This document is posted to help you gain knowledge. Please leave a comment to let me know what you think about it! Share it to your friends and learn new things together.
Transcript
GENEVIÈVE AUBRY
ENLÈVEMENT DE L’AZOTE DES EAUX USÉES PAR UN PROCÉDÉ À CULTURE FIXÉE IMMERGÉE
Mémoire présenté
à la Faculté des études supérieures de l'Université Laval
pour l’obtention du grade de maître ès sciences (M.Sc.)
Département de génie civil FACULTÉ DES SCIENCES ET DE GÉNIE
1.1 Division du mémoire ..................................................................................................1 1.2 Mise en contexte .........................................................................................................2 1.3 Formes d’azote dans l’eau usée ..................................................................................2 1.4 Impact de l’azote sur le milieu....................................................................................3 1.5 Enlèvement de l’azote dans les eaux usées.................................................................4 1.6 Cultures en suspension et cultures fixées ...................................................................6 1.7 Enlèvement de l’azote ammoniacal par nitrification ..................................................7 1.8 Enlèvement complet de l’azote par nitrification et dénitrification ...........................10
1.8.1 Réacteurs distincts ........................................................................................10 1.8.2 Nitrification et dénitrification dans un réacteur unique ...............................13
1.8.2.1 Zones aérobies et anoxies ........................................................................ 13 1.8.2.2 Aération intermittente .............................................................................. 15 1.8.2.3 Nitrification et dénitrification simultanées .............................................. 16
1.9 Objectifs de l’étude...................................................................................................18
vi
CHAPITRE 2 ENLÈVEMENT DE L’AZOTE DES EAUX USÉES PAR UN PROCÉDÉ À CULTURE FIXÉE IMMERGÉE .............................................................20
2.1 Résumé......................................................................................................................20 2.2 Introduction...............................................................................................................21 2.3 Matériel et méthodes.................................................................................................24
2.3.1 Description de l’unité pilote..........................................................................24 2.3.2 Affluent à traiter............................................................................................26 2.3.3 Déroulement de l’expérimentation................................................................26
2.3.3.1 Partie I ..................................................................................................... 26 2.3.3.2 Partie II .................................................................................................... 27 2.3.3.3 Tests de cinétique ..................................................................................... 27
2.3.4 Échantillonnages...........................................................................................28 2.3.4.1 Partie I ..................................................................................................... 28 2.3.4.2 Partie II .................................................................................................... 29
2.3.5 Analyses.........................................................................................................29 2.4 Résultats et discussions.............................................................................................30
2.4.1 Partie I : Enlèvement de l’azote en condition aérobie..................................30 2.4.1.1 Résultats obtenus...................................................................................... 30 2.4.1.2 Bilan sur l’azote ....................................................................................... 33
2.4.2 Partie II : Aération intermittente ..................................................................34 2.4.2.1 Cycles testés ............................................................................................. 35 2.4.2.2 Évolution des principaux paramètres pendant un cycle .......................... 38
2.4.3 Cinétiques de nitrification et dénitrification .................................................41 2.5 Conclusion ................................................................................................................46
3.1 Biomasse fixée sur les textiles ..................................................................................48 3.2 Suivi microbiologique...............................................................................................49
3.2.1 Partie I : Enlèvement de l’azote en aérobie..................................................50 3.2.1.1 Jours 1 à 20.............................................................................................. 50 3.2.1.2 Jours 21 à 55............................................................................................ 50 3.2.1.3 Jours 56 à 84 (observation de desquamation) ......................................... 51
3.2.2 Partie II : Aération intermittente ..................................................................52 3.2.2.1 Jours 85 à 139.......................................................................................... 53 3.2.2.2 Jours 140 à 356........................................................................................ 53
3.2.3 Conclusion.....................................................................................................54 3.3 Détermination du temps de rétention hydraulique réel.............................................55
4.1 Résumé de l’étude.....................................................................................................58 4.2 Limites de l’étude .....................................................................................................59
4.2.1 Fonctionnement du montage .........................................................................59 4.2.2 Mesures analytiques......................................................................................59
4.3 Études futures ...........................................................................................................60
ANNEXE A Brochures concernant la BIO-FOSSEMD et le BIOTEX® .........................69
ANNEXE B « Détermination des capacités épuratoires d’un média utilisé pour un procédé à culture fixée immergée »...................................................................................74
ANNEXE C Résultats bruts...............................................................................................95
ANNEXE D Dossier photographique du projet.............................................................131
ANNEXE E Illustrations des principaux micro-organismes observés ........................138
ANNEXE F Résultats des tests au traceur .....................................................................143
LISTE DES TABLEAUX
Tableau 1. Contenu en azote dans les effluents domestiques non traités (adapté de Metcalf
et Eddy, 2003).................................................................................................................2
Tableau 2. Paramètres physico-chimiques des eaux usées de la station d’épuration ...........26
Tableau 3. Cycles testés pendant l’aération intermittente de la BIO-FOSSEMD ..................27
Tableau 4. Efficacité du procédé BIO-FOSSEMD sous aération continue à une charge
hydraulique de 1 m3 m-2 d-1 (moyenne des jours 56 à 58) ............................................32
Tableau 5. Comparaison des taux de nitrification ................................................................44
Tableau 6. Comparaison des taux de dénitrification.............................................................46
Tableau 7. TRH réel et récupération du traceur....................................................................56
Tableau 8. Caractéristiques physico-chimiques de l’effluent de fosse septique...................78
Tableau 9. Charges organiques et hydrauliques étudiées .....................................................80
Tableau 10. Composition du supplément organique ............................................................80
Tableau 11. Influence de la charge appliquée sur la performance du textile*......................90
Tableau 12. Concentrations en azote pour différentes charges organiques et hydrauliques 91
Tableau 13. Dates et jours correspondants d'expérimentation..............................................96
Tableau 14. Caractérisation de l'eau usée brute échantillonnée à la station d'épuration de
Charny, Bernières et St-Nicolas..................................................................................100
Tableau 15. Résultats de l'échantillonnage intensif réalisé sous aération continue de la BIO-
FOSSEMD (jours 56 à 58)............................................................................................102
Tableau 16. NTK, N-NH4+ et N-NOx
- sous aération continue de la BIO-FOSSEMD .........103
Tableau 17. DCO sous aération continue de la BIO-FOSSEMD .........................................104
Tableau 18. MeS et MVeS sous aération continue de la BIO-FOSSEMD...........................105
Tableau 19. Alcalinité, pH et o-PO4-3 sous aération continue de la BIO-FOSSEMD ..........106
ix
Tableau 20. DCO, N-NH4+
et N-NO sous aération intermittente de la BIO-FOSSE3- MD..108
Tableau 21. Alcalinité, pH et o-PO sous aération intermittente de la BIO-FOSSE4-3 MD ...112
Tableau 22. Cycle 18 aéré et 6h non aéré au jour 192........................................................113
Tableau 23. Cycle 18 aéré et 6h non aéré au jour 301........................................................115
Tableau 24. Cycle 18h aéré et 6h non aéré au jour 310......................................................118
Tableau 25. Cycle 18h aéré et 6h non aéré au jour 317......................................................120
Tableau 26. Cycle 14h aéré et 10h non aéré au jour 359....................................................123
Tableau 27. N-NO lors du test de cinétique des jours 134 et 1353- ....................................125
Tableau 28. N-NH et DCO lors du test de cinétique des jours 134 et 1354+ ......................126
Tableau 29. pH, oxygène dissous et température lors du test de cinétique (jours 134 et 135)
La dénitrification est complémentaire à la nitrification de par sa production d’alcalinité. En
effet, 3,57 g CaCO3/g N-NO3- réduit sont produits ; on retrouve donc près de la moitié de
l’alcalinité détruite par la nitrification. Par contre, la dénitrification est aussi contradictoire
avec la nitrification, car elle doit avoir lieu dans un environnement anoxie. De plus, elle
requiert une source de carbone, alors que la nitrification peut être inhibée si la charge
organique est trop grande.
1.6 Cultures en suspension et cultures fixées Plusieurs procédés permettent d’enlever biologiquement l’azote. Les procédés à milieu en
suspension, en particulier les boues activées et les réacteurs biologiques séquentiels,
peuvent facilement s’adapter pour faire la nitrification et la dénitrification. De tels
procédés, couramment employés pour les grandes municipalités, présentent par contre une
augmentation importante du coût d’investissement par habitant quand la population
s’abaisse à quelques centaines d’habitants (Boutin et al., 1998). Au Québec, bien que le
pourcentage de la population raccordée à un réseau d'égouts municipal qui voit ses eaux
traitées soit de 99 % (MENV et ISQ, 2002), plusieurs villages ne sont toujours pas munis
de station d’épuration.
7
Les procédés à milieu fixe, quant à eux, s’adaptent bien aux contraintes des petites
communautés : peu de budget, d’espace et de main-d’œuvre. À titre d’exemple, les lits
bactériens et les disques biologiques rotatifs (DBR) sont souvent utilisés pour traiter les
effluents de petites localités (Boutin et al., 1998). Ces procédés sont généralement
compacts, facilement applicables pour de faibles débits et nécessitent souvent moins
d’entretien que les procédés à milieu en suspension. La biomasse fixée sur le support
bactérien prévient le lessivage et permet d’atteindre des temps de rétention des solides
élevés tout en opérant à des temps de rétention hydrauliques relativement rapides. Ainsi, les
cultures fixées sont particulièrement utiles lorsque des temps élevés de rétention de
biomasse sont requis, ce qui est le cas des bactéries nitrifiantes dont le taux de croissance
est lent par rapport à celui aux bactéries hétérotrophes, surtout à température froide. En
outre, ces procédés ne dépendent pas de la performance d’un clarificateur secondaire pour
maintenir la culture du réacteur. De plus, ils sont habituellement stables, même dans le cas
de chocs de charge. Ils assureraient également une meilleure protection contre les agents
toxiques.
1.7 Enlèvement de l’azote ammoniacal par nitrification Les procédés à culture fixée sont facilement intégrables à un traitement déjà existant, mais
ils peuvent aussi constituer un tout en soi. D’ailleurs, les lits bactériens et les DBR peuvent
être utilisés pour le traitement secondaire, la nitrification tertiaire ou la combinaison de
l’enlèvement de la DBO et de la nitrification. Rittmann et McCarty (2001) rapportent que
des procédés à biofilm nitrifiant ont été utilisés avec succès à des charges appliquées de
0,5 à 0,8 g d’azote total Kjeldhal (NTK) m-2 d-1 et < 4,4 kg DBOL m-2 d-1 pour les lits
bactériens et de 0,2 à 0,6 g NTK m-2 d-1 et < 6 g DBOL m-2 d-1 pour les DBR. Metcalf et
Eddy (2003) mentionnent pour leur part que les charges typiquement appliquées à des DBR
pour la combinaison de l’enlèvement de la DBO et de la nitrification sont de
0,75 à 1,5 g N-NH3 m-2 d-1 et 5 à 16 g DBO m-2 d-1.
