Première partie : Etude bibliographique
CHAPITRE 3 : PRINCIPE ET FONCTIONNEMENT DU LAGUNAGE
3.1. BASSINS DE STABILISATIONS
Le traitement des eaux usées par les procédés de lagunage se caractérise d’abord par sa grande simplicité. Une autre caractéristique importante est son effet tampon face aux variations de charges organiques ou hydrauliques, en raison du temps de rétention hydraulique qui est beaucoup plus élevé que dans les autres procédés.
3.1.1. DIFFERENTS TYPES DE BASSINS
Les bassins de stabilisations peuvent être classés en fonction de leur régime (anaérobique ou non) ou en fonction de leur place dans la filière de traitement. On distingue donc, selon la position dans la filière les bassins [53]:
- primaires recevant les eaux brutes ;
- secondaires recevant les eaux pré-décantées ; - de maturation destinés à diminuer les pathogènes ; - A poissons placés en épurateurs tertiaires.
On aura selon le régime :
- Les bassins anaérobies
- Les bassins anoxies ou facultatifs - Les bassins aérobies
Les bassins anaérobies :
Les bassins anaérobies sont de pré-digesteurs dont le principe de fonctionnement est similaire à celui des réacteurs anaérobies [53, 62]. Ce sont des bassins de profondeur allant de 2 à 5m recevant des charges organiques élevées (généralement > 100g DBO/m3. jour soit
>3000kg/ ha. jour). Ils fonctionnent très bien dans les climats chauds, avec un temps de rétention court parfois un jour pour une température supérieure à 20°C pour une DBO inférieure à 400 mg/L dans l’influent. On note une absence quasi-totale d’oxygène dissous dans ces bassins. Ils ont pour rôle la réduction de la charge en DBO. La décomposition anaérobie semble être identique dans les fosses septiques, les cabinets à eau que dans les bassins anaérobies. Le processus comprend au moins trois étapes à savoir [23, 53, 75]:
- L’hydrolyse et la solubilisation de la matière organique puis sa fermentation en acide gras,
- L’attaque des acides propioniques et acides à chaîne plus longue par les acétogènes, producteurs obligés d’hydrogène,
- La production du méthane par les méthanogènes, soit par decarboxylation de l’acétate, soit par réduction du CO2.
Chapitre 3 : Principe et fonctionnement du lagunage et du lagunage à macrophytes
Ces bassins fonctionnent mieux en climat chaud. L’inconvénient principal du traitement anaérobie est la possibilité d’un dégagement d’odeur qui ne sera pas un problème si la
Toutefois une quantité de 50-150 mg/L peut inhiber le processus de méthanisation dans le bassin car ces bactéries détourne l’hydrogène pour former les ions HS- [23, 53].
Les bassins anoxies ou facultatifs
Les bassins facultatifs sont le type le plus usuel de bassins utilisés pour la stabilisation des eaux usées municipales. Dans ces bassins, la couche supérieure est aérobie, la zone centrale peuplée de bactéries facultatives et la zone inférieure anaérobie (zone des boues) [56, 75, 94]. On en distingue deux sortes : les bassins facultatifs primaires qui reçoivent les eaux usées brutes et les bassins facultatifs secondaires qui reçoivent des eaux décantées (en général les effluents provenant des bassins anaérobies).
Les bassins facultatifs, avec une profondeur allant de 1 à 2m, sont conçus pour l’élimination de la DBO avec une charge surfacique relativement faible comprise en général entre 100 et 400 kg de DBO/ ha.jour afin de faciliter le développement d’une population d’algues [64].
L’oxygène nécessaire pour la réduction de la DBO par les bactéries est généralement fourni par l’activité photosynthétique des algues, sous l’influence du rayonnement solaire.
Toutefois, dans les grands bassins, l’aération par la surface, grâce à l’action du vent, contribue de façon importante à l’apport total d’oxygène. La concentration d’algues dans les bassins facultatifs dépend essentiellement de la charge organique appliquée et de la température ; mais elle se retrouve habituellement entre 500 et 2000 µg de chlorophylle par litre [53, 62, 75].
