# Le traitement du carbone et de l'azote pour des stations de type boue activée confrontées à des fortes variations de charges dues à des activités touristiques

J.P. Canler, Jean-Marc Perret, J.M. Choubert, A. Iwema

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J.P. Canler, Jean-Marc Perret, J.M. Choubert, A. Iwema. Le traitement du carbone et de l'azote pour des stations de type boue activée confrontées à des fortes variations de charges dues à des activités touristiques. TSM. Techniques Sciences Méthodes – Génie urbain, génie rural, 2008, 4, pp.77-89. 10.1051/tsm/200804077. hal-02590611

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# Le traitement du carbone et de l'azote pour des stations de type boues activées confrontées à des fortes variations de charges dues à des activités touristiques

■ J.-P. CANLER<fnref n="1" />, J.-M. PERRET<fnref n="1" />, J.-M. CHOUBERT<fnref n="1" />, A. IWEMA<fnref n="2" />

Cette note relate les résultats de plusieurs études successives menées sur trois années et réalisées sur les stations d'épuration de type boues activées traitant principalement les effluents domestiques des stations de sports d'hiver des Ménuires (73) et de Courchevel (73) où des conditions de fortes variations de charges associées à de basses températures ont pu être testées. Les études ont permis de mieux appréhender les variations de charge extrêmes possibles du procédé à boues activées, de préciser un certain nombre de points comme les configurations et les règles d'exploitation permettant l'augmentation de la variation de charge traitée. Cette note s'adresse particulièrement aux maîtres d'œuvre en charge de la conduite de projets de stations d'épuration dans les régions confrontées à de fortes activités touristiques, aux services des départements, des régions, des agences de l'eau et de la police de l'eau de ces régions.

## 1. Introduction

L'évolution de la réglementation européenne et française dans le domaine du traitement des eaux résiduaires urbaines implique, pour les stations d'épuration traitant des flux de plus de 2 000 EH, au moins un traitement biologique de leurs eaux usées. En cas de rejet dans des eaux réceptrices sensibles à l'azote, ce traitement biologique comprendra également l'élimination de ce composé.

Pour les stations d'épuration françaises situées en zone de forte activité touristique hivernale et estivale,

le choix de la filière boues activées et de son dimensionnement s'avère délicat compte tenu de l'absence d'informations précises et étayées sur la capacité de cette filière à traiter des variations de charge élevées. Aussi, le Cemagref, avec la collaboration de l'agence de l'eau RM&C et du FNDAE, a-t-il engagé une étude importante portant sur le traitement de charges variables par la technique boues activées.

Rappelons qu'un même type d'étude a déjà été effectué sur le procédé de biofiltration, a priori plus adapté, malgré des coûts d'investissement et de fonctionnement plus élevés, à ces contextes touristiques littoral ou de montagne en raison de sa compacité et de sa modularité.

Cet article de synthèse précise la variation de charge acceptable par ce procédé, sa capacité à traiter une pointe de pollution importante sur une courte durée en respectant les niveaux de rejets quotidiens et apporte des recommandations sur les principaux paramètres de fonctionnement pour gérer au mieux ce type d'installation.

## 2. Problématique et objectif

Le dimensionnement d'une station d'épuration à charge variable doit prendre en compte deux facteurs importants :

- l'amplitude de la variation de charge,

- la vitesse de l'augmentation de la charge.

Ces caractéristiques sont liées respectivement au rapport entre les populations saisonnière et sédentaire et au régime d'arrivée des saisonniers.

Le protocole de l'étude doit permettre d'appréhender l'influence de ces deux facteurs sur les performances du procédé biologique.

<footnote n="1">1 Cemagref - Groupement de Lyon - 3 bis, quai Chauveau - CP 220 - 69336 Lyon Cedex 09.</footnote>

<footnote n="2">2 Agence de l'eau RM & C - 20, avenue Tony Garnier - 69363 Lyon Cedex 07.</footnote>
## 2.1. Approche du dimensionnement : variation de charge maximale du procédé

Dans le cas d'une configuration standard d'une station à boues activées (un seul réacteur biologique associé à un clarificateur), le dimensionnement d'une installation pour traiter une charge variable s'effectue sur la base de la charge maximale à traiter, c'est-à-dire la charge entrante en haute saison. Celle-ci détermine la capacité nominale de la station. À partir du rendement souhaité, le paramètre clé du procédé biologique, la charge massique est fixée pour maintenir en régime stabilisé les niveaux de rejets demandés. Cette charge massique (Cm) maximale est associée à une concentration en MVS maximale envisageable dans le réacteur biologique. Cette valeur est déterminée, à son tour, par la limite hydraulique du clarificateur et elle fixe le volume du réacteur biologique.

Le volume du réacteur biologique étant ainsi fixé, il convient de déterminer la Cm et la concentration en MVS minimums compatibles avec la charge en basse saison. Or, il y a une limite à la variation de charge puisque des Cm trop faibles ont des conséquences importantes sur la qualité des eaux de sortie en raison de flocs trop petits qui sont facilement entraînés lors des débits de pointe (temps de pluie en basse saison). De même, la concentration en MVS a une limite inférieure à ne pas dépasser.

Les valeurs de Cm et de la concentration en MVS retenues, maximums en haute saison et minimums en basse saison, pour traiter une variation de charge la plus élevée possible et respecter les niveaux de rejets demandés sont les suivantes (tableau I).

Ces valeurs extrêmes de Cm et la concentration en MVS permettraient à une filière boues activées équipée d'un unique réacteur biologique de faire face à une variation de charge d'un facteur 18 pour le traitement du carbone et d'un facteur proche de 8 pour le traitement de l'azote. Ces coefficients de variation de charge correspondent à des variations de charge extrêmes du procédé appelées « amplitudes maximales de traitement ».