En réalisant des essais sur un DBR alimenté avec de l’eau usée domestique synthétique,
Figueroa et Silverstein (1992) ont trouvé que la DBO particulaire inhibait la nitrification
autant que la DBO soluble. Ils suggèrent donc d’utiliser un affluent contenant moins de
8
20 mg DBO/L (à une charge hydraulique de 98 L m-2 d-1), concentration sous laquelle ils
ont observé une bonne nitrification. Ils ont en effet obtenu des concentrations à l’effluent de
6 mg N-NH4+/L et 20 mg N-NO3
-/L avec une concentration de 28 mg N-NH4+/L à
l’affluent. Tawfik et al. (2002) ont quant à eux étudié la performance d’un DBR assurant le
post-traitement de l’effluent domestique d’un UASB (« upflow anaerobic sludge blanket »).
Ce disque biologique comptait deux étapes : la première visait l’enlèvement de la matière
organique et la deuxième l’enlèvement de l’azote ammoniacal. Ils ont trouvé 92% de
nitrification pour l’ensemble des deux étapes, à des charges de 6,4 g DCO m-2 d-1 et
1,1 g N-NH4+ m-2 d-1. À l’instar de Figueroa et Silverstein (1992), ils ont aussi remarqué
que le taux de nitrification augmentait quand la charge organique diminuait. Ils suggèrent
donc d’opérer avec une charge inférieure ou égale à 2,54 g DCO m-2 d-1 pour la nitrification
tertiaire.
De leur côté, Payraudeau et al. (2000) ont étudié la nitrification tertiaire dans un biofiltre de
marque Biostyr (lit filtrant flottant fait de média de polystyrène expansé), opéré à courant
ascendant et précédé d’un réacteur de type boues activées. L’étude a été basée sur
l’opération de trois prototypes industriels et s’est étalée sur quatre ans. Des concentrations
de moins de 2 mg N-NH4+/L ont été mesurées 89% du temps, correspondant à une
nitrification de 86%. Les concentrations moyennes à l’affluent étaient de
22,6 mg N-NH4+/L et 77 mg DCO/L. Canler et al. (2002) ont aussi étudié la nitrification à
l’aide du système de biofiltration Biostyr, comptant cette fois-ci une étape de prétraitement
(dégrilleurs et dessableur-deshuileur), de même qu’un traitement primaire de type physico-
chimique constitué de deux décanteurs lamellaires. Sur un biofiltre bien ensemencé et à une
température de 8°C dans le réacteur biologique (6,5°C à l’entrée de la station), les
performances maximales mesurées ont été de 0,55 à 0,59 kg N-NO3- formé m-3matériau d-1.
Selon les auteurs, ces valeurs sont élevées et ont été obtenues avec un résiduel relativement
important en azote ammoniacal des eaux de sortie (NTK = 12 mg/L, ce qui était le niveau
de rejet demandé), une faible charge volumique appliquée en DCO dissoute de
2,6 kg m-3 matériau d-1 (soit 3,8 kg DCO totale m-3 matériau d-1) et en l’absence de facteurs
limitants (oxygène, pH). Gilmore et al. (1999) ont également travaillé sur la nitrification
tertiaire dans un biofiltre aéré, celui-ci de type Biofor et rempli de média granulaire. En
9
traitant un effluent domestique contenant quelques rejets industriels, ils ont observé une
nitrification complète (à 12,4°C) avec une charge inférieure à 0,6 kg N-NH4+ m-3 d-1.
Par ailleurs, un procédé à milieu fixé aéré et submergé (« aerated submerged fixed film
process ») utilisant des plaques de céramique comme support bactérien a été employé pour
étudier l’enlèvement combiné du carbone et de l’azote (Hamoda et al., 1996). Ce système
s’est avéré efficace pour nitrifier des eaux usées domestiques riches en NH4+ ayant un
rapport C:N de 27:20. La nitrification n’a pas été inhibée de façon substantielle quand des
charges élevées en azote et en carbone ont été appliquées, ce que les auteurs attribuent aux
bonnes caractéristiques de transferts d’oxygène et de masse dans le réacteur.
Pour leur part, Araki et al. (1999) ont scruté le comportement des bactéries nitrifiantes dans
un réacteur à biofilm basé sur l’utilisation d’éponges cubiques comme site d’attachement.
Ce procédé se nomme le DHS (« downflow hanging sponge-cubes »). L’alimentation du
DHS consistait en de l’eau usée domestique prétraitée anaérobiquement par un UASB.
Alors que le UASB permettait d’enlever 60 à 70 % du carbone, le DHS réussissait à
éliminer le reste de la DCO, tout en atteignant 60 à 70% de nitrification.
Christensen et Harremoës (1978) mentionnent que l’enlèvement séparé du carbone et de
l’azote est généralement plus sensible aux variations de charge, alors que l’enlèvement
combiné de ces deux nutriments est plus sensible aux substances toxiques, les bactéries
nitrifiantes y étant très susceptibles. L’enlèvement combiné serait toutefois économique,
plus facile à opérer et produirait généralement moins de boues.
En ce sens, Lazarova et al. (1999) ont comparé la nitrification tertiaire et l’enlèvement
simultané du carbone et de l’azote. Ces études ont été réalisées avec un réacteur à biofilm
sur lit circulant (« circulating-bed biofilm reactor ») nommé Turbo N. Ces auteurs
concluent que l’opération de ce réacteur pour la nitrification tertiaire a permis un
enlèvement élevé (0,5 à 2 kg N-NH4+ m-3 d-1) à des charges élevées d’azote. Lorsqu’ils sont
passés à l’enlèvement simultané du carbone et de l’azote, ils ont dû diminuer la charge à
0,5 kg N-NH4+ m-3 d-1 pour observer une nitrification de 90 à 95 %. Ils ont alors mesuré des
concentrations inférieures à 8 mg N-NH4+/L à 14°C et inférieures à 2,5 mg N-NH4
+/L à
17°C.
10
1.8 Enlèvement complet de l’azote par nitrification et dénitrification
1.8.1 Réacteurs distincts Pour effectuer l’enlèvement complet de l’azote, différentes configurations de procédés à
milieu fixe sont possibles. D’abord, certains auteurs ont testé l’utilisation de réacteurs
distincts pour la nitrification et la dénitrification. Cet arrangement a l’avantage de séparer
les biomasses de chaque processus, qui requièrent des conditions différentes. Il doit par
contre prévoir une recirculation des nitrates dans le cas de la prédénitrification et l’ajout de
carbone pour assurer la postdénitrification.
Lorsque la dénitrification précède la nitrification, la matière organique de l’affluent est
utilisée comme source de carbone par les bactéries hétérotrophes dénitrifiantes. De plus,
l’effluent nitrifié dans le second réacteur est recirculé au début du procédé. Lazarova et al.
(1999), cités précédemment, ont étudié l’enlèvement total de l’azote par l’ajout d’une telle
étape (Figure 2). Le réacteur de prédénitrification (Turbo DN) était un lit fixé flottant
(« fixed floating bed reactor »). L’opération du Turbo N précédé du Turbo DN a mené à des
taux de nitrification supérieurs à 90% lorsque la charge était de 1 kg N-NH4+ m-3 d-1 et la
recirculation de 200%. Des concentrations inférieures à 2 mg N-NH4+/L et à
15 mg NT/L ont été mesurées à l’effluent.
Figure 2. Procédé étudié par Lazarova et al. (1999)
11
Pujol et Tarallo (2000) ont évalué l’enlèvement complet de l’azote par un système de
biofiltration en deux étapes avec de l’eau usée domestique décantée primairement. Le
procédé, illustré à la Figure 3, comptait deux biofiltres de type Biofor (contenant du
biolite) : le premier était en condition anoxie et assurait une prédénitrification, le second
était aéré pour favoriser la nitrification. Une partie de l’effluent nitrifié était recirculée à
l’entrée du premier biofiltre. Les auteurs mentionnent que l’ajout de méthanol dans le
biofiltre anoxie a permis de passer de 70 à 85% d’enlèvement d’azote.
Figure 3. Procédé étudié par Pujol et Tarallo (2000)
Ouyang et al. (2000) ont quant à eux étudié un système combiné similaire au précédent, les
biofiltres étant par contre remplis de balles de céramique (Figure 4). Cette recherche leur a
permis de conclure qu’un temps de rétention hydraulique plus long donnait un meilleur
enlèvement d’azote. Ils mentionnent aussi que, dans leur système, l’enlèvement complet de
l’azote dépend de la nitrification et non de la dénitrification. Selon eux, les charges
hydrauliques affectent la nitrification, ce qui serait dû à la diffusion du NH4+ de la liqueur
mixte vers le biofilm. Finalement, ils rapportent que l’effet du rapport de recirculation sur
l’enlèvement de l’azote est significatif. Une diminution de ce rapport entraînerait un moins
bon enlèvement d’azote total, mais permettrait une plus faible concentration d’ammoniac à
l’effluent.
12
Figure 4. Procédé étudié par Ouyang et al. (2000)
Certains procédés sont configurés de manière à avoir un réacteur de postdénitrification à la
suite d’un réacteur de nitrification. Une source de carbone doit généralement être ajoutée
dans ce dernier. À titre d’exemple, Temmink et al. (2001) ont testé la faisabilité d’utiliser le
procédé Biofix (Figure 5) pour traiter les eaux usées domestiques, ce qui s’est par contre
avéré impossible. Ce procédé comprenait quatre réacteurs à biofilm à lit mobile (« moving
bed biofilm reactor ») ayant de petites spirales comme média. Les réacteurs avaient
respectivement les fonctions suivantes : 1) sorption de la DCO par les médias, 2) oxydation
de la DCO, 3) nitrification et 4) postdénitrification. Les médias étaient recirculés entre les
bassins (1) et (4), dans le but de fournir le carbone nécessaire aux bactéries dénitrifiantes en
éliminant le recours à une source externe. Les auteurs ont conclu qu’en plus de la DCO, le
NH4+ était probablement adsorbé par les médias dans le premier réacteur, puis relargué
dans le dernier, causant des concentrations élevées de NH4+ à l’effluent. De même, de
grandes concentrations en NOx- ont été mesurées à l’effluent. Selon les auteurs, cela
s’expliquerait par le manque de carbone pour les bactéries dénitrifiantes, et ce malgré
l’échange de média. Par ailleurs, les matières en suspension produites par l’oxydation du
carbone dans le deuxième réacteur auraient pour effet d’inhiber la nitrification dans le
troisième réacteur.
