Traitement des eaux agro-alimentaires par contact stabilisation

par J.-N. Morfaux, J.-P. Touzel, R. Olivet et G. Albagnac Station de Technologie Alimentaire I.N.R.A. – Lille

I. — INTRODUCTION

Dans le bilan de la pollution carbonée des eaux, la branche des industries agro-alimentaires intervient, en France, environ pour 20 % de la pollution globale ; la pollution urbaine et celle des autres industries étant estimées respectivement à 32 % et 48 % (Morfaux, 1972). La pollution due à l'agriculture n'est pas prise en compte dans ce bilan global ; elle reste, en effet, très dispersée et a, de ce fait, un impact relativement réduit sur l’environnement.

Casays et Surun ont estimé les besoins en eau des industries agro-alimentaires à 500 millions de mètres cubes par an et leurs rejets à 600 m³ par an, représentant près de 21 millions d'équivalents-habitants.

Des inventaires de la pollution qui ont pu être dressés au cours des dernières années (Mourgues et al., 1973 ; Mourgues et Maugenet, 1969 a ; Chaussepied et Braunstein, 1975) montrent que la charge est variable selon les produits et les postes de fabrication, pouvant atteindre des valeurs très élevées (DCO = 30 000 mg O₂/l en féculerie, 90 000 mg O₂/l en distillerie). La tendance aux économies d’eau avec la séparation des eaux de fabrication des eaux de transport ou de lavage accentue encore la concentration de la pollution évacuée. Sur le plan de la composition, ces eaux se caractérisent par une très bonne biodégradabilité, les composés qu’elles renferment provenant de matières premières alimentaires d'origine végétale ou animale ; elles peuvent néanmoins présenter des déséquilibres azotés ou phosphorés vis-à-vis de l'épuration biologique. Nombre d’entre elles contiennent des glucides ou des molécules de petite taille facilement fermentescibles (sucreries, conserveries, confiseries, etc.).

Le tableau I donne une idée de l'importance de ces rejets en concentration en DBO pour quelques industries.

L'épuration des rejets d'industries agro-alimentaires est souvent réalisée par le procédé à boues activées. Cependant, l’extrapolation à ces effluents des techniques utilisées dans le cas des eaux urbaines ne peut être effectuée directement sans occasionner de graves accidents. On sait, en effet, depuis longtemps (Hawkes, 1963 ; Adamse, 1966 ; Pipes, 1967 ; Morfaux et Rideau, 1975) que les installations traitant ce type d'effluent sont sujettes aux accidents de décantation de type foisonnement des boues ou bulking filamenteux.

TABLEAU I

Caractéristiques d'effluents d'industries agro-alimentaires

les boues activées apparaissent envahies par des filaments qui créent un réseau à structure lâche, empêchant la coalescence des particules de floc. Il en résulte une décantation difficile. Remarquons que les organismes filamenteux sont toujours présents dans les boues activées, même chez celles qui présentent une bonne décantation. Dans une boue activée normale, il y a un équilibre entre la multiplication des formes non filamenteuses et celle des formes filamenteuses. Lors de l’implantation d’un foisonnement des boues, l’on assiste à une multiplication soudaine et préférentielle des organismes filamenteux. Il apparaît que ce sont surtout des désordres nutritionnels (abondance de substrats carbonés facilement assimilables, carence en azote, faible concentration en oxygène dissous) qui induisent le bulking filamenteux.

Pour terminer cette partie introductive, nous allons évoquer rapidement quelques données sur l’activité métabolique des boues activées adaptées à des effluents agro-alimentaires. Les germes non filamenteux adaptés à des effluents riches en glucides facilement assimilables (sucreries, laiteries, confiseries, sodas, etc.) sont caractérisés par la prédominance de germes Gram (+) de type Corynébactériacées et bactéries lactiques (ADAMSE, 1966 ; TAKII, 1977 (a) et (b)). Ces germes ont la particularité de synthétiser d’abondants polyosides intracellulaires de type glycogène, ils ne sont pas protéolytiques et leur croissance nécessite une source d’azote organique simple (acides aminés). Enfin, ils possèdent une activité respiratoire intense en présence de molécules simples. Toutes ces propriétés des espèces dominantes se retrouvent dans les boues activées adaptées aux effluents riches en glucides. Elles se caractérisent par une grande affinité pour les sucres simples et une très grande activité respiratoire en présence de glucose (jusqu’à 80 mg/g-heure), beaucoup plus élevée que celle des boues urbaines qui atteint généralement 10 mg/g-heure (PAINTER, 1968, et TAKII, 1977 (a)).

Cette dernière propriété rend aléatoire le calcul de la puissance du système d’aération à installer sur une station destinée au traitement d’une eau résiduaire riche en glucides à l’aide des coefficients classiques. Il est préférable, lors des essais préliminaires de traitabilité d’un effluent de ce type, de déterminer, par respirométrie, les coefficients respiratoires des boues déjà adaptées à l’effluent.

