DIGESTION ANAEROBIE DES BOUES DE STATION D’EPURATION AU BENIN ET ETUDE DU MODELE DE DIGESTION ANAEROBIE n°1

REPUBLIQUE DU BENIN

**********

MINISTERE DE L’ENSEIGNEMENT SUPERIEUR

ET DE LA RECHERCHE SCIENTIFIQUE

******

UNIVERSITE D’ABOMEY-CALAVI (UAC)

*********

FACULTE DES SCIENCES ET TECHNIQUES

ECOLE POLYTECHNIQUE D’ABOMEY-CALAVI

INSTITUT UNIVERSITAIRE DE TECHNOLOGIE

******

MASTER EN ENERGIES RENOUVELABLES ET SYSTEMES

ENERGETIQUES

2ième promotion

MEMOIRE DE FIN DE FORMATION POUR L’OBTENTION DU

DIPLOME DE MASTER

THEME

Rédigé par :

Gédéon Marlein DAHOU

Maitre de mémoire:

Dr FAGBEMI A. Latif

Soutenu publiquement le 11 Juin 2015 devant le jury composé de :

CHAFFA Gédéon Docteur Energétique Président du Jury

HOUNGAN Aristide Docteur Energétique Membre du Jury

FAGBEMI A. Latif Docteur Energétique Maitre de mémoire

Année Académique : 2012 - 2013

DIGESTION ANAEROBIE DES BOUES DE STATION

D’EPURATION AU BENIN : CAS DE BENEAU ET

ETUDE DU MODELE DE DIGESTION ANAEROBIE n°1

DIGESTION ANAEROBIE DES BOUES DE STATION D’EPURATION AU BENIN : CAS DE BENEAU ET ETUDE DU MODELE DE DIGESTION ANAEROBIE n°1

DAHOU Gédéon Marlein Page i

Dédicaces

A la mémoire de ma mère,

A mon père,

A mes frères.

A toute ma famille,

A tous mes amis.


DAHOU Gédéon Marlein Page ii

Remerciements

Ce travail n’aurait pas pu être réalisé sans le soutien et l’aide de nombreuses personnes.

Je tiens tout d'abord à remercier mon encadreur, Dr FAGBEMI A. Latif, de m'avoir dirigé en

me faisant profiter de sa compétence dans le domaine.

Je tiens également à remercier les professeurs Kerroum DERBAL et Ulf Jeppsson, qui ont mis

à ma disposition toutes les informations possibles sur l’ADM1 ainsi que le modèle même.

Je remercie également le Dr Victor GBEDO, Directeur de l’ONG DCAM/BETHESDA, pour

toute sa considération, et tout le personnel de DCAM/BETHESDA.

Enfin, merci à tous ceux qui m’ont toujours soutenu.

J’exprime ma reconnaissance à tous les enseignants qui ont contribué à ma formation tout au

long de mon cursus.


DAHOU Gédéon Marlein Page iii

Résumé

Ce travail porte sur l'étude de la digestion anaérobie des boues de station d’épuration, dont le

but est de les stabiliser biologiquement d’une part et de les valoriser sous forme de biogaz

d’autre part.

Cette étude s’est faite sur la station d’épuration de DCAM/BETHESDA, situé à Tokpa-Zoungo.

Les boues n’y étant pas disponibles, des analyses ont été effectuées au laboratoire de la DHAB

sur les eaux des bassins de ladite station. Ce sont les résultats de ces analyses qui ont été pris

en compte, et qui ont permis de conclure que les boues peuvent être méthanisé, après l’analyse

de quelques paramètres.

Des calculs ont permis, en premier lieu, d’évaluer la quantité de boues sèches productible par

la station à 𝟏. 𝟎𝟐 𝐦𝟑/𝐚𝐧 et d’estimer la quantité d’énergie productible en moyenne

à 𝟐𝟎. 𝟏𝟎𝟓 𝒌𝑾𝒉/𝒂𝒏, et en second lieu, d’évaluer la quantité de boues sèches nécessaire pour

alimenter un digesteur de capacité minimum de 𝟔 𝐦𝟑et la quantité d’énergie que cela pourrait

fournir. L’étude montre donc qu’il faut traiter une charge organique minimum de 𝟔𝟎𝟕𝟖𝟓 𝑬𝑯,

soit 82 ménages raccordés à la STEP pour pouvoir alimenter ce digesteur. L’énergie totale

productible annuellement serait en moyenne de 𝟕𝟑𝟎𝟎. 𝟓 𝒌𝑾𝒉/𝒂𝒏 soit 𝟐𝟎. 𝟐𝟖 𝒌𝑾𝒉/𝒋𝒐𝒖𝒓.

Le modèle de digestion anaérobie, ADM1 devait permettre de mieux apprécier le comportement

des boues en méthanisation par une simulation. En l’absence de plusieurs données, seule l’étude

faite sur ce modèle a été exposé dans ce travail.

Mots clé : Traitement des eaux usées, boues d’épuration, digestion anaérobie, ADM1.


DAHOU Gédéon Marlein Page iv

Abstract

This work focuses on the study of anaerobic digestion of sludge from wastewater treatment

plants, which aims to stabilize biologically, and value them into the form of biogas.

This study was done at the treatment plant of DCAM / BETHESDA, located in Tokpa-Zoungo.

As the sludge were not available, analyzes were performed in the laboratory of DHAB on water

basins of that station. These are the results of those analyzes that were taken into account, and

have concluded that sludge can be methanised, after analyzing some parameters.

Calculations showed, firstly that to evaluate the amount of dry sludge producible by station

at 𝟏. 𝟎𝟐 𝐦𝟑/𝒚𝒆𝒂𝒓 and to estimate the amount of producible energy on the average

at 𝟐𝟎. 𝟏𝟎𝟓 𝒌𝑾𝒉/𝒚𝒆𝒂𝒓, and secondly that to assess the amount of dry sludge necessary to feed

a digester capacity of minimum 𝟔 𝐦𝟑 and the amount of energy it could provide. The analysis

demonstrates that, the need treat a minimum organic load of 𝟔𝟎𝟕𝟖𝟓 𝑬𝑯, 82 households is

connected to the WWTP in order to supply the digester. The total energy producible per year

would be on average 𝟕𝟑𝟎𝟎. 𝟓 𝒌𝑾𝒉/ year, or 𝟐𝟎. 𝟐𝟖𝒌𝑾𝒉/day.

The anaerobic digestion model, ADM1 was supposed to give a better assess concerning

behaviors of anaerobic sludge’s digestion by simulation. As data were not sufficient, only the

study concerning that model has been exposed in this work.

Keywords: Wastewater treatment, sewage sludge, anaerobic digestion, ADM1.


DAHOU Gédéon Marlein Page 1

Table des matières

Dédicaces .......................................................................................................................................................... i

Remerciements ................................................................................................................................................ ii

Résumé ........................................................................................................................................................... iii

Abstract .......................................................................................................................................................... iv

Liste des abréviations ...................................................................................................................................... 4

Liste des figures .............................................................................................................................................. 6

Liste des tableaux ............................................................................................................................................ 7

Liste des photos ............................................................................................................................................... 8

Introduction général ....................................................................................................................................... 9

Objectif général............................................................................................................................................. 12

Objectifs spécifiques ......................................................................................................................................... 12

Chapitre 1 : Revue de littérature .................................................................................................................. 14

Introduction .................................................................................................................................................. 14

1.1. Revue de littérature ............................................................................................................................. 14

1.2. Station d’épuration ............................................................................................................................. 16

1.4. La digestion anaérobie [6] .................................................................................................................... 16

1.6. Lagunage [6] ........................................................................................................................................ 17

1.7. Boues d’épuration [7] ........................................................................................................................... 18

1.8. Procédés de traitement des boues ....................................................................................................... 20

Conclusion ..................................................................................................................................................... 21

Chapitre 2 : Procédé de digestion anaérobie des boues ................................................................................ 23

Introduction .................................................................................................................................................. 23

2.1. La digestion anaérobie : Généralités ................................................................................................. 23

2.2. La découverte de la fermentation et du biogaz .................................................................................. 23

2.3. Un système naturel complexe ............................................................................................................. 25

2.4. Microbiologie de la digestion anaérobie ............................................................................................ 27

2.4.1. Hydrolyse ................................................................................................................................... 27

2.4.2. Acidogénèse ............................................................................................................................... 27

2.4.3. Acétogénèse................................................................................................................................ 28

2.4.4. Méthanogénèse .......................................................................................................................... 29

2.5. Types des réacteurs et applications .................................................................................................... 31

2.6. Solutions technologiques pour les réacteurs biologiques d’effluents ............................................... 31

2.6.1. Les digesteurs à cellules libres ................................................................................................. 31



2.6.1.1. Digesteurs infiniment mélangés ........................................................................................... 32

2.6.1.2. Digesteurs à contact .............................................................................................................. 32

2.6.2. Les digesteurs à biofilm et à granules ..................................................................................... 33

2.6.2.1. Réacteurs à lit fixe ................................................................................................................ 33

2.6.2.2. Réacteurs UASB ................................................................................................................... 34

2.6.3. Réacteurs à support mobile ...................................................................................................... 35

2.7. Facteurs affectant la stabilité du processus de biogaz [4] ................................................................... 36

2.7.1. Le substrat ................................................................................................................................. 36

2.7.2. La température ......................................................................................................................... 37

2.7.3. pH et pouvoir tampon ............................................................................................................... 38

2.7.4. Composés toxiques / inhibiteurs .............................................................................................. 39

2.8. Contrôle des paramètres du processus de biogaz [4] ........................................................................... 40

2.8.1. Méthane et dioxyde de carbone ............................................................................................... 40

2.8.2. Le pH.......................................................................................................................................... 41

2.8.3. L’alcalinité ou pouvoir tampon ............................................................................................... 41

2.8.4. Les acides gras volatils.............................................................................................................. 41

2.8.5. Réduction de matière organique .............................................................................................. 42

2.8.6. L’Oxyde de carbone .................................................................................................................. 42

2.9. Conditions physico-chimiques nécessaires à la digestion anaérobie ................................................ 43

Conclusion ..................................................................................................................................................... 43

Chapitre 3 : Matériels et méthodes ............................................................................................................... 45

Introduction .................................................................................................................................................. 45

3.1. La Station d’épuration de Tokpa-Zoungo ......................................................................................... 45

3.1.1. Présentation de la Station d’épuration .................................................................................... 45

3.1.2. Le traitement biologique : les lagunes ..................................................................................... 45

3.1.3. Description des ouvrages .......................................................................................................... 47

3.1.3.1. Le bac d’alimentation (bassin tampon) .............................................................................. 47 3.1.3.2. Bassin anaérobie [9] ............................................................................................................... 47 3.1.3.3. Bassin facultatif [9] ................................................................................................................. 48 3.1.3.4. Bassin de maturation [9] ........................................................................................................ 49

3.1.2. Normes de qualité des eaux usées en République du Bénin [10] ............................................. 50 3.1.3. Caractérisation des eaux à la STEP de Tokpa-Zoungo .......................................................... 51

3.2. Origine et caractérisation du substrat ................................................................................................ 56 3.2.1. Origine du substrat ................................................................................................................... 56 3.2.2. Caractérisation du substrat ..................................................................................................... 56 3.2.3. Aptitudes à la méthanisation .................................................................................................... 57

3.3. LA PRODUCTION DE BOUES ........................................................................................................ 58 3.3.1. La production initiale de boues 𝑷𝒊 .......................................................................................... 58

3.4. DIMENSIONNEMENT DU DIGESTEUR ....................................................................................... 59

3.5. BILANS MATIERE ET ENERGETIQUE ........................................................................................ 59 3.5.1 Production de méthane ................................................................................................................. 59

3.5.2. Energie totale 𝑬𝒕 disponible annuellement ............................................................................. 60

3.6. Valorisation du biogaz [11] ................................................................................................................... 61

3.6.1 Principales voies de valorisation et d’utilisation ......................................................................... 61



3.6.1.1. La chaleur. ............................................................................................................................ 61

3.6.1.2. L’électricité. .......................................................................................................................... 61

3.6.2. Autres modes d’utilisation du biogaz. ..................................................................................... 61

3.7. Analyse ................................................................................................................................................ 62

3.7.1. Bassin anaérobie de la STEP.................................................................................................... 62

3.7.2. Bac de décantation de la STEP ................................................................................................ 63

3.7.3. Boues d’épuration de la STEP ................................................................................................. 63

3.7.3.1. Détermination de la quantité d’intrants ............................................................................. 63

3.7.3.2. BILANS MATIERE ET ENERGETIQUE ........................................................................ 64

Conclusion ..................................................................................................................................................... 66

Chapitre 4 : Modèle de Digestion Anaérobie No.1 ....................................................................................... 68

Introduction .................................................................................................................................................. 68

4.1. Objectifs .............................................................................................................................................. 68

4.2. Les bases de la formulation du modèle ADM1 ................................................................................. 69

4.2.1. Les processus biochimiques ..................................................................................................... 70

4.2.2. Les processus physico-chimiques ............................................................................................. 72

4.2.3. Inhibition et toxicité .................................................................................................................. 73

4.2.4. Matrice de Peterson .................................................................................................................. 73

4.3. Mise en œuvre du modèle [4] [14] [15] ..................................................................................................... 76

4.3.1. Implémentation des processus biochimiques .......................................................................... 76

4.3.1.1. La désintégration et l’hydrolyse .......................................................................................... 76

4.3.1.2. Consommation du substrat .................................................................................................. 76

4.3.1.2.1. Cinétique ......................................................................................................................... 77

4.3.1.2.2. Équilibre de carbone et d'azote ..................................................................................... 77

4.3.1.2.3. Disparition de la biomasse ............................................................................................. 78

4.3.1.2.4. Modèles des termes d’inhibitions .................................................................................. 81

4.3.2. Implémentation des processus physico-chimiques ................................................................. 81

4.3.2.1. Les processus liquide-liquide (réactions acido-basiques) .................................................. 82 4.3.2.2. Processus gaz-liquide ............................................................................................................ 82

4.3.3. Influence de la température ..................................................................................................... 83 4.3.4. Elaboration du modèle ............................................................................................................. 84

4.3.4.1. Equations dans la phase liquide .......................................................................................... 84 4.3.4.2. Equation en phase gazeuse................................................................................................... 85

4.4. Logiciels de simulation ....................................................................................................................... 86 4.4.1. AQUASIM 2.0 ........................................................................................................................... 86 4.4.2. Matlab/Simulink ....................................................................................................................... 86

Conclusion ..................................................................................................................................................... 87

Conclusion générale ...................................................................................................................................... 89

Références bibliographiques ......................................................................................................................... 90



Liste des abréviations

AGV : Acide Gras volatile

ADM1: Modèle de digestion anaérobie n°1

CSTR : Réacteurs infiniment mélangés (Continuous Stirred Tank Reactor)

DHAB : Direction de l’Hygiène et de l’Assainissement de Base

EH : Équivalent-Habitant(s). Unité utilisée pour l’appréciation de la capacité d’une station

d’épuration. Elle représente la charge polluante regroupant toutes les activités polluantes

(humaine, industrielle, agricole, artisanale) et correspond à 150 litres d’eaux usées par jour et

60 g de DBO5 par jour.

𝑬𝒕 ∶ Energie totale (𝑲𝒘𝒉/𝒂𝒏)

STEP : Station d’épuration

DBO5 : Demande Biochimique en Oxygène à 5 jours

DCO : Demande chimique en oxygène. C’est la consommation en dioxygène par les oxydants

chimiques forts pour oxyder les substances organiques et minérales de l'eau. Elle permet

d'évaluer la charge polluante des eaux usées.

MO: Matière organique(𝑔/𝑙)

MS: Matière sèche (𝑔/𝑙)

MV: Matière volatile(𝑔/𝑙)

𝑷𝑪𝑯𝟒: Production en méthane (𝑪𝑯𝟒/𝒂𝒏)

𝑷𝒊 ∶ Production initiale(tMS/an)

Q : débit volumique (𝑚3/𝑗)

STEP : Station d’épuration



TRH : Temps de rétention hydraulique

𝑽𝒆 : Volume effectif du digesteur (𝐦𝟑)

𝑽𝒊 : Volume de boues produites (𝐦𝟑/𝑎𝑛)



Liste des figures

Figure 1 : Schéma du concept de Développement Durable ................................................................... 10

Figure1.1: Cycles Biologiques d'une lagune ......................................................................................... 18

Figure 2.1 : Schéma de la chaîne trophique des étapes de la fermentation ........................................... 26

Figure 2.2 : Schéma d’un digesteur infiniment mélangé....................................................................... 32

Figure 2.3 : Schéma d’un digesteur à contact où la rétention est assurée par ....................................... 33

Figure 2.4 : Schéma d’un digesteur à lit fixe ......................................................................................... 34

Figure 2.5 : Exemple de support mobile ............................................................................................... 36

Figure 3.1 : plan d'ensemble de la station d'épuration de Tokpa-Zoungo.............................................. 46

Figure 3.2 : Différentes voies de valorisation du méthane .................................................................... 62

Figure 4-1 : Schéma synoptique d’un système dynamique ................................................................... 68

Figure 4-2 : Processus général de la digestion anaérobie dans ADM1 ................................................. 69

Figure 4-3 : Flux de DCO pour un composé particulaire renfermant 10% inertes, 30% protéines, 30%

lipides et 30% polysaccharides graisses ............................................................................................... 71

Figure 4.4: Diagramme schématique d’un digesteur typique à un seul bac .......................................... 84



Liste des tableaux

Tableau 2.1 : Produits de la dégradation du glucose ............................................................................. 28

Tableau 2.2 : Réactions d’acétogénèse avec production de dihydrogène et de formate ....................... 29

Tableau 2.3 : Réactions de transfert inter-espèces du 𝑯𝟐et du formate ................................................ 30

Tableau 3.1 : Tableau récapitulatif des caractéristiques des différents ouvrages .................................. 50

Tableau 3.2 : Résultats des analyses du mois d’Octobre ...................................................................... 52

Tableau 3.3 : Résultats des analyses du mois d’Octobre ....................................................................... 52

Tableau 3.4 : Résultats des analyses du mois de Février ....................................................................... 54

Tableau 3.5 : Résultats des analyses du mois de Mars .......................................................................... 55

Tableau 3.6 : Caractéristiques du substrat d’alimentation (boues) ........................................................ 57

Tableau 4-1 : Réactions biochimiques du modèle ADM1 .................................................................... 72

Tableau 4.2 : Exemple sur la matrice de Peterson ................................................................................. 74

Tableau 4.3 : Composés et unités dans ADM1 ..................................................................................... 75

Tableau 4.4 : Coefficients biochimique (𝝂𝒊𝒋) et taux de réactions cinétiques (𝝆𝒋) des composés

solubles (i=1-12, j= 1-19) ...................................................................................................................... 79

Tableau 4.5 : Coefficients biochimique (𝝂𝒊𝒋) et taux de réactions cinétiques (𝝆𝒋) des composés

particulaires (i=13-24, j= 1-19) ............................................................................................................. 80

Tableau 4.6: Implémentation des termes d’inhibition ........................................................................... 81



Liste des photos

Photo 3.1 : Dessus du bac tampon……………………………………………….…………………….47

Photo 3.2 : Bassin anaérobie…………………………………………………………….......................48

Photo 3.3 : Bassin facultatif…………………………………………………………………………....49

Photo 3.4 : Bassin de maturation……………………………………………………………………....50



Introduction général

A l’ère des énergies renouvelables (solaire, éolien, hydroélectricité, biomasse), la

biomasse semble être le meilleur choix possible pour l’Afrique en particulier pour le Bénin. La

valorisation de la biomasse est l’une des voies les plus importantes pour lutter contre le

réchauffement climatique. En 1997, Gosh[8] estime que la valorisation des déchets organiques

et des effluents industriels permettrait une réduction de 20% du réchauffement climatique. La

fermentation méthanique a des buts multiples : assainissement, production d’énergie et

production artisanale d’engrais. Trois buts, qui, atteints, contribueront au développement du

pays.