13
Figure 5. Procédé Biofix étudié par Temmink et al. (2001)
Finalement, Rahmani et al. (1995) et Abeling et Seyfried (1992) abordent la possibilité
d’effectuer la nitrification et la dénitrification via les nitrites. Selon eux, cela permet de
réduire le volume du réacteur, tout en économisant de l’énergie et en requérant moins de
carbone pour la dénitrification. La production de boues serait également réduite et les taux
de nitrification et de dénitrification seraient même plus élevés.
1.8.2 Nitrification et dénitrification dans un réacteur unique Parfois, la nitrification et la dénitrification peuvent avoir lieu dans un même réacteur. Cela
peut se faire de trois manières : a) en ayant des zones anoxies et aérobies ; b) en alternant
des phases d’aération et de non-aération, ou c) en ayant recours à la nitrification et à la
dénitrification simultanées. En plus de simplifier l’opération, l’opération dans un seul
réacteur favorise la diminution de la superficie du procédé et permet d’éliminer la source
externe de carbone, car la matière organique de l’eau usée est utilisée.
1.8.2.1 Zones aérobies et anoxies Comme dans le cas de réacteurs distincts, l’ajout de zones où l’oxygène est plus ou moins
présent implique une séparation en espace de la nitrification et la dénitrification, mais, cette
fois-ci, dans un seul et même réacteur. Par exemple, Karnchanawong et Polprasert (1990)
ont effectué en laboratoire l’enlèvement complet de l’azote et du carbone dans un réacteur à
écoulement avec culture fixée (« attached-growth circulating reactor »). Ce réacteur, fait de
14
feuilles d’acier galvanisé disposées en serpentin (Figure 6), visait à traiter les eaux usées
d’un campus universitaire. L’oxydation du carbone et la dénitrification avait lieu dans le
premier tiers du réacteur. Cette section était couverte hermétiquement pour être en
condition anoxie et pour prévenir les débordements. Le biofilm y était épais dû à la
croissance rapide des bactéries hétérotrophes. Le biofilm était plus mince dans le reste du
réacteur, où l’aération fournie favorisait la nitrification. Les auteurs rapportent finalement
que la performance d’enlèvement de l’azote par ce procédé se trouvait limitée par la
nitrification quand la charge azotée était plus grande.
Figure 6. Procédé étudié par Karnchanawong et Polprasert (1990)
Chui et al. (2001) ont fait fonctionner deux systèmes de biofiltration pour enlever le
carbone et l’azote dans les eaux usées industrielles fortement chargées en azote (480 mg/L).
Le premier système comptait deux biofiltres : l’un en condition anaérobie et l’autre ayant
une zone anoxie, suivie d’une zone aérobie. Le second système comprenait un seul biofiltre
comptant trois zones (anaérobie, anoxie et aérobie). Dans les deux cas, il y avait
recirculation de l’effluent sortant de la zone aérée vers le début de la zone anoxie. Les deux
systèmes ont permis d’atteindre 90% d’enlèvement d’azote et 98% d’enlèvement de DCO,
avec des concentrations à l’effluent de 43 mg N/L et 90 mg DCO/L. À la lumière des
résultats obtenus, les auteurs affirment que le biofiltre combinant les trois zones offrait une
grande flexibilité d’opération et était légèrement plus efficace que le système à deux
biofiltres.
15
Fdez-Polanco et al. (1994) ont testé l’enlèvement du carbone et de l’azote dans un effluent
municipal à l’aide d’un lit fluidisé pilote contenant des zones anaérobie et aérobie. Ils ont
obtenu de faibles concentrations en DCO (40 mg/L), NTK (10 mg/L), NH4+ (0 mg/L), NO2
-
et NO3- (< 20 mg/L en tout temps), tout en opérant à un temps de rétention hydraulique
(TRH) de 24 h et avec un taux de recirculation élevé.
van Loosdrecht et al. (2000) prétendent que les lits fluidisés ont l’inconvénient d’être
difficiles à contrôler et requièrent souvent un débit constant. Ils ajoutent que cet
inconvénient peut être surmonté grâce à un réacteur ayant un tube interne d’aération,
comme le réacteur BAS (« biofilm airlift suspension »). Frijters et al. (1997) ont travaillé
avec un procédé de ce genre, le Circox®, suivi d’un compartiment anoxie. Ce procédé a
fonctionné à l’échelle pilote avec de l’eau comprenant 67% d’effluent domestique et 33%
d’effluent industriel. Il a permis d’enlever efficacement la matière organique et l’azote, par
le contrôle de la recirculation et de l’oxygène. Par contre, des concentrations en oxygène
dissous ont été mesurées dans la zone anoxie, avec pour effet de limiter la dénitrification.
1.8.2.2 Aération intermittente L’enlèvement complet de l’azote dans un même réacteur est aussi possible grâce à
l’utilisation de phases séquentielles d’aération et de non-aération. Le procédé s’en trouve
généralement simplifié, puisqu’on élimine les pompes de recirculation entre les zones ou
réacteurs. L’utilisation de telles phases est fréquente pour enlever l’azote dans les eaux
usées domestiques et elle est bien documentée pour les procédés à milieu en suspension
(boues activées et réacteurs biologiques séquentiels). Bien que moins nombreux, certains
auteurs ont aussi appliqué cette méthode à des procédés à milieu fixe.
D’abord, Cho et al. (2001) ont étudié le comportement d’un réacteur biologique séquentiel
à biofilm (RBSB). Ils ont ainsi noté 100% d’enlèvement de NH3 et 92,8% d’enlèvement
d’azote total, avec 4,1 mg NT/L à l’effluent. Ces résultats sont jumelés à un suivi continu
du potentiel d’oxydo-réduction, du pH et de l’oxygène dissous. Les auteurs concluent
d’ailleurs que le potentiel d’oxydo-réduction peut être utilisé pour contrôler le système en
continu et trouver un temps de réaction propre à l’enlèvement de l’azote dans le réacteur
biologique séquentiel à biofilm. En moyenne, les temps observés à l’intérieur d’un cycle
16
étaient les suivants : 5,5 h anaérobie, 3,25 h aérobie, 3,4 h anoxie, 2 h aérobie. Cho et al.
(2001) ont aussi remarqué que la limite du processus d’enlèvement d’azote était
l’ammonification de l’azote organique.
D’autres auteurs ont également étudié des RBSB. C’est entre autres le cas d’Altinbas
(2001), qui a obtenu un enlèvement de 71% d’azote et atteint 3,8 mg NTK/L avec un cycle
comptant 5 h de non-aération et 18,5 h d’aération. Pour leur part, Arnz et al. (2001) ont
obtenu 99% d’enlèvement de NH4+ et 50% d’enlèvement de N avec des concentrations de
12 mg N-NO3-/L à l’effluent. Leur RBSB comptait 3 h de mélange et 5 h de mélange et
d’aération. Quant à Garzón-Zúñiga et González-Martínez (1996), ils ont observé 98 ± 2%
de nitrification avec un cycle de 24 h, dont le rapport anaérobie/aérobie était de 1/1. Ces
auteurs ajoutent que l’atteinte de la nitrification à une charge de 3 g DCO m-2 d-1 requiert au
minimum 11 h d’aération pendant le cycle. Par ailleurs, Castillo et al. (1999) ont mesuré
70% d’enlèvement d’azote ammoniacal avec un cycle de 12 h comptant 25% d’anaérobie et
75% d’aérobie. Finalement, le RBSB étudié par Kondo et al. (1992), rempli de média
poreux, a permis d’atteindre 15 mg N/L à l’effluent avec 1,5 h d’aération et 0,5 h
d’agitation.
En résumé, les cycles étudiés par ces différents auteurs à l’aide de réacteurs biologiques
séquentiels à biofilm comprennent des durées totales variant entre 2 h et 24 h, comptant de
40 à 79% d’aération. Les enlèvements d’azote observés se situent de 50 à 92% (en azote
total) et de 70 à 100% (en azote ammoniacal).
1.8.2.3 Nitrification et dénitrification simultanées
En outre, certains auteurs font état de nitrification et dénitrification simultanées (NDS).
Habituellement, la NDS a lieu à cause des microzones anoxies dans le centre des flocs ou
en profondeur du biofilm et elle est observée quand la concentration en oxygène dissous est
faible. Dans un procédé par boues activées, une concentration en oxygène dissous
supérieure à 0,5 mg/L inhibe généralement la dénitrification (Rittmann et Langeland,
1985). Toutefois, il est possible d’observer la dénitrification à l’intérieur d’un biofilm à des
concentrations d’oxygène dissous dans la liqueur mixte supérieures à 0,5 mg/L.
17
C’est d’ailleurs ce qui a été observé dans un biofiltre aéré opéré en courant ascendant et
présenté par Puznava et al. (2001). Avec une concentration en oxygène dissous variant de
0,5 à 3 mg O2/L, ces auteurs disent que le biofilm n’est pas complètement pénétré par
l’oxygène et que la nitrification et la dénitrification ont lieu simultanément à des
profondeurs différentes du biofilm. L’apport en air s’en trouve réduit de 50%
comparativement à un procédé classique de nitrification et dénitrification. Des
concentrations inférieures à 20 mg NT/L ont été atteintes à l’effluent en assurant un
contrôle de l’oxygène en temps réel. Menoud et al. (1999) rapportent quant à eux avoir
observé avec évidence la présence de dénitrification à l’intérieur de la structure interne des
pores du média Siporax, plutôt que dans une zone anoxie près de la sortie du réacteur.
Selon eux, la création d’un gradient de concentration en oxygène autour des médias a
favorisé la NDS. Sen et Dentel (1998) ont également observé la NDS, pour leur part dans
un lit fluidisé. Celui-ci a été opéré avec un rapport C:N élevé pour diminuer la
concentration en oxygène dissous pendant la période anoxie. Le contrôle du procédé était
effectué en variant la concentration en oxygène dissous et la DCO à l’affluent. Les
performances optimales n’ont pas été observées en continu, mais aucune accumulation de
nitrite n’a été notée.