Les micro-organismes filamenteux présents dans les boues activées sont taxonomiquement très divers. Cependant, dans le cas des effluents agro-alimentaires, il semblerait que Sphaerotilus soit le germe filamenteux prépondérant (DRAKIDES, 1974) parfois associé à Lactobacillus, Vitreoscilla et Haliscomenobacter. La physiologie de Sphaerotilus a été abondamment étudiée, mais les résultats sont souvent contradictoires, surtout en ce qui concerne l’influence de la nutrition azotée. Cependant, il est possible de dégager les points suivants : Sphaerotilus est un aérobie strict qui possède une croissance supérieure à celle des autres bactéries des boues activées aux faibles concentrations en oxygène dissous. Sa croissance est importante lorsque l’azote est fourni sous forme organique simple (urée, hydrolysat de protéines, acides aminés), mais, le plus souvent, elle reste inférieure à celle des bactéries non filamenteuses. Les résultats concernant sa croissance sur azote ammoniacal ou nitrique sont plus variables. Il semblerait que la croissance sur azote ammoniacal soit possible, dans la mesure où Sphaerotilus trouve dans le milieu de la cyanocobalamine (vitamine B12) qui lui est indispensable pour synthétiser la méthionine. Enfin, la forme de réserve intracellulaire est le poly-β-hydroxybutyrate (PHB) qui se présente sous forme de granules dans le cytoplasme. Le PHB peut représenter jusqu’à 30 % du poids sec des cellules (MUELDER et VAN VEEN, 1963). Les cellules de Sphaerotilus renferment également 38 % de polyosides essentiellement localisés dans la capsule et la gaine. La sécrétion de cette gaine est particulièrement abondante dans les milieux riches en azote. Les sucres qui la constituent ne seraient donc pas disponibles en tant que réserve d’aliment carboné.

Au microscope, Sphaerotilus apparaît comme un germe filamenteux relativement rigide formant de grandes courbes ne présentant pas de cassures. Les filaments sont apparemment ramifiés et forment un véritable réseau qui, dans les cas extrêmes, rejoignent et englobent plusieurs flocs, d’où la difficulté de tassement des boues.

Dans les mêmes conditions de milieu, peuvent également se développer des micro-organismes filamenteux à vraies ramifications (RIDEAU et DRAKIDES, 1979) de type Fungi (influence du pH) ou un Cyanophyte incolore généralement associé à S. Natans en quantité plus ou moins importante selon le milieu : Saprochaete saccharophila.

À la lumière de ces données bibliographiques et de l’expérience acquise par notre équipe dans le traitement des effluents d’industries agro-alimentaires, nous allons préciser comment il est possible de concevoir les mécanismes d’apparition du bulking filamenteux dans ce cas particulier. Puis nous dégagerons les moyens à mettre en œuvre pour le contrôler.

II. — MÉCANISMES D’IMPLANTATION DU BULKING FILAMENTEUX DANS LES EFFLUENTS DE TYPE AGRO-ALIMENTAIRE

1. Bulking filamenteux et métabolisme des substances de réserves :

Dans notre laboratoire, nous avons plus particulièrement étudié les variations du métabolisme des boues activées pendant le développement des micro-

organismes filamenteux. Ce problème fut abordé à l'occasion d'études sur la traitabilité des effluents de confiserie industrielle (marrons glacés) et de féculerie de pommes de terre. Nous avons constaté que la diminution de décantabilité des boues coïncide avec une forte augmentation de la teneur des micro-organismes en substances de réserves : PHB et polyosides (fig. 1).

D'autre part, pendant le traitement en continu à moyenne charge de ces eaux usées, la viscosité de l'eau traitée augmente en raison de la présence de polyosides synthétisés à partir des sucres contenus dans l'eau résiduaire. De plus, avant la prolifération des formes filamenteuses dans les boues activées, on peut observer et mesurer l'accumulation des polysaccharides extracellulaires au niveau du mucilage et, dans les cas extrêmes, à l'extérieur des agglomérats bactériens. La prolifération des formes filamenteuses se produit dans des conditions de milieu impliquant la synthèse et l'accumulation irréversible de substances de réserves (faible concentration en oxygène dissous, richesse en substrat carboné facilement assimilable, carence en azote). Dans ces conditions, les micro-organismes filamenteux qui synthétisent du PHB sont avantagés dans la compétition pour le substrat carboné. En effet (fig. 2), chez les germes synthétisant du PHB, le stockage de l'acide pyruvique en excès se fait sans utilisation d'énergie. La décarboxylation oxydative du pyruvate compense dans le bilan énergétique la réduction de l'acéto-acétyl coenzyme A. Par contre, chez les organismes ne synthétisant pas de PHB, l'acide pyruvique s'accumule et il peut être réduit en lactate et excrété, ce qui correspond à un gâchis énergétique. De même, chez les germes synthétisant des polyosides, l'incorporation des oses dans le polymère nécessite de l'énergie pour synthétiser les nucléotides des systèmes enzymatiques. Par contre, lorsqu'aucune condition de milieu ne vient inhiber la synthèse protéique, les micro-organismes non filamenteux, par leur plus grande affinité pour les glucides, sont avantagés dans la compétition pour le substrat et vont donc devenir dominants. En effet, les polyosides peuvent être, soit totalement oxydés, soit remaniés pour donner, après incorporation d'azote, des protéines. Par contre, le PHB ne pourrait servir que de substrat respiratoire.