Cependant, ils n'intègrent pas la notion de la vitesse de la montée en charge. Cette vitesse est traduite par une pente de montée en charge, fonction de son amplitude et de sa durée. La pente de montée en charge doit être compatible avec la capacité de la biomasse à piéger et à assimiler les matières polluantes par des mécanismes d'adsorption et d'absorption pour le traitement du carbone (étape cinétiquement limitante), et uniquement par le mécanisme d'absorption pour le traitement de l'azote (étape cinétiquement limitante). Cette capacité de la biomasse est appelée « cinétique limite de la biomasse » et représente le taux de croissance net de celle-ci. Pour traiter l'ensemble de la pollution lors de la montée en charge, la pente qui traduit la cinétique limite de la biomasse doit être au minimum équivalente à la pente de la montée en charge.

Pour dimensionner une installation, il faut donc arrêter « une allure type » de montée en charge dont les caractéristiques sont issues des observations sur site, en retenant la période de l'année la plus contrai-gnante, c'est-à-dire la période hivernale (faibles températures occasionnant des cinétiques de développement de la biomasse lentes).

<table><caption>Tableau I. Paramètres de fonctionnement retenus pour traiter des variations de charge extrêmes</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="3">Traitement du carbone</th><th colspan="3">Traitement de l'azote</th></tr><tr><th>Haute saison</th><th>Basse saison</th><th>Ratio HS/BS</th><th>Haute saison</th><th>Basse saison</th><th>Ratio HS/BS</th></tr></thead><tbody><tr><td>Température de 10 °C</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Cm (kg de DBO<sub>5</sub>/kg de MVS.j)</td><td>0,3</td><td>0,045</td><td>6,67</td><td>0,13</td><td>0,045</td><td>2,89</td></tr><tr><td>Concentration des boues (g MVS/l)</td><td>3,2</td><td>1,2 à 1,5</td><td>2,67 à 2,13</td><td>3,2</td><td>1,2 à 1,5</td><td>2,67 à 2,13</td></tr><tr><td>Nombre de réacteurs biologiques</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Variation de charge envisageable</td><td colspan="3">14 à 18</td><td colspan="3">6,1 à 7,7</td></tr><tr><td>Niveaux de rejets demandés</td><td colspan="3">[DCO t] &lt; à 125 mg/l<br/>[DBO<sub>5</sub> t] &lt; à 25 mg/l<br/>[MES] &lt; à 35 mg/l</td><td colspan="3">[NT] &lt; à 15 mg/l<br/>avec [N-NH<sub>4</sub><sup>+</sup>] &lt; à 7 mg/l</td></tr></tbody></table>
## 2.2. Montée en charge et croissance de biomasse

Les indices de fréquentation maximale des stations touristiques de montagne correspondent aux vacances scolaires, aux week-ends et pour certaines d'entre elles, aux manifestations sportives ponctuelles. Le plus souvent, la pente de montée en charge la plus contraignante se situe aux vacances scolaires de Noël. À cette période, le taux de remplissage de la station peut atteindre 80 % de la capacité d'hébergement, d'où une montée en charge rapide répartie sur quelques jours seulement et associée à des très faibles températures de l'effluent.

Le dimensionnement d'une station d'épuration nécessite de caractériser précisément la variation de charge du site. La figure 1 illustre schématiquement l'évolution d'une montée en charge. On distingue :

- la variation de charge maximale annuelle = charge haute saison/charge basse saison,

- la variation de charge critique = charge Z/charge Y, qui correspondent aux charges juste avant et juste après l'arrivée de la pente maximale,

- la durée de la montée en charge = T,

- le nombre de jours qui s'écoulent entre les charges Y et Z.

Le point Z représente souvent 80 % de la capacité minimale de l'installation. Le point Y est souvent supérieur à la charge basse saison en raison de l'arrivée

échelonnée des saisonniers et des premiers touristes. La durée T de la montée de charge est de l'ordre de six à huit jours.

Le respect de la qualité des eaux rejetées implique que la pente de la variation de charge critique ne dépasse pas la cinétique limite de la biomasse (ou le taux de croissance net de la biomasse, c'est-à-dire le taux de croissance observé sur site moins le taux de décès).

La croissance (en l'absence de facteur limitant et d'extraction de boue) est de type exponentiel et peut être représenté par la relation suivante : $M_t/M_0 = (1 + \mu_0)^T$.

$M_t$ : la quantité de biomasse présente après la montée en charge (point Z de la courbe), $M_0$ : la quantité de biomasse présente avant la montée en charge (point Y de la courbe),

$\mu_0$ : le taux de croissance net de la biomasse,

T : la durée de la période de montée en charge.

L'augmentation de la charge d'un facteur Z/Y en T jours est donc possible dans la limite où $Z/Y < M_t/M_0$, c'est-à-dire dans la mesure où Z/Y est inférieur ou égal à l'augmentation potentielle de la biomasse $(1 + \mu_0)^T$.

L'objectif de l'étude est donc de déterminer les variations de charges compatibles avec les taux de croissance de la biomasse et donc avec le traitement correct des matières carbonées dans un premier temps et des matières azotées dans un deuxième temps.

<figure><img src="image_2.png" /><figcaption>Figure 1. Allure type d'une montée en charge</figcaption></figure>
### 3. Méthodologie

L'étude a été menée sur deux stations à boues activées en vraie grandeur traitant des effluents domestiques de stations de ski. Elle s'est déroulée durant plusieurs hivers avec des suivis moyens journaliers à différentes fréquences selon les objectifs recherchés.

Son premier objectif était de déterminer le facteur de variation de charge limite du procédé pour le traitement du carbone et de l'azote. La répartition du débit entre la file biologique et la file physico-chimique de la station de Saint-Martin de Belleville a permis de créer les conditions de charge souhaitées pour l'étude.