La NDS a aussi été évaluée dans plusieurs disques biologiques rotatifs. D’abord, Gupta et
Gupta (2001) ont étudié l’enlèvement du carbone et de l’azote dans les eaux usées
domestiques fortement chargées avec un DBR aéré comptant trois étapes. À l’étape 1, ils
affirment avoir observé de la nitrification par les bactéries autotrophes, mais aussi de la
nitrification par des bactéries hétérotrophes et de la dénitrification aérobie. Comme la
première étape permettait d’enlever 80% du carbone, il n’y avait que peu ou pas de source
de carbone aux étapes suivantes. Ainsi, seules les bactéries autotrophes étaient actives aux
étapes 2 et 3, permettant l’oxydation du NH4+ restant. La diminution de l’alcalinité associée
à cette oxydation entraînait par contre une baisse de la nitrification. Par ailleurs, Pynaert et
al. (2002) ont trouvé que sans ajout de carbone, l’enlèvement de l’azote était tout de même
de 10 à 20% dans un DBR opéré à faible concentration en oxygène dissous. Ils attribuent
cet enlèvement à la NDS, avec peut-être présence de dénitrification conventionnelle en
parallèle. Avec ajout de méthanol, l’enlèvement d’azote a grimpé à 84%.
18
Masuda et al. (1991) mentionnent avoir observé la NDS dans un DBR couvert en
contrôlant la pression d’oxygène. L’ajout de carbone était requis pour traiter le lixiviat d’un
lieu d’enfouissement sanitaire. Tant qu’à Helmer et al. (1999), ils ont observé la NDS dans
un DBR traitant aussi un lixiviat de lieu d’enfouissement sanitaire. Ces auteurs avancent
que la perte d’azote ne serait pas seulement due au taux de transfert limitant en oxygène. Il
ne s’agirait donc pas de dénitrification dans les microzones anoxies, mais plutôt de
nitrification et dénitrification aérobie avec le nitrite comme accepteur d’électron, alors que
la concentration en oxygène dissous est de 1 mg L-1. En homogénéisant la biomasse, sans
ajout de carbone et avec un faible rapport DCO:N de 2, la production de N2 est supposée.
Les auteurs concluent donc que la NDS requiert la présence de NH4+ et de NO2
-, mais pas
celle du carbone.
En résumé, la NDS permettrait de diminuer le débit de recirculation et d’éliminer des
conduites et des pompes. Ce processus simple à construire offrirait une stabilité et une
efficacité élevée malgré les variations de l’affluent. Il permettrait en effet d’atteindre de
faibles concentrations en azote total à l’effluent, sans avoir recours à une source externe de
carbone. Par contre, l’opération à faible concentration en oxygène dissous peut être risquée
dans certains cas où des niveaux élevés en oxygène sont requis pour assurer l’enlèvement
du carbone. Cela est d’ailleurs le cas du procédé étudié dans le présent travail, lequel est
présenté ci-après.
1.9 Objectifs de l’étude Dans le but de répondre aux besoins des petites localités, la BIO-FOSSEMD a été conçue il
y a quelques années, se décrivant comme un procédé à culture fixée immergée basé sur
l’utilisation de textiles comme support bactérien (voir brochure explicative à l’ANNEXE
A). Initialement, ce procédé a été développé pour enlever la charge organique et les
matières en suspension. Une première étude a été réalisée afin de déterminer les conditions
optimales d’opération de la BIO-FOSSEMD pour l’enlèvement du carbone (Lessard et al.,
2003, article présenté à l’ANNEXE B). Lors de celle-ci, l’enlèvement de l’azote a été
étudié de façon préliminaire à différentes charges. La nitrification a atteint 85 % à des
19
charges azotée, organique et hydraulique de 28 g N-NH4+ m-2 d-1, 200 g DBO5 m-2 d-1 et 0,5
m3 m-2 d-1, respectivement.
En se basant sur ces résultats, la présente recherche avait comme premier objectif
d’identifier de façon plus approfondie les processus d’enlèvement de l’azote impliqués en
condition aérobie, afin d’avoir une meilleure compréhension de la nitrification qui a lieu
dans la BIO-FOSSEMD, tout en vérifiant la présence ou l’absence de dénitrification
simultanée à l’intérieur du biofilm. En second lieu, le projet visait à évaluer les possibilités
de ce procédé pour l’enlèvement complet de l’azote. Plus précisément, le deuxième objectif
de l’étude était de vérifier si l’aération intermittente de la BIO-FOSSEMD permettait
d’effectuer efficacement la nitrification et la dénitrification. L’opération sous aération
intermittente a été préférée à l’utilisation de réacteurs distincts dans le but de garder
minimale la superficie du procédé. Par ailleurs, la division du réacteur en différentes zones
aérobies et anoxies a aussi été éliminée afin d’éviter les pompes de recirculation.
CHAPITRE 2
ENLÈVEMENT DE L’AZOTE DES EAUX USÉES PAR UN PROCÉDÉ À CULTURE FIXÉE IMMERGÉE
2.1 Résumé La présente étude visait à établir la capacité d’enlèvement de l’azote du procédé à culture
fixée immergée BIO-FOSSEMD dans les effluents domestiques. Ce dernier a été
spécialement conçu pour les petites localités et est basé sur l’utilisation de textile comme
support bactérien. Lorsqu’aéré en continu et soumis à des charges de 35 g N-NH4+
m-2 d-1 et
323 g DBO5 m-2 d-1, ce procédé a atteint 96% de nitrification, tout en assurant des
enlèvements de 98% de la demande biochimique en oxygène (DBO5) et de 91% des
matières en suspension (MeS). Sous de telles conditions, des valeurs inférieures à
2 mg N-NH4+/L ont été mesurées de façon régulière à l’effluent. Lorsque le réacteur est
opéré sous aération intermittente, l’efficacité de l’enlèvement de NH4+ et de NO3
- dépend
de la durée des périodes aérobie et anoxie. Avec un cycle de 24 h comptant 75% d’aération,
les concentrations en azote à l’effluent ont varié de 0,4 à 7,4 mg N-NH4+/L et de 10 à
21 mg N-NO3-/L. Pendant l’opération du réacteur sous aération continue, l’enlèvement
d’azote total s’est élevé en moyenne autour de 49%, se chiffrant par moment au-dessus de
21
70%. Des enlèvements équivalents ont été atteints pendant l’aération intermittente. Par
ailleurs, des tests de cinétique réalisés ex situ ont permis de mesurer un taux maximal de
nitrification de 58 g N-NH4+ m-2 d-1 et un taux maximal de dénitrification de
52 g N-NO3- m-2 d-1.
Mots clés : Biofilm, textile, enlèvement de l’azote, nitrification, dénitrification, eaux usées.
2.2 Introduction Actuellement, les normes québécoises de rejet en matière d’effluent municipal concernent
la demande biochimique en oxygène (DBO5), les matières en suspension (MeS), le
phosphore total et les coliformes fécaux. Contrairement au Québec, les États-Unis et
plusieurs pays d’Europe appliquent de plus une norme sur l’azote, d’une valeur
généralement ≤ 10 mg N total/L (Chui et al., 2001). Au Canada, l’ammoniac (NH3) fait
partie de la Deuxième liste de substances d'intérêt prioritaire et il a récemment été inscrit à
la Liste des substances toxiques de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement
(1999). Un rapport d’évaluation recommande d’ailleurs d’examiner les options de réduction
de l’exposition à l’ammoniac provenant des stations municipales de traitement des eaux
usées (Environnement Canada et Santé Canada, 2001). Au Canada, ces stations sont les
principales sources de NH4+ rejeté dans le milieu aquatique, en libérant une quantité
estimée à 62 000 tonnes par année.
Il faut rappeler que l’ammoniac existe simultanément sous deux formes, soit le NH3
(ammoniac non ionisé, forme la plus toxique), et le NH4+ (ammoniac ionisé ou
ammonium). La proportion de chacune de ces formes dépend en grande partie du pH et de
la température. À un pH de 8,0 et une température de 20°C, le NH3 représente moins de
10% de l’azote ammoniacal. Par contre, cette proportion augmente rapidement au-dessus
d’un pH de 8,5 (Metcalf et Eddy, 2003). La nécessité de réduire les rejets d’azote dans
l’eau s’explique par les problèmes de pollution que sa présence peut entraîner. D’abord,
l’oxydation biologique du NH4+ (nitrification) entraîne une consommation d’oxygène dans
le cours d’eau. De plus, la vie aquatique peut être gravement atteinte pour des
concentrations en azote ammoniacal de l’ordre de 2 mg/L à un pH de 7,4 à 8,5 (Agences de
l’Eau et Ministère de l’Environnement, 1994). Jumelé au phosphore, l’azote peut également
22
mener à des problèmes de croissance indésirable d’algues. Par ailleurs, l’azote peut
constituer une gêne pour la potabilisation des eaux de surface. En effet, la présence de
NH4+ entraîne une surconsommation de chlore dans le traitement de l’eau potable, alors
qu’une eau chargée en nitrates (NO3-) est susceptible de provoquer la méthémoglobinémie
chez le nourrisson (maladie du bébé bleu).
L’enlèvement de l’azote dans les eaux usées est principalement effectué par nitrification et
dénitrification, processus biologiques qui s’avèrent habituellement plus économiques que
les traitements physico-chimiques (Metcalf et Eddy, 2003). La nitrification consiste
d’abord en l’oxydation de l’azote ammoniacal (NH4+) en nitrite (NO2
-), un état
intermédiaire, puis ce dernier est rapidement oxydé en nitrate (NO3-). Cette transformation
est effectuée en présence d’oxygène par des bactéries autotrophes nitrifiantes. La présence
de nitrate dans l’eau soulève habituellement moins d’objection que celle de l’azote
ammoniacal (Ramalho, 1983). Cependant, comme ce composé peut nuire à la réutilisation
de l’eau, il peut être nécessaire de l’éliminer des eaux usées en ayant recours à la
dénitrification. Cette étape est un processus anoxie au cours duquel les bactéries
hétérotrophes vont modifier leur métabolisme pour utiliser les formes oxydées d’azote
(NO2-, NO3
-) comme accepteurs d’électron au lieu de l’oxygène moléculaire. La réduction
biologique du nitrate au cours de la dénitrification mènera à la production finale de N2
(produit gazeux inerte).
Plusieurs procédés permettent d’enlever biologiquement l’azote. Les procédés à cultures en
suspension, en particulier les boues activées et les réacteurs biologiques séquentiels,
peuvent facilement être adaptés pour faire de la nitrification et de la dénitrification. De tels
procédés, couramment employés pour les grandes municipalités, présentent par contre une
augmentation importante du coût d’investissement par habitant quand la population
s’abaisse à quelques centaines d’habitants (Boutin et al., 1998). Au Québec, bien que 99%
de la population raccordée à un réseau d'égouts municipal voit ses eaux traitées (MENV et
ISQ, 2002), plusieurs villages ne sont toujours pas munis de station d'épuration.