D’abord comme matières premières, ce sont les ordures ménagères qui ont suscité assez

d’intérêt par le passé, actuellement les boues de stations d’épuration ont pu capter l’attention.

En effet, face aux besoins d’une population croissante, la consommation mondiale

d’eau douce n’a cessé d’augmenter depuis le début du 20ème siècle [1]. À une consommation

d’eau croissante correspondent des rejets d’eaux usées croissants, avec pour conséquence la

pollution des sources d’eaux douces naturelles. Au Bénin par exemple, quand une femme sort

de sa maison avec une bassine pleine d’eaux sales (eau de cuisine, eau de lessive, eau de

vaisselle, etc.), elle ne se pose aucune question et la jette en pleine rue, polluant ainsi

l’environnement ainsi que les sources d’eaux douces naturelles. Et si l’homme voulait continuer

à jouir de ce bien naturel, il était en effet nécessaire de réduire la charge polluante des eaux

usées, tant domestiques, qu’industrielles. La décomposition des matières organiques est étudiée

dans les années 1920, ce qui permit de développer l'épuration biologique. Diminuant ainsi, à

l'échelle mondiale, le nombre d’enfants morts de moins de 5 ans, qui était de 4 000, qui

mourraient chaque jour de diarrhées liées à l’absence de traitement des eaux et au manque

d’hygiène induit [37].

L’assainissement des eaux usées est devenu donc, au cours de ces dernières années, un

enjeu considérable pour les sociétés actuelles ; d’une part pour assurer un service de l’eau visant

la collecte et l’épuration des eaux usées ainsi que l’approvisionnement en eau potable et d’autre

part, pour protéger l’eau en tant que patrimoine naturel. En parallèle s’est développé un

problème tout aussi important : La gestion des boues d’épuration. En effet, le traitement des

eaux usées génère un sous-produit appelé « boues », issu des différentes étapes d’épuration [2].



Pourtant, dans un premier temps, l’objectif de ces stations a été essentiellement de

garantir le rejet d’une eau de qualité définie en se préoccupant peu de ces boues d’épuration.

La tendance actuelle est différente dans le sens où les boues, au même titre que l’eau épurée,

sont considérées comme un élément qui contribue à l’impact environnemental d’une station

d’épuration. Les boues se présentent au départ sous forme liquide et avec une forte charge en

matière organique hautement fermentescible. Ces deux caractéristiques sont gênantes quelle

que soit la destination des boues et imposent la mise en place d’une filière de traitement, c’est-

à-dire une suite organisée de procédés qui agissent de façon complémentaire. Il s’avère

important de trouver une fin judicieuse aux boues d’épuration, tout en considérant la situation

économique de la localité et le concept de Développement Durable. Selon la définition donnée

dans le Rapport Brundtland en 1987,

"Le Développement Durable est un développement qui répond aux besoins du présent sans

compromettre la capacité des générations futures à répondre aux leurs."

L’objectif du Développement Durable, comme on peut le voir à la figure1, est de définir des

modes de vie conciliant le progrès économique, la justice sociale et la préservation de

l’environnement.

Figure 1Figure 1 : Schéma du concept de Développement Durable

Suite aux problèmes que posent la gestion des boues d’épuration et leur interdiction en

épandage dans certains pays, des études et des propositions ont été faites sur leur valorisation

énergétique. Parmi celles-là, la digestion anaérobique qui présente des avantages tels que la

réduction du volume des boues, la production de biogaz et l’épandage agricole de l’effluent issu



de la digestion. Ce qui devient profitable pour les mairies qui pourront assainir leur ville tout

en produisant de l’énergie.

Beaucoup de pays, comme la France, la Belgique et le Canada, valorisent les boues

d’épuration par digestion anaérobique. On ne saurait de ce fait, penser faisable dans un contexte

jugé différent ce qui a été fait dans un autre contexte. Il convient donc de mener une étude pour

confirmer ou infirmer la faisabilité de la chose.

Est-ce que la digestion anaérobique des boues de station d’épuration (STEP) est

possible et peut-elle participer à la résolution du problème énergétique du Bénin ? De quelle

manière ? Quels en seraient les conséquences ?

Cette étude permettra d’apporter une lumière sur la question, et ainsi suscité l’intérêt

des mairies à construire des STEP pour leur localité dans un but d’assainir pour la protection

de la nature, et de leur permettre de disposer d’une énergie produite localement.



Objectif général

Les réflexions de cette étude permettront de savoir si, il est possible de valoriser

énergétiquement des boues de station d’épuration, pour d’une part assainir le pays, et d’autre

part pour venir en aide à la situation énergétique que traverse notre pays, à l’instar d’autres.

Le deuxième aspect de cette recherche a concerné l’étude du modèle de digestion

anaérobie ADM1 (Anaerobic Digestion Model No.1), modèle développé par le groupe de

travail sur la digestion anaérobie de l’association international de l’eau (IWA : International

Water Association). Ce modèle n’a jamais été utilisé au Bénin.

Objectifs spécifiques

Les principaux objectifs du mémoire dont l'intitulé est "DIGESTION ANAEROBIE

DES BOUES DE STATION D’EPURATION AU BENIN : CAS DE BENEAU ET

ETUDE DU MODELE DE DIGESTION ANAEROBIE n°1" sont énoncés comme suit :

Evaluer la disponibilité de la matière première (Boue)

Pour une production optimale du biogaz, il faut impérativement avoir une disponibilité

suffisante en déchets organiques et en eau. L’estimation de la disponibilité en boues permettra

de s’assurer d’une disponibilité effective et suffisante pour la production de biogaz à BENEAU.

Etudier la caractérisation des boues de BENEAU

La connaissance de la matière organique des boues est essentielle dans la compréhension

du fonctionnement d’un digesteur. En effet, de telles informations permettent de prévoir leur

comportement lors de la digestion. Ce contrôle permet de connaître la qualité des boues entrants

(par voie de conséquence la qualité et l’innocuité du digestat obtenu), et d’appréhender leurs

compositions.

Etudier la modélisation du processus anaérobie de traitement des boues d’épurations

L’étude du modèle permettra aux chercheurs et formateurs béninois en biomasse, de

disposer d’informations nécessaires sur le modèle ADM1 (Anaerobic Digestion Model No.1),

de disposer du modèle, et de pouvoir l’utiliser dans le cadre d’autres études sur la digestion

anaérobique.

Chapitre 1 : Revue

de littérature



Chapitre 1 : Revue de littérature

Introduction

Plusieurs termes sont abordés dans cette étude. La revue de littérature permettra de prendre

connaissance de ces termes. Elle exposera également les différents travaux antérieurs à cette

étude et leurs acteurs.

1.1.Revue de littérature

Lors des recherches documentaires quelques œuvres ont retenu notre attention.

Angélique LÉONARD [1] a étudié le séchage convectif des boues de station d’épuration ce qui

n’est pas trop intéressant dans le cadre de cette étude.

BLASZKOW Frédéric, FILALI Rym, FOURNIER Amaury, GU Siding, SADA Kakarine[3] ont

décrit les différentes voies de valorisation des boues de station d’épuration, telles que la co-

incinération en cimenterie, la co-incinération en centrale thermique, la pyrolyse, la

gazéification, et la méthanisation. Ils trouvent que la méthanisation permet de répondre en partie

à la problématique des boues de stations d’épuration, car, selon eux, ce processus permet de

réduire le volume de boues, de les désodoriser et de les stabiliser. Ils affirment que la production

de biogaz à partir de la méthanisation des boues est de l’ordre de 0,8 à 1,2𝑛𝑚3/𝑘𝑔 mv détruite,

que le biogaz produit contient en moyenne 64 % de méthane et que le pouvoir calorifique

inférieur (PCI) est voisin de 6,4 𝑘𝑊ℎ/𝑛𝑚3. Cette étude attise l’intérêt dans le cadre de cette

recherche dont le contexte est différent.

Anaëlle PONY[2], identifie les composés présents dans les boues d’épuration par la méthode de

la pyrolyse couplée à la chromatographie gazeuse et spectrométrie de masse et découvre

qu’elles renferment une multitude de composés organiques provenant de trois grandes familles

biochimiques : les lipides, les carbohydrates, regroupant les dérivés polysaccharidiques et

ligno-cellulosiques, et les protéines, ce qui permet donc de prédire que les boues de BENEAU

comprennent des composés qui peuvent être méthanisés.

Kerroum DERBAL [4], a porté l’intérêt de sa recherche sur l’étude du processus de digestion

anaérobie des déchets solides et des boues de STEP ainsi que l’optimisation de ce dernier afin



de prendre en charge un taux élevé de déchets solides en contrôlant des différents paramètres

de stabilité du digesteur tels que le pH, l’alcalinité, les AGV…, ainsi que la mesure du taux

spécifique de production de biogaz. Il a donc, dans sa phase expérimentale, après un suivi des

paramètres de stabilité du processus de digestion anaérobie des boues seules à la phase

mésophile (37°C), observé un bon déroulement du processus avec un taux spécifique de

production de biogaz (TSPG) de l’ordre de 0,15 𝑚3 /𝐾𝑔 𝑆𝑉𝑇. Il conclut, avec l’utilisation de

l’ADM1, dans sa phase de simulation de la demande chimique en oxygène total et dissous

(DCOT, DCOS), du volume de biogaz produit ainsi que de sa composition, de la concentration

des AGV, du pH, etc., qu’il a obtenu en général de bons résultats, de quoi s’intéresser au modèle

ADM1 et à une digestion mixte des boues et des déchets solides du marché de Tokpa-Zoungo

proche de la STEP.

Le rapport de l’association SOLAGRO sur LA DIGESTION ANAÉROBIE DES BOUES

URBAINES, affirme qu’au cours des années 1990, nombre de stations d’épuration urbaines ont

opté pour une filière de traitement des eaux consistant en une aération prolongée des eaux usées

non décantées, ce qui est le cas de la STEP considéré dans cette étude. Il affirme aussi que ce

procédé ne génère pas de boues primaires, mais des boues biologiques dites d’«aération

prolongée » et que, bien que peu fermentescibles, elles ne sont pas nécessairement stabilisées

pour autant. Les boues d’aération prolongée seules sont évidemment moins aptes à la digestion

que des boues primaires et les avis sur l’intérêt de la digestion anaérobie de ce type de boues

sont partagés, poursuit SOLAGRO, et continu en disant que plusieurs exemples montrent

cependant que cette solution est tout à fait envisageable. Ce qui justifie donc que les boues de

BENEAU sont potentiellement valorisable, et justifie la présente étude.

Au Bénin, l’étude réalisée par TADE Amed porte sur la valorisation des boues par séchages et

co-compostages en maraîchage. Tout porte à croire, qu’aucune étude n’a encore été réalisée au

Bénin sur une valorisation énergétique des boues d’épuration d’une STEP et sur le modèle de

digestion anaérobique (ADM1) de l’association internationale de l’eau (IWA : International

Water Association).



1.2. Station d’épuration

C’est une installation destinée à épurer les eaux usées domestiques ou industrielles et les eaux

pluviales avant le rejet dans le milieu naturel. Le but du traitement est de séparer l’eau des

substances indésirables pour le milieu récepteur.

Une station d’épuration est généralement installée à l’extrémité d’un réseau de collecte. Elle

peut utiliser plusieurs principes, physiques et biologiques. Le plus souvent, le processus est

biologique car il fait intervenir des bactéries capables de dégrader les matières organiques. La

taille et le type des dispositifs dépendent du degré de pollution des eaux à traiter.

Une station d’épuration est constituée d’une succession de dispositifs, conçus pour extraire en

différentes étapes les différents polluants contenus dans les eaux. La pollution retenue dans la

station d’épuration est transformée sous forme de boues. La succession des dispositifs est

calculée en fonction de la nature des eaux usées recueillies sur le réseau et des types de

pollutions à traiter.

Il existe plusieurs techniques d’épuration d’eaux usées : les boues activées (1910), la digestion

anaérobie (1904), les lits bactériens à percolation (1900), les lits bactériens immergés (1968) et

le lagunage (1870).

1.3.Les boues activées [5]

C’est un procédé biologique très répandu pour le traitement des eaux usées qui comporte une

phase de mise en contact de l'eau à épurer avec une biomasse et une phase de séparation

(clarification). Les bactéries se développent dans des bassins alimentés d’une part, en eaux

usées à traiter, et d’autre part, en oxygène (apports d’air). Le M7 Process, créé par Fowler, fut

le premier procédé du genre.

1.4. La digestion anaérobie [6]

Ce traitement est en général réservé à la réduction de la teneur en M.O. fermentescibles des

boues résiduaires (digestion) par des bactéries vivant dans des conditions anaérobies (absence

d’oxygène). Il peut être utilisé dans le cas où les rejets sont à très haute concentration de

pollution.



Les eaux usées sont envoyées dans un digesteur puis ressortent épurées pour être séparées des

boues par décantation, ces dernières étant renvoyées dans le digesteur pour maintenir

l'ensemencement.

Les rendements sont de 90 % environ mais comme les eaux sont très chargées au départ, il est

nécessaire de faire un traitement complémentaire pour affiner l’épuration, le plus souvent en

aérobiose. La conduite de ce procédé est difficile et délicate.

1.5. Lit bactérien [5]

C’est un procédé d'épuration biologique à culture fixée sur support immobile. Ce procédé

d'épuration des eaux usées utilise des bactéries fixées sous forme de lits sur lesquels l'eau à

traiter percole au travers du matériau, soit :

- sur des matériaux naturels poreux : pouzzolane de quelques centimètres,

- sur des matériaux plastiques ordonnés (plaques ondulées, tubes, etc.), en vrac (type anneaux

Rashig).

Ce procédé est principalement employé en dégrossissage (forte charge et rendement épuratoire

moyen). Il permet de concevoir des installations plus compactes et moins énergivores qu’avec

les procédés de traitement par boues activées. Différents types de lits existants : filtres

immergés, lits fluidisés, lits expansés, lits bactériens à ruissellement.

1.6. Lagunage [6]

Le lagunage est un procédé d'épuration qui consiste à faire circuler des effluents dans une série

de bassins pendant un temps suffisamment long pour réaliser les processus naturels de

l'autoépuration. Il est pratiqué dans les régions très ensoleillées, dans des bassins de faible

profondeur. C’est celui utilisé à BENEAU.

Le principe général consiste à recréer, dans des bassins, des chaînes alimentaires aquatiques.

Le rayonnement solaire est la source d'énergie qui permet la production de matières vivantes

par les chaînes trophiques. Les substances nutritives sont apportées par l'effluent alors que les

végétaux sont les producteurs du système en matière consommables et en oxygène.

La figure 1.1 permet de mieux comprendre ce principe.



Figure 2Figure1.1: Cycles Biologiques d'une lagune

Source : Hatem Dhaouadi [6]

Les éléments polluants et leurs produits de transformation retirés de la phase liquide au cours

de tout traitement d'eau, quelle qu'en soit la nature, se trouvent finalement rassemblés dans la

très grande majorité des cas dans des suspensions plus ou moins concentrées dénommées

"boues":

Le caractère commun de toutes ces boues est de constituer un déchet encore très liquide, de

valeur généralement faible ou nulle. Certaines d'entre elles sont chimiquement inertes, mais

celles qui proviennent de traitements biologiques sont souvent fermentescibles et

nauséabondes.

1.7. Boues d’épuration [7]

On appelle « boues d’épuration » les sédiments résiduaires issus du traitement des eaux usées;

les boues d’épuration urbaines résultent du traitement des eaux usées domestiques qui

proviennent de l’activité des particuliers et éventuellement des rejets industriels dans les

réseaux des collectivités après avoir suivi un prétraitement obligatoire.

Les eaux usées sont collectées puis acheminées vers les stations d’épuration où elles sont

traitées. En fin de traitement, à la sortie de la station, l’eau épurée est rejetée vers le milieu

naturel et il reste les boues résiduaires.

Les boues d’épuration sont produites à plusieurs stades du processus de traitement des

eaux usées. Selon les étapes au cours desquelles elles sont recueillies, on distingue:



Les boues primaires dites "fraîches" qui sont obtenues au niveau du décanteur

primaire, après séparation physique des matières en suspension par décantation ;

Les boues physico-chimiques ou boues tertiaires, qui sont les agrégats formés

après les traitements physico-chimiques ;

Les boues biologiques ou boues secondaires , le type de boue considéré dans

cette étude, qui proviennent des traitements biologiques des eaux usées dont le principe est de

faire dégrader les substances organiques présentes dans l'eau par les microorganismes qu'elles

contiennent et que l'on cultive à cet effet. A la différence des deux types de boues précédentes,

qui sont des matières brutes décantées, les boues biologiques résultent de la transformation des

matières organiques contenues dans les eaux usées.

Ces boues sont caractérisées par un certain nombre de critères définissant leur

composition physique et chimique :

Leur siccité, c'est-à-dire leur taux de matière sèche. La concentration en matières

sèches est exprimée en grammes de matière par litre de boues (ou en pourcentage pour la

siccité) ;

Leur teneur en matière volatile ou matières organiques, par opposition aux

matières minérales. La teneur en matière volatile s'exprime en pourcentage du poids des

matières sèches. Elle permet d'évaluer le degré de stabilisation des boues et leur aptitude à subir

divers traitements (digestion, incinération, ...) ;

Leur teneur en matière minérale : différence entre matière sèche et matière

volatile ;

Leur pouvoir calorifique inférieur qui permet d'évaluer leur aptitude à

l'incinération. Il correspond à la quantité de chaleur pouvant être dégagée par une certaine masse

de boue ;

Leur composition en matières fertilisantes (carbone organique, phosphore, azote,

oligo-éléments), en éléments indésirables (traces métalliques et en composés traces organiques)

et en micro-organismes.

La composition exacte des boues varie en fonction de l'origine des eaux usées, de la

période de l'année et du type de station d'épuration.

Les boues sont très riches en matière organique (50 à 70 % de la matière sèche), ce qui

favorise la prolifération des microorganismes qui se multiplient et décomposent la matière



organique. En absence d'une aération suffisante, la décomposition libère des composés

organiques nauséabonds, ainsi que des gaz à effet de serre (gaz carbonique, méthane, etc.). La

décomposition des boues d'épuration libère également de grandes quantités d'azote

(principalement sous forme de nitrate) et de phosphore.

Les métaux lourds représentent, en moyenne, moins de 0,15 % de la matière sèche. La

réglementation évolue avec l'efficacité croissante de la gestion des déchets et les avancées

techniques de leur traitement.

1.8. Procédés de traitement des boues

Les boues résiduaires se présentent sous une forme liquide et avec une forte charge en matière

organique hautement fermentescible. Ces deux caractéristiques sont gênantes et posent

beaucoup de problèmes techniques pour leur évacuation «quelle que soit la destination », parmi

lesquels leur transport et leur stockage qui conduisent souvent à des problèmes de manipulation

et des nuisances olfactives. Ceci impose le choix d'une filière de traitement dès l'installation de

la STEP.

La déshydratation et la concentration des boues qui a pour objectif de réduire leur volume

(plus de 97 % d'eau) par épaississement et/ou par déshydratation pour faciliter par la suite leur

transport et leur stockage. Un conditionnement est souvent utilisé en amont pour favoriser la

séparation liquide-solide à l'aide de floculants organiques de synthèse ou minéraux, et

autoclavage.

La stabilisation pour empêcher ou réduire les problèmes de fermentation et d'éviter ainsi les

nuisances olfactives. La stabilisation peut être biologique par voie aérobie (compostage) ou

anaérobie (méthanisation) ou chimique (chaulage ou autres traitements). La stabilisation

biologique présente l'avantage de limiter l'évolution ultérieure de la composition des boues.



Conclusion

Ce premier chapitre a permis d’avoir une connaissance des mots clés de cette étude. D’avoir

une idée des recherches entrepris antérieurement au thème développé.