2. Influence de l'oxygène dissous :

Nous avons constaté lors de la conduite d'un pilote traitant des eaux résiduaires de confiserie de marrons, un accroissement du diamètre des particules de floc et une augmentation de la viscosité du mucilage. De plus, l'apport de glucides facilement assimilables se traduit par une forte demande en oxygène qui, le plus souvent, ne peut être fournie par le dispositif d'aération. L'action de ces trois paramètres contribue à créer au centre des agglomérats bactériens des zones proches de l'anaérobiose. Les micro-organismes filamenteux sont favorisés dans la compétition pour les substrats limitants, car leur rapport surface-volume est supérieur à celui des non filamenteux. De plus, leur mode de croissance leur permet de ne pas dépendre des conditions de milieu strictement locales et, en particulier, ils peuvent aller chercher l'oxygène à l'extérieur des particules de floc.

Cependant, d'après WUHRMAN (1964), la présence de zones voisines de l'anaérobiose est un phénomène général à l'intérieur des flocs, car il s'établit

un gradient de concentration en oxygène entre la périphérie et le centre de l’agglomérat bactérien. Ainsi, tous les micro-organismes d'une boue activée ne disposent pas de l’oxygène qui leur est nécessaire. L'effet inducteur de l'oxygène dissous sur le foisonnement des boues activées ne peut se concevoir qu’en considérant l’importance des zones où se présente une déficience en oxygène. Lorsque ces zones deviennent trop importantes, les micro-organismes filamenteux se développent préférentiellement aux non filamenteux.

3. Influence de la composition de l’eau résiduaire :

Dans le cas des eaux usées d'industries agro-alimentaires, il est possible de relier l'implantation du bulking filamenteux à la composition de la fraction organique de l'eau résiduaire.

a) Influence de la fraction carbonée :

Nous avons pu observer et reproduire en pilote de laboratoire (RIDEAU et al., 1975) l'apparition d'un foisonnement intense dû à des rejets accidentels de glucose et de saccharose dans l’effluent d’une usine de sirops alimentaires. Il faut noter que l’importance du rejet n’était pas suffisante pour augmenter de façon sensible la charge biodégradable de l'effluent déjà très concentré (DBO5 de 15 000 mg O2/l). Depuis, des études menées sur différents effluents agro-alimentaires ont confirmé ces premiers résultats, en particulier dans le cas d’une confiserie de marrons. Le foisonnement des boues est à relier directement à la présence de di et triholosides dans l'eau résiduaire. De même, le foisonnement observé avec les eaux de brasserie lors de leur traitement à forte charge par le procédé contact-stabilisation est dû à la présence dans ce rejet de deux sources de carbone facilement assimilables : des oligosides de degré de polymérisation inférieur à 4 et de l’éthanol, combinée à une carence grave en azote qu'il s'agit de combler.

TABLEAU II

Vitesse d’adsorption de différents substrats carbonés et azotés par des boues activées urbaines (non adaptées aux effluents agro-alimentaires)

b) Source d’azote :

Après son introduction dans le bassin d’aération, une partie du substrat carboné est stockée sous forme de réserves endocellulaires qui seront oxydées plus tardivement. Pour utiliser ces réserves et synthétiser de la matière vivante, les bactéries ont besoin d'une source d'azote. La forme sous laquelle l'azote est disponible dans l'eau résiduaire n'est pas indifférente. Nous constatons (tableau II) que, selon leur degré de polymérisation, les substrats carbonés et azotés présentent des vitesses d'assimilation très différentes. Cela permet d'expliquer l'apparition d'un bulking filamenteux lors du traitement d’effluents apparemment équilibrés en azote (laiterie), mais qui, par suite de vitesses d'assimilation différentes des substrats carbonés et azotés, présentent des déficits temporaires en azote.

4. Autres mécanismes d'implantation du bulking filamenteux :

Si une différence de rentabilité dans la synthèse des réserves permet d'expliquer le foisonnement des boues dans le cas d'effluents concentrés en composés carbonés facilement assimilables (glucides le plus souvent), ce n'est certainement pas le seul mécanisme intervenant.

Certains germes filamenteux rencontrés dans les effluents agro-alimentaires tel Haliscomenobacter (ex. : Streptothrix hyalina) ne synthétisent pas de PHB. Il semblerait que l'implantation préférentielle d'un tel organisme soit à relier à la possibilité d’une croissance cytoplasmique importante. Lors d'un apport de substrat, on observe tout d'abord une augmentation du volume cytoplasmique due au stockage de réserves. La division nucléaire se produit plus tard dans la mesure où les conditions de milieu permettent la synthèse protéique ; elle sera donc inhibée par des carences en azote ou en oxygène. Dans ces conditions, les organismes filamenteux doués d'une croissance cytoplasmique importante vont se développer préférentiellement. De plus, leur morphologie leur permet d’aller prélever les nutriments à l'extérieur des particules de flocs et ils sont donc avantagés dans la compétition pour les substrats limitants.

III. — CONTROLE DU BULKING FILAMENTEUX

Pour le praticien, le foisonnement des boues est le passage d’une population non filamenteuse à une croissance filamenteuse, ce qui est la traduction de perturbations nutritionnelles des boues activées. Ce phénomène peut avoir lieu quelle que soit la charge appliquée, mais il s’observe, bien entendu, plus fréquemment en cas de surcharge ou d’une augmentation de la charge massique. En raison des pertes de boues, les matières en suspension dans le bassin d'aération vont diminuer d’où un effet auto-accélérateur du phénomène.

