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État actuel des connaissances des procédés de bioréacteur à membrane pour le

traitement et la réutilisation des eaux usées industrielles et urbaines

Article · January 2011

DOI: 10.7202/1006478ar

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5 authors, including:

Brahima Seyhi Gerardo Buelna

centre des technologies de l'eau Instituto Tecnológico de Sonora
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Jean-François Blais Marc Heran

Institut National de la Recherche Scientifique Université de Montpellier
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 Revue de Sciences de l’eau/Journal of Water Science (accepté, dec. 2010)

État actuel des connaissances des procédés de bioréacteur à membrane

pour le traitement et la réutilisation des eaux usées industrielles et urbaines

State-of-the-art on the membrane bioreactor processes

for urban and industrial wastewaters treatment and reuse

Brahima Seyhi1, Patrick Drogui*1, Géraldo Buelna2, Jean-François Blais1 et Marc Heran 3

1
Institut National de la Recherche Scientifique (INRS-ETE), Université du Québec,
490 rue de la Couronne, Québec, Québec, Canada, G1K 9A9
2
Centre de Recherche Industrielle du Québec (CRIQ),
333 rue Franquet, Sainte-Foy, Qc, Canada, G1P 4C7
3
École Polytechnique Universitaire de Montpellier (EPUM),
Université de Montpellier II Sciences et Techniques du Languedoc, Place Eugène Bataillon 34095
Montpellier Cedex 5, France.

*
Auteur correspondant

(Tél: (418) 654-3119, Fax: (418) 654-2600, Courriel: patrick.drogui@ete.inrs.ca)

Titre court: Traitement et réutilisation des eaux usées par bioréacteur à membrane

1
 LISTE DES ABREVIATIONS

∆P Perte de charge
µ Viscosité dynamique de la liqueur mixte
A Surface membranaire
AE Activité œstrogénique
amax Limite surfacique maximale d’une pore
APEO Alkyl phénol polyéthoxylate
At Surface totale des pores
BA Boue activée
BHA Bactérie hétérotrophe aérobie
BPA Bisphénol A
BRM Bioréacteur à membrane
BRMe T Bioréacteur à membrane à boucle externe avec membranes tubulaires
BRMi FC Bioréacteur à membrane immergée avec membranes en fibres creuses
BRMi P Bioréacteur à membrane immergée avec membranes planes
CAPEX Capital expenditure ou dépenses d’investissement
Cd Coefficient de la force de levée d’une particule de boue de diamètre dp
CF Coliformes fécaux
COD Carbone organique dissous
COT Carbone organique total
CT Coliformes totaux
DBO Demande biochimique en oxygène
DCO Demande chimique en oxygène
dP Diamètre des pores de la membrane
Ds Dimension de la surface du pore selon la théorie fractale
E1 Estrone
E1-3G Estrone-3-glucuronide
E1-3S Estrone-3-sulfate
E2 17β-œstradiol
E2-3S Œstradiol-3-sulfate
E2-G Œstradiol-17β-glucuronide
EE2 17α-éthinylestradiol
EH Équivalent-habitant
EUD Eau usée domestique
EUI Eau usée industrielle
EUM Eau usée municipale
EUS Eau usée synthétique
F/M Rapport « Food/Microorganism » ou charge organique

2
FAA Formylalaminoantipyrine
g Facteur de forme
G Facteur géométrique
I Intensité de cisaillement
J Flux de perméat
k Taux de croissance du colmatage
km Coefficient qui reflète les effets de filtration
L0 Constante caractérisant la longueur de pore
logKow Coefficient de partition octanol/eau
MBR Membrane bioreactor
MCD Masse de boue de la couche dynamique de colmatage
MES Matières en suspension
MF Microfiltration
MVES Matières volatiles en suspension
NT Azote total
NTK Azote total Kjeldahl
OPEX Operational expenditure ou dépenses de fonctionnement, d’exploitation
Pa Pression de l’alimentation
Pc Pression du concentrât
PE Perturbateurs endocriniens
phydro Pression hydrostatique
PMS Produits microbiens solubles
Pp Pression du perméat
ppomp Pression de succion
PT Phosphore total
PTM Pression transmembranaire
PTFE polytétrafluoroethylène
PP polypropylène
PES polyéthersulfone
PS polysulfone;
PAN polyacrilonitrilique
Q Débit à travers la membrane
RC Résistance de colmatage
RCD Résistances de formation de couche dynamique
RG Résistance du gâteau
Rirr Résistance irréversible
Rm Résistance de la membrane
Rrev Résistance réversible
RT Résistance totale de la membrane

3
S Concentration de substrat
SC Seuil de coupure de la membrane
SPE Substances polymériques extracellulaires
STEP Station d’épuration des eaux usées
T Température
tf Temps de filtration
TRH Temps de rétention hydraulique
TRS Temps de rétention de solides
UF Ultrafiltration
Vp Volume de perméat
vT Vitesse d’écoulement transversale
Xb Concentration de biomasse ou de MES dans le bioréacteur
Yb Coefficient de compression de la boue
α Résistance spécifique
β Coefficient du taux d’érosion de la biomasse dynamique
Δpax Chute de pression du flux de perméat
θ Âge des boues

4
RÉSUMÉ

Les effluents issus des stations d’épuration des eaux usées industrielles et municipales contiennent des

quantités non négligeables de polluants organiques, inorganiques et microbiens qui sont rejetés dans

l’environnement par voie directe ou en suivant la filière de réutilisation (irrigation ou arrosage, etc.). Ces

eaux résiduaires constituent l’une des principales sources de contamination des eaux de surface et

souterraine (augmentation de la DCO, coloration et eutrophisation des cours d’eaux, etc.). Dans

l’optique de palier le déficit croissant des ressources en eau destinées à la consommation humaine, ces

eaux résiduaires sont de plus en plus soumises à des traitements poussés en vue d’une réutilisation.

Cette réutilisation doit toujours être réalisée dans l’objectif de fournir une eau présentant en continu

une qualité spécifique liée à l’usage attendu (eau de production, eau de lavage, eau de refroidissement,

eau d’irrigation ou d’arrosage, etc.). Les procédés conventionnels peuvent s’avérer non adaptés,

notamment par leur manque de fiabilité dans la qualité des eaux traitées et le risque encouru de

contamination microbiologique. Pour faire face à cette importante problématique, les techniques

membranaires, notamment les bioréacteurs à membrane (BRM), peuvent constituer une avenue

potentielle de traitement et de réutilisation de ces effluents. L’intérêt de ces procédés réside dans leur

aspect non polluant, leur facilité d’automatisation et leur capacité à éliminer simultanément les

différents polluants en une seule étape de traitement. Ces technologies offrent la possibilité de clarifier

et de désinfecter simultanément les eaux sans risque de formation de composés organo-halogénés.

Dans cet article, les BRM sont situés par rapport aux techniques conventionnelles de traitement

biologique d’effluents. Par la suite, un accent particulier est mis sur la présentation des connaissances

actuelles concernant les principes de base des BRM, les critères d’application et les conditions

d’opération qui influencent les performances de ces technologies. Les développements récents portant

sur la modélisation mathématique de fonctionnement et de colmatage de ces modules sont également

5
présentés. Finalement, les applications industrielles et les coûts d’implantation et d’opération de ces

technologies sont brièvement discutés.

MOTS CLÉS

Bioréacteur à membrane, biotraitement, membrane immergée, colmatage, polluant organique

réfractaire, désinfection, polluant inorganique, eau usée

6
ABSTRACT

Effluents from urban and industrial wastewater treatment plants contain organic (COD, BOD, total

suspended solids, endocrine disrupting compounds, e.g.), inorganic (phosphorus, ammoniacal nitrogen,

nitrites and nitrates, metals, e.g.) and microbial pollutants (bacteria, virus, parasites, e.g.), which are

either directly rejected into the environment or reused for agricultural purposes. These wastewaters are

often responsible for pollution of surface and groundwater (increasing the COD, colourization and

eutrophication of water, e.g.). In view of finding solutions for water shortage, wastewaters are more and

more subjected to tertiary treatment for water reuse. The treated-wastewater reuse must be carried to

supply water having a specific quality and adapted to be reused as washing water, cooling water,

process water, irrigation water or sprinkling water, among others. The conventional processes can be

inappropriate, notably from their inefficacy to obtain good quality of treated-water and the associated

risk to microbial contamination. An alternate method can be the application of membrane bioreactor

(MBR) for wastewater treatment and reuse. MBR are characterized by ease of operation, ease of

automation, negligible equipments for adding chemicals and their capacity to remove simultaneously

organic, inorganic and microbial pollutants in the same reactor. This technology offers the possibility to

simultaneously clarify and disinfect wastewaters without any risk to form organochlorinated

compounds. In this paper, MBR have been compared to conventional biological treatments. Then, a

particular focus is given to the actual knowledge of MBR, criteria of application and operating conditions

which greatly influence the performance of these technologies. Recent developments on the modelling

of the operating process and membrane fouling have been also presented. Finally, industrial

applications, operating and implementation costs have been briefly discussed.

7
KEY WORDS

Membrane bioreactor, biotreatment, immersed membrane, fouling, refractory organic pollutant,

disinfection, inorganic pollutant, wastewater

8
INTRODUCTION

Les eaux usées industrielles (EUI), municipales (EUM) et domestiques (EUD) contiennent des quantités

non négligeables de polluants organiques, inorganiques et microbiens. Ces eaux résiduaires constituent

l’une des principales sources de contamination des eaux de surface et souterraine. Des stratégies de

traitement efficaces devront être adoptées par les industries, les scientifiques et gestionnaires pour

atteindre de manière optimale les normes de rejets qui évoluent vers une sévérité croissante aussi bien

en ce qui concerne les concentrations en polluants que les débits. Par exemple, pour les rejets en milieu

naturel des EUD, il a ainsi été défini des zones dites normales, pour lesquelles le traitement est

principalement axé sur l’élimination des fractions particulaires et des pollutions carbonées, et des zones

dites sensibles, pour lesquelles une élimination complémentaire des fractions azotées, phosphatées et

microbiennes est nécessaire. Pour les EUD, les procédés dits conventionnels, qu’ils soient intensifs

(boues activées, lits bactériens, biofiltres aérobies, par exemple), extensifs (lagunage, système

d’infiltration, notamment) ou combinés, peuvent répondre aux exigences de rejet en présentant chacun

des performances plus ou moins fiables du fait de leur sensibilité à des variations brusques de charges à

traiter (cas des systèmes à cultures libres), de l’état de floculation des populations épuratives (cas des

boues activées) ou de défauts de maîtrise de la répartition de la biomasse et des écoulements au sein de

garnissages poreux (systèmes à cultures fixées dans des lits à ruissellement, voire biofiltres). Pour les

EUI, des règlements précisent également les conditions de rejet en milieu naturel ou dans le réseau

d’égout municipal, mais on observe un intérêt croissant pour des systèmes permettant une réutilisation

partielle ou totale des eaux traitées. Cette réutilisation des eaux traitées est intéressante pour plusieurs

raisons : i) elle permet de palier le déficit croissant des eaux destinées à la consommation humaine ; ii)

elle permet de préserver les milieux naturels en minimisant les besoins en eau, quel qu’en soit l’usage,

et les rejets ; et iii) elle peut également se justifier économiquement par rapport au traitement d’une

9
eau de surface ou souterraine de qualité dégradée qui oblige à faire appel à des systèmes de traitement

de plus en plus complexes.

Pour faire face à cette importante problématique, les techniques membranaires, notamment les BRM,

peuvent constituer une avenue potentielle de traitement et de réutilisation de ces effluents. L’intérêt de

ces procédés réside dans leur aspect non polluant, leur facilité d’automatisation et leur capacité à

éliminer simultanément les polluants de type organique, inorganique et microbien en une seule étape

de traitement. Ces technologies offrent la possibilité de clarifier et de désinfecter simultanément les

eaux sans risque de formation de composés organo-halogénés.

10
1. MISE EN CONTEXTE DE L’UTILISATION DU BIORÉACTEUR À MEMBRANE

Les EUM et EUI contiennent une panoplie de polluants de type polluants organiques (DCO, DBO5, MES,

perturbateurs endocriniens, etc.), inorganiques (phosphore, azote ammoniacal, nitrites et nitrates,

métaux, etc.) et microbiens (bactéries, virus, parasites, etc.) qui échappent à l’épuration classique des

eaux usées. Il existe plusieurs systèmes d’épuration des eaux usées, (les procédés biologiques,

chimiques, électrochimiques, physiques, etc.) et leur choix nécessite la prise en considération de

plusieurs facteurs, tels que la composition des eaux usées, la sensibilité du milieu récepteur, les normes

de rejets et les objectifs de réutilisation des eaux traitées, etc. Les procédés d’épuration par voie

biologique (boues activées, lits bactériens, biofiltres, lagunage, etc.) sont souvent utilisés dans le

traitement des EUD, EUM et EUI. En effet, ces procédés où les bactéries sont les principaux acteurs de la

dégradation des polluants sont relativement peu coûteux et aisés à mettre en place. Parmi ces procédés

biologiques, le système de traitement par boues activées (BA) est le plus utilisé. Il constitue l’un des

traitements les plus adéquats pour traiter, à grande échelle, des effluents chargés de composés

biodégradables.