Après calculs théoriques et simulations avec le modèle ASM1 (Activated Sludge Model n°1), inclus dans le logiciel GPS-X® – Global Purpose Simulator® (Hydromantis, Inc. Canada) V 4.11 – calé et validé à 10 °C, les variations de charge retenues pour l'étude ont été d'un facteur 14 à 15 pour le traitement du carbone, et d'un facteur 4,5 pour l'azote. La charge massique maximale testée était équivalente à 80 % de la charge massique retenue pour la haute saison (charge nominale de l'installation).

Les paramètres du calage du réacteur biologique ont été les suivants (tableau II).

- Pour la basse saison, une charge massique de 0,045 kg de DBO₂/kg de MVS. j et une concentration en MVS dans le bassin d'aération de l'ordre de 1,4 g de MVS/l ont été retenues. Le suivi de la basse saison a duré 2,5 mois, compte tenu d'un âge de boue très élevé.

- Pour la haute saison, des charges massiques de 0,22 et respectivement 0,13 kgDBO₂/kgMVS.jour, selon le type de traitement étudié, ainsi qu'une concentration en MVS au sein du bassin d'aération de 3,2 g/l ont été retenues. Le suivi de cette haute saison a duré une

dizaine de jours pour atteindre un régime stabilisé, en particulier pour la qualité des eaux rejetées.

Les volumes journaliers retenus sont les suivants (tableau II).

Le deuxième objectif était de vérifier que, à l'instar de l'alternance de l'alimentation des cellules de la filière biofiltration (culture fixée), l'alternance journalière de l'alimentation des bassins d'aération permettait d'augmenter la biomasse nitrifiante avant la saison touristique et donc d'augmenter la valeur de Y (figure 1). Cet aspect a pu être étudié sur l'installation de Bozel qui dispose de deux files biologiques en parallèle. Le principe sous-jacent à cet essai est le fait que la concentration (et donc la quantité) de biomasse autotrophe dans un bassin d'aération est directement fonction de la charge volumique en NK (CvN en kg NK/m³.jour). La quantité de biomasse autotrophe diminue donc fortement après la saison estivale pour atteindre un minimum en fin de basse saison. Le niveau pouvant être atteint au moment des vacances de Noël est déterminé par la quantité présente en fin de saison, le taux de croissance et la durée de la forte charge. Or, on ne maîtrise ni le taux de croissance (propriété intrinsèque de la biomasse), ni la durée de la forte charge (caractéristique de l'activité du site), mais il est possible d'augmenter artificiellement la quantité de biomasse en fin de saison par une augmentation de la charge volumique. Cette augmentation de la charge volumique peut être obtenue par l'ajout d'une source externe d'azote (comme cela avait été réalisé pour les biofiltres) ou par une alternance de l'alimentation des bassins aérobies et des durées d'aération.

La question principale qui se pose est de savoir si l'augmentation potentielle de la biomasse au cours de l'alimentation n'est pas annihilée par la perte de biomasse au cours de phases de non-alimentation.

<table><caption>Tableau II. Volumes journaliers d'alimentation retenus</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="2">Traitement du carbone</th><th colspan="2">Traitement de l'azote</th></tr><tr><th>Basse saison</th><th>Noël 80% de la charge</th><th>Basse saison</th><th>Noël 80% de la charge</th></tr></thead><tbody><tr><td>Volume du bassin d'aération (m³)</td><td colspan="2">630</td><td colspan="2">315</td></tr><tr><td>Kg DBO₂ à traiter/j</td><td>16</td><td>236</td><td>23,2</td><td>104</td></tr><tr><td>[DBO₂] d'entrée attendue (mg/l)</td><td>80</td><td>320</td><td>80</td><td>300</td></tr><tr><td>Volume journalier (m³/j)</td><td>200</td><td>740</td><td>290</td><td>347</td></tr><tr><td>Variation de charge traitée</td><td colspan="2">14,7</td><td colspan="2">4,5</td></tr></tbody></table>
La quantité de biomasse présente dans les bassins est évaluée à travers la vitesse spécifique de nitrification, dont l'expression a la même dimension que la charge volumique appliquée, mais qui, par convention, est exprimée en g N/l.h. Elle a été évaluée d'une part à travers le flux d'azote nitrifié dans les bassins d'aération et d'autre part, à travers des mesures de la vitesse de nitrification en batch.

Le principe décrit ci-dessus est illustré par la figure 2.

# 4. Matériels et méthodes

## 4.1. Installations de traitement

Les deux stations d'épuration retenues pour cette étude sont les suivantes.

- La station de Saint-Martin de Belleville (40 000 EH), qui traite les effluents de la station de ski des Ménuires (73), dispose de trois files de traitement : une file biologique de type boues activées de 10 000 EH et deux files physico-chimiques de 15 000 EH chacune. En temps normal, le fonctionnement de la file biologique est privilégié. La présence de ces trois files a permis de moduler la charge à appliquer sur la file biologique retenue pour l'étude.

- La station de Bozel (25 000 EH), qui traite les effluents de la station de ski de Courchevel (73), est équipée de deux files composées chacune de deux

réacteurs biologiques. Cette configuration a permis d'étudier l'alternance de fonctionnement des bassins et plus particulièrement l'effet de l'alimentation, un jour sur deux, sur la quantité de biomasse autotrophe active et donc sur ses capacités à traiter l'azote.

Les variations de charge testées devaient permettre de maintenir les objectifs de qualité fixés, en particulier une concentration en DBO$_5$ < 25 mg/l, de DCO < 125 mg/l et de MES < 35 mg/l dans le cas du traitement du carbone et pour l'azote, une concentration en N total < 15 mg/l. Ces valeurs devaient être respectées quotidiennement car la notion de fiabilité (respect des valeurs 95 % du temps annuel) n'est pas adaptée pour des installations à très fortes variations de charge où la pointe de charge (100 % de la capacité nominale de l'installation) est de durée courte dans le temps.