Trois règles générales d'intervention sont à connaître impérativement dans ce cas :

• — ne jamais soutirer de boues avant d’avoir identifié le type de bulking (gonflement ou foisonnement des boues) ;
• — accroître le taux de recyclage au maximum possible (200 %) ;
• — accroître l'aération au maximum possible pendant au moins 8 jours et si possible 15 jours. Ne pas s'occuper des accidents secondaires (odeurs nauséabondes, remontées de boues). En effet, la production de mauvaises odeurs est due à la mise en suspension de dépôts accumulés au fond du bassin d'aération. Les remontées de boues sont dues à l'inclusion de bulles d’air dans des paquets de boues filamenteuses.

Pour contrôler le bulking filamenteux, il apparaît donc logique d’envisager deux types d'action : limitation de la synthèse des réserves ; accélération de la dégradation des réserves déjà constituées par les bactéries.

1. Contrôle de la synthèse des réserves :

La biosynthèse des substances de réserve chez les bactéries est régulée, entre autres, par les rapports entre les quantités et les vitesses d’assimilation des nutriments présents dans le milieu. Des valeurs élevées des rapports C/N et C/P favorisent l'accumulation des réserves. Des effluents comprenant des protéines et des glucides de faible masse molaire, comme par exemple certaines eaux résiduaires de l'industrie laitière, peuvent provoquer l’accumulation des réserves du fait d'un déficit temporaire en azote pendant la période d’assimilation de la fraction glucidique. On peut, dans ce cas, contrôler la croissance des formes filamenteuses en ajoutant des acides aminés libres dans les eaux résiduaires riches en sucres simples. Cette nécessité d’une fraction azotée élaborée, facilement assimilable, implique que le substrat azoté peut être, selon sa nature, un facteur limitant pour les germes non filamenteux. Dans certains cas, le mélange d’eaux industrielles avec des eaux urbaines permettra d'éviter le bulking. En effet, les eaux urbaines, de composition relativement constante, contiennent des acides aminés libres ainsi que des facteurs de croissance.

Dans le cas d'une caractérisation de l'accident concluant à la présence de Sphaerotilus, il faut immédiatement songer, pour les eaux résiduaires industrielles, à une carence en azote et en phosphore. Il convient donc de supplémenter de façon à ne pas avoir un rapport DBO₅/N/P supérieur à 100/5/1. De plus, il faut remarquer qu’en règle générale, pour ce type d’effluent, la quasi-totalité de la DCO est biodégradable et constitue en fait la DBO. Les apports d’azote (organique simple) et de phosphore devront être calculés sur la base DCO/N/P = 100/5/1.

2. Contrôle de la dégradation des réserves :

Les germes filamenteux ont, en grande majorité, une part importante de leurs substances de réserves sous forme de PHB. Le PHB est un composé en C₄ polymérisé. L'oxydation des molécules en C₄ fournira moins d’énergie que l’oxydation des molécules à six carbones résultant de l’hydrolyse des polysaccharides. Les réserves glucidiques présentes chez les non filamenteux ont donc un meilleur rendement énergétique que le poly-β-hydroxybutyrate, ce qui permettra à ces germes de se développer préférentiellement. On peut modifier le schéma classique du procédé par boues activées pour favoriser la consommation de réserves. C’est le procédé contact-stabilisation.

IV. — LE PROCÉDÉ PAR CONTACT-STABILISATION

(voir figure 3)

Rappel : comme pour tout procédé d’épuration biologique, la pratique du contact-stabilisation a existé avant que des recherches aient été entreprises pour en rationaliser la conception et en comprendre les mécanismes. Le procédé contact-stabilisation apparaît comme une variante du procédé boues activées classique et on peut remonter aux années 1922-1923 pour trouver trace d'utilisation de systèmes qui lui sont apparentés et qu’on désignait par le terme « ré-aération des boues ». En Angleterre, la ré-aération des boues semble une pratique courante (Haseltine, 1961) et fait l’objet d’un brevet (COOMBS, 1922). Aux États-Unis, les premières grandes stations d’épuration ont été mises en service à Houston (Texas) et elles comportaient une étape de ré-aération des boues. En 1923, un rapport (U.S.P.H. Bull., 1923) indique que « l'usage de la ré-aération des boues devrait probablement permettre une économie de 20 % sur le volume des bassins, des temps de séjour plus courts en aération pour la liqueur mixte et une légère diminution de la consommation d’air ». Ces premières réalisations diffèrent des réalisations modernes en ce que les volumes en ré-aération ne représentent que 10 % du volume total contre 50 à 75 % actuellement (valeurs obtenues à la suite de l’optimisation du procédé).

En 1951, ULLRICH et SMITH proposent le procédé BIOSORPTION (1) pour améliorer le fonctionnement de la station d'épuration d'AUSTIN (Texas) avec des temps de contact de 15 à 20 minutes et des temps de stabilisation de 90 minutes. Après plusieurs années de fonctionnement (ULLRICH et SMITH, 1957), ils publient des données qui indiquent que le procédé a permis d’augmenter la capacité de traitement sans nuire à l'épuration et surtout en réduisant les problèmes de bulking qui perturbaient considérablement la station avant sa modification. Dans la recherche d'une explication des mécanismes mis en jeu, ULLRICH et SMITH considèrent que la boue activée adsorbe et absorbe rapidement, dans le bassin de contact, la plupart de la pollution dissoute et colloïdale. Cette pollution est ensuite éliminée (stabilisée) dans la phase de ré-aération des boues, ce qui permet également de réactiver les boues avant de les renvoyer au contact de la pollution. Cette conception largement répandue est contestée par McKINNEY (1965) dont les expériences démontrent que la stabilisation de la pollution a lieu aussi dans le bassin de contact, celui-ci n'étant plus le siège exclusif de phénomènes d’élimination physiques. Par contre, dans le bassin de stabilisation, les boues activées se trouvent dans un état de métabolisme endogène. Cette conception entraîne un renversement des besoins en oxygène qui doivent être plus forts en contact qu’en stabilisation. Elle est étroitement dépendante des temps de séjour respectifs en contact et en stabilisation.

