.
Principe : un échantillon de boue ou d’eau de volume connu est séché à étuve à
105°c jusqu’à constante du poids dans un creuset taré, refroidi au dessicateur et pesé. Les
matières sèches ainsi obtenues serviront, le cas échéant, à la détermination de la teneur en
matières minérales et organiques.
Matériel : Creusets de porcelaine, 150ml, étuve, si possible à circulation d’air,
dessicateur garni de gel de silice avec indicateur d’humidité, cylindre gradué 100ml,
pissette d’eau distillée, balance de précision, lecture au mg près pour les eau, lecture à 0.1g
près pour les boues.
Mode opératoire :
• Mesurer 100ml de l’échantillon fraîchement prélevé et mélangé, au moyen d’un cylindre
gradué A. Si la boue est trop consistance, peser 100g de boues.
• Verser le contenu du cylindre dans un creuset préablement séché et taré B.
• Rincer le cylindre avec de l’eau distillée jusqu’au transfert complet des particules
adhérant aux parois.
• Sécher le contenu du creuset dans l’étuve à 105°c. Le séchage intégral dure plusieurs
heures, il donc judicieux de laisser les échantillons à l’étuve durant la nuit. Temps de
séchage minimum 5-6 heures.
• Placer le creuset dans le dessicateur et laisser refroidir une heure. Peser C.
Expression des résultats :
MS en mg/l pour les eaux à 1mg près ;
MS en g/l pour les boues à 1g près ou ;
MS en g/Kg pour les boues à 1g près.
Calcul : volume de la prise A (ml)
Poids du creuset vide B (g ou mg)
Poids du creuset avec MS après séchage C (g ou mg)
C−B
MS = × 1000
A
Exemple : A=100 ml de boue, B=84.6 g, C=89.7 g, MS =51 g/l

115
 Demande chimique en oxygène ( DCO )
But : détermination de la charge d’une eau usée à des fin de contrôle de
fonctionnement de la STEP.
Contrôle de l’influence du rejet de la STEP sur la qualité de l’exutoire.
Principe : de nombreux produits organiques et certains composés minéraux sont plus
au moins oxydés en milieu acide par le bichromate de potassium.
La quantité de bichromate de potassium consommée est déterminée par titration.
L’oxydation dépend de la nature des composés en présence, de la concentration de
l’oxydant, du pH, de la température et du temps de la réaction. C’est pourquoi des
conditions d’exécution précises doivent être en milieu acide, le chromate VI, l’ion
dichromate Cr2O72- est réduit en chrome trivalent Cr III.
Cr2 O72− + 6é + 14 H + → 2Cr 3+ + 7 H 2 O
Après réaction, l’excès de bichromate est titré à l’aide d’une solution de fer (II)
ammonium sulfate (NH4)2Fe(SO4)2 en présence de ferroïne comme indicateur.
Cr 2 O72− + 6é + 14 H + → 2Cr 3+ + 6 Fe 3+ + 7 H 2 O
Matériel : 3 erlenmeyer 500 ml, col rodé 29/32, ou 3 ballons ronds 500 ml, col rodé
29/32, pipette jaugée 10ml, 25ml, 50ml, cylindre gradué 50ml, 100ml, burette de 50ml,
graduation de 0.1ml, 3 réfrigérant à boule, rodés 29/32, 1 rampe de brûleurs infra-rouge, ou
1 rampe de plaques chauffantes, 3 minuteries de laboratoire, 1 agitateur magnétique, billes
de verre.
Réactifs :
1) sulfate de mercure (II) HgSO4 p.a. (élimine l’interférence due au chlorure),
2) solution de bichromate 0.25N :
Dissolution 12.259g de bichromate de potassium p.a. K2Cr2O7, préablement séché 2
heures à 105 °C, dans de l’eau distillée ou déminéralisée.
Introduire la solution dans un jaugé de 1000 ml.
Ajouter 0.12g d’acide amino-sulfonique : p.a. H2NSO4H et compléter à 1000ml avec
de l’eau distillée ou déminéralisée.
3) solution de bichromate 0.05N :
Introduire 20ml de solution de bichromate de potassium 0.25N dans un jaugé de
100ml et diluer à 100ml avec de l’eau distillée ou déminéralisée (dilution 5x).
4) solution de sulfate de fer II et d’ammonium 0.25N (sel de Mohr) :

