Memoire Online - Etude sur la fermentation méthanique des boues activées de la station d'épuration de Boumerdes en Algérie - Mouloud, Mestapha, Saoud MOUSSAOUI, MEHENNAOUI, KACIMI

UNIVERSITE M'HAMED BOUGARA, BOUMERDES
FACULTE DES SCIENCES, DEPARTEMENT DE BIOLOGIE

Etude Sur La Fermentation Méthanique Des Boues Activées De La Station D'épuration De Boumerdès

Dédicace

* A ceux qui nous ont donné le sens de la vie nos pères et nos mères ainsi que toute les familles : Kacimi, Mehennoui, et Moussaoui

* A tous nos amis de longue date et a tout les étudiant de biochimie appliqué de l'année 2011/2012

Omar, Farid, Taha, Tarek, Younes, Mohemed, Hamza, Mokhtar, Salem, Hicham, Mahfoud, Jaber, Dihia, Mariem, Ibtissem

Remerciement

Nous tenons à remercier tout personnes qui on contribué a la réalisation de cette études.

* A notre promotrice Mme. Maamri S qui nous a soutenus tout au long de chemin. Nous apprécions tous les efforts et les supports qu'elle nous a offert

* A tous le personnel du Centre de Recherche et de Développement (CRD) qui nous ont assistés : Mme. Lazirou, Mr. Aberkane, Mme. Oudjedi,

* A Mr. Moussa. L qui nous a aidé au niveau de la station d'épuration de Boumerdes

Liste des abréviations

Liste des figures

Figure n^o01: Schéma d'une filière de traitement d'eau traditionnelle (Degrémont, 1989).........03

Figure n^o02: Schémas de processus de traitement biologique des eaux résiduaires

(D'après Salhi, 2003)..................................................................................05

Figure n^o03: Coupe longitudinale d'un digesteur anaérobique (Clark Group, 2006)...............10

Figure n^o04 : principe de la digestion anaérobie (d'après Moletta, 2002).............................12

Figure n°05 : Les étapes de la réduction de l'acide acétique durant la méthanogènes

acétoclaste (Yuchen Liu et William B. Whiteman) .....................................21

Figure n^o06 : Schéma de la méthanogénese de dioxyde de carbone chez les archaea (Yuchen

Liu et William B. Whiteman .............................. ...............................23

Figure n^o07 : Représentation schématique des étapes de l'étude réalisée ..............................25

Figure n^o08 : Bioréacteur Labfors 3, 2006 avant et après le remplissage ............................28

Figure n°09: Variation de pH au cours de la fermentation..............................................33

Figure n° 10: Taux de Production cumulée de biogaz .................................................... 34

Figure n° 11: Calcule de Vitesse initiale de production de biogaz....................................35

Figure n° 12: Représentation de lineweaver et Burk.....................................................35

Figure n° 13: Variation de composition de biogaz au cours de la fermentation (6/5/4)................37

Figure n° 13: Variation de composition de biogaz au cours de la fermentation (3/2/1)............38

Figure n° 14: Taux de Production cumulée de CH₄.....................................................40

Figure n°15 : Courbe d'étalonnage de phosphore totale..........................................annex2

Figure n^o16 : Appareil d'analyse de gaz (CPG), (GC HP 5890 série II)........................annex4

Figure n°17 : Schéma du mode opératoire de (CPG)................................................annex4

Liste des tableaux

(Moletta, 1993)...................................................... ...... ..............13

Tableau II : Métabolites des bactéries fermentaires de la digestion anaérobie

(Moletta, 2008)................................................ ..........................14

Tableau III : Bactéries acétogènes de la digestion anaérobie (Moletta, 2008)..................15

Tableau IV : Tableau récapitulatif des organismes méthanogènes en fonction de leur substrat

(Yuchen Liu et William B. Whiteman).............................................19

Tableau V : Matière sèche des digestats initiatives ...............................................29

Tableau VI : Caractéristiques de la matière sèche.................................................31

Tableau VII : Temps de séjour.........................................................................36

Tableau VIII : Établissement de la courbe d'étalonnage de phosphore........................annex2

Tableau IX : méthodes et normes des métaux lourds............................................annex3

Sommaire

Introduction ................................................................................................ .1

I.4 Filières d'élimination des boues résiduaires urbaine...................................................6

II.4.1 Paramètres permettant de contrôler la digestion anaérobie des boues 16

II.5 La biochimie de la méthanogènese ........................................................................................21

III : Matériel et méthodes..............................................................................................................24

III.1.Matériel ................................................................................................24

III.1.1 Matériel et équipements...............................................................................24

III.1.2 Matériel biologique .................................................................................24

III.2 Méthodes................................................................................................24

III. 2.1 Mesure de la Matière Sèche des boues .........................................................25

III.2.2 Caractérisation de la matière première sèche ...................................................26

III.2.2.1 Dosage de carbone organique total............................................................26

III.2.2.2 Dosage de l'azote total.........................................................................26

III.2.2.3 Dosage de phosphore total ...................................................................26

III.2.2.4 Dosage de métaux lourds .....................................................................27

III.2.3 Etude de la fermentation méthanique............................................................27

III.2.3.1 Préparation de l'inoculum .......................................................................27

III.2.3.2 Effet de la concentration de la matière sèche sur la quantité / qualité de biogaz

Produit.............................................................................................28

III.3. Analyse de pH .......................................................................................29

III.4. L'analyse de biogaz .................................................................................29

III.4.1 Mesure de quantité de biogaz émis ...............................................................29

III.4.2 analyse de qualité du biogaz ............................................................................................30

IV. Résultats et discussions.................................................................................31

IV.1 Mesure de la Matière Sèche des boues.............................................................31

IV.2 Caractérisation de la matière première sèche.....................................................................31

IV.3 métaux lourds.........................................................................................32

IV.4 Effet de la concentration de la matière sèche sur la quantité / qualité de

biogaz produit..........................................................................................32

IV.4.1 Variation de pH au cours de la fermentation.....................................................................32

IV.4.2 Quantité de biogaz émis ..................................................................................................34

IV.4.3 Temps de séjour ......................................................................................37

IV.4.4 Qualité de biogaz......................................................................................37

Conclusion général...........................................................................................41

Références bibliographique.................................................................................43

Annexes.......................................................................................................45

Les stations d'épuration urbaines ont pour rôle d'éliminer la pollution contenue dans les effluents domestiques, avant leur rejet dans le milieu naturel. Si l'eau, en fin de traitement, est effectivement épurée, la pollution initiale se retrouve en partie stockée et concentrée dans les boues issues des diverses étapes de traitement de l'eau. Ces boues étant alors considérées comme un déchet valorisable, qu'il faut éliminer tout en respectant certaines contraintes réglementaires (Champiat, 1994).

La production de boues est de plus en plus difficile à gérer, Cela pousse les gouvernements à rechercher des solutions technologiques permettant de la réduire au même titre que la gestion des autres types de déchets.

Dans un futur proche, cette problématique risque de s'accentuer, étant donné les projets de construction de nouvelles stations d'épuration qui vont permettre d'augmenter la capacité « épuratoire » de l'Algérie et par conséquent accroître la production de boues. Etant donné les contraintes locales et réglementaires, la mise en place de filières pérennes pour la valorisation et l'élimination des boues est difficile et coûteuse pour les collectivités. D'un point de vue réglementaire, deux destinations finales sont actuellement envisageables : la valorisation agronomique (épandage, compostage) et l'incinération. Il sera donc indispensable d'élaborer une véritable filière de boue en même temps que l'élaboration et la conception de la future station d'épuration (Degrémont, 1989)..

Une des technologies efficace et moins coûteuse permettant le traitement de la fraction organique de ces déchets est la digestion anaérobie (biométhanisation), qui consiste en une dégradation biologique, en absence d'oxygène, de la matière organique en un mélange de méthane (CH4,) et de dioxyde de carbone (CO2) appelé `biogaz'. Grâce à la digestion anaérobie, les déchets deviennent une source de richesses. Cette technologie devient essentielle dans le processus de réduction des volumes de déchets et la production de biogaz, qui est une source d'énergie renouvelable pouvant être utilisée dans la production d'électricité et de la chaleur (Office International de l'Eau, 2001).