Les procédés à milieu fixe, quant à eux, s’adaptent bien aux contraintes des petites
communautés : peu de budget, d’espace et de main-d’œuvre. À titre d’exemple, les lits
bactériens et les disques biologiques rotatifs (DBR) sont souvent utilisés pour traiter les
23
effluents de petites localités (Boutin et al., 1998). Ces procédés sont généralement
compacts, facilement applicables pour de faibles débits et nécessitent souvent moins
d’entretien que les procédés à milieu en suspension. De plus, ils sont particulièrement utiles
lorsque des temps élevés de rétention de biomasse sont requis, ce qui est le cas des
bactéries nitrifiantes dont le taux de croissance est lent par rapport à celui des bactéries
hétérotrophes, surtout à température froide. Les lits bactériens et les DBR peuvent être
utilisés pour le traitement secondaire, la nitrification tertiaire ou la combinaison de
l’enlèvement de la DBO et de la nitrification. Rittmann et McCarty (2001) rapportent que
des procédés à biofilm nitrifiant ont été utilisés avec succès à des charges appliquées de
0,5 à 0,8 g NTK m-2 d-1 et < 4,4 kg DBOL m-2 d-1 pour les lits bactériens et de
0,2 à 0,6 g NTK m-2 d-1 et < 6 g DBOL m-2 d-1 pour les DBR.
Pour effectuer l’enlèvement complet de l’azote, différentes configurations de procédés à
milieu fixe sont possibles. Depuis les années 1970, certains auteurs ont entre autres testé
l’utilisation de réacteurs distincts pour la nitrification et la dénitrification, dont plus
récemment Pujol et Tarallo (2000) et Ouyang et al. (2000). Cet arrangement a l’avantage de
séparer les biomasses de chaque processus, lesquelles requièrent des conditions d’opération
différentes. Il doit par contre prévoir une recirculation des nitrates, de même que l’ajout de
carbone dans le cas de la postdénitrification.
Il est aussi possible d’effectuer l’enlèvement complet de l’azote dans un seul réacteur, ce
qui permet de diminuer la superficie de terrain requise par le système et souvent d’éliminer
l’ajout d’une source externe de carbone. Ainsi, un réacteur peut contenir des zones
aérobies et anoxies (Karnchanawong et Polprasert, 1990; Chui et al., 2001; Fdez-Polanco
et al., 1994), ce qui implique encore une recirculation des nitrates. L’enlèvement complet
de l’azote dans un réacteur unique peut également se faire grâce à l’aération intermittente,
permettant pour sa part d’éliminer la recirculation. Seulement quelques auteurs ont appliqué
cette méthode à des procédés à cultures fixées, le plus souvent pour des réacteurs
biologiques séquentiels à biofilm (Altinbas, 2001; Garzón-Zúñiga et González-Martínez,
1996). Finalement, le phénomène de nitrification et dénitrification simultanées (NDS) a
aussi été approfondi par quelques chercheurs (Gupta et Gupta, 2001; Helmer et al., 1999).
La NDS a généralement lieu à cause des microzones anoxie en profondeur du biofilm (ou
24
dans le centre des flocs), ce qui permet aux bactéries dénitrifiantes hétérotrophes de
produire du N2 (et du N2O). Habituellement, la NDS est observée quand la concentration en
oxygène dissous est faible, soit inférieure à 0,5 mg/L dans un procédé par boues activées.
Toutefois, Puznava et al. (2001) ont observé la dénitrification à l’intérieur d’un biofilm à
des concentrations d’oxygène dissous dans la liqueur mixte allant jusqu’à 3 mg/L, ce qu’ils
expliquent par une pénétration incomplète de l’oxygène dans le biofilm.
Dans le but de répondre aux besoins des petites localités, la BIO-FOSSEMD a été conçue il
y a quelques années, se décrivant comme un procédé à culture fixée immergée basé sur
l’utilisation de textiles comme support bactérien. Initialement, ce procédé a été développé
pour enlever la charge organique et les matières en suspension. Une première étude a été
réalisée afin de déterminer les conditions optimales d’opération de la BIO-FOSSEMD pour
l’enlèvement du carbone organique (Lessard et al., 2003). Lors de celle-ci, l’enlèvement de
l’azote a été étudié de façon préliminaire. La nitrification a atteint 85% à des charges
azotée, organique et hydraulique de 28 g N-NH4+ m-2 d-1, 200 g DBO5 m-2 d-1 et
0,5 m3 m-2 d-1, respectivement.
En se basant sur ces résultats, la présente recherche avait comme premier objectif
d’identifier de façon plus approfondie les processus d’enlèvement de l’azote impliqués en
condition aérobie, afin d’avoir une meilleure compréhension de la nitrification qui a lieu
dans la BIO-FOSSEMD, tout en vérifiant la présence ou l’absence de dénitrification
simultanée à l’intérieur du biofilm. En second lieu, le projet visait à évaluer les possibilités
de ce procédé pour l’enlèvement complet de l’azote. Plus précisément, le deuxième objectif
de l’étude était de vérifier si l’aération intermittente de la BIO-FOSSEMD permettait
d’effectuer efficacement la nitrification et la dénitrification.
2.3 Matériel et méthodes
2.3.1 Description de l’unité pilote Des essais ont été effectués avec une unité pilote. Tel qu’illustré à la Figure 7, ces essais
ont été réalisés dans un réacteur de 15 litres contenant deux grilles de textile BIOTEX®.
Celles-ci étaient disposées en série et totalisaient une surface de 0,024 m2 de textile,
25
donnant une densité de 1,6 m2 de textile par m3 de réacteur. La superficie donnée représente
en fait celle du coupon de tissu jersey et non la superficie effective de fixation, laquelle est
difficile à déterminer compte tenu du type de média. L’aération à l’intérieur du réacteur
était fournie par des tuyaux (12 mm Ø) flexibles poreux, assurant un mélange complet de la
liqueur mixte. Lors de la première partie des expérimentations, la concentration en oxygène
dissous a été maintenue en tout temps au-dessus de 6 mg/L. Pendant la deuxième partie
expérimentale, deux têtes de pompes d’aquarium ont été ajoutées pour permettre un
mélange adéquat durant les périodes non aérées. Les départs et arrêts de l’aération étaient
alors effectués de façon automatique à l’aide d’une minuterie numérique
(Illwoods®, TD 2200) et de valves solénoïdes (ASCO).
Zone tamponaérée (ZTA)
Réacteur biologique
2 grilles de textile
Diffuseur d’air
Sortie du réacteur
Effluent décanté
Compresseur à air
4°C
Eau usée municipale
Figure 7. Schéma de l’installation expérimentale
Le réacteur était précédé d’une zone tampon aérée ayant un temps de rétention hydraulique
de 2 h et un niveau d’oxygène dissous supérieur à 2 mg/L. Ce bassin tampon a été ajouté,
car l’implantation du procédé sur le terrain prévoit un tel bassin, lequel sert principalement
à la volatilisation du H2S et de divers acides gras pouvant être contenus dans les eaux usées
provenant d’effluents de fosses septiques.
26
2.3.2 Affluent à traiter L’alimentation du procédé expérimental consistait en une eau usée sanitaire provenant de la
station d’épuration des eaux usées de Charny, Bernières et Saint-Nicolas.
L’échantillonnage des eaux se faisait après prétraitement (dégrillage et dessablage). Une
fois recueillie dans des bidons de 25 litres, l’eau usée était acheminée à l’Université Laval
par tranches de 150 litres et était conservée à 4°C jusqu’à son utilisation. Les
caractéristiques physico-chimiques des eaux usées de la station d’épuration sont présentées
au Tableau 2. Les grands écart-types observés témoignent de la variabilité des
caractéristiques de l’eau brute.
Tableau 2. Paramètres physico-chimiques des eaux usées de la station d’épuration
Paramètre Moyenne* Écart-type Nombre de mesures
N-NH4+ 21,9 8,6 51
DCO totale 282 78 55
DCO filtrée 130 38 47
MeS 136 98 43
Alcalinité 191 27 12
pH 7,7 0,3 33
* Exprimés en mg L-1, sauf l’alcalinité (mg CaCO3 L-1) et le pH
2.3.3 Déroulement de l’expérimentation Afin d’atteindre les objectifs, les expérimentations ont été divisées en deux parties. Tous
les essais ont été effectués à température ambiante (environ 20°C).
2.3.3.1 Partie I La partie I, qui visait à déterminer les processus d’enlèvement de l’azote impliqués en
condition aérobie, s’est déroulée du 24 septembre au 17 décembre 2001 (85 jours). Le
27
réacteur a alors été aéré en continu et opéré selon les paramètres de conception optimisés
antérieurement et cités en introduction. Pour obtenir les charges désirées, un supplément
organique composé de Bovril®, d’éthanol, de NH4Cl, de K2HPO4 et de KH2PO4 (recette
détaillée dans Lessard et al., 2003) a été ajouté à l’eau usée sanitaire utilisée. Dû à la grande
variabilité des caractéristiques de cette dernière, il s’est par moment avéré difficile de
maintenir une charge constante à l’affluent.
2.3.3.2 Partie II Par la suite, différents cycles aérobie/anoxie ont été testés dans le but de permettre
l’enlèvement séquentiel de l’azote ammoniacal (par nitrification) et du nitrate (par
dénitrification). Ces essais se sont déroulés du 12 février au 19 septembre 2002, selon
l’ordre montré au Tableau 3.
Tableau 3. Cycles testés pendant l’aération intermittente de la BIO-FOSSEMD
Période Jours Durée
d’un cycle (h)
Temps d’aération
(h)
Temps de non-aération*
(h)
% d’aération
1 140-160 21 12,5 8,5 60
2 161-190 24 16 8 67
3 191-253 24 18 6 75
4 254-293 12 9 3 75
5 294-320 24 18 6 75
6 321-356 24 16 8 67
* inclut la période pendant laquelle la concentration en oxygène diminue (≈1h)
2.3.3.3 Tests de cinétique Des tests complémentaires ont été effectués ex situ dans le but de déterminer les taux
maximaux de nitrification et de dénitrification. Ces tests ont été réalisés à deux reprises,
soit lors des jours 134-135 (avant le début des cycles) et 365-366 (à la fin des cycles). Pour
28
ce faire, un coupon de textile (3 cm x 2,5 cm) a préalablement été déposé dans le réacteur
pendant environ un mois, le temps d’assurer sa colonisation par le biofilm. Pour mesurer le
taux de nitrification, une solution de 500 mL a été préparée avec de l’eau du robinet à
laquelle du NH4Cl a été ajouté, de manière à obtenir une concentration de
15 mg N-NH4+/L. Une solution nutritive (0,5 mL) a aussi été ajoutée, de même que du
Na2CO3 afin de contrer la baisse de pH. L’expérience a été réalisée dans un contenant en
verre d’une capacité de trois litres. L’aération a été assurée par un tuyau poreux. Des
échantillons de 10 mL ont été récoltés aux 30 minutes, pendant 9 h, dans le but de suivre
l’évolution du NH4+ et du NO3
-. Ensuite, pour mesurer le taux de dénitrification, l’aération
a été changée pour un apport constant d’azote gazeux à l’aide du même tube poreux, afin
d’assurer le brassage et la désaération du milieu. Une solution de 500 mL a de nouveau été
préparée avec de l’eau du robinet. Celle-ci comptait 0,5 mL de solution nutritive et du
sucrose afin d’obtenir 250 mg DCO/L. Du phosphore a aussi été inclus (0,02 mL de
KH2PO4 1M et 0,02 mL de K2HPO4 1M), tout comme du NaNO3, visant à avoir une
concentration d’azote dénitrifiable de 20 mg N-NO3-/L. Des échantillons de 10 mL ont été
récoltés aux 30 minutes, pendant 8 h, afin de suivre l’évolution du NO3-, du NH4
+ et de la
demande chimique en oxygène (DCO).