Le vent a un effet important dans le comportement des bassins facultatifs. Il constitue la principale source d’énergie servant au brassage des eaux dans le bassin ; mais il représente une cause secondaire à l’échauffement différentiel, surtout dans les zones tropicales. Le brassage permet d’optimiser la position des algues non mobiles en ce qui concerne la lumière pénétrante et de la température. Ce brassage favorise l’obtention d’une distribution plus uniforme de la DBO, de l’oxygène dissous, des bactéries et des algues en permettant ainsi une meilleure stabilisation des eaux usées [23, 75, 94].
Les bassins aérobies ou de maturation
Ces bassins fonctionnent grâce à une association typique d’algues et de bactéries. Ils reçoivent des effluents des bassins facultatifs. Leurs dimensions et leurs nombres dépendent de la qualité bactériologique requise pour l’effluent. De profondeur variant entre 1 et 1,5m, ils présentent très peu de stratification biologique et bactériologique verticale. Ils
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comportent une grande diversité d’algues comparativement aux bassins facultatifs avec une plus grande quantité d’algues non motiles. La fonction primaire des bassins de maturation est l’élimination des germes pathogènes et ils sont très efficaces à cet effet [23, 75]. Peu de charges organiques (DBO) sont éliminées par ces bassins, mais leur contribution à l’élimination des éléments nutritifs peut être considérable.
3.1.2. ELIMINATION DE LA CHARGE ORGANIQUE DANS LES BASSINS DE STABILISATION
La réduction de la DBO dans les bassins anaérobies se fait par sédimentation des matières en suspension et par la digestion anaérobie qui a lieu dans les couches de boues déposées.
Cette digestion est particulièrement efficace à des températures supérieures à 15°C avec production de biogaz. Le taux de réduction est estimé entre 40 et 60% à 20°C et dépasse 80% à 30°C [23, 75]. En effet, Effebi (2009) a rapporté, après des analyses effectuées sur le rendement un bassin anaérobie d’une station d’épuration des eaux usées domestiques en Tunisie, qu’une décantation moyenne annuelle de 72,21% de MES est accompagnée d’une élimination de 70,86% DCO et 87,43% DBO5 [31] .
Les bactéries responsables de cette transformation dans les bassins de stabilisation anaérobies sont identiques à celles rencontrées dans tout réacteur anaérobie (les acidogènes et les méthanogènes anaérobiques) ; elles sont aussi sensibles aux mêmes conditions de toxicité dont l’une est le faible pH (<6,2) ; par conséquent les eaux usées acides doivent être neutralisées avant leur traitement dans des bassins anaérobies.
Les eaux usées prétraitées dans les bassins anaérobies sont reçus par les bassins facultatifs secondaires. Dans ces bassins, la partie de la DBO non sedimentable présente, est oxydée par les bactéries hétérotrophes des eaux usées (Pseudomonas, Flavobactérie, Archromobacter et Alcaligènes spp.) avec la différence que ces bactéries obtiennent l’oxygène dont elles ont besoin non pas d’une aération mécanique mais de la photosynthèse des algues qui se développent naturellement dans ces bassins. Ces algues, à leur tour, en présence de la lumière utilisent le CO2 libéré par les bactéries pour convertir ce CO2 en sucre et produire de l’oxygène lors de la photosynthèse par la réaction suivante :
Eq. 3. 1
Il existe donc une relation de mutualité entre les algues et les bactéries des bassins qui peut se schématiser par la Figure 3.1.
Cette relation symbiotique montre que la majeure partie de la DBO qui n’est pas éliminée comme méthane par décomposition anaérobie se transforme en cellules d’algues. Ce qui fait que, les effluents des bassins de stabilisations, malgré le fort taux de réduction de la DBO par la stabilisation (92% et plus) rapportés par plusieurs auteurs [27, 44, 87], peuvent contenir
Chapitre 3 : Principe et fonctionnement du lagunage et du lagunage à macrophytes
une forte proportion d’algues en suspension qui contribue à environ 70 à 90% de la DBO de l’effluent [22, 64].