L’unité de BA se compose généralement d’un bassin d’aération où s’effectuent les processus de

transfert et de métabolisation et d’un clarificateur où s’effectue la séparation des solides (biomasses) et

de l’eau épurée. Cette étape de séparation a deux rôles essentiels: i) minimiser la teneur en MES dans

l’eau traitée, et ii) retenir la biomasse épuratoire pour la renvoyer vers le bioréacteur pour y maintenir

une concentration en biomasse adaptée à l’épuration attendue. La fiabilité de cette étape est donc

déterminante pour la qualité de l’eau traitée, mais aussi pour la maîtrise des processus biologiques en

empêchant le « lessivage » du réacteur biologique (diminution progressive de la concentration en

biomasse et donc de l’activité dans le réacteur, due à une vitesse de croissance des espèces épuratives

inférieure au flux spécifique d’extraction du bioréacteur). Il est ainsi primordial de maîtriser la bonne

décantabilité des boues ce qui, malheureusement, peut échapper ponctuellement aux opérateurs du

11
fait de la variabilité de la composition de l’intrant ou de l’apparition de conditions de réaction non

optimales (introduction accidentelle de toxiques, baisse de température, teneur en oxygène dissous

insuffisante, écart de pH, concentration en biomasse excessive, etc.) entraînant une défloculation ou

l’apparition de flocs à faible décantabilité (foisonnement des boues). Il n’est donc pas rare d’observer

sur de tels systèmes des dysfonctionnements préjudiciables pour l’environnement ou pour un objectif

de réutilisation.

Pou y remédier, l’étape de décantation devra être améliorée en utilisant une barrière infranchissable

par les espèces épuratoires. Le choix de cette barrière c’est ainsi porté sur l’utilisation de membranes

poreuses (MF ou UF). Cette association d’un système biologique et de l’étape de séparation sur

membranes poreuses a donné naissance au procédé appelé « bioréacteur à membranes (BRM) ».

2. PRÉSENTATION DU BRM

Le BRM est une technologie hybride qui couple un système biologique et une étape de séparation sur

membrane poreuse. Cette technologie est une amélioration du système biologique à boues activées,

vieille de près de 100 ans, qui se caractérise par le remplacement du traditionnel décanteur secondaire

par une unité de filtration membranaire (XING et al., 2000), dont la sélectivité remarquable représente

une barrière infranchissable par les espèces épuratoires, quelque soit leur état de floculation. Le

processus de métabolisation avec ses deux aspects, anabolisme et catabolisme observés dans un

système de boues activées sont similaires à ceux mis jeu dans un BRM. La technologie de BRM a été

introduite pour la première fois dans les années 1960, mais l’intérêt grandissant de son application au

traitement des eaux usées est réellement apparu quelques années plus tard. Les premières installations

commercialisées ont vu le jour dans les années 1970 et 1980 pour des marchés atypiques (effluents de

croisière navale, lixiviats de décharge et effluents industriels très concentrés) (STEPHENSON et al. 2000).

Puis, en Europe, par exemple, c’est dans les années 1990 que les premiers systèmes de BRM ont été mis

12
en opération pour le traitement des EUM (LE-CLECH et al., 2006; LESJEAN et HUISJES, 2008; MELIN et al.,

2006). Le développement a fait apparaître deux types de configurations: le BRM à boucle externe et le

BRM immergé (Figure 1a et 1b).

2.1. Bioréacteurs à membrane à boucle externe

Le BRM à boucle externe (Figure 1a) constitue la première génération (LESJEAN et HUISJES, 2008). Il se

caractérise par un module membranaire en positionnement externe par rapport au bioréacteur de type

boues activées. Le contenu (liqueur mixte) de ce dernier est injecté sur la membrane et la biomasse

retenue par filtration membranaire est recyclée afin de maintenir une concentration beaucoup plus

élevée dans le bioréacteur. Le BRM à boucle externe est plus adapté aux eaux usées caractérisées par

des températures relativement élevées (ex. 40oC), des concentrations élevées (ex. 10 500 mg DCO L-1) et

des pH élevés (YANG et al., 2006). Il est peu compatible au traitement de débits d’eaux importants et

peu concentrés comme le sont les EUM. Le BRM à boucle externe a été longtemps appliqué aux petites

entités telles les eaux usées de navires, les lixiviats de décharge ou les effluents industriels (YANG et al.,

2006). Dans cette configuration, le maintien de la perméabilité membranaire à un niveau

économiquement rentable est obtenu en pratiquant une filtration dite tangentielle, imposant une

circulation de la suspension dans le module membranaire à grandes vitesses (0.5 à 4 m s-1)

éventuellement combinée à une circulation gazeuse (VERA et al., 2000). La littérature fait également

mention de l’application BRM à boucle externe pour le traitement des eaux souterraines en vue de la

production d’eau potable (LESJAN et HUISJES, 2008). Cependant, la demande énergétique élevée fait en

sorte qu’on n’observe aucune croissance significative du marché des BRM à boucle externe,

comparativement à celui des BRM immergés (LESJAN et HUISJES, 2008).

13
2.2. Bioréacteurs à membrane immergée

Dans l’optique de diminuer les coûts de fonctionnement dus à cette circulation intense de la suspension

dans les modules externes, une seconde génération a été développée au début des années 1990. Cette

nouvelle configuration repose sur l’immersion des membranes ou des modules (en général des

membranes planes ou en fibres creuses) directement dans les boues activées (Figure 1b). La filtration

(pseudo-frontale) est accomplie par l’application d’une pression négative du côté du perméat et par

injection d’air directement sous et à l’intérieur du module membranaire afin de maintenir les particules

en suspension et nettoyer la surface externe de la membrane. Cette configuration présente des

avantages sur le plan technico-économique où l’injection d’air est moins coûteuse qu’une circulation de

la suspension sous condition turbulente pour les membranes à boucle externe. Le Tableau 1 répertorie

une liste non exhaustive de quelques problèmes observés par les operateurs lors du fonctionnement des

BRM à grande échelle (BRM à boucle externe versus BRM immergée). L’apparition des BRM immergés a

ouvert le marché municipal du traitement des eaux par des techniques membranaires (LESJEAN ET

HUISJES, 2008). En effet, le BRM immergé est largement utilisé pour traiter les EUD et EUM (XANG et al.,

2006). En 2005, en Europe, les membranes immergées représentaient 97% des surfaces membranaires

totales installées et plus de 99% des surfaces membranaires totales annuelles au cours de 2003-2005

(LESJAN et HUISJES, 2008). Les faibles flux sous lesquels opère le BRM immergé (15 à 50 L h-1 m-2

comparativement à 50 à 120 L h-1 m-2 pour les membranes à boucle externe), implique la nécessité

d’avoir une surface membranaire élevée et donc l’utilisation simultanée de plusieurs membranes

(GANDER et al., 2000; MARROT et al., 2004). Les membranes immergées nécessitent donc un capital

d’installation plus élevé, mais elles apportent une réduction significative des coûts d’exploitation

comparée au BRM à boucle externe. Cependant, tandis que le bioréacteur requiert un bon transfert

d’oxygène (nécessité de fines bulles d’oxygène), la membrane requiert des bulles de dimension plus

grande afin de maintenir une bonne perméabilité et de réduire son colmatage. Pour des raisons de

14
maintenance, les membranes sont, pour la plupart des fabricants, maintenant immergées dans un

bassin dédié à la filtration. Ce qui oblige des recirculations importantes (300-400% du débit perméat)

afin de limiter l’augmentation de concentration dans le bassin membrane. La présence du bassin de

filtration augmente les coûts d’investissement (construction du bassin de filtration) et de

fonctionnement (pompe de recirculation, aération supplémentaire de la membrane dans le bassin de

filtration) et pourrait remettre en cause l’un des facteurs clés en faveur du choix du BRM à l’échelle

municipale. Le BRM immergé avec un bassin de filtration (configuration de type "outside") est préférée

surtout pour les sites avec des pics de charges élevés et des exigences plus strictes en matière de rejets

des nutriments (BREPOLS et al., 2005; LESJEAN et al., 2008). Mulder a indiqué qu’un effluent de

concentration en azote < 2.2 mg L-1 N (norme de rejet en Hollande) peut être atteint à la sortie d’une

STEP équipé d’un BRM immergé en configuration "outside", compte tenue du fait que la dénitrification

peut y être bien contrôlée. Le BRM immergé en configuration de type "outside" fournit également des

conditions opératoires plus flexibles et permet une indépendante optimisation des processus biologique

et membranaire. Une étude comparative récente effectuée en Europe sur deux STEP a indiqué de très

faibles différences entre les deux configurations de BRM à membrane immergée (configurations de type

"inside" et "outside"), en terme de consommation énergétique (VAN BENTEM et al., 2007). Dans la

configuration de type "inside", la membrane est directement immergée dans la suspension à traiter. En

effet, VAN BENTEM et al. (2007) ont rapporté que les STEP de Nordkanal en Allemagne (BRM immergé

en configuration "inside") et de Varsseveld en Hollande (BRM immergé en configuration "outside")

avaient des consommations énergétiques sensiblement identiques. La consommation énergétique de la

STEP de Nordkanal était de 0.80 kWh/m³, tandis que celle de Varsseveld était de 0.88 kWh/m³ (VAN

BENTEM et al., 2007). Cependant, TAO et al. (2005) ont observé un ratio air/perméat plus élevé pour

des BRM pilotes immergés opérés en configuration "outside"comparativement au BRM immergé

15
fonctionnant en configuration "inside" (Tableau 2). Ces auteurs ont également observé une réduction de

8 % des couts énergétiques dans la configuration "inside".

2.3. Structure et composition des membranes

Dans l’optique de retenir totalement des espèces épuratoires et divers types de polluants (microbien,

organique et inorganique) présents dans le réacteur ou dans l’eau à traiter, le seuil de coupure des

membranes est souvent choisi dans le domaine de la microfiltration (diamètre moyen du diamètre des

pores 0.05 à 0.4 µm) ou dans le domaine de l’ultrafiltration (10 à 50 nm) pour assurer notamment la

rétention des virus (GRASMICK et al., 2009). Ces membranes peuvent être de type organique ou

inorganique. Les membranes organiques sont en général en matériau polymérique hydrophobe

(polytétrafluoroethylène (PTFE), polypropylène (PP), etc.) ou hydrophile (polyéthersulfone (PES),

polysulfone (PS), polyacrilonitrilique (PAN), etc.) (CARDOT, 1999; BERLAND et JUERY, 2002). Ces

membranes sont souvent constituées de fibres creuses qui sont de minces tubes poreux. Les fibres

poreuses sont soit regroupées dans un cylindre, le tout constituant un module tubulaire, soit regroupées

en faisceau (module en fibres creuses). Dans le module tubulaire, l’eau à traiter entre à un bout des

tubes et l’excès d’eau polluée sort à l’autre bout, tandis que l’eau filtrée est récupérée sur les cotés. La

partie active de la membrane se trouve à l’intérieur de ces tubes, et l’eau à traiter circule à l’intérieur.

On distingue deux types de configurations possibles des modules en fibres creuses (BOUCHARD et al.,

2000; BUISSON et al., 1998). Dans un premier cas, l’eau circule à l’intérieur des fibres et le perméat est

récupéré à l’extérieur des fibres (Configuration Int-Ext). Dans le deuxième cas, l’eau circule à l’extérieur

des fibres et le perméat est récupéré à l’intérieur des fibres (configuration Ext-Int). Les membranes

organiques peuvent également être empilées en mille-feuilles séparées par des cadres intermédiaires

qui assurent la circulation de l’eau (modules plans), soit être enroulées sur elles même autour d’un tube

poreux (modules spiralés) (BERLAND et JUERY, 2002).