## 4.2. Prélèvements, mesures de débits et capteurs divers

Des préleveurs réfrigérés, situés en entrée et en sortie de l'installation, et différents capteurs (pH, température, oxygène, EH, MES) sont installés sur chaque site. L'analyse plus fine de la nitrification, en particulier la caractérisation de l'évolution de la biomasse autotrophe, a nécessité le suivi de la vitesse de

<figure><img src="image_3.png" /><figcaption>Figure 2. Évolution de la charge appliquée et des Cv en NK avec et sans alternance</figcaption></figure>
<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 3. Schémas des filières de traitement</figcaption></figure>

nitrification par des mesures en batch (conditions non limitantes) lors de chaque suivi sur site.

Des mesures de débit ont été réalisées pour vérifier la validité des débitmètres installés sur les stations.

### 4.3. Volet analytique

Chaque échantillon collecté est rapidement confec-
tionné sur le terrain et réparti en deux flacons (un
brut et un filtré bloqué à l'acide) qui sont stockés à
4 °C avant analyses au laboratoire de chimie du
Cemagref de Lyon.

Tous les paramètres analysés ont été obtenus par des
dosages réalisés suivant les méthodes normalisées
AFNOR (NF T 90-101, NF T 015-1, NF T 015-2, EN
25663, EN ISO 13395).

## 5. Résultats

### 5.1. Évolution de l'indice de boue

Les différentes variations de charge suivies sur site
se sont toujours accompagnées d'une dégradation

significative de l'indice de boue (100 % des stations étudiées durant cette période).

Des difficultés d'exploitation observées sur l'ensemble
des sites suivis participent également à cette dégra-
dation de l'IB comme, par exemple, une aération in-
suffisante, des pannes d'aérateurs ou de la recircula-
tion, des arrêts involontaires du racleur du clarifica-
teur...

Les résultats obtenus sur trois sites sont les suivants
(tableau III).

Concernant le site 2, la dégradation considérable de
l'indice de boue a été accentuée par d'importantes
erreurs d'exploitation (arrêt de l'alimentation) et de
pannes de l'aération.

Cette observation nécessite de prendre des précau-
tions particulières au moment de la conception et du
dimensionnement de l'installation par la mise en
place d'une zone de contact, d'un poste fixe de chlo-
ration, par la prise en compte d'une sécurité au ni-
veau du dimensionnement du clarificateur et éven-
<table><caption>Tableau III. Évolution de l'IB et caractéristiques de fonctionnement des sites</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Site 1</th><th>Site 2</th><th>Site 3</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Valeurs moyennes extrèmes (facteur de variation)</td><td>IB (ml/g MES)</td><td>85/425 (5)</td><td>100 / 740 (7,4)</td><td>100/185 (1,85)</td></tr><tr><td>Cm (kg DBO<sub>5</sub>/kg MVS.j)</td><td>0,02/0,22 (11)</td><td>0,04/0,13 (3,2)</td><td>0,04/0,08 (2)</td></tr><tr><td>[MVS] (g/l)</td><td>1,2/2,6 (2,2)</td><td>1,9/2,7 (1,4)</td><td>2,2/3,1 (1,4)</td></tr><tr><td>Durée</td><td>mois</td><td>2,5</td><td>3</td><td>2</td></tr></tbody></table>

tuellement en option, l'installation d'un point d'injection de produits participant au lestage du floc. L'intérêt de la mise en place d'un bassin tampon hydraulique devra également être étudié.

D'une façon générale, la dégradation de l'aptitude de la boue à décanter est principalement liée au facteur de variation de la charge massique. Ceci nécessite, lors de la gestion des ouvrages, de limiter la variation de la charge massique et donc de limiter la variation des concentrations en MVS.

## 5.2. Variation de charge limite pour la biomasse étudiée

La variation de charge retenue, puis testée sur site, est issue de notre expérience associée à une synthèse bibliographique, puis confirmée par la modélisation du traitement de l'azote. L'objectif était d'appliquer une variation de charge donnée, tout en maintenant quotidiennement le niveau de rejets avec la démarche suivante :
- choix d'une Cm de dimensionnement (capacité nominale de la station) pour respecter les niveaux de rejets,

- 80 % de cette charge massique de dimensionnement est retenue pour la fin de la montée en charge,

- la cinétique limite de la biomasse est recherchée pour respecter des niveaux de rejets lors de l'augmentation rapide de la charge sur une durée de six jours (du 20 au 26 décembre).

Les valeurs des paramètres clés issues des suivis sont résumées dans les tableaux IV et V.

### 5.2.1. Cas du traitement du carbone

Précisions que la variation de charge a été traitée en l'absence de facteurs limitants (oxygène) et sans dépassement des niveaux de rejets (DBO<sub>5</sub> < 15 mg/l). La température de l'eau était de 16 °C. Un seul réacteur biologique a été alimenté.

Sur la période critique, un facteur de variation de la charge d'environ 15 obtenue sur six jours indique que la biomasse a eu un taux de croissance apparent de l'ordre de 57 % par jour (μo = (15) 1/6 – 1). Apparent, car il est en effet difficile, dans ce type d'essais, de faire la différence entre la « vraie » croissance en tant que division cellulaire et les mécanismes d'adsorption et d'absorption qui permettent de piéger les matières carbonées en les stockant, au moins en partie, sous forme de réserves extra- ou intracellulaires.