Durant le processus de digestion anaérobie, seule une partie de la matière organique est complètement dégradée, le reste est un excellent agent de fertilisation des terres agricoles et qui peut être utilisé en tant que tel (ADEME,2011).

Alors, a travers de ce travail, on s'intéresse dans un premier temps à donner quelques connaissances bibliographiques concernant les boues d'épuration, et la digestion anaérobie.

Au second lieu, on étudie la méthanisation des boues activées de la station d'épuration de Boumerdès pour mettre en évidence les conditions de fonctionnement optimales du point de vue stabilité du système et bio méthanisation.

I Les boues d'épuration

Chaque jour, l'homme consomme de fortes quantités d'eau, tant pour son usage personnel que professionnel. Ces eaux, une fois utilisées, sont recueillies afin d'être épurées. Les eaux usées ainsi collectées ont donc deux origines : une origine domestique (Eaux Résiduaires Urbaines:ERU) et une origine industrielle (Eaux Résiduaires Industrielles : ERI). Dans le cas de zones peu ou moyennement industrialisées, ces eaux résiduaires sont mélangées et traitées ensemble dans une station d'épuration (STEP) qui a pour objectif de réduire la charge polluante qu'elles véhiculent afin de rendre au milieu aquatique une eau de qualité (Rodier et al, 1996).

Les boues proviennent de l'épuration des eaux usées, elles résultent de l'activité biologique des microorganismes vivant dans ces stations qui transforme les matières transportées par les eaux usées pour qu'elles puissent en être extraites (Champiat, 1994).

I.1 Fonctionnement d'une station d'épuration

L'épuration des eaux résiduaires consiste à réduire la charge en matières organiques et minérales. Lors de cette étape, il se produit un transfert de pollution de la phase liquide (eau) vers une phase plus concentrée (boues) et une phase gazeuse (CO2, N2,...). La production de boues résiduaires est donc totalement dépendante de la filière de traitement de l'eau (voire figuren^o01) (Degrémont, 1989).

Figure n^o01:Schéma d'une filière de traitement d'eau traditionnelle (Degrémont, 1989).

I.2 Les différents types de boues

Les boues sont principalement constituées de particules solides non retenues par les prétraitements en amont de la station d'épuration, de matières organiques non dégradées, de matières en suspension minérales et de micro-organismes (bactéries dégradatives pour l'essentiel).Elles se présentent sous forme d'une « soupe épaisse » qui subit ensuite des traitements visant en particulier à réduire leur teneur en eau (Champiat, 1994).

Les boues de stations d'épuration sont classées en quatre grands groupes (Degrémont, 1989) :

I.2.1 Les boues primaires

Elles sont issues du traitement primaire et sont produites par simple décantation, en tête de station d'épuration. Ces boues sont fraîches, c'est à dire non stabilisées (forte teneur en matière organique) et fortement fermentescibles. De par la nature des nouvelles installations, elles tendent à disparaître (Degrémont, 1989).

I.2.2 Les boues secondaires ou activées

Ces boues sont stabilisées biologiquement résulte de traitement biologique par le biais des propriétés épuratoires des microorganismes par conséquent la matière minérale et la matière organique réfractaire sont accumulées tandis que la matière organique biodégradable sert de substrat aux micro-organismes épurateurs. Ces micro-organismes, principalement des bactéries, utilisent la pollution biodégradable pour leur maintenance et pour leur croissance. Les produits formés sont des cellules, du dioxyde de carbone et de l'eau (Paul et al. 1999 ; Grulois et al., 1996). La figure 02 résume le processus de traitement de l'eau et de production de boues.

Figure n^o02: schémas de processus de traitement biologique des eaux résiduaires (Salhi, 2003).

I.2.3 Les boues mixtes

Le mélange de boues primaires et secondaires conduit à l'obtention des boues mixtes.

Leur composition est dépendante de la quantité de boues primaires et secondaires produites. Très fermentescibles, ces boues subissent ensuite le traitement de stabilisation (Degrémont, 1989).

I.2.4 Les boues physico-chimiques

Ces boues sont issues d'un traitement utilisant des floculants minéraux (sels de fer ou d'aluminium). Le traitement physico-chimique est principalement utilisé sur les boues industrielles ou pour palier au sous dimensionnement de certaines stations d'épuration (stations situées en zones touristiques, par exemple) (Degrémont, 1989).

I.3 Les différentes filières 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.

I.3.1 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 ou anaérobie (méthanisation) ou chimique (chaulage ou autres traitements) (Office International de l'Eau, 2001). La stabilisation biologique présente l'avantage de limiter l'évolution ultérieure de la composition des boues.

I.3.2 La déshydratation

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. Selon la puissance du procédé de séchage utilisé, épaississement, déshydratation ou séchage thermique, on obtient des boues à différents pourcentages de siccité : Boues liquides (4 à 10 %), Boues pâteuses (10 à 25), Boues solides (25 à 50 %), Boues granulées ou en poudre pour une siccité supérieure à 85 % (ADEME, 1996).

I.4 Filières d'élimination des boues résiduaires urbaines

S'il existe de nombreux traitements en amont pour réduire le volume, les nuisances, la nocivité des boues, actuellement 3 filières sont utilisées pour évacuer les boues, selon que l'on privilégie un mode digestion basé sur l'élimination ou sur le recyclage. Il s'agit :

I.4.1 La mise en décharge contrôlée

La mise en décharge de boues pures ou en mélange correspond à une concentration maximale de tous les déchets. Le carbone part dans l'atmosphère sous forme de méthane. Restent l'azote et le phosphore (non récupérable). Le lieu de stockage doit être confiné et on ignore quel peut être le devenir à long terme, ni la durée du confinement malgré toutes les précautions (El-Fadel et Khoury, 2000 ; Allen, 2001).

Les boues doivent être préalablement stabilisées et déshydratées (humidité maximale de 70 %). Cette solution a perdu progressivement de son intérêt et se retrouve actuellement interdite pour des raisons financières (procédure de fermeture ...) et pour des problèmes environnementaux tels que les odeurs nauséabondes, pullulation de moustiques, entraînement d'éléments fertilisants (nitrates, phosphates) et de produits toxiques par les eaux superficielles et contamination des nappes d'eaux souterraines (Looser et al., 1999; Kjeldsen et al., 2002; Marttinen et al., 2003).

I.4.2 L'incinération

Elle réalise la destruction de la matière organique des déchets par combustion à haute température (+ de 500 °C) produisant des fumées et des matières minérales résiduelles nommées cendres. Dans l'objectif d'une valorisation énergétique des déchets, la chaleur produite est récupérée sous forme de vapeur ou d'électricité pour le fonctionnement du four lui-même, pour le chauffage urbain ou industriel (Prevot, 2000). Les résidus de l'incinération (Mâchefer) sont utilisables pour les travaux publics (Werther et Ogada, 1999). En France, 14 à 16 % des boues urbaines sont incinérés. En Europe, le pourcentage varie de 0 à 55 % selon les pays. Au Maroc, un traitement par incinération n'a pas encore été effectué. Cependant, malgré l'intérêt de ce procédé pour une réduction importante des volumes de déchets, il présente des contraintes principalement liées à un investissement très coûteux. Les boues seules ne sont pas autocombustibles, elles nécessitent des fours spéciaux et un mélange avec d'autres déchets tels les déchets ménagers. L'élimination des cendres et des mâchefers exigent une décharge contrôlée de classe 1 ou une unité d'inertage. Cette technique reste aussi néfaste de point de vue écologique et environnemental puisqu'elle contribue en plus du gaspillage de matières organiques utiles pour le sol à la diffusion de gaz très toxiques (NO, CO, SO, dioxine, etc.) (Mininni et al., 2004 ; Nammari et al., 2004) qui ont fait l'objet de réglementations spécifiques.