16
Les membranes inorganiques sont préparées à partir de polymère inorganique (alumine, zircone, oxyde

de titan, carbone, acier) et sont constituées tout comme les membranes organiques d’une fine couche

active efficace, supportée par une paroi plus épaisse permettant de donner à l’ensemble une plus

grande résistance à la pression. Ces membranes minérales sont des blocs macroporeux, souvent

cylindriques percés de canaux autours desquels se situe la partie active de la membrane (MOULIN,

1990). L’eau circule dans les tubes et une partie traverse la couche active puis diffuse dans la partie

poreuse et ressort à la périphérie du bloc. Parmi ces membranes (organiques ou inorganiques), on

distingue des membranes à structure symétrique, asymétrique et composite (Figure 2a, 2b et 2c)

(CARDOT, 1999; BERLAND et JUERY, 2002). Les membranes à structure asymétriques sont constituées

d’une fine pellicule appelée peau déposée sur un support poreux plus grossier de même nature

chimique et dont le rôle est d’assurer à l’ensemble de bonnes propriétés mécaniques. Les membranes à

structure composites se différencient des précédents par le fait qu’elles sont obtenues en déposant la

peau sélective sur un support préexistant de nature chimique différente. Les membranes à structure

symétrique possèdent une distribution régulière et uniforme des pores sur toute leur épaisseur

(utilisées seulement en microfiltration).

2.4. Mise en œuvre et paramètres opératoires

La mise en œuvre d’un BRM nécessite la prise en compte d’un certain nombre de facteurs qui

gouvernent chaque opération de base, notamment le dimensionnement du BRM, les conditions

hydrodynamiques de fonctionnement, la structure de la membrane, la configuration du module

membranaire, le coût de la membrane, etc. Le temps de rétention hydraulique (TRH) va déterminer le

temps dont on dispose pour dégrader les composées solubles et donc le volume du bioréacteur. Le

temps de rétention solide (TRS, ou âge de boues : θ) correspond au temps requis pour dégrader les

composés particulaires et permettre le renouvellement/lyse de la biomasse épuratoire. Il influencera

donc directement la teneur en MES dans le bassin. Ensuite, pour un bon fonctionnement biologique, il

17
faudra s’assurer de ne pas être en oxygène limitant. Outre les facteurs précités, le choix des

caractéristiques du système de filtration doit aussi intégrer la nature spécifique des suspensions

présentes dans le bioréacteur à membrane et, notamment, leur concentration importante en biomasse

cellulaire (8 à 25 g L-1) mais aussi leur caractère évolutif en fonction des contraintes hydrodynamiques et

biologiques imposées. Une parfaite connaissance des relations entre les paramètres opératoires et

paramètres biologiques (temps de rétention hydraulique, âge des boues, pression transmembranaire,

flux critique, rendement, activité de la biomasse, concentration de biomasse, etc.), ainsi que les

paramètres physiques (filtration, durabilité, colmatage des membranes, rétro-lavage, etc.) est

nécessaire pour optimiser le design et le fonctionnement du BRM. La mise en œuvre des processus

biologiques impliqués dans la biodégradation des composés récalcitrants nécessite une acclimatation de

la biomasse cellulaire à la dégradation de la pollution. Un des enjeux majeurs de la mise en œuvre

industrielle d’un BRM est de maintenir en cours d’opération, la perméabilité membranaire à des valeurs

économiquement acceptables et donc de minimiser le colmatage. En général, les paramètres suivis en

cours d’opération sont la pression transmembranaire (PTM), la vitesse d’écoulement du flux d’eau (vT),

les concentrations de MES dans l’eau à traiter et dans le bioréacteur, le temps de rétention hydraulique

(TRH), la concentration d’oxygène dissous, la consommation spécifique d’oxygène, etc.

2.4.1 Pression transmembranaire (PTM)

La pression transmembranaire est la pression de filtration membranaire, s’exerçant de part et d’autre de

la membrane. Dans le BRM à boucle externe, la PTM est obtenue par l’équation (1) (CARDOT, 1999):

Pa Pc
PTM Pp (1)
2

18
Dans cette équation, « Pa , Pa » est la pression d’alimentation, « Pp, Pa » est la pression du perméat, et

« Pc, Pa » est la pression du concentrât. Les opérations de filtration peuvent être conduites en imposant

soit un gradient de pression, soit un flux de perméation. Le BRM doit être toujours opéré en dessous

d’une certaine PTM appelée pression critique. La valeur de la pression critique dépend de la nature

chimique de la membrane et elle est souvent donnée par le fournisseur.

La plupart des installations fonctionnent à débit constant et une pompe d’aspiration est utilisée pour les

membranes immergées, même si des pressions transmembranaires de quelques dixièmes de bars sont

déjà assurées par les hauteurs d’eau présente dans les bassins, ou par le niveau de rejet du perméat. Le

flux est un paramètre décisif dans l’évolution de la PTM. Même si la filtration est effectuée en dessous

des conditions critiques, un changement de la PTM est observé. Selon ORANTES et al. (2006), dans un

BRM opéré à un flux J < 5 L h-1m-2 avec une membrane de type polysulfone (diamètre de pore= 0,1 µm),

la perméabilité évolue suivant deux paliers (Tableau 3): i) entre 0 et 500 h environs, la perméabilité

change très lentement; et ii) au delà de 550 h de filtration, une diminution brusque de la perméabilité

apparait, caractérisée par une augmentation de la PTM, qui nécessite une régénération de la

membrane.

2.4.2 Temps de rétention hydraulique (TRH), Temps de rétention de solides (TRS ou Âge des boues

(θ)) et MES

Le TRH et le TRS (l’âge des boues, θ) sont des paramètres importants dans les processus biologiques. La

présence de la membrane permet au BRM de fonctionner à des fortes concentrations de biomasse et

des âges des boues élevés, indépendamment du TRH. Le TRS varie généralement entre 25 et 80 jrs et la

concentration de biomasse est comprise entre 8 et 25 g L-1 (CIRJA et al., 2008). Comparativement au

procédé conventionnel de boues activées, la possibilité de travailler avec de fortes concentrations en

biomasse et des θ élevés va présenter des atouts particuliers pour intensifier les performances de

19
traitement. Pour une même charge volumique à traiter, à vitesse spécifique d’épuration équivalente, les

vitesses apparentes de réaction sont intensifiées et la taille du volume réactionnel est d’autant plus

réduite que la concentration en biomasse est augmentée (GRASMICK et al., 2009; XING et al., 2000). Les

θ élevés imposés au système, favorisent le développement de communautés nitrifiantes, mais

également de communautés bactériennes susceptibles d’assurer la dégradation de certains composés

considérés comme difficilement biodégradables dans des conditions de travail conventionnelles (CLARA

et al., 2005a,b; GRASMICK et al., 2009). Cependant, des TRS importants ont tendance à accumuler de la

matière inerte dans le bioréacteur au détriment des conditions d’agitation et mélange, et des efficacités

de transfert d’oxygène (LOBOS et al, 2009).

Quant au TRH, il a une influence mitigée sur l’élimination des micropolluants dans le BRM. En effet

certaines études notent que le TRH n’a pas d’influence particulière sur l’élimination des composés

hydrophobes, à cause de la capacité de ces derniers à se maintenir dans le bioréacteur, par adsorption

sur la biomasse. Par contre le TRH a une influence sur les composés moyennement hydrophobes et

hydrophiles. CHEN et al. (2008) ont observé des concentrations constantes de BPA à la sortie d’un BRM,

malgré la variation du TRH (8 h à 3,9 h). HU et al. (2007) ont observé un faible taux d’abattement de

l’activité œstrogénique, lorsque le TRH est de 6 h, des taux d’abattement plus élevés et croissants

lorsque le TRH est supérieur à 6 h. La concentration élevée de biomasse dans le BRM (8 à 25 g L-1)

améliore l’élimination des polluants par biodégradation et adsorption sur la biomasse (CIRJA et al.,

2008).

2.4.3 pH et température

Le pH dans le BRM a une influence sur certaines propriétés physico-chimiques des polluants. Une étude

a montré que les pH élevés (pH > 10) ou faibles (pH < 4) induisent une baisse de l’hydrophobicité de

certains composés, tels que le norfloxacine, alors que ce dernier est très hydrophobe à des pH près de 7

20
(MCBRIEN et al., 2004). Le pH (ou pKa) agit sur l’état protonique des composés (hydrophile,

hydrophobe). LYKO et al. (2006) ont rapporté que le BPA est adsorbé à 30% à pH = 5, mais il y a

désorption à un pH plus élevé. Le pH dans le bioréacteur est un paramètre à contrôler. La température

influence quant à elle la solubilité des polluants et certaines de leurs propriétés physico-chimiques telles

que l’hydrophobicité, la solubilité. CARBALLA et al. (2005) ont observé une très bonne performance en

termes d’élimination du dichlofénaque, naproxène et ibuprofène à 25oC. Cependant, à 12oC les

performances observées sont faibles. CLARA et al. (2005b) ont rapporté que le BRM élimine le

benzafibrate à 90% en été (20oC), mais ils notent un faible taux d’élimination à 12oC. Ces mêmes auteurs

ont par ailleurs démontré que l’âge critique des boues pour l’élimination du bisphénol A (BPA) est une

fonction de la température (équation 2) (CLARA et al., 2005b).

( T 10 )
*1, 072
T Topér
(2)

2.4.4 Hydrophobicité et structure chimique des polluants

Le devenir des polluants dans le BRM est influencé par des facteurs, tels que les propriétés chimiques et

physico-chimiques des polluants (ex. hydrophobicité et structure chimique, etc.). Un composé

hydrophile difficilement biodégradable peut se retrouver à la sortie du BRM (en un temps TRH) sans

avoir été dégradé. En revanche, un composé hydrophobe difficilement biodégradable peut s’adsorber

sur la biomasse et être maintenu dans le bioréacteur (GARCIA et al., 2002; GIGER et al., 2003; ILANI et

al., 2005; LINDBERG et al., 2006; YU et HUANG, 2005). Le temps de contact de ce dernier dans le

bioréacteur sera alors égal au TRS, ce qui augmentera et facilitera sa biodégradation. Il est important de

noter que l’hydrophobicité d’un composé est exprimé par la valeur de son coefficient de partage

octanol/eau «Kow» (JAWAD, 2008). Ce coefficient « Kow » se défini comme étant le ratio de la

21
concentration du composé dans le solvant organique (octanol) sur sa concentration dans la phase

aqueuse (eau) (LYMAN, 1990). La valeur logarithmique du coefficient de partage (Log K ow) est inférieure

à 2.5 pour un composé qui ne s’adsorbe pas ou s’adsorbe difficilement sur la biomasse. Lorsque le

composé est moyennement hydrophobe, la valeur logarithmique de son coefficient de partage est

comprise entre 2.5 et 4.0. En revanche lorsque, le composé est caractérisé par un fort potentiel

d’adsorption sur la biomasse, la valeur logarithmique du coefficient de partage est supérieure à 4.0

(composé très hydrophobe) (LYMAN, 1990).

La structure chimique d’un polluant pourrait influencer son élimination au cours d’un processus

biologique. En effet, plus la structure chimique du polluant est complexe, moins il est biodégradable. Il

est rapporté que l’augmentation des noyaux aromatiques ou des groupements toxiques (SO2O-) fait

décroître la dégradation dans une classe de micropolluants (ANDREOZZI et al., 2006; CIRJA et al., 2008;

REEMTSMA et al., 2002). En effet, REEMTSMA et al. (2002) ont observé que le naphtalène

monosulfonate est complètement éliminé dans le BRM, tandis que le naphtalène disulphonate est

éliminé à 40%, dans les conditions identiques d’opération. Ces auteurs ont également rapporté que la

présence du groupement éthinyle dans 17 β-éthinylœstradiol lui procure une aptitude de

biodégradation différente et plus faible que celle observée sur le 17 α- œstradiol, malgré leurs

structures de base identiques (Figure 3).