Les résultats obtenus dans ces essais à une température de 16 °C, car réalisés avant la saison de ski, sont transposables à la période hivernale, lorsque la température de l'eau est proche de 10 °C, pour les deux raisons suivantes :

- au moment de la montée en charge, la température des eaux usées augmente rapidement grâce à la très forte diminution de la fraction des eaux parasites froides,

<table><caption>Tableau IV. Paramètres de dimensionnement et coefficients de variation de charge escomptés pour le traitement du carbone</caption><thead><tr><th colspan="3">Conditions de fonctionnement</th><th colspan="2">Caractéristiques des variations</th></tr><tr><th></th><th>Basse saison (BS)</th><th>Noël (80% charge HS)</th><th>Ratio HS/BS (pour 80%)</th><th>Variation de charge extrême critique (obtenue en 6 jours)</th><th>Variation de charge extrême annuelle HS/BS (pour 100%)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Charge massique (Cm) en kg de DBO<sub>5</sub>/kgMVS.j</td><td>0,045</td><td>0,25</td><td>5,55</td><td rowspan="2">14,8</td><td rowspan="2">18 (d'où en HS Cm = 0,31 et [MVS] = 3,2)</td></tr><tr><td>Concentration en MVS en g/l</td><td>1,2</td><td>3,2</td><td>2,67</td></tr></tbody></table>
- le principal facteur influençant le taux de croissance, c'est-à-dire la concentration en DCO soluble dégradable, sera plus élevé au moment de la montée en charge.

### 5.2.2. Cas du traitement de l'azote

Les essais ont été conduits dans un seul réacteur biologique à une température de 16 °C. Les valeurs obtenues ont permis de confirmer la cinétique limite de la biomasse.

La variation de charge obtenue d'un facteur de 4,2 s'explique par la combinaison des mécanismes suivants.

- Le taux de croissance de la biomasse autotrophe, évalué ($\mu_o$ net) à 0,11 $j^{-1}$, permet de faire face à une variation de charge d'un facteur de 1,87 sur 6 jours ($M_t/M_0$ = (1 + 0,11)⁶ = 1,87).

- La durée minimale de présence d'oxygène est, en basse saison, de 8 h à 9 h par jour. En haute saison, cette durée d'aération est de 16h, les 8h restantes étant réservées à la dénitrification. Soit un ratio de durée d'aération HS/BS = 16 h/8,5 h = 1,88.

- Des rejets de qualité moins poussée, mais conforme aux objectifs fixés, permettent des charges éliminées différentes, d'où un gain d'un facteur 1,2.

Ces trois facteurs expliquent la variation de charge obtenue de 4,2 en raison du produit du taux de croissance net, par le rapport des durées d'aération et par le rapport des charges éliminées liées à des niveaux de rejets différents.

Variation de charge critique obtenue en 6 jours : 1,87 x 1,88 x 1,2 = 4,2.

### 5.3. Alternance de l'alimentation des bassins

La charge volumique appliquée en période creuse et lorsqu'un seul bassin d'aération était alimenté se situait à un niveau de 0,02 kg N/m³.j. La mise en place,

le 20 octobre, de l'alternance de l'alimentation sur deux bassins a doublé cette charge volumique pour atteindre un niveau de 0,04 kg N/m³.j le jour d'alimentation. La vitesse spécifique de nitrification, évaluée à travers la conversion de l'azote dans les bassins d'aération, a augmenté, passant de 1,8 g N/l.h à 2,9 g N/l.h, soit un facteur 1,6. Des essais en batch, réalisés séparément, conduisent à un facteur d'augmentation de 1,3.

On retiendra par sécurité le chiffre de 1,3.

L'alternance de l'alimentation des bassins permet donc d'augmenter la quantité de biomasse présente et ainsi de mobiliser une biomasse plus importante au moment de la montée en charge.

La perte de biomasse autotrophe lors des périodes de non-alimentation a pu être limitée par la mise en place de cycles d'aération de 10 minutes de marche suivis de 2 heures d'arrêt, ce qui a entraîné en moyenne par cycle 1 heure sans oxygène, avec toutefois des potentiels d'oxydo-réduction de +50 mV/EHN pour les valeurs les plus faibles.

L'expérience de l'alternance acquise sur une période de six semaines a montré une légère dégradation de l'indice de boue (passage de 100 à 185 ml/g MVS). Les principaux facteurs responsables sont la variation de charge massique et/ou l'aération limite du bassin en période non alimentée. Il est probable que l'augmentation de la durée de l'alternance aggrave cette détérioration de l'aptitude des boues à décanter. En l'état actuel des connaissances, l'alternance sera donc déclenchée seulement deux mois avant la montée en charge.

## 6. Discussion

L'amplitude des charges pouvant être traitée par des bassins à boues activées est déterminée par les limites

<table><caption>Tableau V. Paramètres de dimensionnement et coefficients de variation de charge escomptés pour le traitement de l'azote</caption><thead><tr><th colspan="3">Conditions de fonctionnement</th><th colspan="2">Caractéristiques des variations</th></tr><tr><th></th><th>Basse saison (BS)</th><th>Noël (80% charge HS)</th><th>Ratio HS/BS (pour 80%)</th><th>Variation de charge extrême critique (obtenue en 6 jours)</th><th>Variation de charge extrême annuelle HS/BS (pour 100%)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Charge massique (Cm) en kg de DBO<sub>6</sub>/kgMVS.j</td><td>0,053</td><td>0,105</td><td>1,98</td><td rowspan="2">4,2</td><td rowspan="2">5,25 (d'où en HS Cm = 0,13 et [MVS] = 3,2)</td></tr><tr><td>Concentration en MVS en g/L</td><td>1,5</td><td>3,2</td><td>2,13</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>Figure 4. Résultats obtenus lors des essais d'alimentation alternée des bassins</figcaption></figure>

minimums et maximums des paramètres de concentrations et de charges massiques. La vitesse d'augmentation de la charge est déterminée par le taux de croissance de la biomasse. C'est la cinétique de croissance bactérienne qui détermine et limite finalement l'amplitude de charges possibles.