Figure 3. 1: Relation symbiotique entre les algues et les bactéries hétérotopiques des bassins de stabilisation (adapté de [59])
Aussi, cette relation fait ressortir que l’oxydation de la charge organique dans les bassins de stabilisation dépend essentiellement de la présence des algues. Ce qui explique le fait que dans les bassins de maturation, seule une faible proportion de la quantité de la DBO est éliminée du fait de la faible concentration d’algue [53, 67, 76].
3.1.3. ELIMINATION DES GERMES PATHOGENES DANS LES BASSINS DE STABILISATION
Les bactéries fécales
Les bactéries fécales sont principalement éliminées dans les bassins facultatifs et plus particulièrement dans les bassins de maturations dont les dimensions et le nombre dépendent de la qualité bactériologique requise pour l’effluent bien qu’il y ait quelque élimination de bactéries fécales dans les bassins anaérobies principalement par sédimentation. Les bassins de stabilisation sont très efficaces dans l’élimination des bactéries fécales [34, 35]. Des unités de logarithmes de base 10 d’élimination des coliformes fécaux par les bassins à algues allant de 4 à 6 ont été rapportées par plusieurs auteurs [27, 44, 87].
Les principaux mécanismes responsables de la dégénérescence des bactéries fécales sont : le temps de rétention et la température, le pH élevé (>9) et la forte intensité de lumière.
Le temps de rétention et la température sont des paramètres qui sont utilisés lors du dimensionnement des bassins de maturation. Le taux de dégénérescence des bactéries augmente avec l’augmentation de la température et du temps de séjour [62]. La valeur
CO2, NH4+
, PO42-
Nouvelles cellules
O2
Algues
Bactéries
Eaux usées Lumière
Nouvelles cellules
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élevée du pH est due à l’activité de photosynthèse rapide des algues qui consomment le CO2
plus rapidement que nepeuvent en produire les bactéries par respiration. Ce qui entraîne la dissociation des ions carbonates et bicarbonates par les réactions ci-après :
Eq. 3. 2
Eq. 3. 3
Eq. 3. 4
Les molécules de CO2 produites sont fixées par les algues et les ions hydroxyles produits par ces réactions servent à accroître le pH souvent au-delà de 10. Les bactéries fécales (à l’exception du Vibrio choléra) meurent rapidement, en moins d’une minute, à un pH supérieur à 9 [67, 95].
Une intensité de lumière de longueur d’onde de 400 à 700nm absorbée par les substances humiques omniprésentes dans les eaux usées met les bactéries fécales dans un état d’excitation suffisante pour endommager leurs cellules [23]. L’effet de destruction des bactéries fécales par la lumière dépend de la disponibilité de l’oxygène, et est accentué par un pH élevé. L’insolation joue donc un triple rôle dans l’élimination des bactéries fécales, en augmentant directement la température dans le bassin, et indirectement, en fournissant l’énergie nécessaire à une active photosynthèse des algues qui permet non seulement l’augmentation du pH, mais aussi entraîne une forte concentration d’oxygène dissous nécessaire pour son troisième rôle d’endommagement des bactéries par photo-oxydation (Figure 3.2) [23, 96].
Figure 3. 2: Mécanisme conceptuel de la mort des bactéries fécales dans les bassins de stabilisation (adapté de [23])
Lumière Solaire
Mort des bactéries fécales
Augmentation de la température du bassin Photosynthèse
rapide
pH > 9
Photo-oxydation OD
élevé
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Les Virus et les parasites
Les virus sont éliminés dans les bassins de stabilisation par adsorption par les matières décantables et puis une sédimentation de ces matières.
