Modélisation mathématique et système expert pour la station de Cottbus

La conformité aux nouvelles directives sur le dimensionnement des stations d'épuration des eaux usées par voie biologique exige une taille de bassin quatre fois supérieure à celle mettant en œuvre les procédés classiques. L'âge des boues à traiter par nitrification, les variations de charges et les marges de sécurité à prendre en compte constituent des critères essentiels du dimensionnement de la station.

Parallèlement, pour déterminer les possibilités d’intervention en temps réel sur l'exploitation d'une station moderne de traitement des eaux usées pour respecter les normes en vigueur sur l’élimination de l’azote et de diminuer le nombre des prélèvements instantanés nécessaires. Enfin, il faut limiter au maximum les variations de charge, afin de ne plus surdimensionner les stations pour des raisons de sécurité et rendre inutile l'apport supplémentaire de sources carbonées en phase de dénitrification.

La station d'épuration de Cottbus : état initial

La construction de la station d'épuration de Cottbus date du début du siècle, avec un traitement purement mécanique, comme la plupart des installations de l'époque. Depuis, elle a été agrandie et modernisée à plusieurs reprises, la dernière fois au début des années soixante-dix, où elle a été transformée en station d'épuration biologique classique, comportant élimination des substances organiques indésirables et le stockage intermédiaire des boues dans les fosses de digestion. Elle était dimensionnée à l’origine pour une capacité de 150 000 e-h. En 1987, au vu des quantités considérables d'eaux résiduaires industrielles (ERI) à traiter (issues principalement de l'industrie textile), une nouvelle extension a été décidée pour faire face au développement du secteur industriel. La charge des installations ayant atteint 400 000 e-h à cette époque, le projet final prévoyait de porter à 700 000 e-h la capacité des installations.

Les eaux traitées étant rejetées dans la Spree, la rivière qui alimente la ville de Berlin en eau potable après avoir traversé la forêt de Spreewald, l'extension

[Photo : Fig. 2 : Variations à l'entrée du débit d'eau et de la charge en NTK des eaux usées de Cottbus. Entrée [10 m³/d] — Charge NTK [kg/d]] [Photo : Fig. 3 : Répartition de la fréquence cumulée des charges en NTK à l'entrée, avec et sans dosage asservi à la charge. Fréquence cumulée [%] — avec dosage en fonction de la charge — sans dosage en fonction de la charge — Charge NTK [kg/d]] [Photo : Fig. 5 : Comparaison des concentrations d'ammonium et de nitrates à la sortie, avec et sans asservissement. Concentration [mg/l] — avec dosage asservi à la charge — sans dosage asservi à la charge]

De la station constituait donc une priorité, et les travaux ont repris juste après la chute du Mur, avec pour nouvel objectif un traitement des eaux en continu. La station de traitement des boues, aujourd’hui en exploitation, dispose d’une capacité de 700 000 e-h, le projet initial de l'installation biologique ayant été revu et ramené à une capacité de 350 000 e-h. C’est ainsi que le raccordement de plusieurs communes de l’agglomération urbaine a pu être envisagé.

Le projet actuel répond aux nouvelles directives de dimensionnement ; il prévoit une dénitrification préliminaire et une nitrification complémentaire, associées à une déphosphatation biologique préliminaire dans le flux principal. Les bassins d'épuration par boues activées à deux voies sont divisés en trois chambres longitudinales, elles-mêmes compartimentées en quatre sections par des parois transversales, ce qui permet d’améliorer l'écoulement par gravité. En cas de besoin, l'arrêt d’une partie de l’aération permet d'augmenter de 20 à 40 % le volume de la zone de dénitrification préliminaire. Il est également possible de fermer une ou deux des trois chambres, de façon à augmenter la charge totale de la voie.

La déphosphatation biologique peut être associée à une élimination par précipitation simultanée, afin de respecter la valeur limite des phosphates de 1 mg/l P_global_.

Le traitement des boues comprend une phase de digestion avec conditionnement (ajout de polymères/chaux/Fe) et une phase de déshydratation par filtres-presses en chambre. L’emplacement d’une future station d’incinération des boues est également prévu.