Des aménagements en amont des bassins à boues activées (mise en place d'un traitement préalable au moment de l'augmentation de la charge) peuvent encore augmenter l'amplitude de charge admissible.

## 6.1. Traitement des matières carbonées

### 6.1.1. Amplitude maximale de traitement

L'amplitude de variation de charge maximale annuelle du procédé est fonction du nombre de réacteurs et de la technologie retenue.

- Pour une boue activée classique avec clarificateur, on peut traiter une variation de charge d'un facteur 18 avec un seul réacteur et de 54 avec trois réacteurs ou avec un unique réacteur à niveau variable d'un facteur 3. Au-delà de 3, la concentration en boue, au moment de l'alimentation de l'ouvrage supplémentaire, est trop faible pour maintenir un bon contact entre la biomasse et l'effluent à traiter.

- Pour une boue activée équipée d'un système membranaire, on peut atteindre une variation de charge de 57 avec un seul réacteur. Ce gain est obtenu grâce

à une concentration en MVS la plus élevée possible dans ce type de réacteur biologique (de l'ordre de 10 g/l), en raison de l'absence de clarificateur.

### 6.1.2. Cinétique limite de la biomasse

En intégrant les aspects biologiques (capture et synthèse cellulaire), en particulier la capacité de la biomasse hétérotrophe à piéger la pollution carbonée, la variation de charge possible se limite à 14-15 pour des pointes importantes obtenues lors des activités touristiques hivernales.

Dans le cas d'une activité touristique beaucoup plus étalée dans le temps et avec des températures plus élevées, la variation de charge pourra être calculée en prenant un taux de croissance net de 0,57 j⁻¹ à 20 °C (ou 0,47 j⁻¹ à 10 °C). Si la variation de charge ainsi calculée est supérieure à l'amplitude maximale de traitement du procédé, cette dernière sera retenue.

### 6.1.3. Configurations

Une configuration de filière de traitement, qui inclut un traitement préalable au traitement biologique, mis en fonctionnement au moment de la montée en charge, permet un gain supplémentaire sur la cinétique limite de la biomasse :

- un traitement primaire amont, sans réactif physico-chimique (rendement 30 %), permet une variation de charge de l'ordre de 20 (14/(100-30)),
- un traitement primaire physico-chimique (rendement 62 %) permet une variation de charge de l'ordre de 37 (14/(100-62)),

- un traitement biologique amont (lit bactérien, par exemple, avec un rendement de 72 %) permet une variation de charge de l'ordre de 50, mais avec des contraintes importantes, en termes d'exploitation, liées à la gestion de la biomasse sur les deux étages biologiques.

Dans tous les cas, il est préférable de fonctionner avec deux bassins d'aération pour des questions de coûts d'exploitation. En l'absence d'alimentation alternée, la configuration « en série » est préférable pour limiter les contraintes d'exploitation. En revanche, la gestion par alternance est fortement conseillée et permet un gain sur la variation de charge traitée.

## 6.2. Traitement de l'azote

### 6.2.1. Amplitude maximale de traitement

Comme dans le cas du traitement des matières carbonées, l'amplitude de variation de charge maximale annuelle du procédé est fonction du nombre de réacteurs et de la technologie retenue.

Pour une boue activée classique avec clarificateur, on peut traiter une variation de charge d'un facteur 6,2 avec un seul réacteur et de 19 avec 3 réacteurs ou avec un unique réacteur à niveau variable d'un facteur 3. Au-delà de 3, la concentration des boues est trop faible pour maintenir un bon contact entre la biomasse et l'effluent à traiter.

Pour une boue équipée d'un système membranaire, on peut atteindre une variation de charge de 19 avec un seul réacteur. Ce gain est obtenu grâce à une concentration en MVS la plus élevée possible dans le réacteur biologique.

### 6.2.2. Cinétique limite de la biomasse

En intégrant les aspects biologiques, paramètre indispensable pour respecter les niveaux de rejets, la variation de charge possible se limite à 4,2 pour des pointes importantes, obtenues lors d'activités touristiques hivernales. Cette variation de charge est plus élevée que ne le permet le seul taux de croissance net de la biomasse ($\mu_o$ net = 11 %). Elle est possible grâce à la variation d'autres paramètres comme la durée de présence d'oxygène (passage de 8 h 30 à 16 h) et le

niveau de rejets (passage d'un rejet de 2 mg N/l en basse saison à 10 mg/l lors de la pointe de charge). Dans le cas d'une activité touristique beaucoup plus étalée dans le temps et avec des températures plus élevées, la variation de charge pourra être calculée en prenant un taux de croissance net de 0,37 $j^{-1}$ à 20 °C (ou 0,11 $j^{-1}$ à 10 °C). Si la variation de charge ainsi calculée est supérieure à l'amplitude maximale de traitement du procédé, cette dernière sera retenue.

### 6.2.3. Configurations

Des configurations incluant un traitement préalable au traitement biologique, mis en fonctionnement au moment de la montée en charge, ne permettent pas un gain important sur la variation de charge limite pour les raisons suivantes.

- Au sein d'un traitement primaire, avec ou sans réactifs, l'abattement en azote est négligeable.

- Avec un traitement biologique amont, le faible gain obtenu par l'abattement supplémentaire en azote, de l'ordre de 20 %, permet un léger gain d'un facteur 5,2 (4,2/(100-20)). Cette configuration s'avère complexe en termes d'exploitation, en particulier pour l'implantation d'une biomasse autotrophe en hiver qui rend nécessaire le by-pass du 1er étage biologique en basse saison.