Cette étude s’est intéressée à la valorisation et au traitement par procédés biologiques, des boues

de STEP, et plus spécialement par procédé de la digestion anaérobie.

Le chapitre suivant lui est consacré, pour mieux comprendre ce procédé.

Chapitre 2 : Procédé

de digestion

anaérobie des boues



Chapitre 2 : Procédé de digestion anaérobie des boues

Introduction

La digestion anaérobie, est une des multiples voies de valorisation de la biomasse. Grace à elle,

la dégradation de matière organique en anaérobie stricte permet la production d’un gaz

inflammable. Cette dégradation ce fait en plusieurs étapes, qui sont décrit dans ce chapitre, qui

relatent aussi l’histoire du biogaz.

2.1. La digestion anaérobie : Généralités

Le métabolisme énergétique cellulaire est lié à une succession de réactions d’oxydoréduction

couplées jusqu’à un accepteur final d’électrons. Les microorganismes disposent de deux voies

pour produire de l’énergie ; soit par photosynthèse (organismes phototrophes), soit par une suite

de réactions chimiques (organismes chimiotrophes), telles que la respiration ou la fermentation.

Dans le cas des chimiotrophes, on parle de fermentation lorsque l’accepteur final d’électrons

est un composé organique, et de respiration anaérobie lorsque l’accepteur final est un composé

minéral oxygéné (nitrates, sulfates, carbonates,...).

Dans la suite le terme fermentation désignera un processus anaérobie, c’est à dire se déroulant

dans un environnement exempt d’oxygène [8].

2.2. La découverte de la fermentation et du biogaz

La découverte et la maîtrise des techniques de fermentation sont intimement liées à la

fabrication de la bière et du pain, qui ont suivi la mise en place des cultures de céréales ; les

premières cultures céréalières dateraient de 8000 av. J.C. en Mésopotamie. Des tablettes

sumériennes de 4000 av. J.C font référence au "pain liquide", ancêtre de la bière, et la

corporation des boulangers existait déjà en Egypte ancienne vers 2700 av. J.C. [8]

Si la fermentation fut rapidement maîtrisée, il fut pendant très longtemps impossible

d’expliquer le phénomène. L’existence d’organismes invisibles à l’œil nu était suspectée depuis

longtemps, mais les bactéries ne purent être découvertes qu’en 1677avec le premier véritable

microscope, développé par Antoni van Leeuwenhoek. Ce furent ensuite les chimistes, Lavoisier

en première ligne, et non les biologistes qui produisirent les premiers travaux scientifiques sur

la fermentation alcoolique ; ainsi l’équation chimique globale du processus de fermentation

alcoolique a été faussement attribuée à Gay Lussac en 1815 (Barnett, 2003).



𝐶6𝐻12𝑂6⟶ 2𝐶𝐻3𝐶𝐻2𝑂𝐻 + 2𝐶𝑂2 (2.1)

Les véritables premières avancées vers la microbiologie moderne sont le fait d’observations au

microscope ; la même année, en 1837, Cagniard- Latour, Theodor Schwann et

Friedrich Traugott Kützing démontrèrent que la levure de bière est un organisme

vivant.

Par la suite, les travaux de Pasteur sur la période 1857-1876 mirent fin à la polémique qui

opposa durant la première partie du 19ème siècle Jöns Jacob Berzelius et Theodor Schwann, qui

affirmaient respectivement, que la fermentation était purement chimique pour l’un, et

uniquement microbienne pour l’autre. Pasteur mit en évidence le rôle des levures dans les

processus de fermentation lactique et alcoolique. Il montra aussi qu’à chaque fermentation

correspondait un ferment particulier. Le développement des procédés de pasteurisation et de

stérilisation, qui permirent la mise en place de cultures pures de microorganismes, devait

marquer le début de la maitrise industrielle de la fermentation, et les besoins en acétone durant

la Première Guerre Mondiale accélérèrent le développement d’une industrie de la fermentation.

En parallèle de ces avancées en microbiologie survinrent les premières grandes découvertes sur

le biogaz. En 1630 Jan Baptist van Helmont, surnommé le Leonard de Vinci bruxellois,

découvre que la fermentation de la matière organique produit un gaz inflammable. Il faudra

ensuite attendre 1776 et les vacances d’Alessandro Volta sur les rives du Lac Majeur pour que

soit identifié le méthane qu’il appellera gaz des marais ; au cours d’une promenade en bateau

il remarque qu’en remuant le fond du lac avec un bâton, des bulles de gaz remontent en surface.

Il collectera une partie de ce gaz et montera qu’il est combustible. Il conclut également que le

volume de gaz était proportionnel à la masse de matière en décomposition. Le terme de méthane

ne sera proposé qu’en 1865 pour être définitivement accepté en 1892 lors d’un congrès

international de nomenclature chimique.

La digestion anaérobie n’est autre que l’exploitation par l’homme d’un processus naturel, la

fermentation méthanogène de la matière organique, c’est à dire une fermentation avec comme

accepteur final d’électrons le (bio) méthane. Cette dégradation de matière organique en

anaérobiose conduit à la formation d’un mélange gazeux composé essentiellement de méthane

(𝐶𝐻4) et de dioxyde de carbone 𝐶𝑂2, communément appelé biogaz. Concernant l’utilisation du

bio-méthane, des preuves historiques suggèrent que, 10 siècles av. J.C., les Assyriens s’en

servaient pour chauffer l’eau de leur bain. De nombreux pays ont très tôt saisi l’intérêt de



produire du biogaz pour prévenir une trop forte dépendance aux hydrocarbures chers. Ainsi

l’Inde commença dès le début du 19ème siècle à produire du biogaz (mélange de bio-méthane et

de dioxyde de carbone) ; la première unité de traitement de déchets pour produire du biogaz

aurait été construite en 1859 dans une colonie de lépreux à Bombay (Meynell, 1976). Vers

1890-1895, Donald Cameron construisit une fosse septique pour la ville d’Exeter au Royaume-

Uni. Le gaz produit était alors collecté et servait à l’éclairage public.

Vers la fin du 19ème siècle, Mitscherlich suggéra le rôle des microorganismes dans les réactions

de dégradation de la cellulose et la production de méthane (Illinois State

Water Survey Division, 1939). Les travaux en microbiologie conduisirent vers 1930 plusieurs

scientifiques, dont Arthur M. Buswell, à la découverte des bactéries anaérobies, et au moyen de

produire plus efficacement du biogaz. C’est également à cette époque que furent formulées les

premières équations macroscopiques de dégradation de la matière organique par fermentation

méthanogène.

2.3. Un système naturel complexe

Les bactéries méthanogènes sont présentes dans de nombreux écosystèmes naturels comme les

fosses septiques, les marais et tourbières, ou bien encore la toundra arctique, et même les

appareils digestifs des ruminants (le rumen) ou des humains.

La fermentation méthanogène peut servir à traiter des rejets organiques, des eaux usées, ou

encore des lisiers, des ordures ménagères... Plus de 140 espèces bactériennes sont impliquées

dans ce procédé pour dégrader la matière organique en biogaz. Les bactéries représentent une

grande part de la flore microbienne anaérobie, mais d’autres organismes comme des

protozoaires, des champignons ou des levures peuvent intervenir. Ce processus est tout

particulièrement intéressant en raison du bio-méthane produit, qui est un gaz énergétique

valorisable.

Les progrès en microbiologie ont permis d’étendre les connaissances sur le déroulement de la

fermentation méthanogène, et la description du processus s’est compliquée au fur et à mesure.

Andrews (1968) choisit de représenter la fermentation méthanogène uniquement par l’étape

finale de méthanogénèse comme le montre la figure 2-1.



Figure 3Figure 2.1 : Schéma de la chaîne trophique des étapes de la fermentation

Source : Kerroum DERBAL [4]

Un peu plus tard Graef et Andrews (1973) inclurent également l’étape d’acidogénèse dans leur

description macroscopique de la fermentation. D’autres auteurs, Hill et Barth

(1977) Boone et Bryant (1980) ont choisi d’ajouter une étape initiale d’hydrolyse dans leur

description et obtinrent un processus en trois étapes. La prise en compte de compétitions entre

espèces bactériennes pour l’utilisation des différents substrats conduit à considérer des schémas

réactionnels plus complexes, par exemple avec neuf mécanismes réactionnels [8].

On considère souvent un niveau de description à quatre étapes principales (figure 2-1),

impliquant quatre groupes de microorganismes spécifiques, où les composés intermédiaires des

premières étapes servent de substrats pour les étapes suivantes :

1. hydrolyse,

2. acidogénèse,

3. acétogénèse,

4. méthanogénèse.

Ces quatre étapes principales sont présentées et détaillées dans la suite de ce chapitre.



2.4. Microbiologie de la digestion anaérobie

2.4.1. Hydrolyse

Au cours de l’étape d’hydrolyse, les macromolécules complexes sont solubilisées sous l’action

d’enzymes extracellulaires excrétées par des bactéries anaérobies strictes (Clostridium pour la

dégradation de cellulose, amidon) ou facultatives aérotolérantes (Bacillus pour la dégradation

de protéines). Les composés particulaires sont scindés en monomères (ou dimères) de taille

suffisamment petite pour pouvoir être transportés au travers de la membrane cellulaire. Une

fois dans la cellule ces molécules simples pourront être utilisées comme source d’énergie pour

le métabolisme.

Lorsque l’on s’intéresse à la méthanisation de déchets complexes contenant des fractions

solides, par exemple de la cellulose, l’hydrolyse devrait être considérée comme l’étape

cinétiquement limitante.

On peut schématiser les réactions d’hydrolyse enzymatique comme suit, en considérant la

dégradation de cellulose en glucose, où les enzymes joueraient le rôle de catalyseur :

(𝐶6𝐻10𝑂5)𝑛 + 𝑛𝐻2𝑂𝐸𝑛𝑧𝑦𝑚𝑒𝑠→ 𝑛𝐶6𝐻12𝑂6 (2.2)

2.4.2. Acidogénèse

Dans une seconde étape, les monomères issus de l’hydrolyse, ainsi que les composés dissous,

servent de substrats à des microorganismes fermentaires qui les dégradent principalement en

acides de faibles poids moléculaires comme les acides gras volatils

[AGV] tels que propionate, butyrate, valérate, mais également en pyruvate, lactate, ou en

alcools tels que le méthanol, l’éthanol,...

L’éthanol et le lactate qui sont produits par des voies métaboliques moins intéressantes

énergétiquement ne sont généralement pas synthétisés à l’équilibre.

Du gaz carbonique et du dihydrogène sont également produits au cours de ces réactions.

Les microorganismes réalisant cette étape peuvent aussi bien être anaérobies facultatifs (du

genre Acetobacter ou Streptococcus) que strictement anaérobies

(Clostridium). Leur taux de croissance très élevé, de l’ordre de 48 jours est responsable, dans

le cas d’une surcharge organique, de l’accumulation de composés intermédiaires comme

l’acétate ou l’hydrogène, qui peuvent inhiber les flores acétogènes et méthanogènes.

En considérant le glucose comme substrat de référence on représente l’acidogénèse par les

équations du tableau 2.1.



Tableau 1Tableau 2.1 : Produits de la dégradation du glucose

Source : Aymen ZEGNOUNI, 2010

Propionate 𝐶6𝐻12𝑂6 + 2𝐻2 ⟶ 2𝐶𝐻3𝐶𝐻2𝐶𝑂𝑂𝐻 + 2𝐻2𝑂 (2.3)

Butyrate 𝐶6𝐻12𝑂6⟶ 𝐶𝐻3𝐶𝐻2𝐶𝐻2𝐶𝑂𝑂𝐻 + 2𝐻2 + 2𝐶𝑂2 (2.4)

Ethanol 𝐶6𝐻12𝑂6⟶ 2𝐶𝐻3𝐶𝐻2𝑂𝐻 + 2𝐶𝑂2 (2.5)

Lactate 𝐶6𝐻12𝑂6⟶ 2𝐶𝐻3𝐶𝐻𝑂𝐻𝐶𝑂𝑂𝐻 (2.6)

D’après le groupe de travail sur la digestion anaérobie de l’association international de l’eau

(IWA : International Water Association) (2002), la réaction 2.3 ne serait jamais observée et il

faudrait, à la place, considérer la production couplée de propionate et d’acétate selon la réaction

(2.7).

3𝐶6𝐻12𝑂6⟶ 4𝐶𝐻3𝐶𝐻2𝐶𝑂𝑂𝐻 + 2𝐶𝐻3𝐶𝑂𝑂𝐻 + 2𝐶𝑂2 + 2𝐻2𝑂 (2.7)

2.4.3. Acétogénèse

Les produits de l’hydrolyse et de l’acidogénèse (acides, sucres, alcools,...) sont réduits en

acétate, hydrogène et dioxyde de carbone par un groupe hétérogène de trois populations

bactériennes :

– les acétogènes syntrophes productrices d’hydrogène ; Syntrophomonas, wolfei,

Syntrophobacter, ...

– les bactéries acétogènes non-syntrophes parmi lesquelles on distingue :

• les bactéries fermentatives acétogènes ; Selomonas, Clostridium, Ruminococcus...

• les acétogènes hydrogénotrophes ou homoacétogènes ; Acetogenium, Acetobacterium,

Clostridium...

Acétogénèse productrice d’hydrogène

Cette phase fait appel à un groupe de bactéries dites OHPA (Obligate Hydrogen

Producing Acetogens), qui produisent de l’acétate et de l’hydrogène à partir d’acides.

Ces organismes furent initialement mis en évidence par Stadtman et Barker (1951), qui, au

moyen de cultures pures, découvrirent deux bactéries méthanogènes dégradant les acides gras

volatils par oxydation, qu’ils nommèrent Methanobacterium propionicum et

Methanobacterium suboxydans. Le tableau 2-2 représente certaines réactions de dégradation

possibles.



Tableau 2Tableau 2.2 : Réactions d’acétogénèse avec production de dihydrogène et de formate


Acétogénèse non-syntrophes

Le terme homoacétogène s’applique aux bactéries strictement anaérobies qui produisent

majoritairement de l’acétate, et peuvent également utiliser le CO2 (équation 2.16) comme

accepteur final d’électron. Ces organismes non-syntrophes sont capables de croître aussi bien

de façon autotrophe (bactéries lithotrophes), qu’hétérotrophe ou mixotrophe. On trouve ce type

de microorganismes essentiellement dans les milieux à forte concentration en CO2.

Réaction homoacétogénèse lithotrophe

𝐶𝑂2 + 2𝐻2⟶ 𝐶𝐻3𝐶𝑂𝑂𝐻 (2.14)

-Homoacétogénèse fermentative.

𝐶6𝐻12𝑂6 + 2𝐻2𝑂 ⟶ 2𝐶𝐻3𝐶𝑂𝑂𝐻 + 2𝐶𝑂2 + 4𝐻2 (2.15)

𝐶6𝐻12𝑂6⟶ 3𝐶𝐻3𝐶𝑂𝑂𝐻 (2.16)

2.4.4. Méthanogénèse

La méthanogénèse constitue l’étape de réduction finale du processus de méthanisation. Elle est

considérée comme l’étape limitante dans le processus de dégradation des composés dissous. La

méthanogénèse est réalisée par une classe spécifique de bactéries anaérobies strictes, les Arche,

qui peuvent utiliser divers substrats comme l’acétate, le dioxyde de carbone et l’hydrogène, ou

(2.8)

(2.9)

(2.10)

(2.11)

(2.12)

(2.13)



encore, pour certaines espèces, le méthanol, les méthyl-amines ou le formate. Au sein de cette

classe on distingue deux familles responsables de la synthèse de méthane :

– les méthanogènes acétoclastes, également appelés acétotrophes,

– les méthanogènes hydrogénophiles, ou hydrogénotrophes.

Bactéries méthanogènes acétoclastes

Ces organismes peuvent produire du méthane à partir de nombreux substrats comportant un

groupement méthyle comme l’acétate, le méthanol mais également des (n)-méthyl-amines.

Methanosarcina sp. et Methanotrix sp. sont les espèces bactériennes connues capables de

dégrader l’acétate. Le processus de dégradation de l’acétate contribue à lui seul à environ 70%

du méthane produit; plus particulièrement Stadtman et Barker (1951) ont montré que le méthane

provenait du groupement méthyle de l’acétate, du méthanol ou des méthyl-amines, et que ce

groupement était transféré en bloc, selon les schémas réactionnels suivants :

𝐶𝐻3𝐶𝑂𝑂𝐻 ⟶ 𝐶𝐻4 + 𝐶𝑂2 (2.17)

4𝐶𝐻3𝐶𝑂𝐻 ⟶ 3𝐶𝐻4 + 𝐶𝑂2 + 2𝐻2𝑂 (2.18)

L’utilisation de l’un ou l’autre de ces substrats est avant tout contrôlée par la disponibilité et la

concentration de ceux-ci ; en effet la croissance sur l’acétate n’est possible qu’au-dessus d’une

concentration seuil, différente pour chaque espèce.

Bactéries méthanogènes hydrogénotrophes

Les bactéries hydrogénotrophes contribuent au reste de la production de méthane (environ 30%)

en réduisant le couple 𝐻2/𝐶𝑂2ou le formate en méthane. Toutes les bactéries méthanogènes

sont capables de réduire 𝐻2/𝐶𝑂2 mais seulement certainesespèces dégradent également le

formate.

Tableau 3Tableau 2.3 : Réactions de transfert inter-espèces du 𝑯𝟐et du formate


(2.19)

(2.20)



2.5.Types des réacteurs et applications

Les digesteurs anaérobies conventionnels opèrent en semi-continus, en continus ou fermés. Les

opérations en semi-continu ou en continu sont préférables car le taux de croissance maximum

peut être obtenu constamment à l’équilibre en contrôlant le taux d'entrée. Dans le système

fermé, l'équilibre ne peut pas être obtenu pendant que les concentrations des composants dans

le digesteur changent avec le temps.

Le choix du type de réacteur utilisé est déterminé selon les caractéristiques du déchet à traiter.

Les déchets solides et les boues sont principalement traités dans des réacteurs par écoulement

continu (CSTRs), alors que les déchets organiques solubles sont traités en utilisant des systèmes

de biofilm à taux élevé tels que les filtres anaérobies, les réacteurs à lit fluidisé les réacteurs

anaérobies à flux ascendant (UASB).

Dans les systèmes de biofilm la biomasse est maintenue dans les agrégats du biofilm/granule

où le temps de rétention des boues (SRT) est beaucoup plus élevé que le temps de rétention

hydraulique (HRT). Ce qui est d’avantage ici, c’est que le réacteur peut fonctionner au débit

élevé et peut tolérer des concentrations des espèces toxiques plus élevées que les systèmes

(CSTR). Les systèmes à biofilm fonctionnent normalement en mode continu avec un (HRT)

inférieur à 5 jours (souvent au-dessous de 24 heures).

Les systèmes peuvent fonctionner dans une large gamme de température, des conditions

psychrophiles (3°C) jusqu’aux conditions extra-thermophiles (80°C). Pour le traitement

anaérobie des déchets organiques solubles les systèmes de UASB à taux élevé sont les plus

utilisés.

Dans des systèmes de CSTR, la biomasse est suspendue dans le liquide principal et sera enlevée

ainsi que l'effluent tel que le temps de rétention des boues (SRT) est égal au temps hydraulique

de rétention (HRT). Ceci le rend nécessaire de fonctionner à un temps de rétention hydraulique

élevé (HRT) généralement entre 10 et 20 jours, pour éviter le lessivage des méthanogènes qui

ont un temps de croissance long.

Les systèmes de production de biogaz à grande échelle ont généralement des récipients de

collecte et de stockages des déchets qui permettent la stabilité de l’opération.