La figure 1 illustre le schéma du procédé mis en service à la station d'épuration.

Tableau I

Valeurs d’analyse moyennes de l’eau brute à l’entrée, des matières de vidange et des effluents de la station d’épuration de Cottbus.

Effluent partiel	DCO (non filt.) [mg/l]	DBO₅ (non filt.) [mg/l]	NH₄-N [mg/l]	NTK (non filt.) [mg/l]	Quantité [m³/d]
EB	1000	350	50	250	25 000
Matières de vidange	4000	1200	200	570	300
Effluents	400	150	550	600

de Cottbus, ainsi que l'emplacement des principaux points de mesure.

État de la recherche et développements technologiques

On sait aujourd’hui que les problèmes liés au non-respect des normes sur les paramètres de l'azote (contrôle sur prélèvement composite après deux heures ou sur prélèvement instantané) sont rarement dus à un sous-dimensionnement des installations, et que des variations de charges trop importantes dans les traitements par voie biologique sont en fait à l’origine de ces problèmes. Les quantités de substrats organiques apportées par l'effluent sont souvent insuffisantes pour obtenir une dénitrification satisfaisante en amont de la station de nitrification ; c’est la raison pour laquelle une augmentation de la taille des bassins n'améliore pas son efficacité. Pour le cas des stations d'épuration communales, les données expérimentales d'exploitation ont servi de base aux directives sur le dimensionnement. Le dimensionnement des fosses de digestion préconisé par l’étude repose sur une simplification importante des processus complexes de la dénitrification. Même si l’évaluation du contexte global est exacte et que les normes sont respectées, elle ne fournit aucune information sur les fluctuations journalières prévisibles de la valeur à la sortie.

Au moment de l’étude du dimensionnement d'une station, les modèles mathématiques permettent également de simuler le recyclage interne des boues traitées ou des effluents partiels, sans avoir à évaluer les effets sur la stabilité de l'épuration uniquement à partir de marges de sécurité ou de variations.

Aujourd’hui, les performances de ces modèles mathématiques sont limitées car ils ne s’appliquent qu'à l'épuration par voie biologique et n'intègrent que partiellement les étapes de la décantation finale. Des travaux de recherche récents visent à intégrer des modèles détaillés de clarification préliminaire et de décantation finale, ainsi que les modèles d'épuration par précipitation. Des travaux sont actuellement en cours pour mettre au point un modèle mathématique de déphosphatation biologique. Contrairement aux directives générales sur le dimensionnement, ces modèles, s’ils sont bien exploités, peuvent fournir une assistance à la planification des stations d'épuration par voie biologique traitant des eaux usées « atypiques » (proportion élevée d'eaux étrangères ou de ERI). Ces modèles peuvent également constituer un outil d’aide à l’exploitation. Optimiser quelques étapes de régulation, telles que la régulation de l’aération en fonction des besoins, n’est plus suffisant. Au contraire, la station d'épuration doit être gérée et exploitée dans sa globalité, en prenant en compte tous les paramètres des procédés secondaires et à effet ponctuel (déshydratation des boues ou recirculation des eaux de procédés notamment). L'élimination de l’azote pose ici un problème majeur : les procédés de nitrification et de dénitrification s’excluent mutuellement et toute optimisation de l'un des procédés entraîne des effets contraires sur l'autre.

Les systèmes actuels de contrôle-commande et de régulation sont basés sur une gestion des priorités. Les possibilités d’intervention concernent différents circuits de régulation indépendants, par exemple l’aération, la déphosphatation par précipitation ou la recirculation. Dès lors que deux procédés distincts fonctionnent dans des conditions opposées, l'un des procédés est favorisé aux dépens de l’autre et la dégradation de ce dernier doit ensuite être prise en compte.

Il est fréquent que les eaux de procédés fortement chargées issues de la déshydratation mécanique des boues soient transférées directement dans le bassin d’activation, sans stockage intermédiaire ni homogénéisation. Ainsi, au cours d’une journée d’exploitation des filtres-presses, les eaux sont acheminées au moment précis des pointes de charge de la station (vers midi). La biomasse saturée ne peut ensuite digérer qu'une partie de la charge d’azote résultante. Même si la marge a été calculée largement, la capacité de transformation pendant la phase de nitrification est limitée à deux fois la charge N nitrifiée en moyenne. À l'heure actuelle, ces corrélations ne sont pas suffisamment prises en compte lors des phases de planification et de dimensionnement.