De nombreux auteurs s’accordent pour déclarer (KRAUS, 1955 ; ZABLATZKY et al., 1959 ; WESTON, 1961 ; GRICH, 1961) que le contact-stabilisation permet de mieux absorber les pointes de charge, tout en réduisant les coûts d'investissement.

La plupart des données de la littérature concerne néanmoins des stations d'épuration urbaines. L'intérêt du contact-stabilisation pour le traitement d’effluents industriels, notamment ceux des I.A.A., n’en est que plus évident quand on considère les caractéristiques de ces effluents et les avantages déclarés du procédé. C’est ainsi que nous avons employé à plusieurs reprises ce procédé pour contrôler le développement des germes filamenteux. Dans ce type de traitement, les phases d’accumulation et d'utilisation des réserves sont théoriquement séparées. En effet, la théorie classique du contact-stabilisation est basée sur une cinétique d'adsorption de certains substrats, en deux étapes.

Expérimentalement, si on mélange un substrat composé de dextrines complémentées en azote et phosphore avec des boues activées aérées pendant plusieurs heures, on constate que la courbe de l’évolution de la concentration en dextrines présente deux phases linéaires et la pente au début de la dégradation est supérieure à celle qui caractérise la deuxième phase (SASSOT, 1971 ; OLIVET, résultats non publiés, 1979) (voir fig. 4).

L'interprétation classique est que l'assimilation du substrat se fait en deux étapes :

V₁        V₂
Sₛ → Xₑ → X       avec V₁ > V₂
(1)        (2)
substrat   état    biomasse
           intermédiaire

La première étape est plus rapide et commande la vitesse initiale, puis l’état intermédiaire s’accumule et inhibe la réaction (1). L'ensemble de la réaction est alors limité à la vitesse V₂ de la réaction (2).

Application :

Si on parvient à maintenir des boues stabilisées, c'est-à-dire des boues activées ayant consommé la plus grande part de leurs réserves (état de faim carbonée), au contact d'un effluent brut, l’épuration est jusqu’à cinq fois plus rapide. On peut donc utiliser cinq fois moins de boues activées dans le bassin de contact. La stabilisation peut ensuite se faire dans un autre bassin après concentration des boues dans le décanteur.

L'absorption initiale à vitesse rapide ne dure que pendant les trente à soixante premières minutes. Le temps de passage des boues dans le bassin de contact ne devrait donc pas excéder cette durée. En effet, cette contrainte limiterait cette application du contact-stabilisation à des effluents peu chargés.

(1) Marque déposée de INFILCO Inc.

En effet, si on admet :

— une charge massique de 0,8 jour⁻¹ ; — un temps de séjour hydraulique de 1 heure ; — un débit de recyclage égal au débit d’entrée ; — et une concentration M.V.S. de 3,5 g/l,

on a les relations suivantes :

          V
(1)  θ = ———        (définition du temps de séjour)  
        Q + R

        Q · Se
(2)  Cm = ————      (définition de la charge massique)  
        Xc · V

La relation (1) permet de calculer V = ———                              20

et, en remplaçant dans (2), on obtient :

        2 · Xc · Cm          2 · 1 · 3,5 · 0,8
Se = ——————————— = ———————————  
            24                      24

Se = 240 mg/l

Q  = débit horaire d’entrée. R  = débit horaire de recyclage. θ  = temps de séjour en contact. V  = volume de contact. Se = concentration en DCO de l’effluent. Xc = taux de boues activées. Cmc = charge massique en contact.

On voit que l’utilisation de l’absorption initiale se limite à des effluents dilués, ou peu chargés naturellement, et on peut affirmer que pour des effluents très chargés, l’absorption initiale reste marginale étant donné les temps de séjour forcément plus importants, pour permettre une bonne épuration de l’effluent avant la séparation des boues dans le décanteur.

La stabilisation est, par contre, rendue nécessaire par les propriétés particulières des effluents des I.A.A. comme cela a été démontré (consommation des réserves précédemment ; MORFAUX et ALBAGNAC, 1979).

On sait en effet que le résultat de l’épuration ne dépend de la charge massique que lorsque celle-ci atteint des valeurs élevées. Pour des charges massiques inférieures, les résultats rapportés (KHARARJIAN et SHERRARD, 1978), ainsi que nos observations, montrent que le pourcentage d’épuration est maximum et ne dépend plus de la charge massique quand celle-ci est inférieure à 0,8.

L’épuration est maximum et constante pour une charge massique Cm < Cmc. Il n’est donc pas intéressant, théoriquement, de ce point de vue, de maintenir des charges inférieures.

La charge massique doit également être fixée de manière à permettre le développement de boues activées facilement décantables. On sait en effet que la charge massique du système détermine, avec la nature de l’effluent, les caractéristiques des boues produites.

BISOGNI et LAWRENCE (1971) ont étudié la relation existant entre âge des boues et vitesse de décantation d’une solution contenant 2 g/l de ces boues.