Comme dans le cas du traitement du carbone, le fonctionnement avec deux bassins est souhaitable pour des questions de coûts d'exploitation. De plus, la configuration « en série » permet un flux piston, favorable aux germes floculés. Une gestion par alternance de l'alimentation, un jour sur deux, est forte- ment conseillée et permet un gain supplémentaire sur la variation de charge d'un facteur proche de 1,3, soit une variation de charge limite d'un facteur 5,5 et d'un facteur 6,8 pour une variation de charge extrême an- nuelle dans l'hypothèse où la pointe de Noël corres- pond à 80 % de la charge nominale.

L'étude de l'ajout d'une source azotée extérieure, préa- lable à la montée en charge pour doper la nitrifica- tion, s'est révélée peu intéressante pour les raisons suivantes :

- la nitrification supplémentaire nécessite un complé- ment en carbone minéral (bicarbonates) compte tenu du déséquilibre de l'eau usée suite à l'ajout d'azote,
- les nitrates formés doivent être dénitrifiés dans le réacteur biologique pour éviter une dénitrification
<table><caption>Tableau VI. Synthèse des variations de charge limite obtenues</caption><thead><tr><td>Type de traitement</td><td>Variation de charge limite durant la période critique</td><td>Variation de charge extrême annuelle de la collectivité</td></tr></thead><tbody><tr><td>Carbone</td><td>15</td><td>18</td></tr><tr><td>Azote</td><td>4,2</td><td>5,2</td></tr></tbody></table>

endogène dans le clarificateur, pénalisant la qualité des eaux de sortie. Cette dénitrification peut être limitée, en raison d'un substrat carboné facilement assimilable insuffisant. L'ajout d'un substrat externe (méthanol) complexifie encore l'exploitation.

## 7. Synthèse

La variation de charge admissible pour des procédés biologiques avait été étudiée jusqu'ici pour le procédé de biofiltration. En raison des coûts d'investissement et d'exploitation importants de cette filière, la filière boues activées est plus appropriée à des collectivités moyennes (2 000 à 15 000 EH), mais les limites de variation de charge pour ce procédé sont peu connues et une étude à ce sujet se justifiait donc. Celle-ci a permis d'étudier la variation de charge admissible du procédé boues activées en fonction de la température et de la vitesse de montée en charge. Elle a également permis de mieux préciser les données indispensables à collecter pour aborder le dimensionnement d'installationations confrontées à ce problème.

Sur la base d'un scénario type de montée en charge très contraignante, mais envisageable sur des collectivités touristiques de montagne (basse température et augmentation rapide de la charge), les variations de charge limite sont résumées dans le tableau VI.

Pour d'autres scénarios de montée en charge, les connaissances acquises par cette étude permettent de mieux dimensionner l'installation pour respecter les niveaux de rejets. Dans le cas du traitement du carbone, ce dimensionnement se fera sur la base de la capacité maximale de la biomasse à piéger journalement la pollution (adsorption et absorption) en fonction de la température donnée. Dans le cas du traitement de l'azote, les deux facteurs à prendre en

compte sont le taux de croissance maximal de la biomasse autotrophe et la durée d'aération avec une limite minimale pour dégager la dénitrification indispensable sur cette filière.

Pour plusieurs configurations de la boue activée incluant un traitement préalable, le gain sur la variation de charge que permet chacune d'elles a été précisé. Une configuration appelée « alternance des bases » permet un gain sur la biomasse active en place et offre la possibilité de traiter une variation de charge supplémentaire.

### Remerciements

Nos remerciements s'adressent :

- à l'agence de l'eau Rhône-Méditerranée et Corse, au Fonds national pour le développement des adductions d'eau du ministère de l'Agriculture, de l'Alimentation, de la Pêche et des Affaires rurales et à l'unité de recherche « Qualité des eaux et prévention des pollutions » du Cemagref de Lyon pour leurs financements respectifs,

- aux maîtres d'ouvrages des stations d'épuration suivies, le Syndicat intercommunal d'assainissement de la Vanoise (SIAV) et la commune de Saint-Martin de Belleville, pour la mise à disposition de leurs installations,

- aux exploitants, en particulier aux équipes locales de Lyonnaise des Eaux pour la station de Saint-Martin de Belleville et celles de la régie directe pour la station de Bozel,

- au laboratoire de chimie des eaux du Cemagref de Lyon,

- et à toutes les personnes qui, à un moment donné, ont facilité le déroulement de cette étude, en particulier le SATESE de la Savoie.

Cet article a fait l'objet d'une présentation orale aux JIE de Poitiers, du 26 au 28 septembre 2006.
## Bibliographie

CANLER J.-P., PERRET J.-M., CHOUBERT J.M. (2007) : "Le traitement du carbone et de l'azote pour les stations d'épuration de type boues activée confrontées à des fortes variations de charge et à des basses températures - Cas des stations touristiques hivernales de montagne". Coll. Documentation technique FNDAE n°34. 107 p.

CANLER J.-P., PERRET J.-M. : "La clarification : approche dimensionnelle basée sur le couple aération-clarification : fondements et évolutions". TSM n°2, février 2005, pp. 44-55.

CANLER J.-P., PERRET J.-M., IWEMA A. (2004) : "La problématique du traitement de l'azote sur des installations confrontées à des charges variables et à des basses températures. Application au procédé biofiltration". Note de synthèse. 37 p.

CHOUBERT J.-M. (2002) : "Analyse et optimisation du traitement de l'azote par les boues activées à basse

température". Thèse de doctorat, Univ. Louis Pasteur Strasbourg I. 265 p.

CHOUBERT J.-M., RACAULT Y., GRASMICK A., CANLER J.-P., STRICKER A.-E., BECK C., HEDUIT A. (2004) : "Nitrogen removal by activated sludge under variable load and low temperature". International conference on wastewater treatment for nutrient removal and reuse (ICWNR '04), Bangkok (Thaïlande), 26-29 janvier 2004. 8 p.