2.6.Solutions technologiques pour les réacteurs biologiques d’effluents

2.6.1. Les digesteurs à cellules libres

Ces réacteurs continus sont parmi les plus anciens et les plus simples. Ici la biomasse est en

suspension dans le réacteur. Parmi ces fermenteurs on trouve les réacteurs infiniment mélangés,



appelé également CSTR (Continuous Stirred Tank Reactor), dans lesquels un brassage continu

assure l’homogénéité du milieu, ce qui favorise le contact entre la biomasse et le substrat.

2.6.1.1.Digesteurs infiniment mélangés

Le mélange dans le digesteur peut être assuré mécaniquement par un système de pâles, ou bien

en recirculant le contenu du digesteur. Une dernière solution consiste à réinjecter le biogaz au

bas du réacteur (voir figure 2.2). Un mélange incomplet favorise l’accumulation de matière

particulaire ce qui à long terme risque de diminuer le volume utile et de réduire les performances

du procédé.

c)

Figure 4Figure 2.2 : Schéma d’un digesteur infiniment mélangé

a) mécaniquement par pâles, b) par compression et recirculation du biogaz, c) par recirculation

du milieu. A: alimentation, S : sortie, G : biogaz.


L’inconvénient majeur de ce type de digesteur est que le temps de séjour de la biomasse (TSS)

est strictement égal au temps de séjour hydraulique (TSH). Compte tenu de la lente croissance

des organismes méthanogènes cette technologie limite donc les débits qui peuvent être

appliqués en entrée du digesteur.

2.6.1.2. Digesteurs à contact

L’augmentation de la quantité de biomasse dans le digesteur permet d’améliorer la performance

du système et ainsi d’accroître les débits entrant et sortant ou de réduire le volume de la cuve.

Des technologies ont été développées pour découpler le temps de séjour hydraulique de celui



des solides et favoriser l’accumulation de biomasse. La solution la plus simple consiste à placer

en sortie du digesteur un système pour séparer la biomasse de l’effluent, et à recirculer la

biomasse concentrée, comme illustré à la figure 2.3. La récupération de la matière particulaire

du digestat peut se faire à l’aide d’un décanteur ou bien grâce à une membrane. L’ajout de

coagulants dans le décanteur peut faciliter la formation d’agrégats ou de flocs.

a) b)

Figure 5Figure 2.3 : Schéma d’un digesteur à contact où la rétention est assurée par

a) décanteur, b) membrane. A : alimentation, S : sortie, G : biogaz.


2.6.2. Les digesteurs à biofilm et à granules

Un biofilm est un groupe de microorganismes inclus dans une matrice de polymères

biologiques. Les espèces qui composent le biofilm adhèrent entre elles et forment dans ce cas

des granules. Les microorganismes peuvent également se développer sur un support mobile ou

fixe. L’attachement de la biomasse permet d’appliquer des débits importants sans risquer de

lessiver la biomasse ; ces digesteurs sont donc plus robustes face à des chocs hydrauliques que

les réacteurs à cultures libres.

2.6.2.1.Réacteurs à lit fixe

Les digesteurs à lit fixe ont été développés vers la fin des années soixante sur la base des filtres

aérobies.

Le réacteur est rempli d’un support inerte de nature variée (roche, verre, plastique,...) et pouvant

se présenter sous différentes formes (lamelles, grille,...) sur lequel la biomasse peut se

développer. Comme à la figure 2.4 l’alimentation se fait aussi bien par flux ascendant que

descendant et l’effluent à traiter passe au travers du "filtre" formé par le support et la biomasse



qu’il contient. Une grande partie de la biomasse présente est en réalité coincée entre les

interstices du support plus que réellement attachée.

a) b)

Figure 6Figure 2.4 : Schéma d’un digesteur à lit fixe

a) à flux descendant, b) à flux ascendant. A : alimentation, S : sortie, G : biogaz.


Ce procédé facile à mettre en place est intéressant car il nécessite moins de mélange, et est

particulièrement robuste aux surcharges organiques. Cependant les risques de colmatage du

support par la matière particulaire sont assez importants. L’application d’un flux descendant et

la recirculation du biogaz sont fréquemment appliqués pour faciliter l’élimination du surplus de

biomasse libre (non attachée au support), limitant ainsi les risques de bouchage. Ces

méthaniseurs sont donc plus orientés vers le traitement d’effluents liquides à faibles proportions

de matière en suspension. Pour éviter que ne se développent des chemins d’écoulements

préférentiels, il est conseillé de choisir un support orienté offrant un grand rapport

surface/volume, ce qui permet le développement d’un biofilm important tout en laissant de la

place à l’écoulement de la matière particulaire.

2.6.2.2.Réacteurs UASB

Ce procédé fut développé vers la fin des années 1970 par Gätze Lettinga et ses collaborateurs

en parallèle avec des chercheurs d’Afrique du Sud lorsqu’ils travaillaient sur des systèmes de

filtres anaérobies. Au cours de leurs recherches, ils ont remarqué que la biomasse libre avait

tendance à former d’elle-même des granules d’un diamètre équivalent de quelques millimètres.

Ils ont donc proposé d’utiliser cette auto-floculation pour garantir un temps de séjour de la

biomasse élevé sans utiliser un support.



Le procédé, basé sur ce principe, le plus répandu est le digesteur UASB (pour Up flow

Anaerobic Sludge Blanket), où le flux ascendant équilibre la tendance des agrégats à

sédimenter, et assure la mise en suspension de la biomasse. Un système de séparation

liquide/gaz/solide placé au sommet du digesteur permet de retenir la biomasse dans le réacteur.

La recirculation sert à agiter et à homogénéiser le milieu. Les réacteurs à lit de boues expansé

EGSB (pour Expanded Granular Sludge Bed) sont des digesteurs UASB dans lesquels le flux

ascendant est nettement supérieur ce qui augmente la hauteur du lit de boue. Dans ce cas la cuve

est plus haute, et le diamètre moindre.

Si les problématiques de l’hydrodynamique, des transferts de masse, du mélange du milieu dans

un réacteur UASB sont grandement compris, la maîtrise du développement du biofilm reste un

grand défi pour l’ingénierie des procédés à granules.

La structure microbienne des flocs est complexe : des microorganismes fermentaires et

méthanogènes syntrophes s’y retrouvent piégés ce qui réduit la distance les séparant. Il a été

montré que cette proximité facilite les transferts inter-espèces d’hydrogène et de métabolites

qui doivent s’opérer tout au long de la chaîne trophique méthanogène.

2.6.3. Réacteurs à support mobile

Les fermenteurs à support mobile constituent la dernière génération de digesteurs à biomasse

fixée.

Ils ont été développés pour combiner les avantages des méthaniseurs à biomasse fixée (taux de

rétention de la biomasse élevés autorisant de grands débits d’alimentation) et de ceux à cellules

libres (faible risque de colmatage et bonne homogénéité du milieu).

Le digesteur est rempli avec un support inerte de faible taille sur lequel, et au sein duquel la

biomasse peut se développer (voir figure 2.5). Le rapport surface/volume élevé du support et

l’application de débits volumiques importants permet d’éviter le bouchage. Si le lit est expansé

de moins de 20% on parlera de lit "expansé", et lorsque l’expansion du lit dépasse les 30% on

parle de lit "fluidisé". La mobilité des supports est accrue dans le cas des lits fluidisés ce qui

permet de limiter les colmatages et d’assurer un mélange efficace.



Figure 7Figure 2.5 : Exemple de support mobile


2.7. Facteurs affectant la stabilité du processus de biogaz [4]

Les facteurs affectant la production de biogaz sont principalement basés sur les conditions

opératoires ainsi que l’alimentation du digesteur. Les conditions de fonctionnements tels que le

pH et la température influencent directement les microorganismes.

Les perturbations par l'alimentation incluent la composition et la concentration de déchet, et les

composés toxiques et les inhibiteurs.

Parfois, les composés toxiques ne sont pas présents au départ dans l'alimentation mais ils sont

produits à l'intérieur du réacteur à partir de la dégradation du substrat (comme exemple les AGV

et l’ammoniaque).

2.7.1. Le substrat

Le type et la composition du substrat déterminent directement le rendement de biogaz. En

anaérobie le substrat d’alimentation est souvent mesuré en termes de la demande chimique en

oxygène totale (DCO) ou en termes de solides volatils totaux (SV). Il est important de distinguer

entre la fraction dégradable disponible et la fraction inerte, car une fraction considérable de la

DCO à l'entrée est inerte. Le déchet qui contient une teneur élevée en eau a un rendement faible

en méthane par DCO ou SV.

Les déchets organiques contiennent une composition variée : les composés majeurs sont les

saccharides (qui sont divisées en deux fractions, facilement et lentement dégradables), les

lipides (facilement dégradables), les protéines (facilement dégradables), les AGV (facilement



dégradables), ainsi que d’autres composés. Le rendement du méthane des déchets est

généralement dans la gamme de 100 à 400 L 𝐶𝐻4/Kg SV.

En revanche, la plupart des déchets organiques contient une fraction élevée du substrat

facilement dégradable, qui donne un rendement élevé de méthane et de production d’AGV.

Il est donc important de contrôler la charge organique et hydraulique selon la capacité du

digesteur. Lorsque le processus fonctionne à faible taux de charge à l’entrée cela donne un taux

de production de biogaz faible également. Bien que ceci puisse empêcher la rupture du

processus, il est peu économique parce que la capacité du processus n’est pas entièrement

utilisée. L’augmentation de la charge donne plus de biogaz mais aussi il y a le risque de la

surcharge, qui a comme conséquence l’accumulation des AGV. La concentration élevée d’AGV

diminue le pH et fait que les AGV deviennent plus toxiques aux méthanogènes, qui peuvent

mener le processus à la rupture.

Suffisamment de nutriments sont également importants pour la croissance des cellules

microbiennes. Les macronutriments tels que le carbone, l'hydrogène, l'azote et l'oxygène sont

les composants principaux des cellules dans la biomasse. Comme il y en a d’autres tels que le

soufre, le phosphore, le potassium, le calcium, le magnésium et le fer qui sont exigés. On retient

généralement le ratio suivant : C/N/P = 1/30/150 (ADEME).Ces macronutriments devraient

être présents dans la cellule autour de 10−4 𝑀, alors que les micronutriments tels que le nickel

et le cuivre sont exigés en petite quantité. La plupart des nutriments peuvent être inhibiteurs

s’ils sont présents avec des concentrations élevées. Le sulfure et le phosphate comme exemple

peuvent diminuer la disponibilité biologique d'ion en métal par l’effet de la précipitation.

2.7.2. La température

La digestion anaérobie peut être appliquée dans une large plage de température, en psychrophile

(< 20 °C), en mésophile (25-40 °C), en thermophile (45-60 ° C), et même en conditions extra

thermophiles (>60 °C). La température a un effet direct sur les propriétés physico-chimiques

de tous les composants dans le digesteur et affecte aussi la thermodynamique et la cinétique des

processus biologiques. La température détermine si une réaction spécifique est favorable.

L’augmentation de la température a plusieurs avantages, dont :

Augmente la solubilité des composés organiques qui les rend plus accessibles aux

micro-organismes ;

Augmente les taux chimiques et biologiques des réactions, et accélère ainsi le processus

de conversion, donc le réacteur peut être plus petit et peut fonctionner avec un plus

faible temps hydraulique de rétention (HRT) ;



Améliore plusieurs propriétés physico-chimiques comme la diffusivité du substrat

soluble, l’augmentation du taux de transfert de liquide vers le gaz dû à la faible

solubilité du gaz, diminution de la viscosité liquide qui fait diminuer l'énergie

d’agitation nécessaire et améliore également la séparation liquide-solide de la

biomasse ;

Augmente le taux de mortalité des bactéries pathogènes particulièrement en condition

thermophile, qui diminue le temps requis pour la réduction des pathogènes.

En plus, les réactions d'oxydations d'acide organique deviennent plus énergiques à température

élevée, ce qui est avantageux pour la dégradation d’acide gras à longue chaîne

(AGLC), d’acide gras (AG) et d'autres intermédiaires.

Néanmoins, la haute température peut avoir un certain effet négatif. L’augmentation de la

température diminue le 𝑝𝐾𝑎 de l’ammoniaque, augmente ainsi la fraction d’ammoniaque libre

(𝑁𝐻3) qui est un inhibiteur des microorganismes. En outre, l’élévation de la température

augmente le 𝑝𝐾𝑎 des AGV, qui augmente sa fraction non dissociée, particulièrement à faible

pH (4-5), comme dans le réacteur acidogène. Ceci rend le processus thermophile plus sensible

à l'inhibition. Cependant, en raison de la multiplicité d'avantages à hautes températures,

l’opération thermophile est populaire dans les applications anaérobies où l'inhibition

d'ammoniaque n'est pas la première considération.

2.7.3. pH et pouvoir tampon

Le niveau de pH a un effet sur l'activité enzymatique dans les micro-organismes, puisque

chaque enzyme est en activité seulement dans une gamme spécifique de pH, et il a son activité

maximale à son pH optimal. Chaque groupe de micro-organismes a différentes gammes

optimales de pH. L'archée méthanogène peut fonctionner dans un intervalle de pH tout à fait

étroit, de 5.5-8.5 avec une gamme optimale de 6.5-8.0. Les bactéries fermentatives peuvent

fonctionner dans une plage de pH plus large, 4 à 8.5.

Une étude de la fermentation du glucose où des méthanogènes ont été lessivés pour un faible

temps hydraulique de rétention, a prouvé qu'à pH entre 5-7, les produits principaux étaient

l’acide acétique et l’acide butyrique, alors qu'à pH 8.0, les produits principaux étaient l’acide

acétique et l’acide propionique. Le pH affecte également l'équilibre acide-base de différents

composés dans le digesteur. Dans un digesteur anaérobie de culture mixte la gamme optimale

de pH est 6.6-7.4.



Le pouvoir tampon, ou la résistance de la solution au changement de pH est également

important pour la stabilité du processus. L'amortisseur principal dans les digesteurs anaérobies

est le bicarbonate (𝐻𝐶𝑂3−), avec un 𝑝𝐾𝑎 de 6.3, tandis que les principaux acides produits sont

les AGV, avec un 𝑝𝐾𝑎 global approximativement de 4.8. D'autres composés trouvés dans le

digesteur influencent également l'équilibre du pH s’ils sont présents avec des concentrations

élevées, par exemple, l’ammoniaque (𝑁𝐻4+/𝑁𝐻3, 𝑝𝐾𝑎 9,3), le sulfure d'hydrogène (𝐻2𝑆/

𝐻𝑆−/𝑆2−, 𝑝𝐾𝑎 7,1 𝑒𝑡 13,3) et le phosphate d'hydrogène (𝐻3𝑃𝑂4/𝐻2𝑃𝑂4−/𝐻𝑃𝑂4

2−/

𝑃𝑂43−, 𝑝𝐾𝑎 2,1 7,2 𝑒𝑡 12,3).

Les digesteurs de déchets (principalement un mélange de déchet de vache et de porc) ont

normalement un pouvoir tampon élevé de bicarbonate en alimentation et un contenu élevé

d'ammoniaque, ce qui donne un pH stable autour 7.5-8.0, et le système peut tolérer plutôt une

concentration élevée d’AGV avant la baisse du pH.

2.7.4. Composés toxiques / inhibiteurs

Les composés inhibiteurs sont l'un ou l'autre présent déjà dans le substrat ou produit pendant la

dégradation. La plupart des inhibiteurs sont formés pendant la dégradation du substrat, tels que

l’AGV, l’AGLC, l’ammoniaque et le sulfure. Quelques inhibiteurs sont présents déjà en

substrat, tels que l’AGLC, et les métaux lourds.

L’AGV est l'intermédiaire principale dans la digestion anaérobie, et il s'accumule sous l’action

du déséquilibre du processus. A faible pH, l’AGV devient plus toxique, cela est dû à

l’augmentation de sa fraction non dissociée. La concentration seuil d'inhibition d’AGV dépend

du pouvoir tampon de réacteur.

L'ammoniaque vient principalement de la dégradation de déchet de protéine. Une étude sur

18 stations centrales de biogaz au Danemark, a prouvé que l'ammoniaque était un facteur

significatif affectant la stabilité du processus. L’augmentation de la toxicité d'ammoniaque à

pH et à température élevés dus à la concentration plus élevée de l'ammoniaque libre qui est

connue comme un inhibiteur. Une concentration de l’ammoniaque de l’ordre de2 𝑔𝑁/𝑙 n’aura

aucun effet inhibiteur sur les méthanogènes acétoclaste. Cependant, l’activité des

méthanogènes est diminuée lors de l’augmentation de la concentration de l’ammoniaque, et

l’inhibition total est atteint pour une concentration de 10𝑔𝑁/𝑙. De plus le pH a une influence

sur l’effet inhibiteur de l’ammoniaque. A une concentration élevée en ammoniaque et à pH

entre 7.0 et 7.5, l’effet inhibiteur est faible.



2.8.Contrôle des paramètres du processus de biogaz [4]

Le contrôle des digesteurs anaérobies est nécessaire pour assurer la réussite de l'opération.

Puisque la digestion anaérobie est un processus complexe impliquant plusieurs groupes de

micro-organismes qui sont sensibles à plusieurs facteurs de fonctionnement, il est important de

pouvoir détecter le déséquilibre de processus au début et donc l’action peut être prise à temps

pour empêcher l'échec du processus. Comme avec d'autres processus biologiques, la digestion

anaérobie peut être contrôlée en mesurant la conversion de substrat (DCO ou SV enlevé),

l'accumulation d'intermédiaires (AGV, pH, alcalinité, 𝐻2,𝐶𝑂2), la formation de produit (taux

de production de gaz, 𝐶𝐻4, 𝐶𝑂2), les communautés microbiennes (populations, diversité).

2.8.1. Méthane et dioxyde de carbone

Le biogaz est composé principalement de 𝐶𝐻4et de 𝐶𝑂2. Le rapport de 𝐶𝐻4au𝐶𝑂2est

normalement stable dans le réacteur et un changement du rapport peut être dû au déséquilibre

du processus. Cependant, le rapport de méthane dépend également de la composition du

substrat, de la température, du pH et de la pression. Puisque la dissolution du 𝐶𝑂2dépend

fortement du pH, la fluctuation du pH peut également changer la composition du gaz. Un

meilleur indicateur est donc la production de méthane, plutôtque la composition en méthane

dans le gaz.

La production de méthane combine la production de biogaz à la mesure de pourcentage de

méthane. Le paramètre peut être exprimé pareillement à la production de biogaz, comme taux

ou rendement. Le taux de production de méthane (L-CH4/jour) a été utilisé avec succès comme

un indicateur en ligne pour contrôler un digesteur de type CSTR alimenté en glucose comme

substrat et également recommandé dans d’autres cas.

Cependant, des chercheurs ont examiné l'utilisation du taux de production de méthane et du

rendement de méthane (𝑚𝐿 − 𝐶𝐻4/𝑔𝑉𝑆) comme indicateur de processus et ils ont prouvé que

le taux de production de méthane ne dépend pas seulement de l’état du processus mais aussi de

la charge du réacteur. Le rendement de méthane pourrait refléter le déséquilibre de processus

mais le changement était relativement faible. De plus, ils ont remarqué que l'utilisation du

rendement de méthane est douteuse puisqu'il pourrait encore se produire de même avec la

continuité d'accumulation d’AGV. La réponse de méthane était significative seulement après

que le déséquilibre du processus a été bien entamé.



2.8.2. Le pH

Le pH est normalement relativement facile à mesurer, et souvent le seul paramètre de la phase

liquide qui est mesuré en ligne. Le changement du pH peut être un indicateur, et la cause du

déséquilibre du processus, puisque les micro-organismes peuvent fonctionner seulement dans

une plage spécifique de pH (discuter dans la partie précédente). Le pH d'alimentation peut

également affecter le pH dans le digesteur.