Quelques stations d'épuration assurent déjà le stockage intermédiaire des effluents partiels avant recirculation, soit avec un flux volumique constant, soit en période nocturne. Dans des conditions normales (sans précipitations excessives), la recirculation de l’effluent en fonction de la concentration d’ammonium dans les boues activées donne de bons résultats si le contexte reste stable.

Les solutions technologiques de la station d'épuration de Cottbus

La situation géographique particulière de la station de Cottbus (en ex-RDA), l'absence de données de planification fiables, et l'incertitude quant aux perspectives d'exploitation des installations exigeaient la mise au point d’une solution technologique très complexe. Cette solution doit permettre une évacuation des effluents partiels fortement chargés des eaux de filtration issues de la déshydratation mécanique des boues et des matières de vidange, ainsi que l’optimisation des différents procédés de la zone

Tableau II

Modèle I

Entrée EE/eau de process : Ajout des effluents internes et des matières de vidange en fonction de la production quotidienne, sans stockage intermédiaire

Dénitrification : Dénitrification préliminaire, part volumique 40 %

Modèle II

Entrée EE/eau de process : Ajout des effluents internes inversement proportionnel à la charge de NTK à l’entrée

Dénitrification : d°

Modèle III

Entrée EE/eau de process : d°

Dénitrification : Dénitrification préliminaire (part volumique 20 %) et dénitrification supplémentaire intermittente

Plusieurs solutions sont proposées pour le lissage de la charge, leurs performances devant être comparées dans le cadre d'un projet de recherche soutenu par le Ministère de la Recherche et de la Technologie. La solution la plus ambitieuse prévoit une supervision en temps réel du fonctionnement de la station, avec collecte de données de mesure tout au long de la chaîne de traitement. Ces valeurs mesurées serviront à la modélisation mathématique et donc à la simulation qui permettra de calculer en permanence et en temps réel les capacités et les réserves de capacité de la station. Les effluents partiels fortement chargés sont acheminés des bassins de stockage intermédiaire vers la chaîne de traitement, en fonction des réserves de capacité calculées. Il convient alors de savoir s'il est préférable de faire l'appoint avec un effluent chargé en azote ou un effluent mélangé à des substrats organiques pour améliorer la dénitrification. Un système expert aide l'opérateur dans sa décision et contribue ainsi à optimiser la chaîne de traitement dans le temps, tout en simplifiant le déroulement de phases complexes.

Données de base de la simulation : les valeurs à l'entrée

La composition des eaux usées de Cottbus a été définie par des mesures hebdomadaires des paramètres usuels de qualité de l'eau (quantité d'effluent, DCO, DBO5, NTK, NH4-N, P global et matières filtrables), qui ont ensuite servi de données de base pour la simulation. Les valeurs moyennes d'analyse de l’effluent issu du traitement des boues et des matières de vidange ont été établies à partir de divers prélèvements, les valeurs des matières de vidange révélant des variations considérables selon leur origine (figure 1).

La charge actuelle de la station, de l'ordre de 180 000 e-h, étant nettement inférieure à son dimensionnement et la simulation devant s'appuyer sur des valeurs plausibles, les modèles mathématiques ont été élaborés selon les méthodes prescrites, mais pour les deux-tiers seulement du volume de digestion disponible, ce qui signifie qu'un tiers de la fosse de digestion devait rester inutilisé. Des rapports de charge réalisables ont ainsi pu être maintenus pour la dénitrification et la déphosphatation biologique. Le cloisonnement des fosses en trois chambres parallèles est parfaitement adapté à ce besoin. Dans cet article, nous nous intéressons principalement aux paramètres de l'azote, car le respect des normes pour N global (18 mg/l) impose souvent d’optimiser les techniques de régulation. Les données retenues pour la modélisation décrite plus haut ont été calculées par un programme spécial en avril 1995. Les différents débits de l'eau et de la charge en NTK à l’entrée sont reproduits à la figure 2.