La courbe obtenue montre qu’à partir d’un âge critique (ici 4 jours) la relation est linéaire.

Étant donné les particularités des effluents des I.A.A., très concentrés, facilement biodégradables, leur épuration proprement dite est aisée, mais le premier problème est la qualité des boues activées qui en résulte. Ceci implique que la station d’épuration aura pour premier rôle le traitement des boues.

Par exemple, un essai en pilote de laboratoire sur un effluent artificiel à base de glucose complémenté en azote montre qu’une charge massique de 0,61 jour⁻¹ peut épurer 95 % de la DCO totale de l’effluent. Mais on constate que la vitesse de décantation des boues n’est alors que de 5 cm par heure. L’indice de Mohlman est très élevé.

Cette configuration serait très difficilement réalisable industriellement : le coût principal serait en effet celui du décanteur.

La décantation est donc, dans ce cas, l’étape limitante du processus. On doit donc diminuer la charge massique, c’est-à-dire augmenter la quantité de boues maintenue dans le système. C’est pour cette raison que l’on a parfois recours à des systèmes d’aération prolongée. Mais le bassin très volumineux rend la station onéreuse.

On réalise une économie de volume très importante en maintenant la quantité de boues nécessaire à l’épuration dans le bassin de contact et en mainte-

LISTING DU PROGRAMME

SORTIE :

kg d'O2 fourni par kWh ............ 4,50  
kg d'O2/kg DCO .................... 1,40  
coefficient de pointe ............. 1,30  
coefficient de sécurité ........... 1,40  
DCO d’entrée kg/j ................. 270,0  
DBO d’entrée kg/j ................. 130  
débit m³/h ........................ 364  
M.V.S. maintenues en contact (g/l) .. 3,5  
* en stabilisation (g/l) ............ 3,5  
taux de recyclage ................... 0,8  
volume en contact (m³) ............ 264,0  
temps de séjour (h) ................. 2,6  
temps de passage (h) ................ 2,5  
volume en stabilisation (m³) ...... 234,0  
temps de passage (h) ................ 5,0  
charge massique (g/l) .............. 0,107  
consommation d’O₂ (kg/j) ........... 156  

puissance installée en contact .... 39,0  
(W/gal)

Q : débit d’entrée  
Qf : débit de recyclage  
S : charge de l’effluent en DBO₅  
S’ : charge de l’effluent en DCO  
i : rapport théorique des volumes  
θc : temps de passage en contact  
θs : temps de passage en stabilisation  
V1 : M.V.S. en contact  
V2 : M.V.S. en stabilisation  
V3 : volume de contact  
V4 : volume de stabilisation  
Oc max. : maximum fourni par m³  
Oc : besoin d’O₂ par m³ de contact  
Oct : besoin d’O₂ total en  
écalant : besoin d’O₂ en stabilisation  
ks : besoin d’O₂ nécessaire par kg de DCO épuré  
X : besoin d’O₂ consommé en contact  
p : coefficient de pointe

nant un âge des boues suffisant, en aérant celles-ci après leur concentration dans le décanteur, c'est-à-dire dans un bassin de stabilisation situé sur le trajet du recyclage.

Dimensionnement des installations :

Un des reproches les plus souvent adressés au contact-stabilisation est que l'on ne sait pas très bien comment « calculer » les stations faisant référence à ce procédé et que l'on ne peut facilement y arriver en se servant des méthodes classiques de calcul d’ECKENFELDER et de BROUZES. Il y aurait cependant beaucoup à dire sur la validité des coefficients utilisés classiquement pour les eaux résiduaires urbaines dans le cas des effluents agro-alimentaires, mais il est certain que le dimensionnement des ouvrages et la puissance à installer sont plus difficiles à déterminer en contact-stabilisation à cause du plus grand nombre de paramètres intervenant.

Rappelons tout de même que les grandes lignes du calcul ont été données par ECKENFELDER et WESTON dès 1955, et SASSOT a exposé la méthode de calcul qu'il utilisait chez ERPAC dès 1971. JONES, en 1971, a proposé un modèle mathématique pour le contact-stabilisation et JENKINS et ORHON (1972) ont également publié une méthode de calcul pour ce procédé.

En France, l'O.D.A. (C.R.O.D.A., 1975) a déduit de la méthode du test de métabolisation (trophigraphe) une méthode de calcul du « contact-assimilation », autre dénomination du contact-stabilisation. E.P.A.P. et S.E.P.T. utilisent la méthode de calcul I.N.R.A.

Il est rassurant de noter que les différentes méthodes modernes aboutissent à des résultats extrêmement voisins et nous pouvons dire, ayant travaillé à l'occasion avec les différentes équipes, qu'il y a une grande concordance de pensée et de conception entre elles.

En ce qui nous concerne, nous avons systématiquement expérimenté le procédé en pilote de laboratoire, en pilote industriel de plusieurs mètres cubes et effectué des mesures sur des stations de moyenne et grande importance construites depuis quelques années ou très récemment par différents constructeurs (E.P.A.P., ERPAC, O.D.A., etc.).