2.3.4 Échantillonnages
2.3.4.1 Partie I Dans le but d’assurer le suivi pendant la première partie des expérimentations, deux
échantillonnages par semaine ont été réalisés sur l’affluent, ainsi que sur les sorties de la
zone tampon aérée (ZTA) et du réacteur. Afin de reproduire le processus de décantation,
une partie de l’effluent sortant du réacteur a été décantée pendant une heure dans un
contenant en verre et des analyses ont été effectuées sur le surnageant. L’affluent et la sortie
de la ZTA ont été échantillonnés de manière ponctuelle, tandis que la sortie du réacteur a
été échantillonnée en continu sur une période de 4 h. Un suivi analytique complet a eu lieu
pendant trois jours consécutifs (jours 56 à 58).
29
2.3.4.2 Partie II Pendant la deuxième partie des essais, un échantillonnage régulier a été effectué sur
l’affluent et sur la sortie du réacteur, cette fois-ci de manière ponctuelle dans les deux cas.
La sortie du réacteur a été échantillonnée de façon régulière à la fin des périodes d’aération
et de non-aération. À l’occasion, des échantillonnages plus complets ont été réalisés en
prenant plusieurs échantillons au cours des périodes d’aération et de non-aération. Ces
échantillonnages avaient pour but de connaître l’évolution des composés azotés (NH4+ et
NO3-), du pH, de la concentration en oxygène dissous et du potentiel d’oxydo-réduction. À
l’occasion, des échantillons ont été prélevés à la sortie de la ZTA et sur l’effluent décanté.
2.3.5 Analyses Les analyses suivantes ont été réalisées sur les échantillons recueillis : NH4
+, NO3-, NO2
-,
DCO totale et filtrée, MeS et matières volatiles en suspension (MVeS), pH, alcalinité et
ortho-phosphates (o-PO4). À quelques reprises, des analyses d’azote total Kjeldahl (NTK)
et de DBO5 totale et soluble ont été effectuées par un laboratoire indépendant accrédité. À
raison de deux fois par semaine, la concentration en oxygène dissous, le pH et la
température ont été mesurés dans le réacteur biologique. Le potentiel d’oxydo-réduction
s’est également ajouté à cette série de mesures pour la deuxième partie des
expérimentations.
Les méthodes analytiques pour le NH4+, la DBO5, les MeS, les MVeS, le pH et l’alcalinité
étaient conformes aux méthodes standards (APHA et al., 1998). Les mesures de DCO,
basées sur la méthode colorimétrique à reflux fermé du Standard Methods, furent réalisées
à l’aide de tubes à DCO de la compagnie HACH contenant préalablement les réactifs
nécessaires. Les ions nitrite, nitrate et phosphate ont été analysés par chromatographie
ionique avec détection électrochimique à l’aide du chromatographe DX-100 de la
compagnie DIONEX. La température et l’oxygène dissous ont été mesurés avec un
oxymètre de terrain WTW 340 (Hoskin Scientific). Le potentiel d’oxydo-réduction a été
mesuré à l’aide d’une électrode platinium rédox de marque Orion (modèle 96-78-00).
30
2.4 Résultats et discussions L’ANNEXE C présente les résultats bruts obtenus pendant les deux phases expérimentales,
de même que lors des tests de cinétiques. De plus, un dossier photographique du projet est
inclus à l’ANNEXE D.
2.4.1 Partie I : Enlèvement de l’azote en condition aérobie
2.4.1.1 Résultats obtenus La Figure 8 présente les résultats relatifs à l’enlèvement d’azote ammoniacal, obtenus
pendant l’aération continue du réacteur. Tel qu’illustré, la concentration en N-NH4+ à
l’effluent s’est maintenue sous 8 mg/L jusqu’au 60e jour. Des valeurs sous les 2 mg/L ont
été atteintes de façon régulière. En revanche, la nitrification a généré des concentrations de
nitrate allant jusqu’à 34 mg N-NO3-/L. Tout au cours des 85 jours qu’a duré cette première
partie expérimentale, la concentration en nitrite à l’effluent est demeurée inférieure à
PYNAERT K., SPRENGERS R., LAENEN J. ET VERSTRAETE W. (2002). Oxygen-limited
nitrification and denitrification in a lab-scale rotating biological contactor. Environ
Technol, 23, 353-362.
RAHMANI H., ROLS J.L., CAPDEVILLE B., CORNIER J.C. ET DEGUIN A. (1995). Nitrite
removal by a fixed culture in a submerged granular biofilter. Wat Res, 29(7), 1745-
1753.
RAMALHO R.S. (1983). Introduction to wastewater treatment process. 2e éd., Academic
Press, Toronto, p. 541.
RIEMER M., HOLM KRISTENSEN G. ET HARREMOËS P. (1980). Residence time distribution in
submerged biofilters. Wat Res, 14, 949-958.
RITTMANN B.E. ET MCCARTY P.L. (2001). Environmental biotechnology : principles and
applications. McGraw-Hill, New York, p. 485.
RITTMANN B.E. ET LANGELAND W.E. (1985). Simultaneous denitrification with nitrification
in single-channel oxidation ditches. J Water Pollut Control Fed, 57, 300.
ROZZI A. ET MASSONE A. (1995). Residence time distribution analysis on biofilm reactors :
an overview. Med. Fac. Landbouww. Univ. Gent, 60(4b), 2143-2153.
SASAKI K., YAMAMOTO Y., TSUMURA K., OUCHI S. ET MORI Y. (1996). Development of 2-
reactor intermittent-aeration activated sludge process for simultaneous removal of
nitrogen and phosphorus. Water Sci Technol, 34 (1-2), 111-118.
SEN P ET DENTEL S.K. (1998). Simultaneous nitrification-denitrification in a fluidized bed
reactor. Water Sci Technol, 38(1), 247-254.
STEVENS D.K., BERTHOUEX P.M. ET CHAPMAN T.W. (1986). The effect of tracer diffusion
in biofilm on residence time distribution. Wat Res, 20(3), 369-375.
68
STRICKER A. E., LESSARD P., HEDUIT A. ET CHATELLIER P. (2003). Observed and simulated
effect of rain events on the behavior of an activated sludge plant removing nitrogen.
Accepté dans Journal of Environmental Engineering and Science.
TAWFIK A., KLAPWIJK B., EL-GOHARY F. ET LETTINGA G. (2002). Treatment of
anaerobically pre-treated domestic sewage by a rotating biological contactor. Wat
Res, 36(1), 147-155.
TEMMINK H., KLAPWIJK A. ET DE KORTE K.F. (2001). Feasibility of the BIOFIX-process for
treatment of municipal wastewater. Water Sci Technol, 43(1), 241-249.
TOETTRUP H., ROGALLA F., VIDAL A. ET HARREMOËS P. (1994). The treatment trilogy of
floating filters : from pilot to prototype process. Water Sci Technol, 29(10-11), 23-
32.
TREMBLAY N. (2001). Détermination des conditions d’opération optimales d’un procédé à
culture fixée immergée. Rapport technique. Les systèmes Bioflo inc. 57 pages.
VAN LOOSDRECHT M.C.M., VAN BENTHUM W.A.J. ET HEIJNEN J.J. (2000). Integration of
nitrification and denitrification in biofilm airlift suspension reactors. Water Sci
Technol, 41(4-5), 97-103.
VÉDRY B. (1996). Les biomasses épuratrices. Agence de l’eau Seine-Normandie, France,
220 pages.
WELANDER U. ET MATTIASSON B. (2003). Denitrification at low temperatures using a
suspended carrier biofilm process. Wat Res, 37, 2394-2398.
ANNEXE A
BROCHURES CONCERNANT LA BIO-FOSSEMD ET LE BIOTEX®
70
71
72
73
ANNEXE B
« DÉTERMINATION DES CAPACITÉS ÉPURATOIRES D’UN MÉDIA UTILISÉ POUR UN
PROCÉDÉ À CULTURE FIXÉE IMMERGÉE »
P. Lessard1*, N. Tremblay2, B. Lavallée1 et G. Aubry1, 2
1 Département de génie civil, pavillon Pouliot, Université Laval, Québec, Qc, Canada,
G1K 7P4 2 Les systèmes Bioflo inc. (une division de H2O Innovation), 420, boul. Charest Est,
Suite 240, Québec, Qc, Canada, G1K 8M4 Cet article a paru dans VECTEUR environnement, Volume 36, numéro 3, mai 2003, pages 65 à 74.
B.1 Résumé Les procédés à culture fixée sont très utilisés pour traiter les effluents de petites
municipalités. Un média, le BIOTEX®, a été étudié pour déterminer ses capacités
épuratoires. Des essais en laboratoire à différentes charges organiques et hydrauliques ont
été effectués sur une unité pilote. Les résultats démontrent que l’efficacité de traitement du
textile atteint en moyenne 94 % pour une charge organique variant de 47 à 300 g
DBO5/m2⋅d, et pour une charge hydraulique variant de 0,5 à 1,0 m3/m2⋅d, tout en respectant
des normes de rejet de 20 mg/L en DBO5. L’enlèvement d’azote ammoniacal par
nitrification atteint 85 % sous des charges de 200 g DBO5/m2⋅d et 0,5 m3/m2⋅d. Toutefois la
performance du système de traitement semble dépendante de l’efficacité de la décantation.
Mots clés : Biofilm, textile, enlèvement du carbone, eaux usées.
B.2 Abstract Fixed film processes are often used to treat the wastewater from small communities. A
biofilm medium, BIOTEX®, was examined to assess its treatment capacity. Laboratory
tests at various organic and hydraulic loadings were carried out using a pilot unit. Results
show the mean efficiency of this media reaches 94% under an organic load varying
between 47 and 300 g BOD5/m2⋅d, and under a hydraulic load varying between 0,5 and 1,0
m3/m2⋅d, while maintaining discharge standards of 20 mg/L for BOD5. Removal of
ammonia by nitrification was 85% under loadings of 200 g BOD5/m2⋅d and 0,5 m3/m2⋅d.