L'utilisation du pH comme indicateur du processus est normalement basée sur le fait qu'une

baisse de pH correspond à l'accumulation d’AGV. Quelques systèmes anaérobies appliquent le

contrôle du pH où un acide ou une base sont ajoutés pour assurer le pH approprié pour la

croissance microbienne. Dans un réacteur de pouvoir tampon faible et sans commande de pH,

l'accumulation d’AGV peut diminuer le pH rapidement, et le pH est un indicateur efficace du

processus. Cependant, il n’est pas recommandé d'employer le pH pour indiquer le déséquilibre

du processus dans un système bien protégé (pouvoir tampon élevé) où le changement du pH

par l'accumulation d’AGV est souvent lent et trop petit. Le pouvoir tampon élevé résistera au

changement de pH et la baisse de pH se produira souvent après que le processus soit sévèrement

déséquilibré. Dans le digesteur de déchet d’animaux l’AGV pourrait s’accumuler jusqu'à 100

𝑚𝑀 tandis que le pH changeait seulement 0.5 unité.

2.8.3. L’alcalinité ou pouvoir tampon

L'alcalinité ou le pouvoir tampon est une meilleure alternative que le pH pour indiquer

l'accumulation d’AGV, parce que l’augmentation d’AGV consommera directement l'alcalinité

avant le grand changement de pH. Cependant, il s'est avéré que l'alcalinité totale (AT) mesurée

par la titration de l'échantillon à pH 4.3 est peu sensible à cause de la combinaison de résultat

d’AGV et de bicarbonate à l’AT.

L'alcalinité partielle (AP) ou l'alcalinité de bicarbonate mesurée par titration d'échantillon à pH

5.75 a une corrélation empirique à l'accumulation d’AGV. Cependant, on n'observe pas ce

rapport pendant l'accumulation de VFA lors de la surcharge d'ammoniaque, car l'ammoniaque

ajoute l'alcalinité au système. D'autres auteurs ont suggéré le rapport AGV/AT comme

indicateur où un digesteur simple devrait avoir un rapport dans la gamme de 0.1-0.35.

2.8.4. Les acides gras volatils

L'accumulation des acides gras volatils (AGV) pendant le déséquilibre du processus reflète

directement un désaccouplement cinétique entre les producteurs et les consommateurs acides.



La concentration d’AGV a été plus suggérée pour le contrôle et la surveillance du digesteur

anaérobie. Dans un système faiblement protégé, le pH, l'alcalinité partielle et les mesures

d’AGV sont utiles pour le contrôle de processus tandis que dans le système à pouvoir tampon

élevé (fortement protégé), l’AGV est fiable pour indiquer le déséquilibre de processus. L’AGV

est généralement mesuré par la chromatographie en phase gazeuse (CG) avec l’utilisation d’un

détecteur à ionisation de flamme (FID), pour obtenir les AGV individuels, ou par titration qui

donne la concentration d’AGV total, qui est moins chère et largement utilisée aux stations

commerciales de biogaz. Plusieurs méthodes de titration pour la détermination d’AGV total ont

été proposées, par exemple une titration simple, une titration à 5-point, et une titration à 8-point.

Cependant, plusieurs études ont précisé que l’AGV individuel peut fournir une information plus

importante comme avertissement à tôt avant l’échec de processus.

2.8.5. Réduction de matière organique

Il y a beaucoup d'applications industrielles dans lesquelles le but principal de la digestion

anaérobie est concentré sur le traitement de déchet organique au lieu de la production de gaz.

À ce propos, l’élimination de la matière, qui est la différence entre la matière organique

contenue avant et après traitement, est un paramètre important qu’il faut contrôler.

L’élimination de la matière organique dans la digestion anaérobie est mesurée en termes de ST,

SV, COT, DCO ou DBO. Ces paramètres conviennent au contrôle de la digestion anaérobie

appliquée à plusieurs types de déchets.

2.8.6. L’Oxyde de carbone

L'oxyde de carbone est un intermédiaire possible dans la voie métabolique des acétogènes et

des méthanogènes; il est rapporté qu’il évoluait pendant la méthanogène de l'acétate. L'oxyde

de carbone a été trouvé en grande quantité lors de l’inhibition toxique par les métaux lourds.

Selon Moletta la présence d'oxyde de carbone gazeux est directement liée à la concentration en

acétate, et inversement lié à la concentration en méthane.

N.B : il y a d’autres paramètres de contrôle de processus de production du biogaz durant la

digestion anaérobie, mais pratiquement ne trouve pas une large application, parmi ces

paramètres on a l’hydrogène gazeux qui est contrôlé dans la phase gazeuse et on trouve dans la

phase liquide le mesure et l’identification des différent types et communautés bactériennes

existantes dans la phase liquide et qui peut influencer le processus de digestion anaérobie.



2.9.Conditions physico-chimiques nécessaires à la digestion anaérobie

La digestion anaérobie ne peut être réalisée que sous certaines conditions :

Absence d’oxygène, de nitrates ou de sulfates ;

pH proche de la neutralité : optimum 6,8 – 7,5 ;

Concentration en acide gras volatils (AGV) inférieures à 2 – 3 g/l ;

Une pression partielle en hydrogène très faible : 10 – 20 Pa au maximum ;

Un potentiel d’oxydoréduction inférieur à 300 mV ;

Absence d’éléments inhibiteurs : agent chlorés, antibiotiques,… ;

Une température stable optimale pour les micro-organismes épurateurs.

Conclusion

En résumé, la digestion anaérobie est un phénomène naturel qui produit du gaz. Mais ce

phénomène peut être créé par l’homme, dans des conditions bien définit pour l’obtention de ce

gaz à un volume recherché, et le plus important, à qualité meilleur que celle obtenu

naturellement. En effet, le gaz qui se produit est composé entre autre de dioxyde de carbone et

de méthane. Cette dernière est inflammable et son obtention est le véritable objectif de la

digestion anaérobie, encore appelé méthanisation Plusieurs technologies ont été élaborées pour

la production de ce gaz

Chapitre 3 :

MATERIELS ET

METHODES



Chapitre 3 : Matériels et méthodes

Introduction

Cette étude a eu lieu sur la station d’épuration de l’ONG DCAM/BETHESDA. Ce chapitre

décrit la STEP de Tokpa-Zoungo, et présente la méthodologie, les outils utilisés, et les résultats

obtenus.

3.1. La Station d’épuration de Tokpa-Zoungo

3.1.1. Présentation de la Station d’épuration

La STEP de Tokpa-Zoungo traite les eaux du marché Tokpa-Zoungo et de 03 ménages, qui

y sont acheminées via des conduites construites à cet effet. Elle s’étend sur une surface de plus

de 4720𝑚3, non loin du marché, et se trouve en bordure du fleuve Nokoué. Elle était réalisée

dans le but de recevoir une charge organique de 1000 Equivalent Habitants soit 40 ménages qui

ne sont pas encore connectés au réseau de collecte des eaux usées [9]. Mais elle fonctionne

actuellement en dessous de sa capacité car elle ne reçoit actuellement qu’une charge organique

de 134 EH. Elle reçoit les eaux usées, souillées par les déchets suivants : poissons, produits

ménagers (savon, lessive, vaisselle)…

3.1.2. Le traitement biologique : les lagunes

Les eaux arrivées à la STEP suivent un traitement biologique qui a pour but principal

l'élimination des excédents d'azote, de phosphore et de matières organiques. Le lagunage recrée

le processus naturel de l'autoépuration. L'épuration par lagunage est réalisée par un équilibre

biologique auquel participent des bactéries, du zooplancton, des algues. La STEP de Tokpa-

Zoungo (BENEAU) possède, en plus d’un bac d’alimentation, 3 bassins, comme vue à la figure

3.1 :

-un bassin anaérobie

- un bassin facultatif

- un bassin de maturation



Figure 8Figure 3.1 : plan d'ensemble de la station d'épuration de Tokpa-Zoungo

Source : AÏNA A. F. Dirk, 2012[9]



3.1.3. Description des ouvrages

3.1.3.1. Le bac d’alimentation (bassin tampon)

C’est un ouvrage qui est destiné à recevoir l’effluent afin d’alimenter la station. Il est équipé

d’un agitateur et d’une pompe automatique de manière à ce que, dès que l’effluent arrive et

atteint un niveau seuil, elle se déclenche automatiquement et aspire l’eau vers le premier bassin

(bassin anaérobie). La photo 3.1 montre le dessus du bac.

Photo 3.1 : Dessus du bac tampon

Source : cliché DAHOU G., Mars 2014

Caractéristiques : volume= 9.06 𝑚3, profondeur = 3.5 𝑚

3.1.3.2. Bassin anaérobie [9]

Placé en tête du système, il permet la dégradation de la matière organique et assure une bonne

décantation. Il reçoit l’eau aspirée par la pompe du bac tampon. De tous les bassins de

stabilisation, les bassins anaérobies sont les plus profonds (entre 2 et 5m). Celui de Tokpa-

zoungo, photo 3.2, a une profondeur de trois (03) mètres. La matière solide des eaux usées se

décante pour former une couche de boues au fond du bassin. Ces bassins reçoivent des charges

organiques très importantes (> 100𝑔𝐷𝐵𝑂5/𝑚3/𝑗). Celui de Tokpa-zoungo a été dimensionné

pour recevoir 7𝑘𝑔𝐷𝐵𝑂5/𝑚3/𝑗. Ils fonctionnent comme des fosses septiques à ciel ouvert. Il

se dégage pendant cette phase du gaz pauvre de digestion. Les produits solubles dans les eaux

usées passent aux bassins suivants. Le temps de séjour moyen varie entre 1 et 2 jours.



Photo 3.2 : Bassin anaérobie


Caractéristique, volume = 67.2 𝑚3, Profondeur = 3 𝑚, Temps de séjours= 2 jours

3.1.3.3.Bassin facultatif [9]

Situé entre le bassin anaérobie et le bassin de maturation, le bassin facultatif reçoit les effluents

provenant du bassin anaérobie. Le caractère « facultatif »vient de ce qu’il se forme dans le

bassin des couches anaérobies au fond et des couches aérobies en surface. Les bassins facultatifs

sont, en général, utilisés pour éliminer la DBO et les germes pathogènes.

Dans un bassin facultatif il se produit les phénomènes suivants :

-Les matières solides en suspension se décantent au fond et forment la couche anaérobie. Ces

boues sont digérées par des bactéries anaérobies. Près de 30% de la DBO sont éliminées à cette

étape.

-La couche aérobie qui se forme au-dessus de la couche anaérobie, est le siège de prolifération

des algues qui par, photosynthèse, produisent de l’oxygène. Ces algues se nourrissent à partir

d’éléments nutritifs issus des sous-produits de l’activité des bactéries. Ces dernières ont besoin

à leur tour de l’oxygène produit par les algues pour se développer. Il se passe donc dans les

bassins facultatifs une certaine interdépendance, appelée « la symbiose ».

Les profondeurs inférieures à 1 m ne sont pas recommandées. Celles supérieures à 1.5 m

favorisent les conditions anaérobies. Il est en outre recommandé de laisser les bassins

accessibles au vent. Le vent assure, en effet, le brassage vertical et horizontal des eaux du bassin



et homogénéise ainsi leur épuration. En l’absence du vent, la production d’algues diminue et se

stratifie à moins de 20cm de la surface du plan d’eau.

La photo 3.3 est celle du bassin facultatif de Tokpa-zoungo.

Photo 3.3 : Bassin facultatif


Caractéristique, volume = 99.75𝑚3, Profondeur = 1.50𝑚, Temps de séjours = 4𝑗𝑜𝑢𝑟𝑠

3.1.3.4.Bassin de maturation [9]

Il améliore le traitement des effluents issus du bassin facultatif ou d’un autre bassin de

maturation. Il permet d’éliminer les germes pathogènes au fur et à mesure que les effluents

s’écoulent lentement dans les bassins. Il ne reçoit pas d’eaux usées brutes. Ces bassins sont

essentiellement aérobies sur toute leur profondeur, qui ne dépasse jamais 1𝑚. Pour cette

profondeur, les bassins de maturation sont bien oxygénés et bien brassés. Le nombre de bassins

de maturation dépend essentiellement de la qualité de l’effluent à la sortie du système.

La qualité de l’effluent à la sortie dépend des principaux paramètres suivants:

la DBO5, les MES, la quantité des coliformes fécaux.

-la DBO5 est utilisée pour étudier la teneur en matière organique ;

-les MES sont nécessaires pour évaluer la concentration des matières solides dans l’effluent. Ce

paramètre est déterminant surtout lorsqu’à la sortie du système, on envisage d’irriguer les

champs (éviter ainsi le colmatage des systèmes d’irrigation et de pompage) ;



-la quantité des coliformes fécaux (qualité bactérienne) pour éviter la contamination par des

germes pathogènes etc.

A la photo 3.4 on peut voir le bassin de maturation de Tokpa-zoungo.

Photo 3.4 : Bassin de maturation


Caractéristique, volume= 102.40𝑚3, Profondeur = 1𝑚, Temps de séjours= 4𝑗𝑜𝑢𝑟𝑠

Le tableau 3.1 présente les caractéristiques des 04 ouvrages de traitement des eaux usées de

Tokpa-zoungo.

Tableau 4Tableau 3.1 : Tableau récapitulatif des caractéristiques des différents ouvrages

Bassin Volume (𝐦)𝟑 Profondeur (𝐦) Temps de séjours (jours)

Bac tampon 9.06 3.5 -

Bassin anaérobie 67.2 3 2

Bassin facultatif 99.75 1.50 4

Bassin de

maturation

102.40 1 4

Après avoir séjourné dans chacun de ces trois bassins, l’effluent est rejeté dans le fleuve Nokoué

par un conduit conçut à ce effet et doit respecter les normes fixées par le gouvernement béninois.

3.1.2. Normes de qualité des eaux usées en République du Bénin [10]



Le sous-secteur de l’assainissement en eaux usées au Bénin est actuellement régi par différents

textes et lois dont le décret N°2001-109 du 4 avril 2001 fixant les normes de qualité des eaux

résiduaires. Ce décret stipule, en son article 23 à sa section 2 du rejet des eaux domestiques

canalisées, que les eaux usées rejetées en république du Bénin, doivent satisfaire aux critères

de qualité ci-après :

[DBO5] ≤ 25 𝑚𝑔/𝑙 pour un pourcentage minimum de réduction de 70 à 90% ;

[DCO] ≤ 125 𝑚𝑔/𝑙 pour un pourcentage minimum de réduction de 75% ;

[MES] ≤ 35 𝑚𝑔/𝑙 pour un pourcentage minimum de réduction de 90% ;

Un pH compris entre 6 et 9 ;

Une température supérieure d’un maximum de 1°C à la température des eaux

réceptrices ;

[P]≤ {2 𝑚𝑔/𝑙 𝑝𝑜𝑢𝑟 𝑢𝑛𝑒 𝑐𝑎𝑝𝑎𝑐𝑖𝑡é 𝑑𝑒 10 000 à 100 000 𝐸𝐻

1 𝑚𝑔/𝑙 𝑝𝑜𝑢𝑟 𝑢𝑛𝑒 𝑐𝑎𝑝𝑎𝑐𝑖𝑡é 𝑠𝑢𝑝é𝑟𝑖𝑒𝑢𝑟𝑒 à 100 000 𝐸𝐻 avec une réduction de

80% ;

[N]≤ {15 𝑚𝑔/𝑙 𝑝𝑜𝑢𝑟 𝑢𝑛𝑒 𝑐𝑎𝑝𝑎𝑐𝑖𝑡é 𝑑𝑒 10 000 à 100 000 𝐸𝐻

10 𝑚𝑔/𝑙 𝑝𝑜𝑢𝑟 𝑢𝑛𝑒 𝑐𝑎𝑝𝑎𝑐𝑖𝑡é 𝑠𝑢𝑝é𝑟𝑖𝑒𝑢𝑟𝑒 à 100 000 𝐸𝐻 avec une réduction

de 70 à 80%.

3.1.3. Caractérisation des eaux à la STEP de Tokpa-Zoungo

La STEP de Tokpa-Zoungo a été mis en place grâce au projet BENEAU initié par les

partenaires DCAM/BETHESDA, CREPA-BENIN et la DHAB. Ainsi donc la DHAB se charge,

par des prélèvements réguliers des eaux de la STEP, de contrôler la qualité de l’épuration qui

s’y fait. Voici résumé dans les tableaux suivant, les résultats des analyses effectuées durant les

mois d'Octobre, Février et Mars.



Tableau 5Tableau 3.2 : Résultats des analyses du mois d’Octobre

Nature de l’échantillon : Eaux usées du bac de rétention Date de prélèvement : 09 Octobre 2013

Date du début des analyses : 09 Octobre 2013 Date de fin des analyses : 24 Octobre 2013

Paramètres Unités Symboles Méthodes utilisées

Résultats

Bac de

décantation

Bassin

anaérobie

Bassin

facultatif

Bassin

aérobie

Température - 𝜽 Electrométrique 30,1 30,3 30,7 31,6

Potentiel d'hydrogène - 𝒑𝑯

Potentiométrique 8,05 9,16 9,08 8,97

Conductivité 𝝁𝑺/𝒄𝒎 𝑪𝒐𝒏𝒅 Electrométrique 2 100 998 863 463

Oxygène dissous 𝒎𝒈/𝑳 𝑶𝟐

Electrométrique 0,20 0,19 1,09 4,01

Sulfates 𝒎𝒈/𝑳 𝑺𝑶𝟒𝟐− Sulfaver4 240 180 167 98

Sulfures 𝒎𝒈/𝑳 𝑺𝟐−

22 263 24 9

Ammoniac 𝒎𝒈/𝑳 𝑵𝑯𝟒

Au Nessler 36,4 3,07 0,6 0,15

Matières en suspension 𝒎𝒈/𝑳 𝑴𝑬𝑺 Direct 91 235 3 2

Azote total Kjedahi 𝒎𝒈/𝑳 𝑵𝑻𝑲 Au Nessler 44,2 15,1 5,0 3,0

Phosphores totaux 𝒎𝒈/𝑳 𝑷 − 𝑷𝑶𝟒𝟑− acide ascorbique 11,58 9,69 4,97 4,59

Demande biochimique en

oxygène

𝒎𝒈/𝑳 𝑫𝑩𝑶𝟓𝟐𝟎𝟑−

Respirométrique 45 31 22 20

Demande chimique en oxygène 𝒎𝒈/𝑳 𝒅𝒆 𝑶𝟐 𝑫𝑪𝑶 Colorimétrique 214 284 174 151

Tableau



6Tableau 3.3 : Résultats des analyses du mois d’Octobre

Nature de l’échantillon : Eaux usées du bac de rétention Date de prélèvement : 10 Octobre 2013

Date du début des analyses : 10 Octobre 2013 Date de fin des analyses : 24 Octobre 2013