3. COLMATAGE MEMBRANAIRE ET MODÉLISATION

Dans le passé, le facteur limitant le développement de la technologie de BRM était le coût des

membranes (MARROT et al., 2004). Mais depuis quelques années, les coûts ont été réduits grâce aux

progrès effectués dans le domaine de la fabrication des membranes. Des progrès ont permis également

d’augmenter la durée de vie des membranes, de diminuer les coûts de remplacement de ces dernières,

de réduire la consommation énergétique par rapport au flux de perméat obtenu, et de diminuer les

22
coûts de fonctionnement par les possibilités de réutilisation des eaux traitées. De nos jours, le principal

facteur limitant l’application à long terme des BRM est devenu le colmatage des membranes. C’est un

phénomène complexe. Il peut être décrit comme étant une diminution continue du flux de perméat (à

pression constante) ou une augmentation de la PTM, causée par l’accumulation ou l’adhésion et/ou

l’adsorption de particules solubles ou colloïdales (organiques, inorganiques et cellules microbiennes) ou

en suspension à la surface de la membrane et sur les pores de la membrane (CHOO et LEE, 1996). Il est

possible de quantifier le colmatage en fonction de sa réversibilité : le colmatage réversible (de nature

physique) et le colmatage irréversible (de nature plutôt chimique). Plusieurs facteurs peuvent contribuer

au colmatage des membranes et la nature de ce colmatage varie d’un auteur à un autre alors qu’il est

plutôt le reflet des conditions opératoires et de la configuration membranaire utilisée. En effet, en

fractionnant le colmatage suivant trois échelles d’observation : Le macro-colmatage (accumulation de

MES sur la membrane), le micro-colmatage (développement de biofilm sur la membrane) et le nano-

colmatage (adsorption de molécules), on classera des auteurs qui observent plutôt :

i) du macro-colmatage et qui soulignent l’importance de la boue activée et son rôle dans le

colmatage (LI et al., 2005) et qui considère les MES comme la principale cause du colmatage

des membranes (BRINDLE et STEPHENSON, 1996; YAMAMOTO et al., 1989). L’intérêt de ce

gâteau, en tant que couche dynamique sélective, peut améliorer la capacité de rétention de

la membrane (OGNIER et al., 2004; TARDIEU et al., 1999), mais deviendra vite limitant en

fonction du flux de perméat (>10 LMH).

ii) du micro-colmatage et qui soulignent l’importance des produis microbiens solubles (PMS)

générés durant les réactions biologiques et des substances polymériques extracellulaires

(SPE) (DEFRANCE et al., 2000; LEE et al., 2003).

iii) du nano-colmatage et qui remarquent une contribution significative des composés dissous.

Selon FANE et al. (1980), les substances dissoutes contribueraient jusqu'à 60% au colmatage.

23
Ce colmatage membranaire doit être maitrisé et contrôlé afin de maintenir des conditions de

perméabilité nécessaires à la longévité de la membrane, et à la productivité du système. Des conditions

opératoires et un design adaptés permettent en effet de minimiser le macro-colmatage (LEBEGUE et al.

2009). La maîtrise de ce colmatage conduit entre autres à la réduction des coûts liés aux opérations de

nettoyage de la membrane.

3.1. Paramètres influençant le colmatage membranaire

Plusieurs études ont tenté d’élucider les mécanismes et facteurs qui influencent et gouvernent le

colmatage membranaire. Même si le colmatage est le résultat de phénomènes complexes, il est

considérablement influencé par les conditions opératoires, hydrodynamiques, le type et la configuration

de la membrane, les caractéristiques des boues (MES, état physiologique de la biomasse, viscosité, etc.)

(CHOI et al., 2005; CICEK et al., 1998; KAAM et al., 2006).

3.1.1 Composition de la liqueur mixte

Les caractéristiques de la biomasse présentes dans le bioréacteur ont une influence significative sur le

colmatage de la membrane. Il a été rapporté que le colmatage s’amplifie dès que l’état de floculation de

la biomasse dans le bioréacteur est faible (KAAM et al., 2006). LI et al. (2005) ont pu réduire le macro-

colmatage en développant dans le bioréacteur des boues granulées. Le flux de perméat obtenu dans ces

conditions est deux fois plus élevé que celui observé dans un BRM classique fonctionnant dans les

mêmes conditions de travail. CICEK et al. (1998) ont observé que lorsque les concentrations de MES sont

comprises entre 8 et 15 g L-1, le flux de perméat est plus élevé et décroît plus lentement et

graduellement, comparativement à lorsque les concentrations de MES sont comprises entre 2 et 8 g L-1.

3.1.2 Vitesse d’écoulement transversale et flux transmembranaire

La vitesse d’écoulement transversale ou le flux transmembranaire (vT) a une influence sur le colmatage

et la nature du colmatage de la membrane. CHOI et al. (2005) ont rapporté que lorsque le BRM à boucle

24
externe opère à faibles vitesses d’écoulement transversales, c’est à dire entre 1 et 2 m s-1 pour une

membrane de UF et entre 1 et 3 m s-1 pour une membrane de MF, le colmatage qui s’installe est

réversible. Par contre, pour des vitesses ≥ 3 m s-1, le colmatage devient irréversible. Un flux stable peut

être maintenu pendant une longue période de filtration, lorsque le BRM opère à PTM raisonnablement

ajustée. De nombreuses études indiquent que le flux à travers la membrane ou le flux transversal et la

PTM doivent être maintenus inférieurs à des valeurs critiques respectives (notion de flux critique). Ces

valeurs critiques doivent être déterminées pour chaque type d’effluent, de membrane et de

configuration du module membranaire (CICEK et al., 1998; DEFRANCE et JAFFRIN, 1999).

3.2. Maîtrise du colmatage

Quelques méthodes préventives ou l’utilisation de conditions opératoires appropriées limitent ou

réduisent le dépôt de particules à l’intérieur des pores ou sur la couche active de la membrane.

3.2.1 Prétraitement de l’affluent

Suivant sa composition, la suspension peut être prétraitée afin de diminuer son pouvoir colmatant.

Quelques opérations telles que la pré-filtration, la dilution, la décantation, l’homogénéisation, etc.,

agissent sur des paramètres physiques. Il est à noter également l’avantage de prétraitement type grille

perforée par rapport au micro-tamis où la rétention des fibres (ex. cheveux, etc.) est plus faible. D’autres

techniques modifient les paramètres chimiques (modification du pH, modification de la force ionique de

la solution par ajout de sels ou ajout de réactifs de coagulation, ou de floculation, ou encore ajout de

complexant, etc. (MOULIN, 1990; POUET et al., 1992). Par exemple, le conditionnement préalable d’une

suspension par voie physicochimique (apport de coagulant) permet de favoriser la structuration des

flocs et améliorer la filtrabilité de la suspension. L’utilisation de charbon actif en poudre permet de fixer

les molécules solubles ou les colloïdes à l’origine du colmatage irréversible (LESAGE et al., 2005).

25
3.2.2 Vitesse d’écoulement transversale et aération du bioréacteur

La perméabilité est principalement gouvernée par la vitesse d’écoulement transversale du flux dans le

BRM à boucle externe et par l’aération dans le BRM immergé. Dans ce dernier, l’injection d’air sous et à

l’intérieur de la membrane permet d’atténuer la formation de gâteau sur la surface extérieure de la

membrane (MATOSIC et al., 2008; PELLEGRIN et al., 2002). L’aération produit l’oxygène nécessaire à

l’activité biologique et crée une turbulence autour de la membrane, qui entraine les grosses particules

et détache le gâteau qui se forme sous l’effet de la succion requise pour la filtration (METCALF & EDDY

INC., 2003). Cependant, l’aération pourrait avoir des impacts négatifs sur les performances du

bioréacteur. En effet, KAAM et al. (2006) ont observé que le mode d’aération a une influence sur la

physiologie de la biomasse. Selon ces auteurs, l’aération en alternance permettrait de limiter le

colmatage.

3.2.3 Nettoyage des membranes

Le nettoyage des membranes élimine le colmatage et prolonge ainsi leur durée de vie. Il existe plusieurs

techniques de nettoyage des membranes. Les plus utilisées sont le rétro-lavage et le lavage chimique. Le

rétro-lavage se fait à l’eau ou à l’air. Plus les pores de la membrane sont larges, moins le rétro-lavage est

efficace. Plusieurs paramètres influencent l’efficacité du rétro-lavage, notamment le débit de rétro-

lavage (en général ce débit est 2 à 3 fois supérieur au débit de filtration), la fréquence et la durée du

rétro-lavage. La littérature révèle que plus le rétro-lavage est de courte durée, plus il permet de rétablir

un meilleur flux (BARRIOS-MARTINEZ et al., 2006; RAMIREZ et DAVIS, 1998). Comme seules les

membranes types fibres creuses pouvaient être rétro-lavées (arrachement des joints de colle et

gonflement des membranes planes pendant le retro-lavage), des fabricants travaillent actuellement sur

la fabrication de membranes planes rétro-lavables.

26
Le nettoyage chimique peut être fait avec différents types de produits chimiques. On utilise

principalement des solutions acides pour éliminer les dépôts inorganiques, des solutions basiques et

agents tensioactifs pour éliminer les matières organiques et des désinfectants pour prévenir la

croissance de microorganismes dans le système membranaire (BOUCHARD et al., 2000). Le choix des

produits chimiques se fait en fonction de la nature du matériau membranaire, afin de respecter les

limites de pH et de température ainsi que la tolérance au chlore, aux autres désinfectants et acides.

Dans les conditions normales, les solutions généralement utilisées pour le nettoyage chimique sont

l’hypochlorite de sodium (NaOCl) pour détacher les matières organiques et l’acide citrique (C6H8O7) pour

les inorganiques (CHANG et KIM, 2005; CHANG et al., 1999; LE-CLECH et al., 2006; LEE et al., 2003). Il est

fréquent que les fabricants de membranes proposent des protocoles spécifiques pour le nettoyage

chimique. Ces nettoyages sont, pour la plupart, opérationnels sans vider le bioréacteur, où les solutions

de nettoyage sont envoyées pendant un rétro-lavage et présentes peu d’impact sur le procédé

biologique. Les notices d’emploi du module membranaire renferment des recommandations précises

quant aux produits à utiliser pour nettoyer et désinfecter les membranes sans les détériorer. Il est aussi

important de procéder à des désinfections périodiques du système (circuits/compartiments

d’alimentation et de perméat), et de construire un précieux historique des membranes depuis le début

de leur utilisation (base de données). Cet historique pourrait servir à ajuster les conditions opératoires

et à prédire la durée de vie des membranes.

3.3. Modélisation du colmatage

Il existe plusieurs modèles mathématiques de description du colmatage, notamment le modèle

hydrodynamique, le modèle fractale, le modèle de résistance par section et les modèles de résistances

en série.

27
3.3.1 Modèle hydrodynamique

Le modèle hydrodynamique proposé par LIU et al. (2003) (cité par NG et KIM, 2007) décrit le colmatage

en fonction des paramètres hydrodynamiques du BRM (vitesse d’écoulement transversale ou flux à

travers la membrane, flux de perméat, intensité d’aération, concentration des MES, etc.). Dans ce

modèle, le taux de croissance du colmatage (k, m h-1) est décrit par l’équation (3):

c d e
k f 2 vT J X b
(3)

Dans l’expression ci-dessus, « f2 », « c », « d », « e » sont des constantes, « vT, m s-1 » est la vitesse

d’écoulement transversale ou flux, « J, L m-2 h-1 » est le flux de perméat et « Xb , g L-1 » est la

concentration de MES dans le bioréacteur. Les valeurs des constantes « f2 », « c », « d » et « e »sont

déterminées par la méthode des moindres carrés, et sont les suivantes f2= 8.933×107, c = -3.047, d =

0.376, et e = 9.532. L’équation (3) caractérise de façon quantitative le colmatage de la membrane.

3.3.2 Modèle fractale

MENG et al. (2005) ont développé un modèle pour évaluer la perméabilité du gâteau à la surface de la

membrane dans un BRM immergé. La microstructure désordonnée et complexe du gâteau y est décrite

pas la théorie fractale. Le taux de croissance du colmatage (k, m h-1) est défini par l’équation (4):

* L0 * Q G 1 2 Ds 3 D
k 2
C0 a m ax s
P T M * At g At 3 Ds
(4)

28
Dans l’expression ci-dessus, « µ, mPa s-1 » est la viscosité dynamique de la liqueur mixte, « L0 » est une

constante caractérisant la longueur de pore, « Q, L s-1 » est le débit à travers la membrane, « PTM, Pa »

est la pression transmembranaire, « At » est la surface totale des pores (m2), « G » est le facteur

géométrique du flux à travers un pore (i.e. Pi/128 pour les pores circulaires), « g » est le facteur de

forme, « C0» est une constante, « Ds » est la dimension de la surface du pore selon la théorie fractale,

« amax » est la limite surfacique maximale d’un pore. Le modèle n’indique pas l’influence des paramètres

et conditions opératoires sur la résistance du gâteau.

3.3.3 Modèle de résistance par section

LI et WANG (2006) ont utilisé une approche de résistance par section pour décrire le colmatage dans un

BRM. Dans le modèle proposé, la surface de la membrane est divisée en plus petites surfaces identiques.