I.4.3 Epandage directe sur le sol

A l'heure actuelle, l'épandage agricole des boues reste en Europe la principale filière d'élimination, ce dernier est pratiqué que si celles-ci respectent le principe "d'intérêt agronomique" et soient exemptes de grandes teneurs en polluants inorganiques ou organiques.

Ce mode de recyclage est le plus adapté pour rééquilibrer les cycles biogéochimique (C, N, P.), pour la protection de l'environnement et d'un très grand intérêt économique. Elle vise à ménager les ressources naturelles et à éviter tout gaspillage de matière organique dû à l'incinération ou à l'enfouissement dans les décharges (Lambkin et al. 2004). Les boues résiduaires peuvent ainsi remplacer ou réduire l'utilisation excessive d'engrais coûteux.

II Digestion anaérobie

II.1 Définition :

La digestion anaérobie ou méthanisation est un processus biologique naturel de transformation de la matière organique carbonée en biogaz. Cette décomposition des matières organiques est réalisée en absence d'air et de lumière dans des cuves fermées en milieu liquide ou sec. Le biogaz produit est composé majoritairement de méthane (CH4), de dioxyde de carbone (CO2) et d'eau (H2O). On trouve aussi sous forme de traces de l'azote (N2), de l'hydrogène sulfuré (H2S) et de l'ammoniac (NH3). .

La digestion anaérobie prend généralement place dans un réacteur scellé (voire figure 03). Elle peut être décrite selon les deux étapes suivantes :

La digestion a pour effet de transformer la boue en dioxyde de carbone, en eau et en méthane (Rintala et Puhakka, 1994). Cette technologie est déjà largement utilisée dans l'industrie agroalimentaire. Elle génère deux produits pouvant être valorisés : le méthane sous forme énergétique et l'effluent liquide sous forme de fertilisant (Castillo et al ., 2005).

Figure n^o03:Coupe longitudinale d'un digesteur anaérobique (Clark Group, 2006).

Sur le plan environnemental la digestion anaérobie comporte plusieurs avantages :

- une réduction de la matière sèche des boues de l'ordre de 50 % (OTV, 1997).

- une production d'un gaz valorisable sous forme d'énergie (chauffage, cogénération

- un intérêt agronomique, lié à une concentration importante en azote ammoniacal.

(NH4+) et en phosphates (PO43-) due à la lyse de la matière organique (Trably, 2002).

- une possibilité de biodégrader certains composés xénobiotiques (Bitton, 1994).

- une demande en énergie plus faible que les procédés aérobies et pas d'apport en

- une forte sensibilité aux variations de charges organiques et aux composés toxiques

- une absence de traitement de l'azote (le flux d'azote des retours en tête de station est à

- une chute du pouvoir calorifique des boues (à considérer si les boues sont incinérées).

II.2 Principes généraux de la digestion anaérobie

Parmi les différentes techniques de stabilisation, la digestion anaérobie, ou méthanisation, est la plus intéressante. En effet, d'après Suh et Roussaux (2002), c'est la filière de traitement, accompagnée d'une valorisation agricole, la moins agressive vis à vis de l'environnement.

Les micro-organismes anaérobies utilisent la pollution organique (matières organiques réfractaires au traitement aérobie et bactéries épuratrices aérobies du bassin d'aération) comme substrat pour produire des gaz composés principalement de méthane (55-70%) et de dioxyde de carbone (25-40%) (Degrémont, 1989). Le méthane peut être valorisé sous forme d'énergie (chaudière produisant de la chaleur ou de l'électricité). Dans le même temps, les micro-organismes anaérobies consomment peu d'énergie, ce qui entraîne une production de boues limitée (3 à 20 fois inférieure à un traitement aérobie) (Bitton, 1994, Trably, 2002). En effet, les micro-organismes anaérobies n'utilisent qu'environ 10 à 15% de l'énergie du substrat pour leur croissance (Moletta, 1993, Edeline, 1997), le reste étant utilisé pour la production du biogaz. Enfin, la digestion anaérobie permet une réduction des microorganismes pathogènes.

La digestion anaérobie consiste en une fermentation des boues, souvent épaissies, sous condition anaérobie stricte. Elle est composée de quatre étapes : l'hydrolyse, l'acidogènese, l'acétogenèse et la méthanogènese (voire figure 03). Pour mener à bien une digestion, il est nécessaire d'avoir des vitesses de réactions équilibrées pour ne pas inhiber une des étapes.

Figure n^o04 : principe de la digestion anaérobie (d'après Moletta, 2002).

II.3 Les étapes la digestion anaérobie

II.3.1 L'hydrolyse

L'étape d'hydrolyse est un processus de dégradation des composés particulaires, mettant en jeu divers micro-organismes hydrolytiques anaérobies, stricts ou facultatifs, mésophiles ou thermophiles (Degrémont, 1989). Elle conduit à l'hydrolyse enzymatique et à la solubilisation de molécules complexes (protéines, polysaccharides, lipides, cellulose,...) en composés plus simples (acides aminés, sucres simples, acides gras, glycérol,...). La quantité de matière particulaire solubilisée dépend de la composition même de la phase particulaire. Dans les digesteurs, l'étape d'hydrolyse est assurée essentiellement par des bactéries qui sont en compétition pour l'utilisation des nutriments et des sources de carbone (Thiele, 1991), le tableau I montre les principaux groupes microbiens impliqués dans l'étape d'hydrolyse (Moletta, 1993).

L'hydrolyse des composés particulaires, tels que les boues, est généralement une étape lente

Tableau I: Principaux groupes microbiens impliqués dans l'étape d'hydrolyse (Moletta, 1993).

II.3.2 L'acidogénèse

L'étape d'acidogénèse consiste en une dégradation des composés produits par l'étape d'hydrolyse, par l'action de bactéries acidogènes et fermentatives. Elle conduit à la formation d'un mélange de composés : acides organiques, acides gras volatils (AGV), alcools, hydrogène, dioxyde de carbone, ammonium,...

Le tableau II cite certain exemple de métabolites des bactéries fermentaires de la digestion anaérobie (Moletta, 2008).

Tableau II: Métabolites des bactéries fermentaires de la digestion anaérobie (Moletta, 2008).

II.3.3 L'acétogenèse

L'étape d'acétogenèse permet la transformation des acides, issus de la phase d'acidogènes, en acétate, en hydrogène et en dioxyde de carbone, par l'action des bactéries acétogènes.

Cette opération est réalisée par des bactéries productrices d'hydrogène (bactéries sulfato-reductrices, syntrophes et homo-acétogènes). Ces bactéries ont des taux de croissance rapide (ìmax de l'ordre de 1 h-1) (Bitton, 1994), le tableau III classe certain bactéries acétogènes de la digestion anaérobie (Moletta, 2008). Cependant, cette dégradation est sensible à la présence d'hydrogène. Les réactions ne sont donc réalisables qu'en présence de micro-organismes accepteurs d'hydrogène. Dans le cas de la digestion anaérobie, les micro-organismes accepteurs d'hydrogène sont les bactéries homo-acétogènes et les microorganismes méthanogènes (Delbès, 2000). L'équilibre des interactions microbiennes (en particulier les interactions concernant le transfert d'hydrogène entre espèces) est un facteur clé pour la stabilité de l'écosystème entier (Delbès, 2000).

Tableau III: Bactéries acétogènes de la digestion anaérobie (Moletta, 2008).

I1.3.4 La méthanogènese

La méthanogènese consiste à transformer l'acétate, l'hydrogène et le dioxyde de carbone en méthane. Pour cela, il existe deux grandes voies de système, faisant chacune appel à des archées anaérobies strictes :

La composition du biogaz produit dépend du substrat utilisé et des conditions de fonctionnement du digesteur. Le biogaz produit est composé de 55 à 70 % de méthane et de

25 à 40% de dioxyde de carbone (Degrémont, 1989). Il est aussi possible de trouver des traces d'hydrogène (1 à 5%) et d'azote (2 à 7%). La théorie donne une valeur de la production de méthane maximale de 350 L par kilogramme de demande chimique en oxygène (DCO) éliminée (dans les conditions normales de température et de pression).