Résultats

Bac de

décantation

Bassin

anaérobie

Bassin

facultatif

Bassin

aérobie

Température - 𝜽 𝑬𝒍𝒆𝒄𝒕𝒓𝒐𝒎é𝒕𝒓𝒊𝒒𝒖𝒆 31,5 31,9 32,1 32,6

Potentiel d'hydrogène - 𝒑𝑯 𝑷𝒐𝒕𝒆𝒏𝒕𝒊𝒐𝒎é𝒕𝒓𝒊𝒒𝒖𝒆 8,22 9,18 9,12 9,02

Conductivité 𝝁𝑺/𝒄𝒎 𝑪𝒐𝒏𝒅 𝑬𝒍𝒆𝒄𝒕𝒓𝒐𝒎é𝒕𝒓𝒊𝒒𝒖𝒆 2 150 965 793 482

Oxygène dissous 𝒎𝒈/𝑳 𝑶𝟐 𝑬𝒍𝒆𝒄𝒕𝒓𝒐𝒎é𝒕𝒓𝒊𝒒𝒖𝒆 0,23 0,12 1,10 4,28

Sulfates 𝒎𝒈/𝑳 𝑺𝑶𝟒𝟐− 𝑺𝒖𝒍𝒇𝒂𝒗𝒆𝒓𝟒 190 180 170 94

Sulfures 𝒎𝒈/𝑳 𝑺𝟐− 103 89 25 1

Ammoniac 𝒎𝒈/𝑳 𝑵𝑯𝟒 𝑨𝒖 𝑵𝒆𝒔𝒔𝒍𝒆𝒓 35,8 4,17 0,8 0,47

Matières en suspension 𝒎𝒈/𝑳 𝑴𝑬𝑺 𝑫𝒊𝒓𝒆𝒄𝒕 102 243 5 4

Azote total Kjedahi 𝒎𝒈/𝑳 𝑵𝑻𝑲 𝑨𝒖 𝑵𝒆𝒔𝒔𝒍𝒆𝒓 50 18 4,0 3,0

Phosphores totaux 𝒎𝒈/𝑳 𝑷− 𝑷𝑶𝟒𝟑− 𝑨𝒄𝒊𝒅𝒆 𝒂𝒔𝒄𝒐𝒓𝒃𝒊𝒒𝒖𝒆 20,66 8,84 7,90 5,71


oxygène


𝑹𝒆𝒔𝒑𝒊𝒓𝒐𝒎é𝒕𝒓𝒊𝒒𝒖𝒆 64 24 10 9

Demande chimique en

oxygène

𝒎𝒈/𝑳 𝒅𝒆 𝑶𝟐 𝑫𝑪𝑶

𝑪𝒐𝒍𝒐𝒓𝒊𝒎é𝒕𝒓𝒊𝒒𝒖𝒆 596 318 211 130

Tableau



7Tableau 3.4 : Résultats des analyses du mois de Février

Nature de l’échantillon : Eaux usées du bac de rétention Date de prélèvement : 19 Février 2014

Date du début des analyses : 19 Février 2014 Date de fin des analyses : 28 Février 2014


Résultats

Bac de

décantation

Bassin

anaérobie

Bassin

facultatif

Bassin

aérobie



Conductivité 𝝁𝑺/𝒄𝒎 𝑪𝒐𝒏𝒅 𝑬𝒍𝒆𝒄𝒕𝒓𝒐𝒎é𝒕𝒓𝒊𝒒𝒖𝒆 2 200 977 663 263



Azote total Kjedahi 𝒎𝒈/𝑳 𝑵𝑻𝑲 𝑨𝒖 𝑵𝒆𝒔𝒔𝒍𝒆𝒓 162 66 18 7,5

Phosphores totaux 𝒎𝒈/𝑳 𝑷 − 𝑷𝑶𝟒𝟑− 𝑨𝒄𝒊𝒅𝒆 𝒂𝒔𝒄𝒐𝒓𝒃𝒊𝒒𝒖𝒆 12,24 10,80 4,72 4,52


oxygène



Demande chimique en

oxygène





Tableau 8Tableau 3.5 : Résultats des analyses du mois de Mars

Nature de l’échantillon : Eaux usées du bac de rétention Date de prélèvement : 06 Mars 2014

Date du début des analyses : 06 Mars 2014 Date de fin des analyses : 13 Mars 2014


Résultats

Bac de

décantation

Bassin

anaérobie

Bassin

facultatif

Bassin

aérobie



Conductivité 𝝁𝑺/𝒄𝒎 𝑪𝒐𝒏𝒅 𝑬𝒍𝒆𝒄𝒕𝒓𝒐𝒎é𝒕𝒓𝒊𝒒𝒖𝒆 2400 1100 699 336



Azote total Kjedahi 𝒎𝒈/𝑳 𝑵𝑻𝑲 𝑨𝒖 𝑵𝒆𝒔𝒔𝒍𝒆𝒓 95,6 57,2 16,9 15,4

Phosphores totaux 𝒎𝒈/𝑳 𝑷 − 𝑷𝑶𝟒𝟑− 𝑨𝒄𝒊𝒅𝒆 𝒂𝒔𝒄𝒐𝒓𝒃𝒊𝒒𝒖𝒆 11,64 15,62 11,54 5,5


oxygène



Demande chimique en

oxygène





3.2. Origine et caractérisation du substrat

3.2.1. Origine du substrat

Dans cette étude, le type de substrat d’alimentation du digesteur est composé essentiellement

de boues.

Les boues proviendront des bassins anaérobie et facultatif de la STEP de Tokpa-Zoungo

BENEAU.

Ces boues sont des boues biologiques, c'est-à-dire qu’elles proviennent de l’épuration d’eaux

usées par lagunage.

3.2.2. Caractérisation du substrat

Les boues sont généralement moins organiques en raison de leur temps de séjour dans les

lagunes, très minéralisées et donc peu fermentescibles. Ces boues présentant une siccité de

8,5% (teneur en matière sèche).

D'autre part, en considérant que 70 % de la matière sèche (MS) est constituée de matière

organique (MO), la teneur en MO de ces boues sera de 28 g/L (La Farge, 1995).

Les principaux paramètres caractérisant ces boues n’ont pu être mesurés. Ceci est dû au faite

que la STEP n’a pas encore produit de boues puisqu’elle a commencé à fonctionner réellement

en 2014, en dessous de sa capacité, et les eaux sont préalablement filtrées au siphon avant leurs

arrivées dans le bac d’alimentation. Les valeurs considérées proviennent des analyses effectuées

sur les eaux des bassins anaérobie et facultatif. Il est donc estimé que, les boues ont les mêmes

caractéristiques que les eaux des deux bassins considérés.



Tableau 9Tableau 3.6 : Caractéristiques du substrat d’alimentation (boues)

Paramètres Moyenne Minimum Maximum

pH 𝟖, 𝟗𝟒 𝟖, 𝟖𝟎 𝟗, 𝟎𝟖

𝑵𝑯𝟒+(mg /l) 𝟏, 𝟖𝟑𝟓 𝟎, 𝟔 𝟑, 𝟎𝟕

TKN (mg /l) 𝟑𝟕, 𝟎𝟓 𝟏𝟔, 𝟗 𝟓𝟕, 𝟐

DCO (mg DCO/l) 𝟑𝟎𝟕, 𝟓 𝟐𝟔𝟓 𝟑𝟓𝟎

𝑷 − 𝑷𝑶𝟒𝟑−(mg /l) 𝟐𝟕, 𝟏𝟔 𝟏𝟏, 𝟓𝟒 𝟏𝟓, 𝟔𝟐

ST (g/l) - - -

SVT (g/l) - - -

SVT (%ST) - - -

AGV (mg DCO/l) - - -

3.2.3. Aptitudes à la méthanisation

La digestion anaérobie dégrade la matière organique contenue dans les boues. Ainsi, plus les

boues sont chargées en matière organique, plus la méthanisation sera efficace.

Il n’existe pas encore de critère établi de mesure de la fermentescibilité (teneur en matière

organique).

Le taux de Matières Volatiles (MV) contenues dans la Matière Sèche (MS) permet d’évaluer

ce caractère des boues (un taux de MV > 70 %, indique généralement une fermentescibilité

élevée) [11]. Malheureusement, ce critère n’a pu être évalué.

L’aptitude à la méthanisation des boues biologiques issues des bassins d’aération dépend de

leur âge et de leur charge organique. Les boues issues d’une aération forte charge seront ainsi

plus aptes à la digestion anaérobie que des boues de « faible charge » ou « d’aération prolongée»

[11].

La méthanisation des boues biologiques seules est moins justifiée que celle des boues primaires,

car elles sont davantage minéralisées du fait des réactions de dégradation aérobie qui se sont

déroulées dans les bassins d’aération. Les avis sur l’intérêt de la méthanisation de boues



biologiques « faible charge » sont partagés. Cependant, plusieurs exemples montrent que cette

solution est tout à fait envisageable.

Le tableau présentant les caractéristiques des boues montre qu’elles présentent un pH très élevé

(𝑝𝐻 = 8,94) alors qu’on considère habituellement que la gamme optimale de pH pour la

digestion anaérobie se situe entre 6,7 et 7,3. Ainsi, avant digestion, il convient d’ajouter une

solution d’acide chlorhydrique pour abaisser le pH.

3.3. LA PRODUCTION DE BOUES

3.3.1. La production initiale de boues 𝑷𝒊

La production initiale de boues correspond à la production avant digestion anaérobie.

Cette production initiale est basée sur 12 kg MS/EH/an [12]

Cette production initiale 𝐏𝐢 (t MS/an) est telle que :

𝐏𝐢 = 𝟏𝟐 × 𝐄𝐇 / 𝛒 [13], 𝛒 étant la masse volumique de l’eau. Il est posé comme hypothèse

que 𝛒 = 𝟏𝟎𝟎𝟎𝐤𝐠/𝒎𝟑 et que 𝟏𝒎𝟑de boue = 1t de boue

Nous avons considéré une capacité de traitement de 1000 EH, d'où :

Pi = 12 × 1000 / 1000

𝐏𝐢 = 𝟏𝟐 𝐭𝐌𝐒/𝐚𝐧

3.3.2. Le volume de boues produites 𝑽𝒊 et le débit journalier Q [13]

Nous partons d'une boue non centrifugée. Pour le lagunage naturel, la teneur en matière sèche

des boues est de 8,5% de siccité. [18]

La siccité étant le pourcentage massique de matière sèche. Ainsi une boue avec une siccité de

10% présente une humidité de 90%.

D'après la production initiale de boue, le volume correspondant est calculé :

Vi = 𝐏𝐢 × 8,5/ 100

Vi = 12 × 8,5/ 100

𝐕𝐢 = 𝟏. 𝟎𝟐 𝐦𝟑/𝐚𝐧

Tokpa-Zoungo ne fait pas l'objet d'une fréquentation touristique importante, la production

volumique de substrat sur l'année sera relativement constante, soit un débit journalier équivalent

à :



Q = 𝐕𝐢/𝟑𝟔𝟎 [13]

Q = 1.02/360

𝐐 = 𝟎. 𝟎𝟎𝟐𝟖 𝐦𝟑/𝐣 = 𝟐. 𝟖 𝐝𝐦𝟑/𝐣

3.4. DIMENSIONNEMENT DU DIGESTEUR

Le choix du procédé de digestion anaérobie s'est porté sur un digesteur mésophile de type

infiniment mélangé. Le temps de séjour dans le digesteur ou temps de rétention hydraulique

(TRH) est de 30 à 35 jours. Le volume effectif du digesteur en considérant le temps de séjour

le plus grand est :

𝑽𝒆 = 𝑸 × 𝑻𝑹𝑯 [13]

𝑽𝒆= 0.0028 × 35

𝑽𝒆 = 𝟎. 𝟎𝟗𝟖𝐦𝟑

En tenant compte du bullage, il faut donc un digesteur d'un volume total de 0.1 m3.

3.5. BILANS MATIERE ET ENERGETIQUE

3.5.1 Production de méthane

En considérant la teneur en matière organique du substrat

Le potentiel de production de gaz (Bo) d'un substrat est le volume total de gaz produit par unité

de matière organique traitée pour un temps de rétention infini ; il est fonction de la

biodégradabilité du substrat. La constante Bo est de l'ordre de 0.5 𝑚3/kg quel que soit la nature

du substrat. La teneur en MO est de 28 g.L-1 (La Farge, 1995). Le substrat représente alors une

quantité annuelle de :

𝑄𝑢𝑎𝑛𝑡𝑖𝑡é 𝑑𝑒 𝑀𝑂 = 𝑽𝒊 (𝑙) × 𝑡𝑒𝑛𝑒𝑢𝑟 𝑒𝑛 𝑀𝑂(𝑔/𝑙)

𝐕𝐢 = 𝟏. 𝟎𝟐 𝐦𝟑/𝐚𝐧 = 𝟏𝟎𝟐𝟎 𝐥/𝐚𝐧

Quantité de MO = 𝟏𝟎𝟐𝟎 × 28

Quantité de MO = 28560 g = 28.56 Kg



Le substrat représente alors une quantité annuelle de 28.56 Kg de MO. La production en

méthane est alors telle que :

𝑃𝐶𝐻4= 𝑞𝑢𝑎𝑛𝑡𝑖𝑡é 𝑑𝑒 𝑀𝑂( 𝐾𝑔) × 𝐵𝑜(𝑚3/𝐾𝑔)

𝑃𝐶𝐻4 = 28.56 × 0,5

𝑷𝑪𝑯𝟒 = 𝟏𝟒. 𝟐𝟖𝑚3𝑪𝑯𝟒/𝒂𝒏

En considérant la productivité par tonne de boues

La productivité moyenne est de 𝟏𝟏 𝒎𝟑𝐶𝐻4/ tonne de boue (à 5% de siccité) (Michel

MAURER, 2004). Ainsi donc, on a :

𝑃𝐶𝐻4= 𝟏𝟏 (𝒎𝟑𝐶𝐻4/𝑡) × 𝐕𝐢(t)

𝑃𝐶𝐻4= 11 𝑚3 × 1.02

𝑷𝑪𝑯𝟒 = 𝟏𝟏. 𝟐𝟐𝒎𝟑𝑪𝑯𝟒/𝒂𝒏

Ce qui correspond moyennement à une production journalière de : 𝟎. 𝟎𝟒𝒎𝟑de 𝑪𝑯𝟒. Des

utilisations du gaz produits sont données plus bas.

3.5.2. Energie totale 𝑬𝒕 disponible annuellement

En considérant la productivité de méthane

Ce volume de méthane peut être converti en équivalent d’énergie primaire sachant que 1𝑚3𝑪𝑯𝟒

équivaut à 9.42 𝑘𝑊ℎ à 15°C et pression atmosphérique (Michel MAURER, 2004).

On en déduit l'énergie totale 𝐸𝑡 :

𝐸𝑡 = 𝑃𝐶𝐻4 × 𝑃𝐶𝐼

𝐸𝑡 = 14.28 × 9.42

𝑬𝒕 = 𝟏𝟑𝟒. 𝟓𝟏𝟖 𝒌𝑾𝒉/𝒂𝒏


𝐸𝑡 = 11.22 × 9.42

𝑬𝒕 = 𝟏𝟎𝟓. 𝟔𝟗𝟐 𝒌𝑾𝒉/𝒂𝒏

L’énergie totale disponible annuellement est donc en moyenne de 𝟏𝟐𝟎. 𝟏𝟎𝟓 𝒌𝑾𝒉/𝒂𝒏 soit en

moyenne 𝟑𝟑𝟑. 𝟔𝟐𝟓 𝑾𝒉/𝒋𝒐𝒖𝒓



3.6. Valorisation du biogaz [11]

3.6.1 Principales voies de valorisation et d’utilisation

Le biogaz est généralement utilisé :

En chaudière pour produire de l’énergie calorifique,

Pour l’alimentation de moteur à gaz, ou moteur dual-fuel (fuel en appoint éventuel) qui

produisent de l’électricité. Ces groupes électrogènes peuvent être équipés d’un système de

cogénération. La chaleur du moteur est alors ainsi récupérée, ce qui augmente les

rendements de valorisation énergétique de ces groupes.

Les différentes voies de valorisation du méthane sont représentées à la figure 3.2.

3.6.1.1. La chaleur.

La chaleur ainsi produite, est en premier lieu utilisée pour maintenir le digesteur à sa

température de consigne. Des modes de valorisation de cette chaleur peuvent alors être

recherchés :

Séchage thermique des boues digérées;

Conditionnement thermique des boues digérées, ce qui assure une forte siccité des boues

après déshydratation;

Utilisation externe de la chaleur : production d’eau chaude pour un utilisateur potentiel;

Production de froid à partir de la chaleur (technologie encore peu développée).

3.6.1.2. L’électricité.

L’électricité produite peut être consommée directement par la station.

3.6.2. Autres modes d’utilisation du biogaz.

Il est possible d’utiliser le biogaz pour d’autres applications :

Combustible pour l’incinération des boues sur site, séchage thermique des boues.

Production d’air comprimé par un groupe moto compresseur. Cet air est alors utilisé

pour l’aération des bassins de la station.

Modes de valorisation non matures

Il existe également deux autres modes de valorisation du biogaz qui ne sont pas encore très

matures :

Utilisation du biogaz comme bio carburant pour véhicules.

Injection du biogaz épuré dans un réseau de distribution de gaz naturel.



Ces modes de valorisation sont pour le moment utilisés à une échelle « pilote ».

Figure 9Figure 3.2 : Différentes voies de valorisation du méthane

Sources : Julien LALOE [11]

3.7. Analyse

3.7.1. Bassin anaérobie de la STEP

La STEP de Tokpa-Zoungo BENEAU effectue une épuration par lagunage, et donc, parmi ses

trois bassins, existe donc le bassin anaérobie où s’effectue un lagunage anaérobie.

Le comportement hydraulique du lagunage anaérobie semble être comme celui d’un réacteur

parfaitement mélangé pour chacune des couches, excepté la couche liquide où a lieu la

décantation. Il devrait donc y avoir présence de bulles dues à la production de biogaz qui

entraîne un mouvement de convection. Ce qui n’est pas le cas actuellement à la STEP de Tokpa-

Zoungo BENEAU.

L’absence de ces bulles serait due à un mauvais fonctionnement, le pH de l’effluent entrant

dans ce bassin étant en moyenne à 7.94 alors que les bactéries qui interviennent sont les mêmes

que celles d’un réacteur anaérobie usuel, sensibles aux mêmes toxines et à des pH bas.

Cette absence de production de gaz peut être aussi due à une mauvaise distribution du liquide

dans le bassin. Il faut noter cependant que l’effluent entrant dans le bassin est faiblement chargé

(actuellement que des eaux de poissons, des eaux de lessive et des eaux de vaisselles), la lagune

ne dégrade donc pas assez de composés biodégradables.



Si on veille à l’obtention d’un ph entre 6 et 7, le bassin anaérobie pourra dégager du méthane,

signe d’une épuration efficace.

3.7.2. Bac de décantation de la STEP

Le bac de décantation dispose d’un agitateur qui permet de ne laisser aucun résidu dans ledit

bac et d’envoyer un effluent homogène dans le bassin anaérobie. Sans cet agitateur, de la boue,

plus ou moins négligeable à cause de la faible charge des eaux, se décante au fond du bac : ceux

sont les boues fraîches ou boues primaires.

Dans certaine station, un prétraitement permet de débarrasser l’eau des boues fraîches. Ces

boues sont plus utilisées en méthanisation. On les mélange avec les boues des autres bassins :

on obtient ainsi des boues mixtes.

On peut donc, supprimer l’agitateur, et récupéré les boues décantées dans le bac de décantation,

qui seront mélangé aux boues biologiques récupérées dans les bassins anaérobie et facultatif.

Cela augmentera la production en biogaz de la station.

3.7.3. Boues d’épuration de la STEP

La production de boues à la STEP, d’après les calculs, est très faible. Cela peut justifier

l’absence de boues à la STEP jusqu’à présent. La quantité d’eaux usées traitées à Tokpa-Zoungo

ne permet pas de disposer d’une quantité suffisante de boues, de façon journalière.

Le volume du digesteur dimensionné est si faible qu’on ne saurait envisager sa construction.

En partant de l’hypothèse qu’il est possible de produire du biogaz sur une STEP à lagunage au

Bénin, à partir d’un digesteur d’une capacité minimum de 6 𝑚3, le nombre de ménages devant

être raccordé à la STEP pour obtenir une quantité suffisante de boues d’épuration pour alimenter

ce digesteur, et la quantité d’énergie productible dans ces conditions seront déterminés dans les

lignes suivantes.