Chaque petite surface a une résistance intrinsèque, une résistance de colmatage des pores, une

résistance d’accumulation de gâteau et une résistance de formation de couche dynamique. Les

dynamismes d’attachement et de détachement de la biomasse à la surface membranaire sont pris en

compte, et la résistance totale (RT) est la somme de toutes les résistances : résistances intrinsèques (Rm),

résistances de colmatage des pores (Rc), résistances d’accumulation du gâteau (RAG) et résistances de

formation de couche dynamique (RCD) (équation 5):

RT Rm Rc R AG RC D
(5)

La masse de boue sur la couche dynamique de colmatage (MCD) est exprimée par l’équation (6):

29
 2 2
dM C D 24 * X b * J (1 ) * I * M CD
*
dt 24 * J Cd * d p * I Yb * V p * t f M CD
(6)

Le premier terme de cette expression décrit le taux d’attachement de la biomasse et le deuxième terme

est le taux de détachement de la biomasse. « Xb » est la concentration de biomasse (g L-1), « J, L m2 s-1 »

est le flux du perméat, « Cd » est le coefficient de la force de levée d’une particule de boue de diamètre

« dp, m », « β » est le coefficient du taux d’érosion de la biomasse dynamique, « I » est l'intensité de

cisaillement sur la surface de la membrane, « VP, m3» est le volume de perméat au cours d’un cycle de

filtration, « Yb » est le coefficient de compression de la boue, « tf ,sec» est le temps de filtration. MCD

s’exprime en (g). Le modèle de résistance par section intègre les effets de variation des forces de

cisaillement sur la formation de gâteau et à l’avantage de prendre en compte les cycles de nettoyage. Il

caractérise le colmatage en tout temps. Cependant, les limites de ce modèle résident dans le fait que les

paramètres biologiques sont considérés comme constants.

3.3.4 Modèles de résistance en série

Les modèles de résistance en série sont des modèles qui intègrent les effets de la biomasse aux

processus de colmatage de la membrane. Les modèles de résistance en série prennent en compte, en

plus des MES, les effets des matières solubles dans le processus de colmatage. Dans ces modèles, le

colmatage réversible est attribué aux MES, tandis que les matières solubles sont responsables du

colmatage irréversible. Le flux du perméat est décrit selon l’équation de Darcy donnée à l’équation (7):

PTM
J
* RT
(7)

30
Dans cette expression, « J, m s-1 » représente le flux du perméat, « PTM, Pa » est la pression

transmembranaire, « µ, Pa.s » est la viscosité de la liqueur mixte et « RT, m-1 » est la résistance totale de

la membrane. L’outil le plus simple et le plus employé sur le plan pratique pour représenter l’évolution

du colmatage en cours d’opération, est le modèle de résistances en séries (GRASMICK et al., 2009),

modèle selon lequel la résistance totale de la membrane (RT) peut être définie comme suit :

RT Rm R rev R irr
(8)

Dans cette expression, « Rm » représente la résistance hydraulique initiale de la membrane, «Rrev» est la

résistance réversible et «Rirr» la résistance irréversible. Certains auteurs ont adopté une description plus

simplifiée (CHOI et al., 2005; LIANG et al., 2006; ZHANG et al., 2006).

D’autres ont établi des modèles qui intègrent l’influence des PMS. C’est dans cet ordre que LEE et al.

(2002) ont proposé l’expression suivante pour la résistante totale (équation 10):

RT Rm m*
(9)

Dans cette expression, « Rm » est la résistance propre de la membrane, « α » est la résistance spécifique

et « m, g » un facteur est estimé par l’équation (10):

Xb
m km *V p *
A (10)

31
Avec « km » le coefficient qui reflète les effets de filtration (km est compris entre 0 et 1, et est égale à 1

pour la filtration frontale, « Vp, m3 » le volume de perméat, « Xb, g L-1 » la concentration de MES et « A,

m2 » la surface active de la membrane. WINTGENS et al. (2003) ont proposé un autre modèle qui associe

l’activité biologique au colmatage. Mais ce modèle ne quantifie pas les substances. Le flux de perméat

est décrit en fonction de la PTM selon l’équation (11):

PTM
J (11)
* ( Rm Rg Rc )

Dans cette expression, « Rm » est la résistance hydraulique initiale de la membrane, « Rg » est la

résistance du gâteau, « Rc » est la résistance de colmatage et « µ, mPa s-1 » est la viscosité de la liqueur

mixte. « ΔPTM, Pa » est la différence de pression transmembranaire effective et elle est obtenue à partir

de l’équation (12):

PTM p hydro p pom p p ax

(12)

Dans cette équation, « phydro, Pa » est la pression hydrostatique, « ppomp, Pa » est la pression de succion,

« Δpax, Pa » est la chute de pression du flux de perméat. Il faut retenir que la complexité du colmatage

limite sa description mathématique. Les différents modèles établis à ce jour, ne font pas une description

complète et intégrale de l’évolution du colmatage en cours d’opération.

32
3.4. Spécificité et performance du BRM

Le BRM présente de nombreux avantages. Ce sont notamment les performances intéressantes en

termes d’élimination de polluants biodégradables et de polluants considérés comme difficilement

biodégradables dans les conditions de travail conventionnelles. La sélectivité remarquable de la

membrane a pour avantages (BRINDLE et STEPHENSON, 1996; GRASMICK et al., 2009; NAGANO et al.,

1992; WING et al., 2000): 1) une grande qualité de l’eau traitée en terme de particules (absence totale

de MES et de matière colloïdale); 2) une désinfection poussée dont l’intensité dépend du seuil de

coupure et de la distribution des diamètres des pores des membranes; 3) une rétention totale des

espèces biologiques, même peu floculées, qui peut favoriser le développement d’espèces et d’activités

spécifiques au sein du réacteur; 4) une rétention par la membrane des MES non décantables dont le

temps de séjour dans le système devient égal au temps de rétention de la phase solide (θ), facilitant

ainsi leur assimilation et ; 5) le maintien dans le réacteur d’une teneur contrôlée et élevée en biomasse

qui permet une intensification des processus biologiques.

La concentration en biomasse dans le BRM n’est pas limitée à une valeur critique proche de 4 à 5 g L-1,

valeur au-delà de laquelle la séparation par décantation gravitaire apparaît comme fortement ralentie,

voire perturbée dans les systèmes conventionnels à boues activées. Le BRM est ainsi susceptible

d’opérer avec des concentrations 2 à 5 fois plus élevées (entre 8 et 25 g L-1). L’effluent traité est d’une

excellente qualité en terme d’abattement de la turbidité, de MES, de DBO, de DCO, de désinfection et

de sous-produits de désinfection. Cette eau traitée est complètement acceptable pour une réutilisation

directe au niveau municipal (eau de toilette, lavage d’auto, etc.) ou une réutilisation indirecte au niveau

industriel (eau de refroidissement, eau de procédé, etc.). Elle pourrait également servir d’eau

d’alimentation aux unités d’osmose inverse (XING et al., 2000). Le surcoût d’investissement et de

fonctionnement d’un BRM, est alors compensé par la minimisation de son emprise au sol (d’un facteur 4

33
par rapport à un procédé boue activée conventionnelle), et le fait que la qualité d’eau produite dispense

d’un traitement tertiaire type Oxydation ou infiltration/percolation.

3.4.1 Élimination de polluants de type organique

En général, les taux d’abattement de la pollution de type organique dans les eaux usées sont très

intéressants. Le BRM est très robuste aux variations inopinées de charges et pourrait fonctionner à

charges volumiques et organiques importantes. ZHANG et VERSTRAETE (2002) ont observé dans un

BRM, un abattement de 99% de DCO sur une eau usée de charge organique de l’ordre de 10 500 mg

DCO L-1. Pour une même charge volumique à traiter, le BRM permet de réduire la taille du volume

réactionnel. Il permet de supprimer le décanteur secondaire, et donc d’empêcher tout « lessivage » du

réacteur biologique. Il permet également de supprimer tout problème de décantabilité des boues, qui

malheureusement peut échapper ponctuellement aux opérateurs du fait de variabilité de la composition

de l’intrant ou de l’apparition de conditions de réaction non optimales entraînant une défloculation ou

l’apparition de flocs à faible décantabilité causant un foisonnement des boues (GRASMICK et al., 2009).

La production de biomasse ou boues excédentaires est moins importante, lorsqu’on sait les difficultés

liées à la disposition de celle-ci (GANDER et al., 2000; MARROT et al., 2004).

Plusieurs études rapportent des taux d’abattement de DCO allant jusqu’à de 99%, dépendamment du

type d’eau traitée, du type de composés organiques, type de membrane et des conditions de traitement

imposées (PTM, θ, etc.) (Tableau 4). Par exemple, CICEK et al. (1998) en appliquant la technique de BRM

(membrane céramique, seuil de coupure de 300 kDa) à un effluent synthétique contenant de la caséine

ont obtenu une élimination quasi-totale de la DCO (99% d’abattement) et du COD (99.5% d’abattement)

en imposant un TRH de 6 h, un θ de 30 jours, une PTM de 50 kPa et une concentration de MES comprise

entre 8 et 15 g L-1. Par comparaison, l’application du procédé BRM mettant en jeu une membrane à fibre

creuse (membrane organique, diamètre des pores de 0,04 µm) a permis d’obtenir un taux d’élimination

34
de la DCO de 69 à 83% d’un effluent de lisier de porc (susceptible de contenir plusieurs molécules

organiques complexes) en imposant un TRH de 6 h, un TRS de 60 jours, et une concentration de MES se

situant entre 2.8 et 4.1 g L-1 (YANG et CICEK, 2008). Le lisier de porc issu des porcheries contient très

souvent des antibiotiques (tétracycline, chlorotétracycline, etc.), lesquels sont couramment administrés

aux animaux pour leur protection et leur croissance accélérée (CHEE-SANFORD et al., 2001). Ces

composés sont difficilement biodégradables.

3.4.2 Élimination de polluants de type inorganique

D’autre part, les BRM peuvent être employés pour éliminer l’azote (N-NH4 et N-NTK) et le phosphore (P-

PO4 et PT) (Tableau 5). Il est possible alors d’utiliser le débit de recirculation du bassin membrane (300-

400%) pour renvoyer en tête les nitrates produits pendant la phase aérobie. Des taux d’élimination de

N-NH4 et PT allant jusqu’à 99% et 97% peuvent être respectivement obtenus, dépendamment des

conditions opératoires et du type d’effluent traité. BARRIOS-MARTINEZ et al. (2006) en appliquant un

procédé de BRM (membrane de type inorganique) à une solution synthétique obtiennent une

élimination de 93% de N-NH4 et un enlèvement de 90% de P-PO4 en appliquant un TRH de 5 h, un TRS de

7 jours et une concentration de MES de 10 g L-1. PELLEGRIN et al. (2002) ont pour leur part étudié la

possibilité d’éliminer l’azote ammoniacal et l’azote total des eaux usées de type municipal en utilisant

un BRM (membrane à fibres creuses, seuil de coupure 200 kDa) fonctionnant avec un TRH de 6 h, un TRS

de 25 jours et une concentration en MES de 11 g L-1. Ils obtiennent un abattement de 95% de N-NH4 et

80% de N-NTK. Les taux d’abattement de N-NH4 enregistrés par BARRIOS-MARTINEZ et al. (2006) et

PELLEGRIN et al. (2002) sont quasiment identiques. Cependant, l’application du BRM sur des EUM

requiert un θ plus élevé (25 jours) compte tenu de la complexité de l’effluent comparativement à

l’effluent synthétique (θ de 7 jours) employé par BARRIOS-MARTINEZ et al. (2006).

35
Dans un BRM conventionnel, la dénitrification est due à la présence de zones anoxies causée par les

fortes concentrations de biomasse. En effet, à faible concentration d’oxygène dissous, les limites de

diffusion peuvent créer, dans le bassin aérobie, des zones anoxies entre les flocs biologiques favorisant

ainsi la dénitrification (POCHANNA et al., 1999). Mais, les processus de nitrification et dénitrification

simultanés nécessitent la prise en compte de certaines conditions de fonctionnement et de

configuration du BRM. En effet, HOLAKOO et al. (2007) ont observé dans une étude de faisabilité de la

nitrification et dénitrification simultanée dans le BRM aéré en continue, que le taux d’abattement de

l’azote total n’est pas élevé (32-45%), malgré le taux élevé d’abattement de la matière organique (95%).

Il en ressort que le type d’aération peut avoir un effet significatif sur la croissance et le développement

des bactéries responsables de la nitrification et la dénitrification. La concentration d’oxygène dissous

nécessaire pour une oxydation du carbone et une nitrification simultanée, doit être supérieure ou égal à

2 mgO2 L-1 (SORENSEN et JORGENSEN, 1993). L’aération par intermittence peut permettre d’atteindre

cette concentration. L’élimination de l’azote peut également être améliorée avec la création d’une zone

anoxie séparée de la zone aérobie (COTE et al., 1997). Ce type de configuration du BRM (configuration

anoxie-aérobie) a permis à BAEK et PAGILLA (2008) d’obtenir des taux d’abattement de N-NH4 et de NT

de 97% et 89%, respectivement. BIRIMA et al. (2005) ont noté pour cette même configuration, des

valeurs comparables (98,2-99,9% d’élimination de N-NH4). En général, les performances du BRM en

termes d’élimination biologique du phosphore sont faibles. VERA et al. (1997) ont observé un taux

d’abattement de 45% de phosphore, par voie biologique. Une étude réalisée par BATTISTONI et al.