Un certain nombre de paramètres sont imposés (quantité de pollution, concentration en DCO et en DBO₅, etc.), d'autres ont été déterminés et optimisés expérimentalement pour différents types d'effluents, par exemple les rapports de volume entre le contact de 1/1 à 3/1 et la répartition de la puissance à installer entre les deux bassins, mesurée in situ par la consommation d'oxygène au moyen de la méthode de CATROUX et al. (1974). Les résultats moyens obtenus au cours de diverses études de traitabilité effectuées en contact-stabilisation sur des effluents divers (panneaux de fibres, brasserie, conserverie, choucrouterie, confiserie, fabrique de sirops, laiterie, etc.) indiquent une consommation d'oxygène de 60 % du total en contact et 40 % en stabilisation.

Évidemment et comme dans les procédés classiques, la charge massique est choisie ainsi que la concentration de M.V.S. dans chaque bassin. (Rappelons que l'on peut travailler à haute concentration en M.E.S.T. dans l’étape stabilisation, ce qui permet une diminution substantielle du volume global de bassins).

Comme la plus grande partie de l’oxygène (60 %) doit être introduite au niveau du contact, c'est la consommation instantanée en pointe à ce niveau qui régira le volume du bassin de contact, compte tenu des contraintes d'agitation (impossibilité de dépasser un certain nombre de watts/m³).

Nous avons programmé le calcul sur calculateur Hewlett Packard HP 97 (fig. 6) et l'application à des cas concrets est maintenant très aisée.

Le principe du calcul est donné dans le schéma de la figure 7.

Optimisation du procédé :

L'interdépendance des paramètres définis est telle que la variation de chacun d'entre eux a des effets opposés sur le coût des différents éléments.

Ainsi, comme dans une station conventionnelle, l’augmentation de la concentration en boues activées dans le bassin de contact permet d’en diminuer le volume, mais la décantation est alors plus lente : il faut augmenter la surface du décanteur et augmenter le débit du recyclage.

De même, l’augmentation du taux de recyclage favorise la décantation, mais diminue la concentration des boues dans le bassin de stabilisation : on doit alors augmenter son volume si on veut conserver la même charge massique.

Enfin, en jouant sur le volume de stabilisation, il est possible de faire varier la quantité totale de boues maintenues dans le système et donc l'âge des boues dont dépendent très étroitement les aptitudes des boues à la décantation.

La détermination de toutes les équations qui relient entre eux ces différents paramètres permet, à partir des choix de trois paramètres (le taux de M.V.S. en contact, le taux de recyclage, le volume de stabilisation), d'évaluer les autres paramètres (taux de M.V.S. en stabilisation, vitesse de décantation des boues) et de calculer la station d’épuration (volume des bassins, taille du décanteur).

Mais le choix des trois paramètres de départ a, bien sûr, une incidence sur le prix total de la station. La modélisation de leurs influences et la connaissance des données économiques concernant les prix

des différents éléments d'une station d’épuration permettront très prochainement l'optimisation de leur choix. On pourra ainsi calculer sur ordinateur, non pas une station qui marche bien, mais la station qui marche bien au meilleur prix.

Réalisations récentes :

Certaines réalisations ont été effectuées ces dernières années par différentes sociétés françaises pour des effluents mixtes ou d'origine agro-alimentaire (E.P.A.P. : station de MOTTA France – glaces, confiserie – Argentan, Orne ; ERPAC : station de Marcillat – laiterie, fromagerie – près de Corcieux, Vosges ; O.D.A. : station de Houplin-Ancoisne, Nord – résidus de fermentation, amidonnerie, laiterie).

Dans le cadre de ce document, il est impossible de donner les caractéristiques détaillées de ces installations.

Parallèlement, plusieurs projets ont été présentés dans des concours et n'ont pas été retenus. Il semble que leur rejet soit dû à un certain conservatisme qu'il convient de dénoncer. En effet, il existe actuellement suffisamment de raisons scientifiques et d’expériences positives pour démontrer le bien-fondé du procédé en deux étapes dans le cas des effluents agro-alimentaires rapidement bio-dégradables.

CONCLUSION

Pour traiter par voie aérobie les effluents agro-alimentaires qui induisent naturellement le phénomène du bulking, on peut faire appel, soit à des procédés très extensifs, soit au procédé contact-stabilisation à faible et moyenne charge qui permet dans tous les cas une économie sensible du volume d'aération (30 à 45 %) par rapport aux procédés dits « d'oxydation totale ». Les avantages du contact-stabilisation sont multiples. Nous ne reviendrons pas sur la diminution du volume d’aération, mais il faut rappeler les capacités inhérentes au procédé pour absorber les pointes. De plus, une masse importante de boues activées est maintenue pendant un certain temps à l'écart des eaux brutes et est ainsi protégée des effets nocifs d'une toxicité brutale ; cela permet éventuellement de faire redémarrer rapidement la station après un accident. Le procédé contact-stabilisation présente, en outre, une grande souplesse de fonctionnement lui permettant de s’adapter aux variations saisonnières de l'agro-alimentaire ; il est également possible de réaliser l'extension des capacités de stations existantes en les transformant en contact-stabilisation. Le procédé n'est tout de même pas une panacée et il n'est pas applicable à de petites stations traitant moins de 0,8 tonne de DBO par jour. L’hydraulique de la station doit également être très soignée pour diminuer les coûts. En dépit de ces légers inconvénients, le procédé contact-stabilisation se confirme actuellement comme le meilleur procédé de traitement aérobie des eaux résiduaires du secteur agro-alimentaire.

J.-N. Morfaux, J.-P. Touzel, R. Olivet, G. Albagnac.