Les kystes de protozoaires et les œufs d’helminthes sont éliminés par sédimentation. Leur vitesse de sédimentation est élevée et par conséquent leur élimination s’opère dans les bassins anaérobies et facultatifs [23].
3.1.4. ELIMINATION DES NUTRIMENTS DANS LES BASSINS DE STABILISATION
L’azote
Dans les bassins anaérobies, l’azote organique est hydrolysé en ammoniac de sorte que la concentration de l’azote ammoniacal dans l’effluent de ces bassins est généralement supérieure à celle dans l’affluent [23, 31]. Il faut aussi noter que la décomposition anaérobie, comme Effebi, et al ont fait ressortir dans leurs travaux, entraîne la libération de gaz, comme le méthane (CH4), le sulfure d'hydrogène (H2S) et l'ammoniac (NH3). Ils ajoutaient, toutefois que le degré de ces activités d’acidogenèse ou de méthanogenèse dépendrait du type de matières organique dans ces eaux usées.[97].
Dans les bassins facultatifs et de maturation, toute la production de NH4+
est incorporée aux nouvelles biomasses d’algues, mais les algues sont aussi capable d’assimiler les acides aminés libres. Lorsque ces algues meurent, elles se déposent au fond des bassins ; la fraction non biodégradable (environ 20%) de l’azote incorporé reste piégée dans les sédiments et la partie biodégradable est recyclée dans le liquide du bassin en de nouvelles cellules d’algues.
Un pH élevé correspondra à la formation d’une forte proportion de NH3 qui quittera le bassin par volatilisation et donc la production d’odeur. Des taux de volatilisation de 2,52 g NH3-N/ha.Jour à une température de 17,1°C et un pH de 10,1 et plus ont été rapportés [23, 44, 53, 98]
Les bassins de stabilisations contiennent peu de bactéries nitrificatrices dues surtout à l’absence de zones d’attache physique dans la zone aérobie par conséquent peu de nitrification (et donc de dénitrification) a lieu dans les bassins de stabilisation à moins que les eaux usées contiennent une forte concentration de nitrate [23, 53].
Des taux d’élimination de l’azote total atteignant 88% et plus et de l’ammoniac jusqu’à 95%
ont été rapportés par plusieurs auteurs [23, 27]
Le phosphore
L’élimination du phosphate dans les bassins de stabilisation se fait par sédimentation. Cette sédimentation a lieu après incorporation à la biomasse d’algue pour le phosphore organique
Chapitre 3 : Principe et fonctionnement du lagunage et du lagunage à macrophytes
et après précipitation de la partie inorganique au contact des cations, en particulier les ions calcium à un pH supérieure à 9,5 [23]. En effet les ions calcium précipitent naturellement les orthophosphates dans une eau résiduaire principalement sous forme d’hydroxyapatite Ca5(PO4)3OH dont la solubilité diminue avec l’augmentation du pH en devenant essentiellement insoluble à un pH supérieur à 9,5 [64, 99]. La performance des bassins de stabilisation en ce qui concerne le phosphore dépend donc de la quantité de celle-ci qui se dépose dans les sédiments et de la quantité qui retourne dans le liquide par minéralisation ou résolubilisation. Comme pour l’azote, le phosphore associé à la partie non biodégradable des algues reste emprisonné dans les sédiments. Par conséquent pour augmenter le taux d’élimination du phosphore, il faut augmenter le nombre de bassins de maturation de sorte qu’une grande quantité de phosphore reste piégée dans les sédiments [64].
3.1.5. PARAMETRES ESSENTIELS DE DIMENSIONNEMENT
Les paramètres couramment utilisés pour le dimensionnement des bassins de lagunage en traitement primaire et secondaire sont : la charge organique de l’affluent, le temps de séjour hydraulique, la charge hydraulique et de la charge organique acceptable qui est fonction de la température. La température optimale se trouvant être de 20°C [13].