Les autres paramètres utilisés pour la simulation sont les suivants :

• * Variations quotidiennes de la production de matières de vidange et d'effluent
• * Âge des boues aérobie : 15 j
• * Charges de boues BTS, DBO : 0,08-0,09 kg DBO5/(kg TS·j)
• * Acheminement des effluents dans la zone de dénitrification biologique
• * Pourcentage des boues de recirculation : 100 %
• * Recirculation dans la zone de dénitrification : 300 %

Parmi les nombreux modèles de simulation, le tableau II en présente trois avec leurs variantes de fonctionnement.

Le modèle I reproduit le mode d'exploitation prévu lors du dimensionnement initial de l'installation. Les modèles II et III intègrent un système de régulation de l'aération en fonction de la concentration d'ammonium. La consigne de concentration d’oxygène varie entre 0,6 et 2,0 mg/l O₂, en fonction de la concentration d'ammonium dans la dernière section de la zone de nitrification. La valeur maximale de 2,0 mg/l O₂ est limitée par un deuxième circuit de régulation.

Dans le modèle II, l'ajout de l’effluent est inversement proportionnel à la charge en NTK à l’entrée, ce qui permet de compenser l'amplitude de variation à l’entrée. La charge globale restant stable sur une semaine de fonctionnement (début du remplissage le lundi et vidange le week-end), la concentration moyenne en NTK reste constante. Les valeurs maximales, dues à des à-coups de charge à l'entrée ne peuvent être réduites, car il n'y a pas de lissage des eaux à l'entrée. La réduction de la dispersion a une incidence déterminante sur la concentration de NTK à l’entrée, la dérive standard étant réduite pratiquement de moitié par rapport à un dosage non asservi (tableau III). En ce qui concerne les charges de NTK, les écarts sont moins sensibles, l'ajout d'eau de procédé en fonction de la charge ne réduisant la dispersion des valeurs que dans la plage inférieure, comme le montre la figure 3. L'ajout d'eau de process n'a lieu que pour des charges à l'entrée inférieures à 2 500 kg NTK/j, puisqu'à partir de cette valeur, les courbes évoluent de manière identique.

Résultats des modèles de simulation avec dosage des effluents asservi à la charge

Les deux modes d'exploitation – dosage de l’effluent en fonction de la charge et mode standard (comparaison des modèles I et II) – montrent que la dénitrification, plus encore que la nitrifica-

Tableau III

Comparaison des valeurs de NTK à l’entrée, avec ou sans dosage des flux partiels asservis à la charge.

Paramètres
Concentration NTK à l’entrée (mg/l)
valeur moyenne :	sans 90,2	| avec 89,3
minimum :	sans 64,4	| avec 66,6
maximum :	sans 130,8	| avec 108,6
dérive standard :	sans 15,7	| avec 8,4
relative dqe (%) :	sans 17,4	| avec 9,4
fréquence cumulée 85 % (mg/l) :	sans 112,0	| avec 98,0
Charge NTK à l’entrée (kg/j)
valeur moyenne :	sans 2 115	| avec 2 115
minimum :	sans 1 357	| avec 1 401
maximum :	sans 4 647	| avec 4 641
dérive standard :	sans 644	| avec 603
relative dqe (%) :	sans 30,5	| avec 28,5
fréquence cumulée 85 % (kg/j) :	sans 2 575	| avec 2 500

Tableau IV

Comparaison des résultats de la simulation avec/sans dosage des flux partiels asservi à la charge, avec dénitrification préliminaire (VD) et dénitrification préliminaire + intermittente (VD+ID).