BIBLIOGRAPHIE

— Adamse A. D., 1966. — Bacteriological studies on dairy waste activated sludge. (Thèse). Veenman en Zonen N. V. Wageningen.

— Bisogni J. J. et Lawrence A. W., 1971. — Relationship between biological solids retention time and settling characteristics of activated sludge. Water Research, 5, 753-763.

— Casays L., Surun J., 1967. — Les eaux usées des industries agricoles et alimentaires. Techniques et Sciences Municipales, 62, 10, 323-366.

— Catroux G., Bidan P., Iwena A., Heitz F., 1974. — Possibilités d’épuration biologique dans la Communauté économique européenne. Rapport I.R.C.H.A. ENV/376/76 F., 160 pp.

— Coombs J. A., 1922. — Improvements in or connected with the treatment of sewage and other impure liquids. Brit. Patent, 187 315, oct.

— Drakides C., 1974. — Étude des bactéries sur la pollution par les industries alimentaires (Mémoire).

— Grich E. R., 1961. — Operating experience with activated sludge re-aeration. J. Water Poll. Control Fed., 33, 8, 856-863.

— Hawkes H. A., 1963. — The ecology of waste water treatment. Pergamon Press, London.

— JENKINS D., ORHON D., 1972. — The mechanism and design of the contact-stabilization activated sludge process. Adv. in Water Pollut. Research, B, 5, 10, 1-10.

— JONES P. H., 1971. — A mathematical model for contact-stabilization-modification of the activated sludge process. Adv. in Water Pollution Research, t. II, 5, 1-7.

— KHARARJIAN H. A., SHERRARD J. H., 1978. — Contact-stabilization treatment of a colloidal organic wastewater. J. Water Poll. Control Fed., 50, 4, 645-652.

— KRAUS L. S., 1955. — Dual aeration as a rugged activated sludge process. Sewage and Industrial Wastes, 27, 12, 1347-1355.

— McKINNEY R. E., 1965. — Research and current developments in the activated sludge process. J. Water Poll. Control Fed., 37, 12, 1696-1708.

— MEINCK F., STOOF H., KOHLSCHUTTER H., 1975. — Les eaux résiduaires industrielles. Masson, 2ᵉ éd., 1975.

— MORFAUX J. N., RIDEAU J. P., 1975. — Les accidents de décantation dus au vieillissement des boues activées dans le traitement biologique des effluents d'industries agricoles et alimentaires. La Technique de l’Eau, 339, 19-25 ; 340, 17-27.

— MORFAUX J. N., RIDEAU J. P., SARRIS J., 1975. — Le traitement par boues activées des eaux résiduaires de fabrication de marrons glacés. Ind. Alim. Agr., 4, 381-392.

— MOURGUES J., MAUGENET J., 1969 (a). — Méthodes d’évaluation et valeurs de la charge polluante des eaux résiduaires des industries alimentaires. Ann. Techno. Agricol., 18, 1.

— MOURGUES J., MAUGENET J., 1969 (b). — Évaluation de la charge polluante des eaux résiduaires des distilleries vinicoles. Ann. Techno. Agric., 18, 2, 129-137.

— MOURGUES J., MARIE M., MAUGENET J., 1973. — Les eaux résiduaires de conserveries de fruits et légumes. La Technique de l’Eau et de l’Assainissement, 316, 19-34.

— MUELDER E. G., VAN VEEN W. L., 1963. — Investigations on the Sphaerotilus-Leptothrix group. Anton van Leeuwenhoek, 29, 121-153.

— PAINTER H. A., 1969. — Removal of phosphorus in activated sludge systems. J. Water Poll. Control Fed., 37, 7, 726-744.

— PIPES W. D., 1967. — Bulking of activated sludge. Adv. in Appl. Microbiol., 9, 1.

— RIDEAU J., DRAKIDES C., 1979. — Les accidents de décantation dans les stations de traitement des boues activées. Mémoire de l’Environnement et du Cadre de Vie.

— SASSOT L., 1971. — Le procédé contact-stabilisation. Exposé présenté aux Journées d’Information et de Perfectionnement de l’A.F.E.E., Nancy, 71, 15 p.

— TAKII S., 1977 (a). — Accumulation of reserve polysaccharide in activated sludges treating carbohydrate wastes. Water Res., 11.

— TAKII S., 1977 (b). — Bacterial characteristics of activated sludges treating carbohydrate wastes. Water Res., 11, 79-83.

— ULLRICH A. H., SMITH M. W., 1951. — The biosorption process of sewage and waste treatment. Sewage and Industrial Wastes, 23, 40, 1248-1253.

— ULLRICH A. H., SMITH M. W., 1957. — Operation experience with activated sludge biosorption at Austin, Texas. Sewage and Industrial Wastes, 29, 4, 400-413.

— U.S. Public Health Bull. n° 132, 1923. — Sewage treatment in the United States.

— WESTON R. E., 1981. — Design of sludge re-aeration activated sludge systems. J. Water Poll. Control Fed., 33, 7, 748-757.

— WORRMAN K., 1964. — Microbial aspects of water pollution control. Adv. in Appl. Microbiol., 6, 119.

— ZARLATSKY H. R., CORNISH M. S., ADAMS R. H., 1959. — An explanation of the principles of biological engineering to activated sludge treatment. Sewage and Industrial Wastes, 31, 11, 1281-1287.