La croissance des archées méthanogènes est lente : temps de génération de 3 jours à 35°C

(Bitton, 1994). Comme ce sont les micro-organismes les plus sensibles de l'écosystème, elles régissent la vitesse globale du procédé (Trably, 2002). De plus, elles sont sensibles à la présence d'inhibiteurs tels que les AGV ou l'ammoniaque. Cependant, dans le cas de composés difficilement biodégradable (la digestion des boues d'épuration, par exemple), l'étape limitant du procédé est la phase d'hydrolyse (Li et Noike, 1992, Lehn et al. 2001,).

II.4 Conditions physico-chimiques nécessaires à la digestion anaérobie

La digestion anaérobie ne peut être réalisée que sous certaines conditions :

- concentration en acides gras volatils (AGV) inférieure à 2 - 3 g.L-1 (Edeline, 1997).

- une pression partielle en hydrogène très faible : 10 - 20 Pa au maximum (Degrémont, 1989).

- une température stable optimale pour les micro-organismes épurateurs (Moletta, 1993).

II.4.1 Paramètres permettant de contrôler la digestion anaérobie des boues

Les paramètres ayant un effet sur la digestion anaérobie sont la température, le temps de séjour, le pH, la composition du déchet à dégrader et la présence d'inhibiteurs (Bitton, 1994).

II.4.1.1 La température

Il existe trois types de digestion anaérobie : la digestion psychrophile (température autour de 6 à 15°C), la digestion mésophile (température à environ 30-35°C) et la digestion thermophile (température supérieure à 45°C). La digestion anaérobie thermophile est la plus efficace : la réaction est accélérée par la chaleur. Cependant, dans la pratique, la digestion anaérobie est plus souvent utilisée dans les conditions mésophiles : compromis entre les performances et les dépenses énergétiques dues au chauffage et plus grande stabilité du processus. Dans ce travail, il sera question de digestion mésophile.

II.4.1.2 Le temps de séjour hydraulique

En ce qui concerne le temps de séjour hydraulique (TSH), il doit être suffisamment long pour éviter le lessivage des micro-organismes épurateurs. Ainsi, il est nécessaire que le temps de séjour hydraulique soit supérieur au temps de génération de nouveaux micro-organismes, en particulier des méthanogènes (micro-organismes les plus lents).

En culture libre, le TSH est équivalent au temps de rétention des micro-organismes, et peut être fixé entre 10 et 60 jours : en général il est fixé à 25 - 35 jours (Bitton, 1994).

En système à biomasse fixée, le temps de séjour hydraulique est dissocié du temps de rétention et peut être diminué (1 à 10 jours).

II.4.1. 3 Le pH

Il est indispensable de maintenir le pH dans la gamme de la neutralité (6,7 - 7,4), l'optimum étant autour de 7,0 - 7,2 unités pH. Afin de maintenir le réacteur au pH optimal, celui-ci est régulé par l'ajout de soude ou de bicarbonate de sodium. Le pH est essentiellement lié à la présence d'acides gras volatils. Lors du bon fonctionnement du digesteur, le pH est tamponné par la présence des bicarbonates produits par les méthanogènes (Bitton, 1994). Lors d'un stress, ce pouvoir tampon peut diminuer.

II.4.1.4 La nature des boues à digérer

La nature des boues est à prendre en compte, notamment le type de boues. A l'inverse des boues primaires (substrat très réactif et fermentescible), les boues secondaires sont beaucoup plus difficiles à digérer (Lehne et al., 2001, Lafitte-Trouqué et Forster, 2002, Trably, 2002). En effet, ces boues sont déjà en partie stabilisées, d'autant plus si le temps de séjour dans le bassin d'aération est élevé.

II.4.1.5 La présence de toxiques et d'inhibiteurs

La présence d'oxygène, d'ammoniaque, d'AGV, d'acides gras longues chaînes, de métaux lourds, de composés chlorés, d'hydrogène...peut inhiber la digestion anaérobie et plus particulièrement la méthanogénèse (Bitton, 1994). Dans cette partie, seules les inhibitions dues aux AGV, à l'hydrogène et à l'ammoniac seront présentées.

La digestion anaérobie est inhibée par la présence d'AGV en trop grande quantité, le composé le plus toxique étant l'acide propionique. En effet, lorsque la concentration en AGV devient supérieure à 2 - 3 g.L-1, le pH diminue et la phase de méthanisation est inhibée. Ceci peut être provoqué par une surcharge organique. Ainsi, les performances du digesteur dépendent de l'équilibre entre la synthèse et la dégradation des AGV.

L'étape d'acétogénèse est, elle, inhibée par la présence d'hydrogène. Les réactions d'acétogénèse ne sont thermodynamiquement réalisables que pour des pressions partielles en hydrogène très faibles : 10 - 20 Pa (Degrémont, 1989). Ces réactions nécessitent donc la présence de micro-organismes accepteurs d'hydrogène : les méthanogènes. Ceux-ci, en consommant l'hydrogène généré, permettent de garder une pression partielle en hydrogène très faible.

La présence d'ammoniac (NH3 libre) est toxique pour les méthanogènes, à partir d'un certain seuil. Cette toxicité est dépendante du pH. En effet, la présence de NH3 libre est favorisée par les pH alcalins : à pH neutre, l'azote est peu toxique. Le seuil de toxicité est situé entre 1,5 et 3 g N.L-1 (Bitton, 1994).

II.4.1.6 L'agitation

Le système d'agitation doit être suffisamment performant pour assurer le contact entre la biomasse épuratrice et le substrat, pour maintenir une température homogène et pour libérer le biogaz formé.

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.

II.5 La biochimie de la méthanogènese

Le méthane est produit en conditions strictement anaérobies par des archaebactéries à l'exclusion de toute autre catégorie d'organismes. C'est le stade ultime d'une chaine de transformations des matières organiques, commencées en présence d'oxygène, poursuivie en anaérobiose plus ou moins complète par les fermentations, la dénitrification ou d'autres respirations anaérobies, et par l'acétogenèse.

Les compétiteurs naturels des méthanogènes sont les bactéries sulfatoreductrices, car leur activité détourné l'hydrogène et tend à freiner l'apparition du méthane la ou le sulfate est abondant (notamment en milieu marin). En outre le sulfure dégage inhibe le développement des méthanogènes.

L'énergie de la méthanogènese est directement couplée à un transport de protons ou d'ions sodium vers l'extérieur, c'est-a-dire à l'établissement d'un potentiel membranaire. Elle s'apparente donc a une respiration. Comme l'énergie récupérée est relativement faible, les méthanogènes sont contraints de transformer une grande quantité de source carbonée et tendent à s'associer avec d'autres espèces microbiennes complémentaires par leur l'activité.

La formation du méthane obéit à une mécanique particulière fondée sur l'emploi de coenzymes inédits. Les génomes de Methanococcusjannaschii et Methanobacteriumthermoaceticumont été entièrement séquences et apportent une mine de données pour répertorier et comparer tous les éléments de la biochimie très particulière de ces organismes.

II.6.1 Les principales voies de la méthanogènese

La méthanogénèse microbienne est une forme de respiration anaérobie (R. K. Thauer), l' oxygène étant un inhibiteur de croissance chez les méthanogènes. Dans la respiration aérobie, O₂ est l'accepteur final d' électrons et il se forme de l' eau; dans le cas des méthanogènes, l'accepteur final d'électrons est le carbone de petites molécules organiques. On peut diviser les organismes méthanogènes en trois classes en fonction de leur substrat: les hydrogènotrophes, les méthylotrophes et les acétotrophes (Yuchen Liu et William B. Whiteman) voire tableau IV.

Tableau IV : Tableau récapitulatif des organismes méthanogènes en fonction de leur substrat (Yuchen Liu et William B. Whiteman).