(2006) rapportent une élimination de 67% de phosphore. Mais, CICEK et al. (1998) ont mesuré un taux

d’abattement de 96,6% de phosphore. Le BRM aussi est une barrière totale pour les MES (≥99,9%),

turbidité (≥90%) et agents pathogènes (100%) (BARRIOS-MARTINEZ et al., 2006; CICEK et al., 1998; VERA

et al., 1997) (Tableau 6).

36
3.4.3 Élimination de polluants de type microbien

L’efficacité désinfectante des BRM a été évaluée. L’application du BRM permet une élimination efficace

des indicateurs de pathogènes (coliformes totaux et fécaux), de virus et des bactéries hétérotrophes

aérobies (BHA) (Tableau 7). COMEAU (2006) en appliquant le BRM (membrane à fibres creuses,

diamètre des pores 0,04 µm) à un effluent de lisier de porc ont obtenu une élimination totale des

coliformes fécaux (100% d’abattement) en imposant un TRH de 9 h. Une éradication totale de virus MS-

2 (bactériophage) et de BHA a été enregistrée par CICEK et al. (1998) lors du traitement d’un EUS à l’aide

d’un BRM (membrane céramique, seuil de coupure 300 kDa) fonctionnant avec un TRH de 6 h.

L’efficacité désinfectante des BRM est en grande partie liée à la taille des pores. La taille des pores

n’étant jamais uniforme, il faut choisir une membrane avec un écart suffisant par rapport aux plus petits

microorganismes que l’on veut retenir. Cependant, le micro-colmatage réduit le seuil de coupure des

membranes et certaines membranes, avec un seuil de coupure de 0.4 m présente un abattement

bactériologique total.

3.4.4 Élimination des perturbateurs endocrinien (PE)

Les perturbateurs endocriniens (PE) sont à l’origine de nombreuses perturbations de la faune aquatique

et constituent un risque pour la santé humaine (ESPLUGAS et al., 2007; GERECKE et al., 2002; TIXIER et

al., 2003). Ils échappent pour la plupart au traitement classique des eaux usées. Les techniques de

séparation telles que l’adsorption sur charbon actif et la filtration membranaire peu vent être

efficacement utilisées pour éliminer les PE (CHANG et al. 2009). En général, le charbon actif élimine les

PE non polaires, spécialement ceux dont les valeur de Log Kow sont supérieures à 2 (RACS et GOEL, 2010,

SNYDER et al., 2003), Kow représentant le coefficient de partage octanol/eau. Il est important de

souligner que, l’hydrophobicité d’un composé est exprimée par la valeur de son coefficient de partage

qui se défini comme étant le rapport entre la concentration de ce composé dans le solvant organique

37
(octanol) et celle mesurée dans la phase aqueuse. Il est d’autant plus hydrophobe que la valeur

logarithmique du coefficient de partage (Log Kow) est important (LYMAN, 1990). Les techniques de

filtration membranaires telles que la nanofiltration et osmose inverse peuvent permettre d’atteindre 10

à 95% d’élimination des PE, dépendamment du type PE (CHANG et al., 2009). Les performances de ces

techniques membranaires sont tributaires des propriétés physicochimiques des PE, de leur taille

moléculaire, leur solubilité dans l’eau et leurs propriétés électrostatiques (LIU et al., 2009). Les procédés

d’oxydation avancée (ex. H2O2/Fe2+, H2O2/O3, H2O2/UV, O3/UV, etc.) peuvent être également utilisés

pour éliminer les PE (ZAVISKA et al., 2009; GOGATE et PANDIT, 2004; PARSONS, 2004; IKEHATA et EL-

DIN, 2006). Les performances de ces techniques sont généralement proportionnelles à la dose d’oxydant

employée. Les études portant sur l’élimination des PE dans le BRM sont peu nombreuses (Tableau 8).

Elles portent pour la plupart sur des composés phénoliques (ex. nonylphénol, BPA), des hormones et

dérivés hormonaux (17 β-éthinylestradiol, œstradiol), quelques composés pharmaceutiques, etc.

WINTGENS et al. (2002) ont rapporté dans une étude d’évaluation du potentiel du BRM dans le

traitement des eaux usées contenant des nonylphénols, que ces derniers sont réduits de 87%. Une

étude réalisée à l’échelle pilote par HU et al. (2007) indique que le bioréacteur membranaire élimine 80

à 90% d’estrone (E1), 72% de 17 α- œstradiol (E2), et 70 à 94% de BPA. Le taux d’abattement du BPA

dans le BRM oscille généralement entre 93 et 97% (CHEN et al., 2008; CLARA et al., 2005a,b; LEE et al.,

2008; LYKO et al., 2008).

LEE et al. (2008) indiquent que pendant que les nonyphénols et l’œstradiol et le 17 β-éthinylestradiol

sont éliminés à 55%, 64%, ≥71%, respectivement, le BPA et le genistein le sont à 93% et plus. Une étude

effectuée à grande échelle par CLARA et al. (2005a) a confirmé ces résultats pour le BPA (≥93%) et le

17β-éthinylestradiol (60-79%). Les produits pharmaceutiques et produits dérivés (médicaments,

métabolites des médicaments, produits cosmétiques, compléments alimentaires et métabolites dérivés)

ont également été mis en évidence, notamment le régulateur de lipides (benzafibrate), l’analgésique

38
(ibuprofène), les composés polycycliques (galaxolide et tonalide), l’antiépileptique (Carbamazepine),

pour ne citer que ceux-là (CLARA et al., 2004, 2005a). Les résultats de cette étude ont montré que

benzafibrate et ibuprofene ont des taux d’élimination élevés (≥95%). Ensuite, suivent les composés

polycycliques (tonalide et galaxolide) qui sont éliminés à près de 80%. Le carbamazepine n’est pas

éliminé. Une étude à long terme effectuée par ZUEHLKE et al. (2006) a confirmé les résultats obtenus

par CLARA et al. (2004, 2005a), en particulier pour le composé carbamazepine. Aussi, cette même étude

rapporte que les composés tels que phenazone, propyphenazone et FAA sont partiellement éliminés

dans le BRM (70%).

Les principales limites de la technologie seraient le dimensionnement, les exigences opératoires, les

besoins accrus de maintenance, les coûts de fonctionnement. Les outils et modèles utilisés pour

dimensionner les procédés à boues activées restent globalement applicables aux bioréacteurs à

membranes (HENZE et al., 1987, 2000; HERBERT, 1958; METCALF & EDDY INC., 2003; PIRT, 1965).

Cependant, le fait de travailler avec des θ et des concentrations en biomasse plus élevés oblige à

réévaluer certains paramètres cinétiques pour intégrer : i) une accessibilité plus facile du substrat aux

sites actifs due à une réduction des limitations au transfert induite par la présence d’organismes peu

floculés, ii) une hydrolyse intensifiée des macromolécules (retenues par la membrane) et dont le temps

de séjour est identique à celui de la fraction particulaire, iii) une composition de la biomasse spécifique

(GRASMICK et al., 2009).

Il paraît ainsi plus difficile de trouver un jeu de paramètres permettant de décrire la très large gamme de

conditions opératoires offertes par les BRM. Aussi, les coûts d’investissement (coûts des membranes) et

le colmatage ont longtemps limité l’application à grande échelle des BRM. Les progrès remarquables

effectués au niveau de la technologie de fabrication des membranes font que les coûts d’investissement

sont maintenant plus faibles. Toutefois, les coûts de fonctionnement restent encore élevés à cause du

nettoyage fréquent et le remplacement des membranes, de l’aération très intensive appliquée pour le

39
contrôle du colmatage, et de la consommation énergétique liée aux pompes de succion. Le BRM reste

également limité par la capacité de filtration des membranes. En effet, les débits d’eaux usées traitées

par jour ne peuvent pas excéder les débits de filtration des membranes.

3.5. Application à la réutilisation des eaux usées traitées

Les BRM existent sous diverses formes dans les installations de traitement des eaux usées. Les

performances sont en général très élevées et les eaux traitées sont de très bonne qualité respectant les

normes en vigueur en matière de réutilisation des eaux usées dans plusieurs pays du monde (États-Unis,

Canada, France, etc.). Les effluents de BRM pourraient donc être réutilisés ou recyclés dépendamment

des usages spécifiques visés. Il existe déjà dans le monde plusieurs cas de réutilisation des effluents de

BRM aussi bien pour l’agriculture, l’irrigation des espaces verts, les eaux de toilettes, etc. La société

Novidon (Veurne, Belgique) qui traite de l’amidon, utilise la technologie de BRM depuis 2003 pour le

traitement de ces eaux usées. Ces eaux traitées (perméat) sont utilisées à ±50% pour différentes

applications dans la production (eau de rinçage, eau de lavage, etc.). Depuis 2008, le Pennant Hills Golf

Club australien (Beecroft, New South Wales, Australie) réutilise à 98% les EUM pour l’irrigation des

parcours de golf et des espaces verts. Ces EUM réutilisées sont des effluents d’un BRM immergé à

boucle externe (ZeeWeed, Zenon). Elles respectent les normes australiennes en matière de réutilisation

des eaux usées. Le Vancouver Convention & Exhibition Centre (Vancouver, Canada) réutilise 100% des

eaux usées produites dans son édifice (lesquelles sont traitées dans un BRM), pour l’irrigation des

espaces verts. Depuis 1993, un projet de réutilisation des effluents de la STEP municipale de Santa Cruz

(Tenerife Island) pour l’irrigation des plantations de bananes et de tomates a été entrepris afin de

rendre économiquement compétitives les cultures de cette région et ceux de l’Amérique du Sud.

L’intégration d’un système de BRM à la station de boues activées existante a permis d’obtenir des eaux

qui respectent les garanties de santé acceptable par le marché international (VERA et al., 1998). La

réutilisation des effluents de BRM peut aussi requérir des étapes supplémentaires de traitement afin

40
d’avoir une qualité respectant les usages spécifiques. Dans ces cas, le BRM s’avère alors un bon

prétraitement avant une étape d’osmose inverse. La Réutilisation au niveau de l’industrie

agroalimentaire reste encore un sujet tabou du fait des impératifs sanitaires de production.

4. APPLICATIONS À GRANDE ÉCHELLE DU BRM

Le Tableau 9 présente quelques d’installations de BRM à travers le monde. Les BRM peuvent constituer

le cœur du traitement, ou encore, servir d’étape d’affinage. La commercialisation du BRM immergé a

accéléré la pénétration et l’extension des BRM sur le marché du traitement des eaux. En 2005, le BRM

immergé représentait plus de 97% des installations utilisant les biotraitements membranaires en

Europe. Le marché des BRM est en pleine croissance. Il avait une valeur de 217 millions de dollars US en

2005, avec une croissance annuelle de plus de 10%, plus rapide que les autres procédés avancés de

traitement des eaux et autres types de systèmes membranaires (JUDD, 2008; LESJEAN et HUISJES,

2008). Dans le monde, on dénombre plus de 2 200 systèmes de BRM destinés au traitement des eaux.

Actuellement, le plus grand BRM est installé à la station d’épuration des EUM de Nordkanal à Kaarst en

Allemagne (débit max. 48 000 m3 jr-1) (LESJEAN et HUISJES, 2008; MELIN et al., 2006). En Amérique du

Nord, il existait déjà plus de 15 stations d’épuration des eaux usées utilisant la technologie de BRM, avec

des débits journaliers allant jusqu’à 9 500 m3 jr-1 (YANG et al., 2006). En Europe, il existait environ 100

stations de traitement des eaux d’une capacité supérieure 500 EH (équivalent-habitants), utilisant la

technologie de BRM pour le traitement des EUM, et 300 autres pour le traitement des EUI, d’une

capacité supérieure à 20 m3 jr-1. En Europe, le débit moyen journalier traité est de 13 000 m3 jr-1 pour les

STEP municipales utilisant des BRM, et de 2 500 m3 jr-1 pour les STEP industrielles. En Asie, en particulier

au Japon et en Corée du Sud, les BRM sont majoritairement utilisés pour des applications à petite

échelle (traitement de EUD). Le BRM devient de plus en plus abordable sur le plan économique, grâce à

la diminution continue du coût de fabrication des membranes et des normes de rejets qui évoluent vers

une sévérité croissante aussi bien en ce qui concerne les concentrations en polluants que les débits. Il

41
est estimé que le marché actuel doublera tous les sept ans. Il atteindra une valeur de 360 millions de

dollars US en 2010.