DERONZIER G., SCHÉTRITE S., RACAULT Y., CANLER J.-P., LIENARD A., HEDUIT A., DUCHÈNE P. (2002) : "Traitement de l'azote dans les stations d'épuration biologique des petites collectivités". Coll. Documentation technique FNDAE n° 25. 78 p.

LABONNE E. (2003) : "Traitement du carbone et de l'azote dans les stations d'épuration confrontées à des charges variables associées à des basses températures". Mémoire de fin d'études, INSA Toulouse.

MARQUOT A. (2006) : "Modélisation du traitement de l'azote par boues activées en site réel : calage et évaluation du modèle ASM1". Thèse de doctorat, Univ. de Pau et des pays de l'Adour. 251 p.

## Résumé

### J.-P. CANLER, J.-M. PERRET, J.-M. CHOUBERT, A. IWEMA. Le traitement du carbone et de l'azote pour des stations de type boues activées confrontées à des fortes variations de charges dues à des activités touristiques

Suite à l'application de la loi sur l'eau de 1992, les procédés biologiques se sont imposés, en particulier sur les installations à charges variables où le traitement était, jusqu'alors, de type physico-chimique.

Dans ce contexte, le fonctionnement dynamique de la filière biologique boues activées a nécessité d'être mieux connu (limite), notamment sa capacité à faire face à de fortes variations de charge polluante. Selon le type de traitement recherché et la configuration de l'installation retenue (nombre de réacteurs, traitements préalables), la variation de charge envisageable (amplitude maximale de traitement et cinétique limite de la biomasse) a été recherchée. Une filière boues activées équipée d'un seul réacteur biologique et collectant des eaux d'entrée à 10 °C serait capable de supporter une amplitude maximale de traitement d'un facteur 18 pour le carbone et d'un facteur 8 pour l'azote. Dans cette approche, la notion de pente de montée en charge n'est pas abordée.

Cependant, cette amplitude maximale de traitement ne tient pas compte de la capacité de la biomasse à piéger une quantité de pollution journalière donnée (aspects cinétiques) et donc,

de répondre à une montée en charge rapide (amplitude et durée, donc pente de montée en charge).

Sur la base d'un scénario type de montée en charge fréquemment observé sur les collectivités touristiques de montagne, l'étude a recherché la variation de charge appelée "cinétique limite de la biomasse" pour cette période critique type, avec le maintien de la qualité des eaux traitées. Selon le type de traitement recherché, les résultats sont liés aux taux de croissance net associant l'ensemble des mécanismes mis en jeu (adsorption et absorption) et à la configuration retenue. Les variations de charge dues à la cinétique limite de la biomasse, de 15 pour le carbone et de 4,2 pour l'azote, ont été étudiées pour faire face à notre scénario type retenu comme contraignant (pente et température).

À partir de la cinétique limite de la biomasse, différentes possibilités de gestion de l'installation ont été étudiées pour permettre au procédé boues activées de traiter des variations de charge supérieures et éviter ainsi la mise en place d'autres technologies plus complexes et coûteuses.

Au-delà, la collectivité doit mettre en place une technologie différente (procédé biofiltration, par exemple) ou bien choisir une autre configuration de la filière boues activées (traitement amont ou plusieurs réacteurs) pour faire face à cette variation de charge importante.
## Summary

J.-P. CANLER, J.-M. PERRET, J.-M. CHOUBERT, A. IWEMA. Carbon and nitrogen removal by activated sludge facing load variations in tourist areas

Following the European directive concerning urban wastewater treatment (1991), the treatment of municipal wastewaters is now mainly achieved through biological processes. Regarding facilities facing load variations, activated sludge systems often replace physicochemical treatment, which has been mostly used until then. In this context, the dynamic operations of biological activated sludge required to be better known (limit), and in particular its ability to face strong load increase. Depending on the type of treatment and on the facility configuration (number of reactors, presence of preliminary treatment), the likely load increase (maximum amplitude of treatment and limiting kinetics of the biomass) was investigated. An activated sludge process equipped with a single biological reactor operated at 10 °C would be able to treat a maximum load increase of treatment by a factor 18, for carbon removal, and by a factor 8 for nitrogen removal. In this approach, the slope of the increase is not considered.

However, this maximum amplitude of treatment does not take into account the ability of biomass to treat pollution (kinetic aspects), and thus to face a fast load increase (amplitude and duration).

On the basis of a classical scenario according to which a rise in load is frequently observed among touristic areas (ski-resorts), the study explored load variations, called "limiting kinetics of biomass", maintaining the quality of the treated water. According to the type of treatment, the results are related to the net growth rates of nitrifiers. The net growth is related to the implicated mechanisms (adsorption and absorption) and to the selected configuration. An increase by a factor of 15 for carbon, and of 4.2 for nitrogen, was studied in order to face the standard scenario.

Taking into account the limiting kinetics of biomass, various options of facility operations were studied in order to allow the activated sludge process to treat higher load increase, and to avoid putting into place more complex and expensive technologies. Higher load increase values would require choosing a different technology (process biofiltration, for example) or another configuration of activated sludge process (like upstream treatment or several reactors).

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# « SOS DÉMINÉ »

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<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>Unité de régénération de résines échangeuses d'ions</figcaption></figure>

<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>Gamme de déminéralisateurs et périphériques</figcaption></figure>

<figure><img src="image_10.png" /><figcaption>SOS DÉMINÉ 500 l/h à 100 m³/h et +</figcaption></figure>

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font partie du patrimoine de la collectivité. Les performances et la durée de vie des systèmes de raccordement et de branchement qui les équipent, doivent correspondre à celles de la conduite sur laquelle ils sont installés.
C'est pourquoi, un soin tout particulier apporté au choix de produits de qualité et à une mise en œuvre rigoureuse, assurera le bon fonctionnement et la pérennité de ces ouvrages.

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