Réactions globales pour la méthanogenèse	ÄG⁰'[kJ/mol CH₄]	Organismme
	Hydrogénotrophe
CO₂ + 4 H₂ ? CH₄ + 2 H₂O	-135	la plupart des méthanogènes
4 HCOOH ? CH₄ + 3 CO₂ + 2 H₂O	-130	beaucoup de méthanogènes hydrogénothrophes
CO₂ + 4 isopropanol ? CH₄ + 4 acétone + 2 H₂O	-37	Quelquesméthanogènes hydrogénothrophes
4 CO + 2 H₂O ? CH₄ + 3 CO₂	-196	Methanothermobacterund Methanosarcina
	Méthylotrophe
4 CH₃OH ? 3 CH₄ + CO₂ + 2 H₂O	-105	Methanosarcina et autres méthanogènes méthylothrophes
CH₃OH + H₂ ? CH₄ + H₂O	-113	Methanomicrococcusblatticolaet Methanosphaera
2 (CH₃)₂S + 2 H₂O ? 3 CH₄ + CO₂ + 2 H₂S	-49	Quelques méthanogènes méthylothrophes
4 CH₃NH₂ + 2 H₂O ? 3 CH₄ + CO₂ + 4 NH₃	-75	Quelques méthanogènes méthylothrophes
2 (CH₃)₂NH + 2 H₂O ? 3 CH₄ + CO₂ + 2 NH₃	-73	Quelques méthanogènes méthylothrophes
4 (CH₃)₃N + 6 H₂O ? 9 CH₄ + 3 CO₂ + 4 NH₃	-74	Quelques méthanogènes méthylothrophes
4 CH₃NH₃Cl + 2 H₂O ? 3 CH₄ + CO₂ + 4 NH₄Cl	-74	Quelques méthanogènes méthylothrophes
	Acétotrophe
CH₃COOH ? CH₄ + CO₂	-33	Methanosarcina et Methanosaeta

II.5.1.1 Réduction de l'acide acétique

La méthanogènese n'existe que chez les archaebactéries et correspond a un processus générateur d'énergie qui s'empare des produits abondants engendres par d'autres organismes. L'acide acétique des fermentations ou des acétogènes est l'un d'eux. La méthanogènese dite acétoclastique utilise l'acide acétique selon un bilan très simple :

Il correspond à une part importante du méthane produit dans la nature en recyclant cet acide acétique qui sans cela s'accumulerait en abondance en milieu anaérobie.

Cette voie de synthèse fait intervenir successivement plusieurs enzymes, coenzymes et cofacteurs en quatre étapes majeures (voire figure 04).

· Un group acétyl est transféré sur la coenzyme A (CoA-SH) à partir d'une molécule d'acétate pour former l'acétyl-coenzyme A (CoA-S-CO-CH₃). Ceci peut se faire de deux manières (J. Lengeler, G. Drews et H. Schlegel).

· L' acétyl-coenzyme A synthase transfère un groupe méthyle de l'acétylcoenzyme A sur la tétrahydrométhanoptérine pour donner la méthyl-THM (N5-methyl-THM) en libérant un monoxyde de carbone qui est oxydé en dioxyde de carbone.

· La méthyl-coenzyme M réagit enfin avec la coenzyme B (CoB-S-H) pour donner un hétérodisulfure (CoB-S-S-CoM) en libérant le méthane sous l'action de la méthyl-coenzyme M réductase.Le composé disulfure est ensuite réduit à l'aide de la coenzyme F420 pour régénérer les deux thiols.

Figure n° 05: Les étapes de la réduction de l'acide acétique durant la la méthanogènes acétoclastique (Yuchen Liu et William B. Whiteman).

II.5.1.2 Réduction du dioxyde de carbone

La réduction d'une molécule de dioxyde de carbone en méthane s'écrit de manière globale:

Cette voie de synthèse fait intervenir successivement plusieurs enzymes, coenzymes et cofacteurs en sept étapes majeures en utilisant le dihydrogène comme donneur d'électrons principal. La plupart des méthanogènes hydrogènotrophes peuvent aussi utiliser le formate come donneur d'électron (Yuchen Liu et William B. Whiteman).

· Le groupe formyle se condense alors au sein de la molécule pour donner la méthényl-THM⁺ (N5,N¹⁰-methenyl-THM).

· La méthényl-THM⁺ est ensuite réduite en méthylène-THMPT (N5,N¹⁰-methylen-THM) (M. Korbas, S. Vogt,et ,al) par une méthylènetétrahydrométhanoptérine déshydrogénase avec la coenzyme F420 comme source d'électrons:

Figure n°06 : shéma de la méthanogénese de dioxyde de carbone chez les archaea (Yuchen Liu et William B. Whiteman).

Le composé disulfure est ensuite réduit à l'aide de la coenzyme F420 pour régénérer les deux thiols.

III Matériel et méthodes

Notre stage a été réalisé au sein du laboratoire de biochimie appliquée situé au niveau de l'université M'HAMED BOUGARA de Boumerdes (UMBB) et du laboratoire de l'environnement situé au niveau du Centre de Recherche et de Développement de Sonatrach (CRD) de Boumerdes. Il a pour objectif l'étude de la fermentation méthanique de bouées activées de la station d'épuration de Boumerdes.

III.1 Matériel

III.1.1 Matériel et équipements

III.1.2 Matériel biologique

a. Boues activées : Les échantillons de boues sont obtenus de la station d'épuration de Boumerdès (ONA) et ils sont prélevés du stade d'épaississement de la boue activée.

b. Bouse de vache : elle est utilisée à l'état frais pour l'ensemencement des boues parce qu'elle est riche en bactéries de la dégradation anaérobie.

III.2 Méthodes

1- Caractérisation biochimique de boue activée de la station d'épuration de Boumerdes

2-étude de l'effet de la concentration de la matière sèche sur la quantité / qualité de biogaz produit Notre démarche expérimentale est résumée à travers le diagramme comme suit (figure n°07) :

Figure n°07: Représentation schématique des étapes de l'étude réalisée.

III. 2.1 Mesure de la Matière Sèche des boues

On pèse le creuset en céramique vide et on note P_V(g). Puis, on introduit une quantité de boue épaissie et on pèse le creuset remplie de la boue et noté Pr (g). Ensuite, On sèche le creuset rempli à 105°C pendant 24 heures. Après le séchage, on fait sortir le creuset de l'étuve et le mettre dans un dessiccateur. Enfin, on pèse le creuset et on note le Ps(g).

III.2.2 Caractérisation de la matière première sèche

III.2.2.1 Dosage de carbone organique total

Le carbone organique total dans les solides peut être déterminé par titrage. Pour ce faire, une solution de bichromate de potassium est ajoutée à un échantillon en présence d'acide sulfurique. Après la réaction, le dosage de la quantité de bichromate qui n'a pas réagi avec l'échantillon permet d'établir la concentration de carbone organique total.

Nous avons employé le dosage par titrage selon le protocole établi par le Centre d'expertise en analyse environnementale du Québec, 2011 dont le code MA .405 .C 1.1.

III.2.2.2 Dosage de l'azote total

Afin de déterminer la teneur en azote total de nos échantillons, nous avons opté la méthode " Kjeldahl" du nom de son auteur qui date de 1883. Elle est basé sur une minéralisation de I'azote organique en ammonium par I'acide sulfurique concentre (H2SO4). L'addition d'un catalyseur métallique, le sulfate de cuivre, accélère la réaction. L'ammonium est ensuite doser par distillation en milieu alcalin suivi d'une titration acide-base. Cette méthode donne la somme de I `azote organique et ammoniacal, elle ne prend pas en compte les formes nitriques. Centre d'expertise en analyse environnementale du Québec, 2011 MA. 300 - NTPT 2.0)

III.2.2.3 Dosage de phosphore total

Le dosage de phosphore total a été effectué par une méthode basée sur la méthode 4500-P B intitulée « Sample Preparation, Persulfate Digestion Method » du Standard Method for the Examination of water and Wastewater (Andrew et al, 2005), sont principe est la complexation de molybdate d'ammonium, avec les orthophosphates qui donne un complexe phosphomolybdique qui, réduit par l'acide ascorbique, et développe une coloration bleue susceptible d'un dosage spectrométrique. Certaines formes organiques pouvant être hydrolysées au cours de l'établissement de la coloration et donner des orthophosphates, le développement de la coloration est accélérée par l'utilisation d'un catalyseur, le tartrate double d'antimoine et de potassium.