4.1. Systèmes commerciaux

Plusieurs systèmes de BRM sont commercialisés dans le monde (Tableau 10). La pénétration et

l’extension des bioréacteurs à membrane sur le marché du traitement des eaux sont en majorité dues à

la commercialisation du BRM immergé. Les systèmes commercialisés sont entres autres :

Le système Clereflo MBR (Conder Products, Royaume-Uni), pouvant être utilisé pour le

traitement des eaux usées d’une municipalité ou collectivité de 5 000 EH,

Le système PURON® Submerged Hollow Fiber Membrane Filtration, Koch membrane

systems

Les systèmes ZeeMOD et Zeeweed commercialisés par la compagnie Zenon-GE et

pouvant traiter des débits allant jusqu'à 7 500 m3 jr-1 pour le premier et 48 000 m3 jr-1

pour le second.

Les systèmes EFLO MBR (EFLO International Ltd, Royaume-Uni), qui sont des BRM

immergés à membranes planes en polyethersulfone de diamètre de pore 0,2 µm. Ces

systèmes peuvent être installés dans ou sur le sol, ou peuvent être mobiles pour des

utilisations temporaires. Ils permettent de traiter des débits allant de 120 à 1200 m3 jr-1

selon les modèles.

Les systèmes BIO-CEL (Microdyn nadir, Wiesbaden, Allemagne), BRM immergés à

membranes planes (PES, 0.04 µm)

Les systèmes AirLiftTM Membrane BioReactor (MBR) à boucle externe et Crossflow sont

des BRM à membranes tubulaires, fonctionnant à débits élevés. Le système AirLiftTM

42
 Membrane BioReactor (MBR) est destiné au traitement des EUM, tandis que le

système Crossflow est destiné au traitement des EUI et des lixiviats de décharge.

Le système Membrane-Biology Municipal Wastewater de STULZ PLANAQUA

(Allemagne) est un BRM immergé d’une capacité de 700 EH et un débit maximal de

290 m3 jr-1. Il est destiné au traitement des EUM.

Le système MembrexTM (TECHNOLOGIES PREMIER TECH et HUBER TECHNOLOGY) est

un BRM à membrane immergé équipé de membranes planes.

Le marché des BRM est dominé par les fournisseurs de membranes suivants:

- membranes planes : Kubota, A3, Toray, Martin systems, Microdyn Nadir, Huber.

- membranes fibres creuses : KMS-Puron, Zenon-GE, Mitsubishi, Memcor, Asahi et US Filter.

- membranes fibres creuses sous pression : Rhodia-Orelis, Norit X, Wehrle environmental.

En Amérique du nord, il y a 4 principaux fabricants de BRM. Ce sont Zenon Environmental Inc. (Canada),

USFilter (USA), Kubota (Japan) et Mitsubishi-Rayon (Japan). En Europe, les grands groupes présentent

des systèmes clefs en main : Le Biosep. (Veolia/Membrane Puron), l’Aqua-RM et le Compact-RM de

STEREAU et le procédé Ultrafor de Degremont (membrane Zenon ou Toray).

4.2. Domaine de fonctionnement

La plage de fonctionnement des BRM (âge de boues et teneur en MES) s’est rapidement restreinte suite

à des problèmes d’agitation et mélange et de transfert de matière (oxygène). En effet, même si le BRM

permet de dissocier TRH et TRS, un âge de boues élevé reste synonyme de teneur en MES élevées. Et, de

simples bilans matières montrent que des TRS importants concentrent la matière inerte (non utile pour

la bioréaction) dans le réacteur (LOBOS et al, 2009). Ces composés s’accumulent suivant le facteur de

concentration (TRS/TRH) et leurs concentrations initiales. La simulation numérique (Figure 4) montre,

43
que pour une charge donnée, la teneur en MES évolue presque linéairement avec le temps de rétention

de solide. Cependant, la puissance d’aération, pour respecter la quantité d’air nécessaire à l’activité

biologique augmente de 132 % quand on passe de 4 g.L-1 à 12 g.L-1. Cette surconsommation énergétique

a ainsi contraint les exploitants de BRM à revoir leurs objectif pour finalement adopter des TRS compris

entre 20 et 30 jours et donc des teneurs en MES de l’ordre de 6 à 8 g.L-1.

4.3. Coûts d’installation et d’exploitation

Les coûts de production, installation et exploitation d’une filière de traitement basée sur la technologie

de BRM sont plus élevés comparativement aux autres systèmes de traitement conventionnel (ex.

système de boues activées) du fait, entre autres, de l’injection d’air (air-membrane) pour pérenniser

l’étape de filtration. À l’heure actuelle, la production et l’installation d’une filière d’assainissement

décentralisée, basée sur la technologie de BRM, se situe entre 3000 € et 97000 € dépendamment de la

population desservie (6 à 200 personnes) (Tableau 11). Ces coûts dépendent de la taille du système et

principalement des coûts des différents équipements mis en œuvre (pompes d’alimentation, modules

membranaires, pompes de soutirage du perméat, surpresseurs d’air pour aération des membranes). Les

frais annuels d’exploitation sont à eux liés à la consommation énergétique et la maintenance. Ils

s’élèvent en moyenne à 1080 €. Ils sont identiques à ceux d’un système traditionnel d’assainissement

décentralisé. Le Tableau 12 présente les coûts annuels liés à l’exploitation de différentes tailles de BRM.

On remarque que les BRM immergés (utilisant des membranes en fibres creuses et membranes planes)

reviennent moins chers en termes de coûts d’exploitation que les BRM à boucle externe (utilisant des

membranes tubulaires). Cependant, les BRM à boucle externe sont caractérisés par leur simplicité

d’exploitation et des coûts de production et d’installation plus faibles.

44
5. CONCLUSION

Le BRM est une technologie révolutionnaire dans le domaine du traitement des eaux. Il se caractérise

par des performances intéressantes en termes d’élimination de polluants biodégradables et de polluants

considérés comme difficilement biodégradables par les procédés usuels de traitement des eaux usées.

Les eaux traitées par le BRM ont une excellente qualité en termes de MES et de désinfection. La

technologie de BRM est relativement plus coûteuse que les systèmes traditionnels de boues activées

mais des efforts énormes ont été effectués (réduction significative du coût des membranes et des coûts

d’exploitation) afin d’assurer son développement industriel et commercial. La plage de fonctionnement

des BRM (âge de boues et teneur en MES) s’est rapidement restreinte suite à des problèmes d’agitation

et mélange et de transfert de matière (oxygène). La surconsommation énergétique lors de l’opération

des BRM a ainsi contraint les exploitants de BRM à revoir leurs objectif pour finalement adopter des TRS

compris entre 20 et 30 jours et donc des teneurs en MES de l’ordre de 6 à 8 g.L-1. Toutefois, à ce jour, la

technologie est principalement compétitive pour le traitement des EUI où les effluents sont très

chargés. Pour les EUM, la demande énergétique élevée de 30 à 50% (par comparaison au système

conventionnel de boues activées) peut s’avérer être un frein à l’utilisation de cette technologie. Ce frein

se retrouve réduit devant la compacité d’une installation de BRM (réduction de l’emprise au sol d’un

facteur 4) et les performances du procédé (comparable à un traitement tertiaire). De plus, de

nombreuses équipes de recherche travaillent pour développer et optimiser la technologie de BRM, afin

de la rendre plus compétitive et adaptée aux applications municipales.

45
6. RÉFÉRENCES

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Figure 1. Configurations des BRM: a) BRM à boucle externe, b) BRM immergé (adapté de NG et KIM, 2007)
Figure 1. BRM configurations: a) external loop BRM, b) immerged BRM (adapted from NG and KIM, 2007)

59
 (a ) (b ) (c )

Figure 2. Structures de membranes: a) structure symétrique, b) structure asymétrique, c) structure composite

Figure 2. Structures of membranes: a) symetrical structure, b) asymetrical structure, c) composite structure

60
Figure 3. Structures chimiques de deux composés estrogéniques: a) 17β-estradiol (E2), b) 17α-éthinylestradiol (EE2)
Figure 3. Chemical structures of two estrogenic compounds: a) 17β-estradiol (E2) estradiol, b) 17α-éthinylestradiol (EE2)

61
 16000 0 .7 0
250% 250%

14000 0 .6 0

200% 200%

(g D C O P ro d u ite /g D C O E lim in é e )
12000
0 .5 0

P ro d u c tio n d e b o u e
M E S (m g .L )

10000
-1

150% S u rco û ts d u s à l'a é ra tio n 150%

0 .4 0
8000 P ro d u c tio n d e b o u e
Teneur en M ES 0 .3 0
100% 100%
6000

0 .2 0
4000
50% R é d u ctio n d u vo lu m e d e b o u e 50%

2000 0 .1 0

0 0 .0 0 0% 0%
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60
0 10 20 30 40 50 60
A g e d e b o u e s (j)
A g e d e b o u e s (j)

Figure 4. Influence des paramètres opératoires sur la conduite d’un Bioréacteur à membrane (LOBOS et al, 2009)
Figure 4. Economic point of view of operating parameters

62
Tableau 1. Problèmes technologiques communs des BRM (YANG et al., 2006)
Table 1. Common technology problems of MBR (YANG et al., 2006)

BRM Problèmes

BRM immergé et BRM Apparition de mousse dans le bioréacteur

à boucle externe
Colmatage des membranes

Faible transfert d’oxygène

Impacts des solides en suspension issus des effluents bruts

BRM à boucle externe Impact de la température du BRM sur ses performances

Impact de l’air entrainé sur le fonctionnement de la pompe de succion

BRM immergé Nettoyage membranaire très rigoureux

Colmatage de la membrane pendant le backpulsing du perméat

Faible perméabilité membranaire contrairement à la perméabilité espérée

Colmatage de la membrane par recouvrement (build-up) d’huiles et graisses

dans le bioréacteur

63
Tableau 2 Comparaison des consommations énergétiques (kWh m-3) de trois BRM pilotes
opérés en parallèle sous différentes conditions (TAO et al., 2005)
Table 2. Comparison of energy consumption (kWh m-³) for three MBR pilots operated in
parallel under 3 different conditions (Tao et al., 2005)

3 -2 -1 -3
Flux d’air (m m h ) Consommation d’énergie (kWh m )

BRM A (Outside) 1,2 1,0

BRM B (Inside) 1,0 0,8

BRM C (Outside) 1,3 1,1

64
Tableau 3. Évolution de la pression transmembranaire au cours de chaque étape de filtration
Table 3. Evolution of transmembrane pressure for each filtration steps

Conditions opératoires Etape 1 Etape 2 Références

durée(h) kPa. h
-1 durée (h) kPa. h
-1

Membrane capillaire en polysulfone, 800 0,0002 108 0,27 ORANTES et al., 2006
dp=0,1µm, charge volumique = 0.4-
-3 -1 -1 -2
0.8 kg DCO m jr , J = 2.3 – 4.6 L h m

Membrane tubulaire en alumine, dp= 550 0,036 30 1,08 OGNIER et al., 2004
-
0,06 µm, Charge volumique = 3 kg DCO m
3 -1 -1 -2
d , J = 10 L h m .