L’hypothèse de départ est donc 𝑽𝒆 = 6 𝑚3

3.7.3.1.Détermination de la quantité d’intrants

Détermination du débit

𝑽𝒆 = 𝑸 × 𝑻𝑹𝑯 [13] ⟹ 𝑸 (𝐦𝟑/𝐣) =

𝑽𝒆(𝐦𝟑)

𝑻𝑹𝑯



Q = 6

35

𝑸 = 𝟎, 𝟏𝟕𝟏𝐦𝟑/𝐣

Détermination du volume de boues à produire 𝑽𝒊

Q = 𝐕𝐢/𝟑𝟔𝟎 ⟹ 𝐕𝐢 = 𝑸× 𝟑𝟔𝟎

Vi = 0.171 × 360

𝐕𝐢 = 𝟔𝟏. 𝟓𝟔 ≈ 𝟔𝟐𝐦𝟑/𝐚𝐧

Détermination de la production initiale de boues

Vi = Pi × 8,5/ 100 ⟹ 𝐏𝐢(𝐭𝐌𝐒/𝐚𝐧) = (𝟏𝟎𝟎 × 𝐕𝐢(𝐦𝟑/𝐚𝐧)) 𝟖, 𝟓⁄

Pi =100 × 62

8.5

𝐏𝐢 = 729.41𝐭𝐌𝐒/𝐚𝐧

Détermination de la capacité de traitement

Pi = 12 × EH / ρ ⟹ 𝐄𝐇 =𝐏𝐢×𝛒

𝟏𝟐

EH =729,41 × 1000

12

𝐄𝐇 = 𝟔𝟎𝟕𝟖𝟒. 𝟏𝟕

Détermination du nombre d’habitants

1 EH correspond à 150 litres d’eaux usées par jour et par habitant.

𝐍𝐛 = 𝐄𝐇/𝟏𝟓𝟎

𝐍𝐛 = 𝟒𝟎𝟓. 𝟐𝟐𝟕𝟖 ≅ 𝟒𝟎𝟔𝐡

Détermination du nombre de ménages

En supposant qu’un ménage compte en moyenne 05 personnes, le nombre de ménage devant

être raccordé à la STEP est :

𝐍𝐛 𝐦é𝐧𝐚𝐠𝐞𝐬 = 𝟒𝟎𝟔/𝟓 = 𝟖𝟏. 𝟐 Soit 82 ménages

3.7.3.2. BILANS MATIERE ET ENERGETIQUE

Production de méthane

En considérant la teneur en matière organique du substrat

𝑄𝑢𝑎𝑛𝑡𝑖𝑡é 𝑑𝑒 𝑀𝑂 = 𝑽𝒊 (𝑙) × 𝑡𝑒𝑛𝑒𝑢𝑟 𝑒𝑛 𝑀𝑂(𝑔/𝑙)



𝐕𝐢 = 62𝐦𝟑/𝐚𝐧 = 𝟔𝟐𝟎𝟎𝟎 𝐥/𝐚𝐧

Quantité de MO = 62000 × 28

Quantité de MO = 1736000 g = 1736 Kg

Le substrat représente alors une quantité annuelle de 𝟏𝟕𝟑𝟔 𝑲𝒈 𝒅𝒆 𝑴𝑶. La production en

méthane est alors telle que :

𝑃𝐶𝐻4= 𝑞𝑢𝑎𝑛𝑡𝑖𝑡é 𝑑𝑒 𝑀𝑂( 𝐾𝑔) × 𝐵𝑜(𝑚3/𝐾𝑔)

𝑃𝐶𝐻4 = 1736 × 0,5

𝑷𝑪𝑯𝟒 = 𝟖𝟔𝟖 𝑚3𝑪𝑯𝟒/𝒂𝒏


La productivité moyenne est de 𝟏𝟏 𝒎𝟑𝐶𝐻4/ tonne de boue (à 5% de siccité) (Michel

MAURER, 2004). Ainsi donc, on a :

𝑃𝐶𝐻4= 𝟏𝟏 (𝒎𝟑𝐶𝐻4/𝑡) × 𝐕𝐢(t)

𝑃𝐶𝐻4= 11 𝑚3 × 62

𝑷𝑪𝑯𝟒 = 𝟔𝟖𝟐 𝒎𝟑𝑪𝑯𝟒/𝒂𝒏

Ce qui correspond moyennement à une production journalière de : 𝟐. 𝟏𝟓 𝒎𝟑de 𝑪𝑯𝟒.

Energie totale 𝑬𝒕 disponible annuellement

En considérant la productivité de méthane

𝐸𝑡 = 𝑃𝐶𝐻4 × 𝑃𝐶𝐼

𝐸𝑡 = 868 × 9,42

𝑬𝒕 = 𝟖𝟏𝟕𝟔. 𝟓𝟔 𝒌𝑾𝒉/𝒂𝒏


𝐸𝑡 = 682 × 9.42

𝑬𝒕 = 𝟔𝟒𝟐𝟒. 𝟒𝟒 𝒌𝑾𝒉/𝒂𝒏

L’énergie totale productible annuellement serait donc en moyenne de 𝟕𝟑𝟎𝟎. 𝟓 𝒌𝑾𝒉/𝒂𝒏

soit 𝟐𝟎. 𝟐𝟖 𝒌𝑾𝒉/𝒋𝒐𝒖𝒓.



Ainsi donc, une STEP recevant une charge organique d’environ 𝟔𝟎𝟕𝟖𝟓 𝑬𝑯, soit une charge de

82 ménages, produira un volume 𝐕𝐢 = 𝟔𝟐𝐦𝟑𝐝𝐞 𝐛𝐨𝐮𝐞𝐬/𝐚𝐧, pour approvisionner un digesteur

de volume 𝐕𝐞 = 𝟔𝐦𝟑, qui produira en moyenne 𝟐. 𝟏𝟓 𝒎𝟑de 𝑪𝑯𝟒 par jour et

𝟐𝟎. 𝟐𝟖 𝒌𝑾𝒉 d’énergie par jour.

Conclusion

A la fin de ce chapitre, il faut retenir que la STEP de Tokpa-Zoungo, malgré la non disponibilité

des boues, a été très utile à cette étude. Et grâce à la DHAB, la caractérisation des boues de la

STEP a été faite en considérant celle des eaux usées. Grâce à des formules mathématiques, des

estimations ont été faites, suivies d’une analyse.

Le chapitre suivant est consacré à un modèle qui permet de simuler la méthanisation.

Chapitre 4 : Modèle

de Digestion

Anaérobie No.1

(ADM1)



Chapitre 4 : Modèle de Digestion Anaérobie No.1

Introduction

La notion de "modèle" évoque une représentation simplifiée d’un concept, ou d’un processus.

La formulation mathématique de cette représentation par des équations conduit à la notion de

modèle mathématique.

De façon schématique, un système dynamique transforme des entrées (u), en sortie (y), par un

ensemble d’équations différentielles. Les sorties sont des grandeurs pouvant être mesurées,

tandis que les entrées sont soit des commandes ou/et des perturbations extérieures (P) [8].

Figure 10Figure 4-1 : Schéma synoptique d’un système dynamique

Source : Aymen ZEGNOUNI [8]

Ce chapitre présente un modèle de digestion anaérobie, l’ADM1

4.1.Objectifs

En 1997 lors du 8e Congrès mondial sur la digestion anaérobie (Sendai, Japon), un groupe de

travail IWA (International Water Association) anciennement dénommé IAWQ (International

Association of Water Quality) a été créé pour développer un modèle de digestion anaérobie

généralisée [14].

L’objectif est de promouvoir de plus en plus l’application de la modélisation et la simulation

comme outil pour la recherche, l’étude et l’optimisation des processus anaérobies dans le monde

entier.

Les retombées escomptées lors de la mise en place de ce modèle sont nombreuses, à savoir :

Pouvoir améliorer l’application du modèle à grande échelle selon le matériel d’étude et

d’opération ;

Développer ultérieurement une approche sur les procédés d’optimisation et de contrôle,

pouvant directement être mis en œuvre à grande échelle ;



Mettre en place une base commune pour le développement de futurs modèles et des

études de validation, pour permettre que les résultats soient plus comparables et

compatibles ;

Assister le transfert de technologie de la recherche à l’industrie.

4.2. Les bases de la formulation du modèle ADM1

La digestion anaérobie est un processus assez complexe avec plusieurs réactions. Ces réactions

peuvent être regroupées en deux types principaux : les réactions biochimiques et les réactions

physico-chimiques (suivre les lignes verticales et horizontales de la figure 4-2 respectivement),

afin de simuler les réacteurs anaérobies.

Figure 11Figure 4-2 : Processus général de la digestion anaérobie dans ADM1

(AA (acides aminés); MS (monosaccharides); LCFA (acides gras volatils à long chaînes);

SCFA (acides gras à courtes chaînes) : 𝐻𝑉𝑎 (acide valérique); 𝐻𝐵𝑢 (acide butyrique); HPr

(acide propénoïque); HAc (acide acétique); (avec 𝑉𝑎−(valérate), 𝐵𝑢− (butyrate),

𝑃𝑟−(propionate) et 𝐴𝑐− (acétate), les anions correspondants.)




Par le biais des processus biochimiques, les composés complexes sont convertis en 𝐶𝐻4 et 𝐶𝑂2,

ainsi que de la biomasse et de la matière inerte, etc., avec plusieurs étapes et produits

intermédiaires. Les processus physico-chimiques décrivent principalement les phénomènes

physiques et les réactions chimiques, comme le transfert de gaz, la précipitation, les réactions

acido-basiques, etc.

4.2.1. Les processus biochimiques

Les étapes biochimiques incluent la désintégration des matières particulaires (carbohydrate, les

protéines et les lipides); l’hydrolyse enzymatique extra cellulaire des matières solubles

(respectivement les acides aminés, et les acides gras à longue chaîne (LCFA)); l’acidogénèse

des sucres et acides aminés (𝑉𝐹𝐴𝑠) et hydrogène; l’acétogénèse des LCFA et VFAs à acétate;

et l’étape de la méthanogénèse séparés (méthanogénèse acétoclastique, méthanogénèse

hydrogénophile).

Ces différentes étapes considérées dans le modèle ADM1sont présentées à la figure 4.3. Elles

décrivent le processus de la digestion anaérobie, en commençant par la phase de désintégration

du substrat complexe jusqu’à la production finale du biogaz (méthane plus dioxyde de carbone).



Figure

12Figure 4-3 : Flux de DCO pour un composé particulaire renfermant 10% inertes, 30%

protéines, 30% lipides et 30% polysaccharides graisses


Les rapports des équations biologiques sont donnés dans les tableaux 4.4 et 4.5 sous la forme

de matrice.

Voici résumées dans le tableau 4-1 les réactions biochimiques prises en compte par le modèle

ADM1.



Tableau 10Tableau 4-1 : Réactions biochimiques du modèle ADM1

Source : Kôkôh Rose EFFEBI, 2009[15]

4.2.2. Les processus physico-chimiques

Le système physico-chimique peut être défini indirectement comme un processus non

biologique qui se déroule dans les réacteurs anaérobies. En fonction de la vitesse relative il y a

trois types de processus, à savoir :

Les processus liquide – liquide, c’est à dire l’association et la dissociation des ions

qui est une réaction rapide,



Les processus liquide – gaz, c’est à dire le transfert liquide gaz, qui, au départ est une

réaction rapide et par la suite se déroule à une vitesse moyenne,

Les processus liquide – solide, c’est à dire les réactions de précipitation/solubilisation.

Où la vitesse de réaction est moyenne au début et devient lente par la suite. [15]

Seuls les deux premiers processus sont couramment inclus dans les modèles anaérobies, à cause

des difficultés de mise en œuvre des processus liquide – solide; raison pour laquelle les

réactions de précipitation n’ont pas été inclues dans la version de «ADM1».

Cependant, les réactions liquide - solide sont très importantes dans les systèmes qui ont un

niveau élevé de cations ; particulièrement celles qui forment facilement des précipités de

carbonate comme 𝑀𝑔++et 𝐶𝑎++.

4.2.3. Inhibition et toxicité

Dans le modèle « ADM1 », les effets de l’inhibition des acides organiques libres sont en fait

inclus de manière implicite dans la fonction empirique relative au pH, pareillement pour

l’inhibition de l’ammoniaque libre. L’inhibition dépend de la concentration d’acide par rapport

au pH, par conséquent il a été jugé raisonnable d’inclure l’inhibition des acides organiques

libres quand la concentration de ceux-ci et du pH fluctuent. L’inhibition du pH est prise en

compte pour tous les processus intracellulaires par « ADM1 ». Enfin l’inhibition de l’hydrogène

par les bactéries acétogènes a également été considérée par le modèle. En revanche, l’inhibition

par le sulfure d’hydrogène n’a pas été prise en compte car la réduction du sulfate n’est pas

inclue dans celui-ci ; il en est de même pour les acides gras à cause de la complexité du potentiel

d’inhibition et sa faible fréquence. [15]

Les expressions d’inhibition sont données dans le tableau 4-4.

4.2.4. Matrice de Peterson

La matrice de Peterson est la structure la plus largement répandue et assez flexible pour élaborer

les modèles chimiques et biologiques. Pour cette matrice une ligne représente un processus par

contre une colonne correspond à un composant. Les taux de réaction de processus sont montrés

au côté droit de la matrice et les coefficients entre les processus et les composants sont répartis

à l'intérieur de la matrice. [4]



Tableau 11Tableau 4.2 : Exemple sur la matrice de Peterson


Composé i 1 2 3 4 Taux de processus

j Processus A B C D 𝝆𝒋

1 1 -1 𝑲𝒉. 𝑪𝑫

2 -1 1-Y1 Y1 𝑲𝒂. 𝑪. 𝑨

3 1 -1 𝑲𝒎.𝑫. 𝑨

4 1 -1 𝑲𝒔.𝑩.𝑫

La vitesse est donnée par l’expression suivante : 𝑟𝑖 = ∑ 𝜈𝑖𝑗𝜌𝑗𝑗

Donc les vitesses 𝑟1 et 𝑟2liées aux processus 1 et 2 sont :

𝑟1 = 𝐾ℎ. 𝐶. 𝐷 − 𝐾𝑎. 𝐶. 𝐴 + 𝐾𝑠. 𝐵. 𝐷

𝑟2 = 𝐾𝑚.𝐷. 𝐴

De même pour 𝑟3 et 𝑟4.

ADM1 est élaboré sur la base de cette matrice de Peterson. Les matrices des processus

biochimiques ainsi que la matrice des processus physico-chimiques, sont données aux tableaux

4.4 et 4.5. De plus les abréviations des différents composés utilisés dans l’application du modèle

ADM1 sont présentées dans le tableau 4.3 suivant :



Tableau 12Tableau 4.3 : Composés et unités dans ADM1


Composé Description Unité

1. 𝑺𝒔𝒖 Monosaccharide 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

2. 𝑺𝒂𝒂 Acide aminé 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

3. 𝑺𝒇𝒂 Acide gras 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

4. 𝑺𝒗𝒂 Valarate total 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

5. 𝑺𝒃𝒖 Butyrique total 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

6. 𝑺𝒑𝒓𝒐 Propionate total 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

7. 𝑺𝒂𝒄 Acétate total 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

8. 𝑺𝒉𝟐 Gaz d’hydrogène 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

9. 𝑺𝒄𝒉𝟒 Gaz du méthane 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

10. 𝑺𝑰𝑪 Carbone Inorganique 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

11. 𝑺𝑰𝑵 Azote inorganique 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

12. 𝑺𝑰 Inertes soluble 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

13. 𝑿𝒄 Composite 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

14. 𝑿𝒄𝒉 Carbohydrate 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

15. 𝑿𝒑𝒓 Protéine particulaire 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

16. 𝑿𝑳𝑰 Lipide particulaire 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

17. 𝑿𝒔𝒖 Sucre particulaire 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

18. 𝑿𝒂𝒂 Acide aminé particulaire 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

19. 𝑿𝒇𝒂 Acide gras particulaire 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

20. 𝑿𝒄𝟒 Vala rate et propionate dégradé 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

21. 𝑿𝒑𝒓𝒐 Acide propénoïque particulaire 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

22. 𝑿𝒂𝒄 Acides acétiques particulier 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

23. 𝑿𝒉𝟐 Hydrogène particulaire 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑

24. 𝑿𝑰 Inertes particulaire 𝒌𝒈𝑫𝑪𝑶.𝒎−𝟑



4.3. Mise en œuvre du modèle [4] [14] [15]

4.3.1. Implémentation des processus biochimiques

4.3.1.1. La désintégration et l’hydrolyse

Comme discuté auparavant, cinq étapes composant le processus de la digestion anaérobie sont

identifiées. Les deux premières étapes sont la désintégration et l’hydrolyse.

Ces processus se produisent sous l’action des enzymes extracellulaires supplémentaires dans la

phase liquide. Actuellement, dans la plupart des travaux rapportés dans la littérature, ces deux

étapes ne sont pas séparées comme discuté précédemment, mais sont réunies et étudiées en une

seule étape sous le terme hydrolyse. Du point de vue mathématique, les processus à deux étapes

permettent au modèle d’être facilement ajusté et calé aux différents cas étudiés.

Généralement il est admis que l'hydrolyse (ou la désintégration) est l'étape de taux limitant pour

le processus de la digestion anaérobie, si les substrats sont sous la forme particulaires. Plusieurs

modèles mathématiques qui assimilent la phase d’hydrolyse à celle de la désintégration peuvent

être utilisés. Étant assez simple et largement appliquée, la cinétique de premier ordre est adoptée

dans le modèle ADM1 et est exprimée comme suit :

𝜌𝑖 = 𝐾𝑖𝑋𝑖 (4.1)

Avec : 𝜌𝑖 : taux de consommation du substrat i, g DCO/(𝑚3. 𝑗𝑜𝑢𝑟) ;

𝐾𝑖 : Paramètre cinétique du composé particulier 𝑖, 𝑗−1 ;

𝑋𝑖 : Composé particulier i, 𝑘g DCO/𝑚3.

Le paramètre 𝐾des est utilisé pour la désintégration, par contre les paramètres 𝐾hyd_ch, 𝐾hyd_pr

et 𝐾hyd_lisont utilisées pour l’hydrolyse des carbohydrates (𝑐ℎ), des protéines (𝑝𝑟) et les

lipides (𝑙𝑖), respectivement.

4.3.1.2. Consommation du substrat

Après l'hydrolyse, viennent trois autres étapes, l'acidogénèse, l'acétogénèse et la

méthanogénèse. Elles sont destinées à décrire l'utilisation des substrats par les micro-

organismes. Sept espèces sont impliquées dans les trois étapes, à savoir les espèces utilisées

dans la dégradation des sucres, des acides aminés, des AGLC, de valérate et de butyrate, de



propionate, d'acétate ainsi que d'hydrogène. Particulièrement le valérate et le butyrate sont

utilisés par les mêmes espèces dans ADM1.

4.3.1.2.1. Cinétique

La cinétique dans le modèle ADM1 utilise le modèle cinétique de Michaelis-Menten (équation

4.2) pour la description du taux de consommation du substrat. La flexibilité d'inclure différentes

formes cinétiques (par exemple le terme d’inhibition) est l'une des raisons pour laquelle ce

modèle cinétique de Michaelis-Menten a été utilisé dans ADM1.

𝝆𝒋 = 𝑲𝒎,𝒋𝑺𝒊

𝒌𝒔,𝒋+ 𝑺𝒊𝑿𝒊. 𝑰𝒊_𝒋 (4.2)

Avec 𝜌𝑗 : taux de réaction du processus 𝑗, 𝐾g DCO/(𝑚3. 𝑗𝑜𝑢𝑟) ;

𝐾𝑚,𝑗 : Taux spécifique maximale de consommation du processus 𝑗, 𝑗−1 ;

𝑘𝑠,𝑗 : Concentration de demi-saturation du processus 𝑗, 𝐾g DCO/𝑚3 ;

𝑆𝑖 : Composant soluble utilisé (c.-à-d. substrat) 𝑖, 𝐾g DCO/𝑚3 ;

𝑋𝑖 : Composant particulaire (c.-à-d. biomasse) 𝑖, 𝐾g DCO/𝑚3 ;

𝐼𝑖_𝑗 : Fonction d'inhibition de l'inhibiteur 𝑖 au processus 𝑗, 𝐾g DCO/𝑚3.