III.2.2.4 Dosage de métaux lourds

Les métaux lourds sont les éléments les plus nocifs dans les eaux résiduaires, notamment dans les boues où ils sont accumulés pendant les différentes phases de l'épuration. Leur origine est avant tout industrielle mais aussi diffuse (corrosion des tuyauteries). Les métaux les plus fréquemment retrouvés dans les eaux résiduaires sont, l'aluminium, le cuivre, le cadmium, le zinc, le chrome, le plomb, le mercure, et le nickel.

Les méthodes de dosage utilisées est celle de American Society for Testing and Materials (ASTM) : Méthode D1193-77Standard Specification for Reagent Water, Version 1977.

La concentration en métaux lourds dans la solution de minéralisation peut être déterminée par des méthodes colorimétriques, en adaptant une courbe de standard pour chaque élément recherché.

III.2.3 Etude de la fermentation méthanique

III.2.3.1 Préparation de l'inoculum

L'inoculum primaire a été préparé à partir de 10 litres de boues qui sont mélangées avec une quantité de 1,5 Kg de bouses de vache frais. Ce dernier est incubé dans le bioréacteur anaérobie (bioréacteur labfors 3, 2006 : voire figure n°08) comme un digesteur batch sous les conditions suivantes : la température est maintenu constante de 60 °C avec une agitation de 15 à 50 tours par minute.

L'installation du gazomètre est mise en évidence par le rejet de l'eau contenu dans une bouteille de 5 litres appliquée par la pression de biogaz émis.

NB : -Cette étape est nécessaire non seulement pour l'enrichissement en biomasse mais aussi pour l'adaptation des microorganismes au milieu et aux conditions de culture.

-Le bioréacteur est maintenu à l'obscurité totale par le papier aluminium et le plastique noir.

-Au cours de la fermentation anaérobie on a suivi la variation de pH qui représente un bon indicateur du bon déroulement de processus.

III.2.3.2 Effet de la concentration de la matière sèche sur la quantité / qualité de biogaz produit

On utilise l'inoculum primaire pour ensemencer un nouvel échantillon de boue activée sachant que les fractions de mélange seront : 1/3 inoculum primaire + 2/3 boues activées (alimentation).

À partir de ce mélange, nous avons lancé six expériences de digestion anaérobie avec des taux de dilution différentes (voir tableau V). On a choisi de réaliser des fermentations à taux de matière solide basse pour éviter toute intervention des inhibiteurs telle que les AGV et les métaux lourds, car si le taux de matière solide dépasse le taux maximal, le système peut s'arrêter due à l'accumulation des inhibiteurs (Rise-AT, 1998).

La culture se fait dans des boîtes cylindriques noires d'un volume total de 1.1L attaché à des gazomètres de 500ml chacun appart, la température est maintenue constante de 60°c (l'incubation se fait dans un bain-marie).

III.3 Analyse de pH

Le potentiel d'hydrogène est mesurée chaque deux jours en utilisant pH mètre.

On plonge l'électrode dans la solution à analyser mettant en service le PH mètre suivant la procédure constructrice. Puis, on lit le PH et la température des stabilités de celle-ci et on rince bien l'électrode après chaque usage et on conserve l'électrode toujours dans de l'eau déminéralisée.

III.4 L'analyse de biogaz

III.4.1 Mesure de quantité de biogaz émis

Le volume du biogaz émis est mesuré à partir de volume de l'eau sorti du gazomètre par l'effet de poussée exercer par le biogaz émis c.à.d. il égale directement au volume de l'eau déborder.

III.4.2 analyse de qualité du biogaz

Le biogaz émis est piégé dans les gazomètres (bouteilles de 500 ml).Échantillons de biogaz ont été recueillies au moyen d'un prélèvement de gaz injecteur et un échantillon de 1 ml a été utilisé pour chaque essai. La composition du biogaz (CH4 + CO2) a été déterminée en utilisant un chromatographe en phase gazeuse (GC HP 5890 série II voir figure n°16 située dans l'annexe) équipé d'un détecteur de conductivité thermique (GC-TCD) et colonne en acier inoxydable qui était de 2 m de long avec un 5 mm OD et 2 mm de diamètre et contenue Porapak Q 100. Le gaz vecteur était de N₂, et l'analyse a été effectuée à un débit de gaz porteur de 30 ml / min avec l'injecteur, la colonne, températures du détecteur et à 120, 70 et 120°c, respectivement. La qualité a été contrôlée de gaz de 2 fois par semaine.

L'analyse débute à l'instant où on introduit une très petite quantité de l'échantillon, sous forme liquide ou gazeuse, dans l'injecteur, qui a la double fonction de le porter à l'état de vapeur et de l'amener dans le flux gazeux en tête de la colonne. Celle-ci se présente comme un tube de faible section enroulé sur lui-même, de 1 à plus de 100 m de longueur suivant les cas et contenant la phase stationnaire. Cette colonne est placée dans une enceinte à température régulée. Elle peut servir à des milliers d'injections successives. La phase gazeuse qui a traversé la colonne passe dans un détecteur avant de sortir à l'air libre. (Francis Rouessac,

IV Résultats et discussions

IV .1 Mesure de la Matière Sèche des boues

La siccité des boues épaissies ne dépasse pas usuellement 7 % en moyenne et se situe plutôt vers 5 à 6 %. Généralement, les boues épaissies gravitairement ne sont pas conditionnées et leur siccité plafonne à 3 ou 3,5 % ( ADEME, 2010). La teneur en matière sèche des boues épaissies de notre échantillon est de 3.58% #177; 0.02 donc la boue activée est bien épissée.

IV.2 Caractérisation de la matière première sèche

Le digestat représente le milieu dans lequel doivent vivre et travailler les bactéries qui mènent à la production de biogaz. Ce milieu est donc l'endroit le plus intéressant et le plus riche en informations sur le déroulement des fermentations.

En effet, par une simple analyse du digestat on peut détecter tout dysfonctionnement et par déduction les causes et les remèdes de ceux-ci. On peut également détecter bien avant le plantage d'un fermenteur ce qui ne tourne pas rond et rectifier l'équilibre des composants afin de ne pas subir les conséquences désagréables.

Les échantillons	% de La matière sèche	Taux de matière sèche en g/l	DCO (mg/l)	N T (mg/l)	PT (mg/l)
1	1.19%	11.9	719.95	34.272	100.912
2	1.79%	17.9	1082.95	51.552	151.792
3	2.38%	23.8	1439.9	68.544	201.824
4	2.68%	26.8	1621.4	77.184	227.264
5	3.58%	35.8	2165.9	103.104	303.584
6	5.56%	55.6	3363.8	160.128	471.488

D'après les résultats portés par le tableau en remarque comparativement aux résultats de DERBAL, 2011 la DCO des boues de la station de traitement des eaux usées et des déchets de Treviso en Italie seul est de l'ordre de 744.79 (mg/l), nos valeurs sont plus élevées surtout si on compare par rapport à l'échantillon non dilué la DCO est de 2165.9 (mg /l) sauf pour le premier essai. Pour NT les digestats 1 et2 ont des teneurs comparables aux résultats de même auteur (DERBAL, 2011) qui est de 40 (mg/L) par contre les autres ces valeurs s'avère plus élevée.

Enfin le dosage de PT reflète au contraire des autres éléments 709.32 (mg/g) que les digestats 1 à 6 en des teneurs trop faibles par rapport aux boues de la station de traitement des eaux usées et des déchets de Treviso en Italie (DERBAL, 2011).

IV. 3 Les métaux lourds

Le tableau VII montre les teneurs en métaux analysés, les concentrations des Cr, Hg, Cd Ni et Cu très faible comparativement aux normes de rejet mené par M. Di Benedetto ,1997 à l'exception de Zn et Pb ce qui affirme qu'il n'y a pas une intervention ou déstabilisation du système de la digestion anaérobie à ces concentrations.