La charge organique appliquée sur le bassin de tête est le paramètre le plus utilisé pour le dimensionnement des bassins d'épuration. Cependant, la variation de la charge organique appliquée, selon le type d’affluent, affecte considérablement les concentrations en polluants et la performance des bassins de stabilisation.
Le temps de séjour, qui correspond en général à la durée optimale de contact des polluants à dégrader avec les microorganismes responsables de l'épuration dans les bassins, est intimement lié à la charge hydraulique. Il peut être influencé négativement par un mauvais rendement hydraulique (perte importante de débit, pluviométrie excessive, évaporation importante) ou par un profil hydrodynamique réduisant le temps de passage du polluant dans le bassin.
En traitement tertiaire, le dimensionnement des bassins de lagunage est essentiellement basé sur la qualité bactériologique de l’affluent et celle requise pour l’effluent (généralement mesuré en terme de nombre de coliformes fécaux), le temps de séjour hydraulique et la charge hydraulique.
La détermination des paramètres de dimensionnement se fait à partir d'équations mathématiques établies de façon empirique ou rationnelle comme présenté au chapitre 4.
Chapitre 3 : Principe et fonctionnement du lagunage et du lagunage à macrophytes 3.1.6. PRINCIPES DE DIMENSIONNEMENT
Le dimensionnement des bassins de stabilisation est probablement le moins bien défini de ceux des processus biologiques. Plusieurs méthodes ont été proposées dans les littératures, et quand les résultats sont corrélés, une grande variance est souvent obtenue [12].
Le dimensionnement des bassins facultatifs est souvent basé sur la charge organique et le temps de séjour hydraulique. Les grands bassins sont souvent dimensionnés comme des réacteurs à mélange homogène [12]. Une approche est de considérer que toute la DBO des affluents est stabilisée par des organismes facultatifs et que la dégradation s’opère selon une réaction cinétique de premier ordre par [75] :
Eq. 3. 5
Où Lp est la DBO5 de l’effluent (mg/L); Lo la DBO5 des eaux brutes (mg/l) ;
KT, la vitesse de dégradation à la température T ; RT, le temps de rétention hydraulique.
Cette équation idéalisée ne tient pas compte de la différence entre les vitesses de dégradation des matières solubles et des matières solides décantables ni des effets toxiques de certains déchet industrielles.[75]. Pour le calcul des bassins facultatifs, il existe plusieurs formules rationnels dont celles fondées sur:
- Su l’expérimentation et la pratique : c’est le procédé empirique qui, à partir des expériences sur plusieurs bassins à l’échelle de laboratoire, des formules permettant de calculer le volume du bassin en fonction de la température ont été mises au point.
- Sur la charge surfacique, qui sur la base d’expériences, permet de faire une certaine généralisation concernant la charge surfacique que peut accepter un bassin facultatif [75]. Cette charge admissible augmente avec la température ; les formules et présentées dans la partie 4.3.2 du chapitre 4 pour sa détermination sont basées sur les expériences en Afrique sub-saharienne (Afrique de l’Est) [23].
La décomposition dans les bassins anaérobies étant identique à celui des fosses septiques, le modèle de dimensionnement pour les régions tropicales et subtropicales est basée sur des sur des fosses septiques et des cabinets à eau aux Etats- Unis et en Zambie. Il permet d’obtenir une valeur approchée de la réduction de la DBO par [75]:
(
) Eq. 3. 6
Où : R est le temps de rétention du liquide complètement mélangé en jours, n, exposant, à déterminer par expérimentation (pour la Zambie n= 4,8) Kn, le coefficient adopté pour l’installation.
Chapitre 3 : Principe et fonctionnement du lagunage et du lagunage à macrophytes
Le principe de dimensionnement des bassins de maturation est basé sur la modélisation de l’élimination des coliformes fécaux comme une équation cinétique de premier ordre dans un réacteur à mélange homogène [23] tel que développé dans la partie 4.3.2 du chapitre 4. La durée de rétention et le nombre de bassins sont déterminés principalement par le degré de purification bactériologique exigé.