Membrane à fibres creuses en 300 0,015 12 2,88 YU et al., 2003

polyfluorure de vinylidène, dp = 0,22 µm,
-3 -1
charge volumique = 0.24 kg DCOm jr , J =
-1 -2
23.4 L h m

Membrane plate en polyfluorure de 360 0,05 65 0,25 CHO et Fane, 2002

vinylidène, dp= 0,22 µm, charge
-3 -1
volumique= 6.5 (4–12) kg COD m jr , J =
-1 -2
30 L h m

65
Tableau 4. Polluants organiques dégradés par les BRM
Table 4. Organic pollutants degraded by MBR
Matrices Types de Conditions opératoires Enlèvement (%) Références
molécules
2 -1
EUS Caséine Céramique; A=0,08 m ;SC=300 kDa; vT=3 m s ; 99% DCO; CICEK et al. (1998)
PTM=50 kPa; TRH=6 h; θ =30 jrs; 99,5% COD
-1
MES=8-15 g L ; pH=7,4 –7,6
2
EUS Phénol Membrane inorganique; A=0,0226 m ; 98,6% DCO; BARRIOS-MARTINEZ et
-1
vT =5 m s ; PTM=85-110 kPa; TRH=5 h; θ =7 jrs; 100% phénol al. (2006)
-1 -1 -1
MES=10 g L ; F/M=1,12 kg DCO kg MES jr
EUM ND Membrane à fibres creuses; ≥94% DCO BATTISTONI et al.
ZeeWeed 500d ; dp=0,04 µm; (2006)
θ (printemps)=20,7 jrs ;
-1
θ (été)=14,1 jrs ; MES=10,7±1,2 g L
EUM ND Membrane à fibres creuses; 76% DCO DELGADO et al. (2002)
2 -1
A=0,93 m ;dP=0,03 µm; MVES=0,7 g L
EUM ND Membrane à fibres creuses polymériques; 97% DCO PELLEGRIN et al. (2002)
-1
SC=200 kDa; TRH=6 h; θ =25 jrs; MVES=11 g L
EUM ND Membrane UF supportée inorganique; 60% DCO VERA et al. (1997)
-1
dP =0,14 µm; PTM=100 kPa; vT=3 m s
Lisier de porc ND Membrane à fibres creuses supportée non ionique 59% DCO COMEAU (2006)
2
et hydrophile; dP =0,04 µm; A=0,047 m
lisier de porc ND Membrane à fibres creuses; TRH =6 h; θ = 60 jrs; 69-83% DCO; YANG et CICEK (2008)
-1 2
MES=2,83-4,07 g L ; pH=7,3-7,6; A=0,047m ; 94,7% AE
-1
dp=0,04 µm; MVES=2,83-4,07 g L ;
-1 -1
F/M= 0,18 kg DCO kg MES jr
Eau de surface ND Membrane à fibres creuses en polyéthylène; 60% COT; LI et al. (2003)
2
dp=0,4 µm; A=0,2 m ;TRH=1 h; θ =60 jrs; 20% carbone et THM;
-1
MES=1,9 g L 60% absorbance

66
 (UV 254 nm)
Eau usée Phénol Membrane inorganique supportée; 37-81% DCO; DHAOUADI et MARROT
-1 -1
d’huilerie (olive) dP =0,14 µm; MES=12 g L ; MVES=10,8 g L >92% phénol (2008)

67
Tableau 5. Polluants inorganiques éliminés par les BRM
Table 5. Inorganic pollutants removed by MBR
Matrices Conditions opératoires Enlèvement (%) Références
Lisier de porc Membrane à fibres creuses; TRH =8 h; 99,9% N-NH4 avec contrôle YANG et al. (2008)
-1
θ = 60 jrs; MES =2,83-4,07 g L , pH=7,3-7,6 du pH par Na2CO3
2
EUS Membrane inorganique; A=0,0226 m ; 93,3% N-NH4; BARRIOS-MARTINEZ et al.
-1
vT =5m s ; PTM=85-110 kPa; TRH=5 h; 89-90% P-PO4 (2006)
-1
θ =7 jrs; MES=10 g L
EUM Membrane UF inorganique supportée; 45% PT VERA et al. (1997)
-1
dP=0,14 µm; PTM=100 kPa; vT=3 m s
2
EUS Céramique; A=0,08 m ;SC= 300 kDa; ≥ 99,5% NTK; CICEK et al. (1998)
-1
vT=3 m s ; PTM=50 kPa; TRH=6 h; ≥99% N-NH4;
-1
θ =30 jrs; MES=8-15 g L ; pH=7,4-7,6 96,6% PT
EUM Membrane à fibres creuses polymérique; 80% NTK; PELLEGRIN et al. (2002)
SC=200 kDa; TRH=6 h; θ =25 jrs; 95% N-NH4
-1 -1
MVES=11 g L ; MES=11 g L ;
-1 -1
rapport F/M=0,08 kg DCO kg MES jr
EUM Zenon ZeeWeed500d; Membrane à fibres creuses 67% PT BATTISTONI et al. (2006)
immergée ; dp=0,04 µm; θ (printemps)=20,7 jrs;
-1
θ (été)=14,1 jrs ; MES=10,7±1,2 g L

68
Tableau 6. Élimination de solides par les BRM
Table 6. Solids removal by MBR
Matrices Conditions opératoires Enlèvement (%) Références
EUM Membrane UF inorganique supportée; 100% MES; VERA et al. (1997)
-1
dP=0,14 µm; PTM=100 kPa; vT=3 m s 92% turbidité
Eau de surface Membrane à fibres creuses en polyéthylène; 98% turbidité LI et al. (2003)
2
dP =0,4 µm; A=0,2 m ; TRH=1 h; θ =60 jrs;
-1
MES=1,9 g L
2
EUS Céramique; A=0,08 m ; SC=300 kDa; 99,9% MES; CICEK et al. (1998)
-1
vT=3 m s ; PTM=50 kPa; TRH=6 h; 99% turbidité
-1
θ =30 jrs; MES=8-15 g L ; pH=7,4-7,6
2
EUS Membrane inorganique supportée; A=0,0226 m ; 100% MES; BARRIOS-MARTINEZ et
PTM=85-100 kPa; TRH=5 h; θ =7 jrs turbidité< 5 NTU al. (2006)
Lisier de porc Membrane à fibres creuses supportée non-ionique 100% MES; COMEAU (2006)
2
hydrophile; dP=0,04 µm; A=0,047 m ;TRH=9 h 100% turbidité

69
Tableau 7. Polluants microbiens éliminés par les BRM
Table 7. Microbial pollutants removed by MBR
Matrices Conditions opératoires Enlèvement (%) Références
EUM Membrane UF inorganique supportée; 100% CT VERA et al. (1997)
-1
dP=0,14 µm; PTM=100 kPa; vT=3 m s
Eau de surface Membrane à fibre creuse en polyéthylène; 4 à 5 unités log CT LI et al. (2003)
2
dP =0,4 µm; A=0,2 m ; TRH=1 h;
-1
θ =60 jrs; MES=1,9 g L
2
EUS Céramique; A=0,08 m ;SC=300 kDa; 100% virus MS-2 (bactériophage); CICEK et al. (1998)
-1
vT=3 m s ; PTM=50 kPa; TRH=6 h; 100% BHA
-1
θ =30 jrs; MES=8-15 g L ; pH=7,4-7,6
2
EUS Membrane inorganique supportée; A=0,0226 m ; 100% microorganismes BARRIOS-MARTINEZ et al. (2006)
PTM=85-100 kPa; TRH=5 h; θ =7 jrs
Lisier de porc Membrane à fibres creuses supportée non-ionique 100% CF COMEAU (2006)
2
hydrophile; dP=0,04 µm; A=0,047 m ;TRH=9 h

CF : Coliformes fécaux
CT : Coliformes totaux
BHA : Bactérie hétérotrophe aérobie

70
Tableau 8. Micropolluants organiques réfractaires dégradés par les BRM
Table 8. Refractory organic micropollutants degraded by MBR
Matrices Micropolluants Enlèvement (%) Références
EUS Phénol 100 BARRIOS-MARTINEZ et al. (2006)
EUS Bisphénol A ≥93,7 CHEN et al. (2008)
Lixiviat de décharge Bisphénol A 97 LYKO et al. (2005)
Lisier de porc Composés estrogéniques 94,7 YANG et CICEK (2008)
Eau de surface THM 75 LI et al. (2003)
EUM E1 80-91 HU et al. (2007)
EUM E2 63 HU et al. (2007)
EUM E1-3G 62-85 HU et al. (2007)
EUM E2-G 55-80 HU et al. (2007)
EUM E1-3S 10-48 HU et al. (2007)
EUM E2-3S 80-100 HU et al. (2007)
EUM BPA 70-94 HU et al. (2007)
EUM EE2 60-79 CLARA et al. (2004)
EUM Benzafibrate, ibuprofène ≥95 CLARA et al. (2004)
EUM Carbamazepine 0 CLARA et al. (2004)
EUM Bisphénol A ≥95 CLARA et al. (2005a)
Lixiviat de décharge Nonylphénol 87 WINTGENS et al. (2002)
EUM Nonylphénol 60 LEE et al. (2008)
EUM Genistein 97 LEE et al. (2008)
EUM EE2 71 LEE et al. (2008)
EUM E1 64 LEE et al. (2008)
EUM Bisphénol A 93 LEE et al. (2008)

71
EUM EE2 80-95 ZUEHLKE et al. (2006)
EUM Phenazone 70 ZUEHLKE et al. (2006)
EUM Propyphenazone 65 ZUEHLKE et al. (2006)
EUM Carbamazepine 0 ZUEHLKE et al. (2006)

72
Tableau 9 Exemples d’application à grande échelle des BRM dans le monde
Table 9. BRM installations for wastewater treatment in the world
Localisation Matrices Caractéristiques Capacité Date de mise Références
3
(m /jr) en service
Kraarst, Eau usée Zenon, membrane 48000 2003 LESJEAN et HUISJES
Allemagne municipale en fibre creuse (2008)
Traverse Eau usée Zenon, membrane 26900 2004 YANG et al. (2006)
City, États- municipale en fibre creuse
Unis
Johns Creek, Eau usée Zenon, membrane en fibre 40000 MELIN et al. (2006)
États-Unis municipale creuse, p=0,04 µm,
2
a=31,6 m
Guilvinec, Eau usée Kubota, membrane en 2600 2004 MELIN et al. (2006)
France municipale feuille plate, polyéthylène,
pore=0,4 µm
Varsseveld, Eau usée Zenon, membrane 5000 2004 MELIN et al. (2006)
NL, États- municipale en fibre creuse
Unis
Brescia, Eau usée Zenon, membrane 42000 2002 MELIN et al. (2006)
Italie municipale en fibre creuse
Park Place, Eau usée US Filter, HF, PVDF, 1000 2003 YANG et al. (2006)
GA, États- municipale pore=0,1 µm
Unis
Vaujany, Eau de Membrane en 4500 2000 BERLAND et al.
France captage et eau polypropylène, (2002)
de surface pore=0,2 µm
Porlock, UK Eau de Kubota, polymérique, 1900 1998 GANDER et al.
vidange support en fibre, (2000)
pore=0,4 µm

73
Tableau 10 Liste non exhaustive des principaux fournisseurs de BRM (TAO et al., 2005;
ORANTES et al., 2006)
Table 10. BRM suppliers in the world (TAO et al., 2005; ORANTES et al., 2006).
Membranes plaques Fibres Creuses Boucle externe

- A3 - Asahi Kasei Multitube/multichannel

- Brightwater - Ecologix - Berghof
- Huber - GE Zenon - Norit X-Flow
- KOReD - Koch Membrane System - Orelis
- Kubota (Puron) Fibre creuse
- Martin - Memcor - Ultraflo
- Microdyn-Nadir - Mitsubishi Rayon Disque céramique
- SINAP - Polymem - KERAFOL
- Toray - Porous Fibers S.L - Grundfos
- Vina Filter - Siemens
- Weise - Sumitomo
- Tianjin Motimo
- Zena

74
Tableau 11 Coûts d’installation et consommation énergétique des BRM dans une filière
d’assainissement décentralisé (adapté d’EUROMBRA, 2006)
Table 11. Equipment costs and power requirement of BRM for a decentralized
wastewater treatment plant (adapted from EUROMBRA, 2006)
Capacité Type de système Coûts énergétiques Coûts d’installation
(EH) (Euros) (Euros)
6 BRMi P 139 4918
BRMi FC 143 4431
BRMe T 493 3870
20 BRMi FP 463 11429
BRMi FC 477 8088
50 BRMi FP 1737 27070
BRMi FC 1788 18947
BRMe T 6168 16811
100 BRMi FP 3475 50904
BRMi FC 3578 34307
BRMe T 12337 29854
200 BRMi FP 6951 97559
BRMi FC 7161 65625
BRMe T 24675 57332

BRMi FC : BRM immergé avec membranes à fibres creuses

BRMi P : BRM immergé avec membranes planes
BRMe T : BRM à membrane à boucle externe avec membranes tubulaires

75
 Tableau 12. Coûts annuels par équivalent-habitant (EH) pour trois types de modules
membranaires dans une filière d’assainissement décentralisé (adapté
d’EUROMBRA, 2006)
Table 12. Annual cost per person-equivalent for three membrane systems in a
decentralized wastewater treatment plant (adapted from EUROMBRA, 2006)
Type de membrane Capacité Coûts CAPEX OPEX
-1 -1 -1 -1 -1
(EH) (Euros EH an ) (Euros EH ) (Euros EH an )
Feuilles Plates 6 265 819 205
20 135 571 93
49 100 485 65
50 138 541 97
200 112 488 75
Fibres creuses 6 271 738 206
20 131 404 94
49 93 302 65
50 132 379 98
200 107 328 76
Tubulaires 6 304 645 246
20 170 347 134
49 131 241 105
50 193 304 158
200 167 257 136

CAPEX : Capital expenditure ou dépenses d’investissement

OPEX : Operational expenditure ou dépenses de fonctionnement, d’exploitation

76

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