IV.4 Effet de la concentration de la matière sèche sur la quantité / qualité de biogaz produit

IV4.1 Variation de pH au cours de la fermentation

Vu la simplicité de l'analyse et le faible coût, nous avons réalisé cette analyse chaque deux jours. Sachant qu'une faible variation de pH peut avoir de lourdes conséquences sur le taux de H2S libéré dans le biogaz, toutes autres choses restant constantes. Un pH élevé peut indiquer la forte présence de NH3 dans le digesteur. Ceci est un indicateur qu'il est temps de réaliser une analyse de l'azote ammoniacal et éventuellement une correction de la composition protéique de digestat. Un pH bas indiquera presque toujours une alimentation trop riche en glucides hautement fermentescibles et un manque de cellulose dans le digestat (Moletta, R, 2008).

Les mesures de variations de pH ont permis de vérifier le bon fonctionnement de processus. Le pH varie entre 6.64 et 7.98, ces valeurs sont proches de la neutralité ce qui signifie que le pH est adéquat pour une production optimum de biogaz (Berger, S et al, 2008) mais on peut distinguer en premier temps (jusqu'a 4^ème jours) une légère acidification qui reflète l'étape de l'hydrolyse (Moletta, R.2008) pour toutes les concentrations étudiées (voire figure n°09). Comparativement aux autres travaux cet intervalle est plus étroit que celui de (Nosrati, T. Amani, and T.R. Sreekrishnan.2011) qui est entre 6.1 et 8.4, et de 5.5 à 8.5 selon (RISE-AT, 1998).

On remarque que le pH optimal de la digestion anaérobie se situe autour de la neutralité. Il est le résultat du pH optimal de chaque population bactérienne : celui des bactéries acidifiantes se situe aux tours de 6.64. Les acétogènes préfèrent un pH proche de la neutralité ce qui provoque la résistance du système par une augmentation de pH (voire figure n°09) tandis que les méthanogènes ont une activité maximale dans une gamme de pH comprise entre 6.64 et 7.32. Toutefois, la méthanisation peut se produire dans des milieux légèrement acides ou alcalins. (Moletta, R. 2008).

IV.4.2 Quantité de biogaz émis

Selon les représentations graphiques de production cumulée de biogaz (voir figure n° 10) on remarque l'allure de ces courbes ressemble bien à la cinétique enzymatique ou encore bien dite au modèle de croissance de Monod sachant qu'on a maintenu le rapport X/S constant, cette production est proportionnelle à la concentration de la matière sèche, plus la concentration massique en MS est importante plus la production est importante.

On remarque qu'au cours de cette dégradation la cinétique commence au plan enzymatique directement par la phase stationnaire ou la vitesse est constante sauf la plus faible concentration en MS où elle commence par une phase préstationnaire qui est de 4 jours. Pour cela on a cherché à trouver la linéarisation de cette cinétique (voire figure n°11).

Pour déterminer les paramètres cinétiques V_m et K_MSon trace la représentation de lineweaver et Burk (Voire figure n°12) .On trouve que V_m= 500 Cm3/L^/Jour et K_MS=80g/l, sachant que pour avoir la V_m il faut que : 10 K_MS< [MS] <100 K_MS.

IV.4.3 taux de la reduction de la DCO et Temps de séjour

L'analyse de l'ensemble des résultats obtenus (figure n°10) montre clairement que le temps de séjour varie proportionnellement avec la concentration de la matière sèche, le tableau ci-dessous regroupe l'ensemble de temps de séjour pour les essais réalisés.

Ces résultats s'avèrent plus importants que celle de (O'Rourke ,1969) qui a été 20 jours, et comparable à ceux de (Nosrati, T. Amani, and T.R. Sreekrishnan, 2011) qui a été de 11 à 14 jours. Ainsi, 20 jours de temps de séjour selon l'étude de (DERBAL ,2011).

Le taux de réduction de la DCO est important pour l'ensemble d'essais réalisés, surtout si on compare aux résultats de Nosrati, et al 2011 dont le taux de réduction au tour de 55%.

IV.4.4 Qualité de biogaz

La figure n°13 présente la variation de pourcentage de deux principaux gaz composant le biogaz le CH₄ et le CO₂. On constate à partir de ces données que l'augmentation de la concentration en méthane dans le biogaz indique l'efficacité de la méthanisation ainsi une stabilité dans le fonctionnement de processus, le pourcentage de ce dernier atteint un taux qui dépasse le 75% pour l'ensemble de digestats dont la valeur maximale est 89.59% de CH₄ pour l'essai n° 5.

Cette qualité (80 jusqu'à 89.59% de CH₄) de biogaz émit par tous les réacteurs est considérée plus importante proportionnellement aux travaux de (Nosrati, T. Amani, and T.R. Sreekrishnan, 2011) 80% de CH₄, et (DERBAL ,2011) 80% de CH₄.

Figure n° 13: Variation de composition de biogaz au cours de la fermentation (6/5/4).

Figure n° 13: Variation de composition de biogaz au cours de la fermentation (3/2/1).

Pour voir si l'y a une corrélation positive entre la cinétique de production de biogaz et celle de l'évolution de la qualité (%CH₄), on a calculé le volume de CH₄ émit à partir de nos données, la figure n°14 représente le taux de production cumulée de CH₄ au cours de la fermentation.

L'analyse de l'ensemble de résultats indique et prouve qu'il y a une corrélation positive entre la quantité de biogaz émis et la qualité de ce dernier, en plus les deux cinétiques se ressemblent (figures n°10 et n°14).

Numéro des fioles	T	1	2	3	4	5
Solution étalon de phosphore a 1mg/l (ml)	0	1	5	10	15	20
Eau déionisée (ml)	20	19	15	10	5	0
Correspondance en milligramme de phosphore	0	0.001	0.005	0.010	0.015	0.020

American Society for Testing and Materials (ASTM): Méthode D1193-77 Standard Specification for Reagent Water, Version 1977.

La présente méthode en est une de digestion aux micro-ondes servant à préparer des échantillons, destinés à une analyse par spectroscopie d'absorption atomique (AAS). On fait macérer de la boue séchée qu'on place ensuite dans un récipient de digestion aux micro-ondes. La boue est ensuite traitée avec un mélange d'acide chlorhydrique, d'acide nitrique et de peroxyde d'hydrogène. Le récipient est scellé et placé dans l'appareil de digestion aux micro-ondes qui assurera la dissolution du produit. Une fois la digestion terminée, le récipient est retiré de l'appareil de digestion, ramené à la température ambiante et son contenu est transvasé dans une fiole jaugée qui est ensuite remplie au trait avec de l'eau distillée.

On dose le Ni, le Pb, le Cd, le Cr, le Hg, et le Cu présents dans des portions du produit de digestion par spectroscopie d'absorption atomique en four de graphite. La méthode utilise des tubes de séparation à revêtement pyrolytique : leur résistance supérieure aux acides augmente leur durée de vie ainsi que la sensibilité à l'analyte. Le dosage s'effectue par interpolation sur les courbes d'étalonnage pertinentes, préparées à partir de solutions aqueuses étalons de métaux, de même concentration acide que les échantillons, afin de minimiser l'effet de matrice. Dans le cas de certains métaux il faut employer un modificateur de matrice pour empêcher la perte d'analyte durant l'analyse.

1. Peser exactement 1 g (#177; 0,1 g) de boue séchée et broyé dans l'assiette du récipient de digestion ACV.

2. Ajouter 8 mL de HCl concentré et agiter doucement; s'assurer que tout la matière séché est recouvert d'acide.

3. Ajouter en agitant 3 mL de HNO3 concentré et laisser reposer le tout jusqu'à disparition de l'action moussante et des vapeurs brun orangé (qui indiquent la formation de NOx).

5. Ajouter 2 mL de peroxyde d'hydrogène, en prenant soin d'éviter toute effervescence excessive.

6. Laisser reposer les échantillons jusqu'à disparition de l'effervescence (environ 30 minutes).

9. Installer le récipient à digestion sur le plateau rotatif et le verrouiller en place.

10. Choisir l'échantillon ayant le poids le plus grand (c'est-à-dire l'échantillon le plus réactif) comme récipient de référence pour surveiller la température et la pression et, de ce fait, contrôler le processus de digestion.