4.3.1.2.2. Équilibre de carbone et d'azote

Dans le modèle ADM1, l'équilibre de carbone est considéré pour toutes les réactions

biologiques pour empêcher des pertes dues aux différences dans les paramètres de fractions du

modèle. Ceci est réalisé en définissant la teneur en carbone 𝐶𝑖 dans tous les composants du

modèle afin de satisfaire le bilan massique de carbone pour chaque réaction par le biais du

carbone inorganique 𝑆𝐼𝐶. En conséquence, la stœchiométrie de 𝑆𝐼𝐶 est définie par l’équation

(4.3) pour toutes les réactions.

∀: 𝒋 = 𝟏 − 𝟏𝟗 𝝂𝟏𝟎,𝒋 = − ∑ 𝑪𝒊𝝂𝒊,𝒋𝒊=𝟏−𝟗,𝟏𝟏−𝟐𝟒

(4.3)

Avec 𝜈10,𝑗 : coefficient de processus j pour le carbone inorganique dans la matrice de Peterson ;

𝐶𝑖 : Teneur en carbone du composant 𝑖, 𝑘𝑚𝑜𝑙𝑒 𝐶/𝑔 𝐷𝐶𝑂 ;

𝜈𝑖,𝑗 : Coefficient de processus 𝑗 pour le composant 𝑖.



L'équation (4.3) est utilisée directement dans la colonne 10 de la matrice du modèle, comme

montré par le tableau 4.2. De même, en définissant la teneur en azote 𝑁𝑖 de tous les composants

du modèle, l'équation (4.4) est appliquée pour réaliser l’équilibre de l’azote et la colonne 11 de

la matrice.

∀: 𝒋 = 𝟏 − 𝟏𝟗 𝝂𝟏𝟏,𝒋 = − ∑ 𝑵𝒊𝝂𝒊,𝒋𝒊=𝟏−𝟏𝟎,𝟏𝟐−𝟐𝟒

(4.4)

La stœchiométrie particulaire ne sera pas affectée.

Les bilans massiques de carbone et d'azote sont importants pour modéliser le système. Le

carbone et l'azote inorganiques influencent la cinétique du modèle à travers les termes de pH et

d'inhibition. Le carbone inorganique est source de la concentration en bicarbonate et du pouvoir

tampon du processus dans la plage de pH optimal. Le terme d’inhibition de pH est relié à toutes

les réactions de prises. L’azote inorganique est source de la concentration en ammonium. Ce

dernier est source d'alcalinité qui résiste à une baisse de pH.

L'ammoniaque est un autre composant de l'azote inorganique dont la toxicité à la prise d'acétate

est considérée dans le modèle.

4.3.1.2.3. Disparition de la biomasse

La disparition de la biomasse est l'étape indispensable des processus biochimiques. Elle est

décrite comme réaction de premier ordre, d’où l’utilisation de la même formule donnée par

l’équation 4.1. Sept constantes 𝐾dec,i représentent les taux de désintégration des sept espèces

différentes.

Ainsi, les 19 processus biochimiques sont présentés et ont été implémentés dans la matrice de

Peterson (Tableaux 4.4 et 4.5). Du processus 1 à 4 sont la désintégration et hydrolyse, du

processus 5 à 12 sont les processus de consommation de substrat et les sept derniers processus

du (13 à 19) sont la disparition des sept espèces.



Tableau 13Tableau 4.4 : Coefficients biochimique (𝝂𝒊𝒋) et taux de réactions cinétiques (𝝆𝒋) des composés solubles (i=1-12, j= 1-19)




Tableau 14Tableau 4.5 : Coefficients biochimique (𝝂𝒊𝒋) et taux de réactions cinétiques (𝝆𝒋) des composés particulaires (i=13-24, j= 1-19)




4.3.1.2.4. Modèles des termes d’inhibitions

Dans le rapport du modèle ADM1 [14], les différentes relations des termes d’inhibitions sont

définies pour modéliser les effets du pH, l’inhibition de l’insuffisance d’azote et l’inhibition

d’hydrogène. Les implémentations d'inhibition sont énumérées dans le tableau 4.6 suivant :

Tableau 15Tableau 4.6: Implémentation des termes d’inhibition


Les facteurs d’inhibition 𝐼1, 𝐼2 et 𝐼3 qui sont assignés à la cinétique du modèle sont calculés en

utilisant les termes d'inhibition (Tableau 4.6.) selon les équations (4.5), (4.6) et (4.7),

respectivement.

𝐼1 = 𝐼𝑝𝐻. 𝐼𝐼𝑁,𝑙𝑖𝑚 (4.5)

𝐼2 = 𝐼𝑝𝐻. 𝐼𝐼𝑁,𝑙𝑖𝑚. 𝐼ℎ2 (4.6)

𝐼3 = 𝐼𝑝𝐻. 𝐼𝐼𝑁,𝑙𝑖𝑚. 𝐼𝑁𝐻3 (4.7)

4.3.2. Implémentation des processus physico-chimiques

Comme mentionné auparavant, les processus de digestion anaérobies sont sensibles aux

environnements, et donc ils sont intégrés dans le modèle afin d'examiner les conditions



physiques. Dans le modèle, trois processus physico-chimiques sont considérés : liquide-

Liquide, gaz-liquide et solide-liquide (qui n’est pas considéré dans le modèle ADM1).

4.3.2.1. Les processus liquide-liquide (réactions acido-basiques)

Puisque l'inhibition de pH est incorporée dans le modèle, le comportement du pH doit être

vérifié. Les processus liquide-liquide sont impliqués afin d'examiner le pH. Dans le modèle,

quatre acides gras à courtes chaînes (AGCC) sont considérés: acide valérique, acide butyrique,

acide propionoique et acide acétique. Trois acides inorganiques sont

inclus: 𝐻2𝐶𝑂3, 𝐻𝐶𝑂3− (𝐻2𝐶𝑂3 𝑑𝑖𝑠𝑠𝑜𝑐𝑖é 𝑒𝑛 𝐶𝑂3

2−dans deux étapes, ainsi il est considéré en tant

que deux acides) et le 𝑁𝐻4+.

Le pH est calculé comme suit:

𝑝𝐻 = −log (𝑆𝐻+) (4.8)

Avec 𝑆𝐻+, la concentration de l’ion 𝐻+ en 𝑘𝑚𝑜𝑙𝑒/𝑚3

𝑆𝐻+est obtenue du bilan de charge représenté par l’équation (4.9) suivante :

𝑆𝐻+ + 𝑆𝑐𝑎𝑡 + 𝑆𝑁𝐻4+ − 𝑆𝑎𝑛 − 𝑆𝑂𝐻− − 2𝑆𝐶𝑂32− − 𝑆𝐻𝐶𝑂3− −

𝑆𝑎𝑐−

64− 𝑆𝑝𝑟𝑜−

112−

𝑆𝑏𝑢−

160−

𝑆𝑣𝑎−

208= 0

(4.9)

𝑆𝑐𝑎𝑡 : Concentration des cations des bases fortes en 𝑘𝑚𝑜𝑙𝑒/𝑚3 ;

𝑆𝑎𝑛 : Concentration des anions des bases fortes en 𝑘𝑚𝑜𝑙𝑒/𝑚3.

4.3.2.2. Processus gaz-liquide

Il y a plusieurs théories concernant la modélisation du transfert de gaz de la phase liquide à la

phase gazeuse. La théorie de deux films est utilisée dans le modèle ADM1, qui est également

la théorie la plus largement utilisée. Aussi la loi d'Henry peut être utilisée quand la phase liquide

est diluée. Basé sur ces deux théories, les taux de transfert de gaz peuvent être présentés sous

forme donnée par l’équation 4.10.

𝜌𝑇,𝑖 = 𝐾𝐿𝑎. (𝑆𝑙𝑖𝑞,𝑖 − 𝐾𝐻,𝑖𝑃𝑔𝑎𝑧,𝑖) (4.10)

Avec 𝜌𝑇,𝑖 : le taux spécifique de transfert de masse de gaz 𝑖, 𝐾g DCO/(𝑚3. 𝑗𝑜𝑢𝑟) pour le 𝐶𝐻4

et le 𝐻2, et en 𝑘𝑚𝑜𝑙𝑒 𝐶/(𝑚3 · j) pour le 𝐶𝑂2 ;



𝐾𝐿𝑎 : C’est le coefficient global 𝐾𝐿 de transfert de masse lié à la surface spécifique de transfert

a de, 𝑗−1 ;

𝑆𝑙𝑖𝑞,𝑖 : Concentration du gaz 𝑖 dans la phase liquide g DCO/𝑚3 pour le 𝐶𝐻4 et le 𝐻2 ;

𝑚𝑜𝑙𝑒 𝐶/𝑚3 pour le 𝐶𝑂2 ;

𝐾𝐻,𝑖 : La constante d’Henry’s du gaz 𝑖, en 𝑚𝑜𝑙𝑒/(𝑚3 · bar) ;

𝑃𝑔𝑎𝑧,𝑖 : La pression partielle du gaz 𝑖 dans la phase gazeuse, en 𝑏𝑎𝑟.

La pression partielle de chaque gaz est calculée par l’équation des gaz parfait suivante :

𝑃𝑔𝑎𝑧,𝑖 = 𝑆𝑔𝑎𝑧,𝑖𝑅𝑇 (4.11)

Avec 𝑆𝑔𝑎𝑧,𝑖, est la concentration du gaz 𝑖 dans la phase gazeuse en 𝐾g DCO/𝑚3 pour

le 𝐶𝐻4 et le 𝐻2 ; 𝐾𝑚𝑜𝑙𝑒 𝐶/𝑚3 pour le 𝐶𝑂2 ;

R : est la constante des gaz parfait, 8.314 10−5𝑏𝑎𝑟 𝑚3𝑚𝑜𝑙𝑒−1𝐾−1 ;

T : la température en 𝐾.

Pour le calcul de la pression total du gaz on a besoin aussi de la pression partielle de la vapeur

d’eau en phase gazeuse et qui est donnée par l’équation empirique 4.12 suivante :

𝑃𝑔𝑎𝑧,𝐻2𝑂 = 0.0313 exp (5290 (1

298−1

𝑇)) (4.12)

Tenant compte du coefficient de résistance de la conduite 𝐾𝑃, Le débit total de gaz produit sera

obtenu par l’équation (4.13) suivante :

𝑞𝑔𝑎𝑧 = 𝐾𝑝(𝑃𝑔𝑎𝑧,𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 − 𝑃𝑎𝑡𝑚) (4.13)

4.3.3. Influence de la température

En ce qui concerne l'influence de la température sur les paramètres physico-chimiques,

l'équation de Van’tHoff est employée pour corriger la variation des coefficients d'équilibres

avec la température (voir l’équation 4.14).

𝑙𝑛𝐾2

𝐾1=∆𝐻0

𝑅(1

𝑇1−

1

𝑇2) ⇒ 𝐾2 = 𝐾1. 𝑒

∆𝐻0

𝑅(1

𝑇1−1

𝑇2) (4.14)

Avec, 𝐾2 ∶ constante à la température 𝑇2 ;



𝐾1 ∶ Constante à la température 𝑇1 ;

∆𝐻0 : La chaleur de la réaction à la température et à la pression standard, 𝐽/𝑚𝑜𝑙𝑒 ;

𝑅 : Constante des gaz, 8.314𝐽/(𝑚𝑜𝑙𝑒. 𝐾) ;

𝑇2 ∶ La température désirée en 𝐾 ;

𝑇1 ∶ La température de référence en 𝐾.

4.3.4. Elaboration du modèle

Dans ADM1, le digesteur anaérobie est considéré comme un réacteur complètement agité en

un seul étage (CSTR), ainsi le modèle utilisé est basé sur ce type de réacteur figure 4.3, avec

une seule entré et flux de sortie, et le volume de liquide constant (𝑞𝑜𝑢𝑡 = 𝑞𝑖𝑛).

Figure 13Figure 4.4: Diagramme schématique d’un digesteur typique à un seul bac

Source: The IWA Anaerobic Digestion Model No 1 (ADM1) [14]

4.3.4.1. Equations dans la phase liquide

Selon l’équation du bilan de matière, l'état de chaque composant dans la phase liquide peut être

exprimé par l’équation 4.15 suivante.

𝑑𝑆𝑙𝑖𝑞,𝑖

𝑑𝑡=𝑄

𝑉(𝑆𝑖,𝑖𝑛 − 𝑆𝑖,𝑜𝑢𝑡) + ∑ 𝜌𝑗𝜈𝑖,𝑗𝑗=1−19 (4.15)

𝜌𝑗 est le taux de réaction du processus 𝑗 qui peut être trouvé dans la matrice.



4.3.4.2. Equation en phase gazeuse

L’expression mathématique pour les différents gaz en phase gazeuse est donnée comme suit :

𝑑𝑆𝑔𝑎𝑧,𝑖

𝑑𝑡=𝑞𝑔𝑎𝑧,𝑖𝑆𝑔𝑎𝑧,𝑖

𝑉𝑔𝑎𝑧+ 𝜌𝑇,𝑖

𝑉𝑙𝑖𝑞

𝑉𝑔𝑎𝑧 (4.16)

4.3.4.3. Résultats attendus de la simulation

La simulation de la digestion anaérobie devrait permettre de savoir si un substrat peut être

méthanisé. Elle doit fournir des informations sur l’état du système de digestion du substrat

concerné. Ainsi, les logiciels permettent de simuler les paramètres suivants :

Evolution du pH

La digestion anaérobie se déroule de façon optimale au voisinage de la neutralité, le pH est

donc un paramètre qui renseigne sur la stabilité et le bon fonctionnement du processus, sa

variation dépend de l’existence des différentes espèces en solution, tels que (𝑉𝐹𝐴,𝐶𝑂2, etc.).

La stabilité du processus en phase mésophile sera assurée à des valeurs de pH comprises entre

6.5 et 7.5.

Variation de l’alcalinité

L’alcalinité est un autre paramètre de contrôle de la stabilité de la digestion anaérobie ; une

diminution importante de cette dernière exprime une production conséquente d’acide

soulignant ainsi un déséquilibre entre la phase acidogène et la phase méthanogène. La

différence entre l’alcalinité à pH égal à 6 et 4 représente approximativement les acides gras

volatiles, vu que les anions correspondant à ces derniers contribuent au bilan de l’alcalinité.

Variation de la demande chimique en oxygène (DCO)

La demande chimique en oxygène est utilisée pour exprimer la charge de pollution ou le

substrat. De plus, c’est un paramètre qui peut être dosé rapidement. Ceci renseigne sur la

quantité totale des matières organiques et minérales présentes dans le substrat.

Acides gras volatils (AGV)

La variation de la concentration des acides gras volatils dans le digesteur influe directement sur

le rendement de la digestion ainsi que sur la qualité et le volume du biogaz produit. En effet un

déséquilibre entre les phases acidogène et méthanogène résulte en une accumulation d’acides.



Comme rapporté dans la littérature, une concentration des AGV inférieure à 1000 𝑚𝑔 𝐷𝐶𝑂/

𝑙 assure une stabilité du fonctionnement du digesteur.

Variation du volume et composition du biogaz

De même le volume et la composition du biogaz sont importants pour le contrôle et la

surveillance du processus de la digestion anaérobie. En effet une production conséquente de

biogaz reflète le bon fonctionnement du digesteur.

Actuellement, beaucoup de logiciels sont disponible pour établir l’étape de simulation.

Parmi ceux-ci, les logiciels Matlab/Simulink et AQUASIM 2.0 ont été étudié pour l’ADM1 et

sont présentés dans les sections suivantes.

Le substrat d'entrée, pour tous ces logiciels, est décrit par 24 variables, initialement présenté

au Tableau 4.3.

4.4. Logiciels de simulation

4.4.1. AQUASIM 2.0

C’est un programme pour l'analyse des données et la simulation des systèmes aquatiques. En

plus de la simulation, AQUASIM fournit un outil d’estimation des paramètres [4].

Le modèle ADM1 est implémenté dans l’environnement du logiciel AQUASIM 2.0. Ce dernier

est utilisé comme plateforme de programmation et d’exécution des différentes équations

différentielles et algébriques décrivant les différentes étapes composant le processus de la

digestion anaérobie dans un réacteur biologique, tels que la désintégration, l’hydrolyse,

l’acétogène, l’acidogène et finalement la méthanogène.

Après insertion ou modification des valeurs d’entré, plusieurs graphes permettent

l’interprétation de la simulation.

4.4.2. Matlab/Simulink

En 2006, une équipe de trois chercheurs du Département d'Ingénierie Électrique Industrielle et

d’Automatisation (IEA) de l’Université Lund, en Suède, ont implémenté le modèle ADM1 sous

Matlab/Simulink.

Matlab est un outil de calcul numérique, de programmation et de visualisation graphique.

Simulink qui est un outil de simulation, est incorporé dans Matlab.



Ce modèle ADM1 a connu quelque modification pour mieux l’implémenter d’une part, d’autre

part il est disponible en trois versions différentes [16] :

un modèle traditionnel basé sur les différentielles ordinaires (ODE) ;

un modèle DAE1 basé sur les différentielles mais avec une solution algébrique de pH

(𝑆𝐻+) ;

un modèle DAE2 basé sur les différentielles mais avec les solutions algébriques des

deux pH (𝑆𝐻+) et (𝑆ℎ2).

Conclusion

L’étude du modèle ADM1 permet de comprendre la digestion anaérobie, puisqu’il a été mis en

œuvre en considérant chaque étape de dégradation du substrat. Ce modèle permet d’avoir une

idée du comportement du substrat à digérés, et ce dans les conditions de digestion.

Malheureusement une simulation n’a pas été faite pour apprécier la méthanisation des boues

de la STEP de Tokpa-Zoungo. En effet les valeurs décrivant les boues de la STEP n’ont pu être

mesurées pour la simulation à cause du cout et des matériels pour l’analyse (24 analyses à faire

sur le substrat).

Conclusion



Conclusion générale

Au terme de ce travail, nous pouvons donc dire qu’une station d’épuration présente deux

intérêts capitaux : assainissement d’une ville et production d’énergie. Les eaux usées présentent

plusieurs risques comme par exemple, le paludisme, la pollution de la nappe phréatique, pour

ne citer que ceux-là. En voulant résoudre ce problème par l’épuration des eaux avant leur rejet

dans la nature, on en crée un autre : La gestion des boues, résidus de l’épuration des eaux usées.

Cette étude nous a permis de voir que les boues peuvent être méthanisées. Ce procédé permet

donc de produire de l’énergie, de stabiliser les boues et de produire de l’engrais. Mais une

station d’épuration par lagunage, au Bénin, ne peut être profitable que lorsqu’elle traite une

charge organique minimum de 𝟔𝟎𝟕𝟖𝟓 𝑬𝑯, soit 82 ménages raccordés à la STEP.

Par ailleurs, nous avons vu l'intérêt de pouvoir maitriser le modèle ADM1. Plusieurs études ont

déjà montré son efficacité. Sa maitrise permettra d’analyser la méthanisation de plusieurs

substrats, de prédire leur comportement avant une expérimentation. Le modèle ADM1 met

l’accent sur les différentes étapes de la digestion anaérobie. Mais après analyse détaillée de

celui-ci, nous remarquons qu’il prend en compte trop de paramètres et trop de variables. Or

nous savons que si un tel modèle devait être utilisé dans les pays en voie de développement,

comme le nôtre, cela poserait problème pour l’analyse de tous ces paramètres (moyens,

technicité et coût). Cela rendrait le système peu compatible avec les objectifs d’un traitement «

extensif » et simple.

Il reste que, la non disponibilité des boues n’ont pas permis d’observé réellement leur

comportement en méthanisation.

Le domaine qui reste à explorer serait la digestion pour l’épuration des eaux usées. Cela se fait

déjà dans de nombreux pays et permet de ne plus avoir à gérer les boues mais plutôt de l’engrais.

Disposons nous de la technicité idéale pour digérer des eaux usées, substrat très liquide, au

bénin ?



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Documents

DIGESTION ANAEROBIE DES BOUES DE STATION D’EPURATION AU BENIN ET ETUDE DU MODELE DE DIGESTION ANAEROBIE n°1