However, the performance of the treatment plant seems dependent on the sedimentation
efficiency.
Key words : Biofilm, media, carbon removal, wastewater.
76
B.3 Introduction L’utilisation des procédés à milieu fixe dans le traitement des eaux usées municipales est
plus que centenaire, avec l’introduction à la fin du 19ème siècle du lit bactérien. Depuis ce
temps, plusieurs procédés sont apparus. Cependant jusqu’aux années 1980, les lits
bactériens et les disques biologiques étaient les deux procédés utilisés sur une base
régulière. Les biofiltres sont par la suite apparus sur une base industrielle dans les années
1980, alors que les années 1990 voyaient apparaître les procédés hybrides. Ces derniers
consistent en des systèmes de support pour biomasse immergés dans un réacteur par boues
activées; ces systèmes sont principalement utilisés pour augmenter la capacité d’une station
existante. Les principaux avantages et inconvénients, ainsi que les critères de conception,
des procédés à milieu fixe usuels peuvent être trouvés dans Lessard et LeBihan (2003).
Les procédés à milieu fixe, particulièrement les lits bactériens et les disques biologiques,
sont fréquemment proposés et utilisés (Boutin et al., 1998) pour le traitement des effluents
de petites municipalités. Or, dans ces deux cas, la charge organique applicable est limitée
par le transfert d’oxygène et/ou une surface de contact faible. Pour contrer ces
inconvénients, il devient intéressant d’utiliser un média présentant une plus grande surface
d’adhésion pour les bactéries et d’aérer le procédé de façon mécanique et continue.
Hamoda et Abd-El-Bary (1987) ont proposé un tel système, baptisé procédé à milieu fixe
aéré et submergé (‘aerated submerged fixed film process’), utilisant des plaques comme
support bactérien.
C’est dans cet esprit que le procédé de traitement BIO-FOSSEMD a été développé. Celui-ci
consiste en un bioréacteur aéré en continu, sans recirculation, dans lequel sont immergées
des grilles de textile BIOTEX®. Comme pour un disque biologique, la dégradation
s’effectue principalement, voire presque exclusivement, par la biomasse fixée, et non par la
biomasse en suspension dans la masse liquide. Le BIOTEX® est une fourrure synthétique à
poils longs greffés sur un tissu jersey et a été conçu spécifiquement pour fixer la biomasse
épuratoire sur sa matrice synthétique. Les poils sont faits en fils de polypropylène et ont
une densité inférieure à celle de l’eau (densité = 0,9). Lorsque immergé, le BIOTEX®
77
présente une structure tridimensionnelle lâche qui lui confère une très grande surface de
contact permettant de supporter des quantités élevées de biomasse.
Aucun travail n’ayant été publié sur la capacité de support de ce type de textile, une
expérimentation a été mise sur pied pour étudier l’influence de la charge carbonée et
hydraulique sur la performance de traitement du textile. L’objet de cet article est donc de
présenter les résultats obtenus lors de l’étude de la performance épuratoire du BIOTEX® en
fonction des charges organique et hydraulique.
B.4 Matériel et méthodes
B.4.1 Description de l’unité pilote Les essais ont été effectués dans un réacteur de 20 litres contenant deux grilles de textile
BIOTEX® disposées en série et totalisant une surface de 0,048 m2, donnant une densité de
2,4 m2 de textile par m3 de réacteur. Il s’agit en fait de la superficie du coupon de tissu
jersey et non de la superficie effective de fixation, laquelle est difficile à déterminer compte
tenu du type de média. Ce réacteur était précédé d’un bassin tampon aéré avec un temps de
rétention de deux (2) heures et était séparé au milieu afin de simuler un écoulement piston
(Figure 22). Le bassin tampon a été ajouté, car l’implantation sur le terrain du procédé
prévoit un tel bassin, lequel sert principalement à la volatilisation du H2S et de divers
acides gras pouvant être contenus dans les eaux usées provenant d’effluents de fosses
septiques. L’aération ainsi que le mélange étaient assurés par des tuyaux (12 mm de
diamètre) flexibles poreux placés au fond du réacteur. La teneur en oxygène dissous était
maintenue supérieure à 6 mg/L et la température autour de 20 ºC. Il n’y avait pas d’unité
de décantation secondaire. Le pH n’était pas régulé, mais s’est maintenu en tout temps
autour de 7,5.
B.4.2 Effluent à traiter L’effluent à traiter provenait d’une résidence de personnes âgées située dans la municipalité
de Ste-Famille (Québec, Canada). L’eau usée, prélevée à la sortie de la fosse septique, était
78
acheminée au laboratoire par tranche de 100 litres et était conservée au maximum une
semaine à 4 C jusqu’à son utilisation. Les caractéristiques physico-chimiques de cet
effluent, analysées au moment du prélèvement, sont présentées au Tableau 8. Il est à noter
que ces caractéristiques demeuraient stables tout au long de la période de conservation de
l’effluent.
Effluent
Réacteur biologique
(20 L)
2 grilles de textile de 7 cm x 17,5 cm séparées de 15 cm
Diffuseur d’air
Zone tampon aérée (2 L)
Compresseur à air
Eau usée municipale
4°C
Figure 22. Montage expérimental
Tableau 8. Caractéristiques physico-chimiques de l’effluent de fosse septique
Caractéristiques Moyenne Écart-type Nombre d’échantillons
DBO5 totale (mg/L) 148 33 4
DBO5 filtrée (mg/L) 86 30 4
DCO totale (mg/L) 345 35 12
DCO filtrée (mg/L) 204 30 13
MeS (mg/L) 93 22 13
pH 7,4 0,1 8
79
B.4.3 Suivi analytique et microbiologique Les performances épuratoires du procédé ont été évaluées sur des échantillons instantanés,
par les mesures de la demande chimique en oxygène (DCO) (totale, filtrée et décantée), de
la demande biochimique en oxygène sur cinq (5) jours (DBO5) (totale, filtrée et décantée),
des matières en suspension (MeS), MeS décantables et matières volatiles en suspension
(MVeS), de l’ammonium (NH4), des nitrites (NO2) et des nitrates (NO3), de la température,
de l’oxygène dissous, du pH et par des observations microscopiques de la micro-faune
développée sur le BIOTEX®. De plus, la capacité de colonisation du textile a été évaluée
lors du démantèlement de l’unité de traitement, en faisant la différence entre le poids sec
des textiles, pesés avant et après colonisation (séchage à 105 °C).
B.4.4 Analyses Les méthodes analytiques pour la DBO5, les MeS et MVeS, le pH et NH4 étaient en accord
avec les méthodes usuelles (APHA et al., 1989). Les mesures de DCO, basées sur la
méthode colorimétrique à reflux fermé, furent réalisées à l’aide de tubes de la compagnie
HACH. Les ions nitrite, nitrate et phosphate ont été analysés par chromatographie ionique
avec détection électrochimique à l’aide du chromatographe DX-100 de la compagnie
DIONEX. La température et l’oxygène dissous ont été mesurés à l’aide d’un oxymètre de
terrain YSI 95.
L’effluent du réacteur biologique était décanté dans un bécher de deux (2) litres sur une
période d’une heure. Les analyses usuelles étaient faites sur le surnageant. Une évaluation
qualitative de la micro-faune a également été réalisée à l’aide d’un microscope optique
(Olympus BH2), à des grossissements de 100 et 400 fois (Védry, 1996). Pour ce faire, le
nombre d’individus de chaque espèce présente sur une lame a été compté à plusieurs
reprises et une répartition a été établie.
B.4.5 Déroulement de l’expérimentation L’unité pilote a été opérée durant plus de huit (8) mois. Les dix (10) premières semaines
ont été requises pour la mise en route du pilote et à la colonisation des textiles. Par la suite,
80
l’expérimentation a été divisée en deux parties. Au cours de la première partie, la charge
organique applicable à charge hydraulique constante a été évaluée. Au cours de la seconde,
l’influence de la charge hydraulique sur la performance a été évaluée. Au total, six (6)
combinaisons de charges ont été appliquées et sont présentées au Tableau 9. L’affluent a
été amendé au besoin à l’aide du supplément organique donné au Tableau 10.
Tableau 9. Charges organiques et hydrauliques étudiées
Expérience No.
Durée (d)
DBO5affluent1
(mg/L)
Supplément organique2
(% )
Charge organique
(g DBO5/m2⋅d)
Charge hydraulique
m3/m2⋅d
TRH3
h
1 32 94 0 47 0,50 20
2 34 250 46 125 0,50 20
3 33 606 67 303 0,50 20
4 21 218 33 145 0,67 15
5 21 166 26 166 1,00 10
6 21 346 62 231 0,67 15 1 Concentration à la sortie de la zone tampon aérée (ZTA). 2 Pourcentage estimé de la DBO5 à l’affluent provenant du supplément organique. 3 TRH = Temps de rétention hydraulique théorique.
Tableau 10. Composition du supplément organique
Produit Quantité Bovril® - goût de boeuf Avec 25% moins de sel* 5,5 mL/L
Figure 27. Répartition de la microfaune développée sur le BIOTEX®
B.5.2 Évaluation de la charge organique applicable sur le textile La Figure 28 montre que la DBO5 totale comme la DCO totale à l’effluent augmente avec
la charge organique superficielle. Toutefois, la DBO5 filtrée demeure stable peu importe la
charge organique, contrairement à la DCO filtrée qui augmente avec la charge superficielle.
La DCO filtrée résiduelle serait constituée essentiellement de la fraction non biodégradable,
puisque la DCO à l'effluent semble fortement dépendante de la DCO à l’affluent
(Figure 29). Les MeS à l’effluent augmentent avec la charge organique appliquée
(Figure 30). Lorsque les charges organiques appliquées augmentent, la performance
épuratoire du système semble limitée par la décantation. Tel que discuté précédemment, la
croissance plus rapide associée aux charges élevées favoriserait probablement, dans une
faible mesure, la croissance de bactéries libres en suspension, difficiles à décanter.