11. Charger le plateau rotatif avec les échantillons dans l'appareil de digestion aux micro-ondes et procéder à la digestion, de digestion aux microondes. Une fois l'étape de digestion terminée, retirer le plateau rotatif du four micro-ondes et laisser les échantillons revenir à la température ambiante avant d'ouvrir le dispositif.

13. Examiner le produit de digestion. Si la digestion semble incomplète, ajouter prudemment de 2 à 4 mL supplémentaires de peroxyde d'hydrogène et remettre les récipients au four micro-ondes pour une digestion secondaire.

14. Transvaser le produit de digestion dans une fiole jaugée de 100 mL et remplir au trait avec les eaux (eau de type I) de lavage du récipient à digestion.

15. Le dosage du Hg doit être effectué dans les 24 heures suivant la préparation de l'échantillon. Il doit aussi être effectué avant le transvasement du contenu des fioles, afin de prévenir la contamination par le mercure.

16. Transvaser le contenu de la fiole dans un flacon de stockage de 125 mL en HDPE.

Nota : Les échantillons doivent être conservés sous leur forme la plus concentrée (tant pour l'analyte que pour l'acide) afin d'en assurer la stabilité. Les dilutions manuelles du produit de digestion se feront, au besoin, immédiatement avant l'analyse.

1. Tous les étalons pour l'analyse en four de graphite ou ICP-AES doivent être en solution acide à 10 % (v/v).

Nota : Afin d'assurer la stabilité des étalons, leur dilution doit se faire avec le même acide que celui de la solution mère commerciale.

25 mL de l'étalon primaire de Cr et 100 mL de l'étalon secondaire d'As et de Se dans 100 mL de solution acide. Concentrations: PB, Ni et Cd =

	Limite de rejet mg/l	Echantillonnage	Délai d'analyse	Conservateur	Prétraitement	Technique de terrain
Cadmium	0,2	récipient en polyéthylène ou verre borosilicaté, lavé avec HNO3,puis rincé à l'eau distillée	1 mois après ajout du conservateur Filtration in-situ si dosage de Cd dissous	Acidification HNO3 à pH < 2	Digestion acide:- destructionmat. orga. -dissolution Cd en suspension	Colorimétrie
Chrome	3,0	Comme Cd	filtration immédiate si détermination du Cr total dissous	Comme Cd	Digestion acide pour dissoudre Cr en suspension	Colorimétrie
Aluminium	5.0	récipient en verre ou polyéthylène lavé avec HNO3 puis rincé à l'eau distillée	1 mois après ajout de conservateur Filtration immédiate si nécessité de doser l'Al en solution uniquement	Acidification pH < 2 avec HCl ou HNO3	/	Colorimétrie
Plomb	1.0	Comme Cd	Comme Cd	Comme Cd	Comme Cd	Colorimétrie
Cuivre	2.0	comme Cd avec homogénéisation avant prélèvement nécessaire au dosage	Comme Cd	Comme Cd	Minéralisation avec HCl pour détruire les complexes du cuivre puis ajustement du pH à 5-6	Colorimétrie
Nickel	5.0	Comme Cu	1 mois après ajout du conservateur, filtration immédiate avant	Comme Cd	dissolution ou minéralisation acide pour connaître Ni total	Colorimétrie
Zinc	5.0	Comme Cu	Comme Ni	Comme Cd	minéralisation avec HCl et évaporation à sec ou dissolution avec HCl à chaud et ajustement du pH à 5 avec NaOH	Colorimétrie

Le tableau ci-dessous indique, en fonction de l'élément, la préparation préalable, les limites de rejet, et les méthodes conseillées.

6 jours	Biogaz émis cm3/L	PH
0	0	6,83
1	233	6,72
2	400	6,61
4	765	6,75
5	975	6,90
6	1210	7,04
7	1320	7,06
8	1478	7,07
9	1623	7,08
12	1862	7,32
13	1944	7,46
14	2065	7,6
15	2065	7,49
16	2065	7,38
18	2065	7,43
19	2065	7,48
20	2065	7,52
21	2065	7,56
22	2065	7,54
23	2065	7,52
26	2065	7,65
27	2065	7,74
28	2065	7,82
29	2065	7,9
30	2065	7,98
33	2065	7,98
34	2065	7,98
5 Jours	Biogaz émis cm3/L		PH
0	0		7,04
1	190,909091		6,97
2	347,272727		6,9
4	632,727273		7,11
5	766,563636		7,31
6	865,454545		7,52
7	918,181818		7,44
8	1018,18182		7,35
9	1063,63636		7,27
10	1104,54545		7,41
12	1177,27273		7,42
13	1195,45455		7,43
14	1195,45455		7,51
15	1195,45455		7,51
16	1195,45455		7,52
18	1195,45455		7,52
19	1195,45455		7,52
20	1195,45455		7,55
21	1195,45455		7,63
22	1195,45455		7,71
23	1195,45455		7,74
26	1195,45455		7,75
27	1195,45455		7,76
28	1195,45455		7,81
29	1195,45455		7,86
30	1195,45455		7,86
33	1195,45455		7,86

4 jours	Biogaz émis cm3/L		PH
0	0		7,08
1	143,181818		6,9
2	260,454545		6,72
4	474,545455		6,93
5	574,922727		7,14
6	649,090909		7,42
7	709,090909		7,39
8	763,636364		7,36
9	797,727273		7,34
10	828,409091		7,39
12	882,954545		7,39
13	896,590909		7,47
14	896,590909		7,52
15	896,590909		7,49
16	896,590909		7,46
18	896,590909		7,72
19	896,590909		7,68
20	896,590909		7,66
21	896,590909		7,64
22	896,590909		7,64
23	896,590909		7,63
26	896,590909		7,76
27	896,590909		7,74
28	896,590909		7,72
29	896,590909		7,65
30	896,590909		7,57
33	896,590909		7,83
34	896,590909		7,83
3 jours		Biogaz émis cm3/L		PH
0		0		7,08
1		104,545455		6,86
2		240		6,64
4		455,2		6,87
5		507,2		7,1
6		547,2		7,33
7		572		7,29
8		603,2		7,26
9		619,2		7,22
10		624		7,34
12		635,2		7,46
13		635,2		7,57
14		635,2		7,56
15		635,2		7,55
16		635,2		7,55
18		635,2		7,55
19		635,2		7,66
20		635,2		7,76
21		635,2		7,72
22		635,2		7,68
23		635,2		7,72
26		635,2		7,79
27		635,2		7,85
28		635,2		7,86
29		635,2		7,86
30		635,2		7,93
33		635,2		7,93
34		635,2		7,93

2 jours	Biogaz émis cm3/L		PH
0	0		7,08
1	90,9090909		6,86
2	181,818182		6,64
4	340,909091		6,87
5	380		7,1
6	410		7,33
7	428,181818		7,29
8	451,818182		7,26
9	454,545455		7,22
12	456,363636		7,34
13	456,363636		7,46
14	456,363636		7,57
15	456,363636		7,46
16	456,363636		7,44
18	456,363636		7,42
19	456,363636		7,45
20	456,363636		7,46
21	456,363636		7,47
22	456,363636		7,63
23	456,363636		7,65
26	456,363636		7,68
27	456,363636		7,7
28	456,363636		7,72
29	456,363636		7,76
30	456,363636		7,72
33	456,363636		7,75
34	456,363636		7,74
1 jours		Biogaz émis cm3/L		PH
0		0		7,16
1		0		6,93
2		0		6,69
4		33,6363636		6,76
5		70		6,83
6		147,272727		6,9
7		215,454545		6,99
8		281,818182		7,09
9		320		7,18
12		320		7,11
13		320		7,11
14		320		7,1
15		320		7,19
16		320		7,28
18		320		7,315
19		320		7,35
20		320		7,41
21		320		7,46
22		320		7,44
23		320		7,42
26		320		7,45
27		320		7,46
28		320		7,47
29		320		7,47
30		320		7,47
33		320		7,47
34		320		7,47

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