Valeur N à la sortie	Unités	N-NH4	N-NO3	Ninorg
---	---	---	---	---
Asservissement		sans VD	avec VD	avec VD+I	sans VD	avec VD	avec VD+I	sans VD	avec VD	avec VD+I
Valeur moyenne	(mg/l)	0,55	0,44	0,86	6,70	6,40	2,83	7,25	6,84	3,09
Minimum	(mg/l)	0,20	0,22	0,70	3,68	4,81	1,41	3,92	5,08	2,16
Maximum	(mg/l)	1,07	0,68	1,03	9,40	8,09	4,50	10,39	6,70	5,52
Dérive	(mg/l)	0,25	0,12	0,08	1,75	0,70	0,71	1,97	0,79	0,78
Dérive standard relative	(%)	45,2	27,5	8,8	26,2	10,9	25,2	27,2	11,5	21,2
Fréquence cumulée 80 %	(mg/l)	0,79	0,56	0,94	8,40	6,80	3,50	9,10	7,40	4,50

La concentration moyenne de nitrates est elle aussi faiblement influencée – vraisemblablement faute de quantités suffisantes de matières organiques facilement dégradables – mais l’amplitude de variation des valeurs est réduite de plus de moitié, comme le révèlent la comparaison avec les dérives standards (tableau IV) et, comme le confirme la représentation de la fréquence cumulée pour les deux modèles de simulation (figure 6), un maximum de 8,6 mg/l N global à la sortie (modèle II), contre 10,4 mg/l N global (modèle I).

Ce mode de fonctionnement contribue ainsi largement à améliorer la stabilisation du procédé. Il permet de programmer une valeur de référence légèrement plus faible pour l’azote global et ainsi de réduire les redevances sur les eaux usées. Globalement, ce mode de fonctionnement a permis une réduction des valeurs à la sortie d’environ 7,5 % pour l’azote global, par rapport au système non asservi, avec un rendement d’élimination de l’azote de 92,4 % ou 91,9 %. La pratique doit encore montrer si des corrections importantes doivent être apportées aux valeurs des principaux paramètres cinétiques du modèle, et si l’élimination de l’azote se déroule conformément au modèle ou non. Les rapports entre les valeurs de sortie des deux modes d’exploitation devraient être sensiblement identiques. Bien entendu, il faudra attendre la fin des travaux pour réaliser les essais in situ.

Exploitation avec dénitrification préliminaire et dénitrification complémentaire intermittente, avec dosage de l’effluent asservi à la charge

L’azote global à la sortie étant principalement composé de nitrates – résultat de l’effet limitant de la dénitrification supérieur à celui de la nitrification démontré par la modélisation – il fallait donc améliorer la dénitrification sans modifier l’installation existante et sans apport extérieur de substrats carbonés. La modélisation d’une station avec zone de dénitrification en amont surdimensionnée n’a permis de constater aucune amélioration notable. Une dénitrification en cascade étant impossible dans la station telle qu’elle a été conçue, notre choix s’est arrêté sur un autre modèle mathématique avec aération intermittente, et remplacement de la régulation proportionnelle à la concentration d’oxygène en fonction de la concentration d’ammonium par des points de commutation déclenchant l’arrêt et le démarrage de l’aération en fonction de la valeur enregistrée. La part volumique en dénitrification a été maintenue à 20 % afin d’exploiter au maximum le substrat organique à l’entrée pour l’oxydation de l’azote. Le système d’aération est donc régulé de façon à maintenir le taux d’oxygène à un niveau constant de 1,5 mg/l O₂. L’aération est interrompue uniquement lorsque les valeurs sont inférieures à 0,8 mg/l N-NH₄ et supérieures à 3,5 mg/l N-NO₃ (valeurs mesurées à la sortie de la zone de dénitrification). Si, par la suite, la concentration d’ammonium augmente jusqu’à 1,2 mg/l N-NH₄, l’aération redémarre et la concentration d’oxygène est maintenue constante jusqu’à ce que les conditions d’arrêt soient remplies. Avec les techniques modernes de contrôle-commande de processus, il est possible de modifier à tout moment, même en cours de fonctionnement, les valeurs de régulation et de commutation. Le système est également équipé d’une instrumentation de mesure avec traitement en temps réel, indispensable pour ce mode d’exploitation.