116
 Dissoudre 98.0g de (NH4)2Fe(SO4)2.6H2O, séchés 2 heures, à 105°C, dans l’eau
distillée ou déminéralisée.
Introduire la solution dans un ballon jaugé de 1000ml.
Ajouter 20ml de l’acide sulfurique concentré p.a., mélanger et laisser refroidir,
compléter à 1000ml.
5) solution de sel de Mohr 0.05N :
Diluer 20ml de solution de sel de Mohr 0.25N à 100ml dans un jaugé de 100ml avec
de l’eau distillée ou déminéralisée.
6) solution d’acide sulfurique-sulfate d’argent :
Introduire 20g de sulfate d’argent p.a. Ag2SO4 dans un ballon jaugé de 1000ml.
Verser environ 500ml d’acide sulfurique concentré p.a. et mélanger à chaud (50°C).
Refroidir et compléter à 1000ml avec de l’acide sulfurique concentré p.a. le sulfate
d’argent favorise l’oxydation des hydrocarbures.
7) solution de ferroïne:
a) Diluer 1.76g de 1,10-chlorure de phénantroline p.a. dans de l’eau distillée ou
déminéralisée et introduire la solution dans un jaugé de 100ml, ajouter 0.695g de sulfate de
fer II p.a. FeSO4.7H2O.
b) indicateur ferroïne 1/40M du commerce.
Mode opératoire:
1) Introduire une pointe de spatule de sulfate de mercure II et 3 à 4 billes de verre
dans un erlenmeyer de 500ml.
2) ajouter 40ml d’échantillon.
3) introduire 10ml de solution de bichromate de potassium 0.25N (u 0.05N selon le
cas), avec une pipette jaugée. Si une solution de 0.05N utilisée, diluer les échantillons
comme suites :
eaux épurées : sans dilution, eaux décantées : diluer 2x, eaux brutes : diluer 4x
4) ajouter 60ml d’acide sulfurique-sulfate d’argent en agitant (porter des lunettes).
5) porter à l’échantillon à reflux pendant deux heures, si la solution vire au vert,
recommencer avec une dilution plus forte.
6) laisser refroidir, puis rincer le réfrigérant à l’eau dislillée ou déminéralisée.
7) ajouter environ 200ml d’eau distillée ou déminéralisée et 10 gouttes d’indicateur
ferroine (0.4ml).
8) titrer avec la solution de sel de Mohr 0.25 (ou 0.05N selon le cas) jusqu’au virage
de vert-bleu à brun.

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 Pour chaque série, contrôler le titre de la solution de sel de Mohr :
-introduire 10ml de solution de bichromate 0.25N (ou 0.05n) dans un erlenmeyer de
500ml avec une pipette jaugées.
-ajouter 200ml d’eau distillée ou déminéralisée et 10 gouttes de ferroine.
-titrer avec la solution de sel de Mohr 0.25 (0.05N).
Calcul :
Calcul de la normalité :
normalité du bichromate ml / bichromate
N fe =
ml sel de Mohr
Calcul de la DCO :
(a − b ).N f .8000
DCO = e
mgO2 / l
e
a : ml titrés pour le blan (sel de Mohr)
b : ml titrés pour l’échantillon
N f e : titre de la solution de Mohr

e : prise de l’échantillon en ml.

Expériences des résultats : DCO en mg O2/l
Solution 0.25N à l’unité près,
Solution 0.05n au dixième près.
Exemple :
a=10ml (solution 0.25N),
b=10.4ml (solution 0.25n),
e=10ml,
N f e =0.958

DCO= (12-10.4)0.25*0.958*8000/10
DCO=307mgO2/l.

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