Avec l’aération intermittente, les volumes de dénitrification disponibles sont en permanence adaptés. Par rapport à la solution qui consiste à surdimensionner la zone de dénitrification en amont, ce mode de fonctionnement présente un autre avantage : si l’apport de substrat est satisfaisant, une part plus importante des substances organiques peut être réservée à l’oxydation des nitrates, ce qui évite la temporisation due à la recirculation. Dès lors que les pointes de charge en NTK et en substrat organique ont lieu simultanément, il est possible d’accroître l’efficacité de la phase de dénitrification. Cet avantage est mis en évidence dans la modélisation : les variations de la concentration de nitrates évoluent à un niveau nettement inférieur, alors que la concentration d’ammonium n’augmente que faiblement (figure 7). Comparativement au modèle II, les valeurs à la sortie sont encore réduites de près de 50 %. Avec 3,7 mg/l de nitrates en moyenne à la sortie et un rendement de l’élimination de l’azote de 96 %, nous obtenons sans aucun doute le rendement d’élimination maximal. Si la distribution des fréquences de l’azote global ne montre aucune modification notable en termes de dispersion, les fréquences sur les ordonnées ont évolué vers des concentrations nettement plus faibles (figure 8).

Résumé des résultats actuels

Généralités

Les résultats présentés ici sont issus de simulations théoriques qui restent à confirmer dans la pratique. Cependant, leur adéquation à des valeurs réelles ayant été vérifiée à plusieurs reprises par le passé, il n’y a aucune raison de douter de la mise en pratique des différents modèles. Nous avons ainsi pu constater que dans plusieurs cas une augmentation des volumes de stockage donne de meilleurs résultats qu’un surdimensionnement des bassins d’activation. Nous insistons également sur la nécessité de neutraliser les eaux de procédés pour améliorer la phase de dénitrification. Il est clair que la modélisation mathématique ne permet pas de prévoir avec certitude si le rendement de l’élimination de l’azote sera de 90 ou de 92,5 %. Par contre, différentes solutions techniques et méthodes de contrôle-commande peuvent être comparées en termes d’efficacité. Les solutions matérielles seront évaluées lors de la phase de planification

(sans trop réfléchir à l’aspect souplesse de fonctionnement) et les méthodes de contrôle-commande employées au moment de l’optimisation de l’exploitation. Cependant, l’optimisation d’une installation par la mise en œuvre de différentes méthodes de contrôle-commande suppose des solutions matérielles adaptatives (par exemple flux volumiques variables au moyen de réservoirs ou volumes de dénitrification variables grâce à la régulation de l’aération). La combinaison de solutions différentes peut être intéressante pour l’optimisation si la station doit traiter des volumes d’effluents de plus en plus importants, avec amélioration des performances ou réduction des coûts d’exploitation.

Etude de coûts : Solutions matérielles, instrumentation de mesure, automatisation et contrôle-commande

Les modes d’exploitation décrits nécessitent de disposer de données sur la qualité de l’eau ainsi que sur le fonctionnement des installations et les différentes charges. Pour certaines de ces données, on peut se contenter d’analyses en laboratoire, mais ce n’est pas le cas d’autres valeurs qui devront être disponibles en permanence et en temps réel (par exemple concentration de nitrates et d’ammonium dans le bassin d’activation ou la zone de dénitrification). Certains dispositifs de régulation devront être mis en œuvre, notamment pour la régulation de l’aération – de plus en plus courante – ou de la recirculation, pour limiter les coûts. Ces dispositifs sont amortis par les économies d’énergie engendrées.

(de 7 à 10 % pour une régulation de l’aération en fonction de l’ammonium, par rapport à la régulation habituelle de l’oxygène). Des essais in situ permettront de déterminer les paramètres nécessaires pour obtenir une adéquation aussi satisfaisante que possible entre les valeurs réelles (mesures) et les valeurs calculées (simulation). Les systèmes de contrôle-commande seront également comparés en termes de rapport coûts/performances.

Dans la pratique, les systèmes devront disposer d’un nombre considérable de données sur le procédé, puisqu’il ne s’agit pas de mettre en œuvre quelques circuits de régulation autonomes mais bien des systèmes en boucle fermée de conduite centralisée de procédés et de processus. Outre la collecte et l’analyse de ces données, les systèmes de supervision devront accéder à toutes les données d’exploitation. Cette supervision est réalisée soit par le système de conduite des processus soit sur un PC connecté. D’une manière générale, les méthodes statistiques retenues ici sont suffisantes pour assurer la modélisation mathématique.