86
y = 0,35x + 14,15R2 = 0,52
y = 0,02x + 4,57R2 = 0,11
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Charge organique (g DBO5/m2/d)
DBO
5 (m
g/l)
DBO5 TotaleDBO5 filtrée
a) DBO5 (totale et filtrée) à l’effluent en fonction de la charge organique appliquée
y = 1,04x + 16,18R2 = 0,60
y = 0,17x + 46,53 R2 = 0,41
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
0 50 100 150 200 250 300 350
Charge organique (g DCO/m 2/d)
DC
O (m
g/L)
DCO totale DCO Filtrée
b) DCO (totale et filtrée) à l’effluent en fonction de la charge organique appliquée
Figure 28. DBO5 et DCO à l’effluent en fonction de la charge organique appliquée
87
y = 0.07x + 41.40R2 = 0.50
0
20
40
60
80
100
120
140
160
0 200 400 600 800 1000DCO filtrée de l'affluent (mg/L)
DC
O fi
ltrée
de
l'effl
uent
(mg/
L)
Figure 29. Corrélation entre la DCO filtrée à l'affluent et à l'effluent du réacteur
La corrélation observée entre les MeS à l'effluent et la charge organique appliquée sur le
système semble démontrer que les détachements de biomasse correspondraient à la
production de biomasse et que la masse de biomasse fixée sur le textile serait à l'équilibre.
Le textile serait donc en mesure de rencontrer les normes de rejet de 20 mg/L en DBO5 en
vigueur pour toutes les charges appliquées, mais la performance du système de traitement
demeurerait dépendante de l’efficacité de la décantation. Les charges appliquées sont de
loin supérieures aux valeurs usuelles de conception pour un disque biologique, qui dans ce
cas se limitent à des valeurs variant entre 15 et 60 g DBO5/m2⋅d et à 0,04 à 0,15 m3/m2⋅d
pour la charge hydraulique (Edeline, 1993). Pour un procédé similaire basé sur l’utilisation
de plaques fixes et submergées, Hamoda et Al-Ghussain (1998) ont obtenu des
performances épuratoires supérieures à 90 % d’enlèvement de carbone pour des charges
organiques et hydrauliques appliquées variant respectivement de 5 à 117 g DBO5/m2⋅d et de
0,04 à 0,68 m3/m2⋅d. Le textile BIOTEX® possède donc une capacité de colonisation et une
capacité épuratoire supérieures aux autres supports comparables.
88
y = 0,06x + 4,05R2 = 0,60
y = 0,61x - 10,17R2 = 0,57
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
260
280
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Charge organique (g DBO5/m2/d)
MeS
(mg/
l)MeS MeS non décantables
a) MeS à l’effluent en fonction de la charge organique (DBO5) appliquée toutes charges hydrauliques confondues
y = 0,02x + 5,92 R 2 = 0,19
y = 0,41x - 54,01R2 = 0,58
0 20 40 60 80
100 120 140 160 180 200 220 240 260 280
0 100 200 300 400 500 600
Charge organique (g DCO/m2/d)
MeS
(mg/
l)
MeS MeS non décantables
b) MeS à l'effluent en fonction de la charge organique (DCO) appliquée toutes charges
hydrauliques confondues
Figure 30. MeS à l'effluent en fonction de la charge organique appliquée
89
En se basant sur la quantité de MeS fixées sur le textile, la charge organique appliquée a
varié autour de 0,13 kg DBO5/kg MVeS/d, et la charge volumétrique autour de 0,5 kg
DBO5/m3/d. Par ailleurs, en se basant sur le ratio MeS (ou MVeS) fixées par volume de
bassin, par similitude on peut évaluer une concentration équivalente pour une liqueur mixte
(boues activées) d'environ 4200 mg MeS/L et 3200 mg MVeS/L. Ces taux de charge
placent le système BIO-FOSSEMD dans la même gamme d'utilisation que les fossés
d'oxydation, systèmes à aération prolongée et les réacteurs biologiques séquentiels
(Tchobanoglous et Burton, 1991).
B.5.3 Influence de la charge appliquée L’influence de la charge a été évaluée pour toutes les charges appliquées sur le textile.
L’analyse a été effectuée en considérant l’influence simultanée de deux variables
indépendantes, soit la charge volumique (x) et la charge organique (y). La relation des
variables dépendantes (f) avec les variables indépendantes a été assumée linéaire et est
décrite par l’équation suivante :
byaxyf ++= 0
Les valeurs des différents paramètres de même que leur écart type et la probabilité de
valeur nulle, sont données au Tableau 11. On constate qu’aucune des variables suivantes;
DCO filtrée, MES et MES non décantables, n’est indépendante de la charge appliquée, que
celle-ci soit organique ou volumique. On peut expliquer l’influence inversement
proportionnelle de la charge volumique par des effets de dilution. L’influence
proportionnelle de la charge organique sur la DCO filtrée a déjà été démontrée à la Figure 8
(Corrélation entre la DCO filtrée à l’affluent et l’effluent du réacteur), et par la définition
même de Yobs pour les MES totales ou non décantables. Toutefois, dans la gamme testée,
on constate qu’il est fort probable que la DBO5 filtrée à l’effluent soit indépendante des
charges appliquées sur le textile. L’efficacité du textile s’établit à environ 94 %
(S.D. = ± 5) sous toutes les charges testées. Ces observations tendent à démontrer encore
une fois, que la performance du système semble davantage dépendante de la performance
de la décantation.
90
Tableau 11. Influence de la charge appliquée sur la performance du textile*
Variable dépendante y0 a b
Valeur 68,9 -49,4 0,11
Écart type 8,9 14,2 0,02 DCO filtrée
P <0,0001 0,001 <0,0001
Valeur -17,6 -66,8 0,41
Écart type 19,1 30,8 0,04 MES totales
P 0,3597 0,0350 <0,0001
Valeur 12,1 -14,4 0,290
Écart type 2,6 4,1 0,006 MES non décantables
P <0,0001 0,0009 <0,0001
Valeur 10,6 -8,5 0,007
Écart type 3,9 6,2 0,008 DBO5 filtrée
P <0,0165 0,1951 0,4074
*Selon l’équation : f = y0 + ax + by où x = charge volumique
y = charge organique
B.5.4 Nitrification Un suivi sur les composés azotés a été effectué lors de certaines expériences.
Le Tableau 12 montre, pour chaque combinaison de charge testée, l’enlèvement de l’azote
ammoniacal et la production des ions nitrite et nitrate. Ces résultats, illustrés à la
Figure 31, montrent que la nitrification élimine 85 % de l’azote ammoniacal pour une
charge organique d’environ 200 g DBO5/m2⋅d, et une charge hydraulique de 0,5 m3/m2⋅d.
Cependant, la charge hydraulique semble affecter plus sérieusement la performance de
nitrification, ce qu’avaient d’ailleurs démontré Hamoda et al. (1996) pour un réacteur
similaire. Une accumulation importante d’ions nitrite à des charges hydrauliques
supérieures à 0,5 m3/m2⋅d a aussi été observée. Ces tendances sont toutefois difficiles à
expliquer. D'autres essais devraient être effectués pour confirmer ou infirmer la valeur
91
statistique de ces tendances. Des essais plus poussés sont présentement en cours pour
étudier la cinétique de la nitrification et dénitrification sur le textile.
Tableau 12. Concentrations en azote pour différentes charges organiques et hydrauliques
a) Pour des charges organiques mesurées en g BOD5/m2⋅d
Affluent Effluent Charge organique
(g BOD5/m2⋅d)
Charge hydraulique
(m3/m2⋅d) N-NH4(mg/L)
N-NH4(mg/L)
N-NO2(mg/L)
N-NO3(mg/L)
125 0,5 20,0 0,3 1,0 28,0
303 0,5 28,0 0,7 5,0 26,0
166 1,0 18,0 2,0 18,0 3,0
231 0,67 24,0 3,0 12,0 9,0
b) Pour des charges organiques mesurées en g BOD5/m2⋅d
Affluent Effluent Charge organique
(g DCO/m2⋅d)
Charge hydraulique
(m3/m2⋅d) N-NH4(mg/L)
N-NH4(mg/L)
N-NO2(mg/L)
N-NO3 (mg/L)
248 0,50 23 3 2 20
241 0,50 20 0,3 1 28
441 0,50 28 0,7 5 26
344 0,67 20 3 3 20
331 1,00 20 4 21 4
354 1,00 18 2 18 3
502 0,67 24 3 12 9
92
y = 33.79x - 14.47R2 = 0.86
y = -41.84x + 44.61R2 = 0.83
0
5
10
15
20
25
30
0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.20
Charge hydraulique (m3/m2/d)
Com
posé
s azo
tés (
mg/
L)
NO2NO3
Figure 31. Corrélation entre la charge hydraulique et les composés azotés
B.6 Conclusion Le textile BIOTEX® est un média offrant des capacités intéressantes de fixation des micro-
organismes. Pour des charges appliquées variant de 47 à 300 g DBO5/m2⋅d et une charge
hydraulique variant de 0,5 à 1,0 m3/m2⋅d, le textile offre une efficacité d’environ 94 %. Les
charges appliquées sur le réacteur placent le système dans la même gamme d'utilisation que
les procédés par boues activées.
Le ratio MVeS/MeS élevé semble démontrer une forte croissance de la biomasse à la
surface du textile. Le coefficient de rendement observé (Yobs) semble dépendant de la
charge organique appliquée sur le textile et se situe aux environs de 0,2 g MeS/g DCO. La
présence de biomasse difficile à décanter dans l'effluent semble toutefois limiter la
performance du système de traitement. D’ailleurs, l’analyse statistique des données semble
appuyer la validité de cette analyse.
Sous certaines charges, la nitrification a éliminé jusqu’à de 85 % de l’azote ammoniacal.
Cependant, des charges hydrauliques élevées semblent limiter la capacité de nitrification.
93
Des essais sont en cours afin d'évaluer la cinétique de nitrification et de dénitrification du
système. Éventuellement, il serait intéressant d’effectuer une étude sur l’effet de la
température et des essais pilotes incluant une étape de décantation.
B.7 Références bibliographiques ALBERTSON O. E. et al., 2000. Aerobic fixed-growth reactors. Special Publication, ed.
Water Environment Federation, USA. 340 pages.
APHA, AWWA et WPCF. 1989. Standard Methods for the examination of water and
wastewater. Port City Press. 17e ed. Baltimore. Maryland. USA.
BAILEY J. E. ET OLLIS D. F., 1986. Biochemical engineering fundamentals, ed. McGraw
Hill, USA. 984 pages.
BOUTIN, C., DUCHÈNE, P. ET LIÉNARD, A. 1998. Filières d’épuration adaptées aux petites
Figure 32. Montage expérimental de la BIO-FOSSEMD avant son remplissage
Figure 33. Deux grilles comptant chacune trois coupons de textile BIOTEX® étiré, totalisant 0,024 m²
133
Figure 34. Montage expérimental de la BIO-FOSSEMD en opération
Figure 35. Textiles colonisés par la biomasse épuratrice dans le réacteur
134
Figure 36. Textile BIOTEX® vierge
Figure 37. Biomasse épuratrice fixée sur les textiles
135
Figure 38. Bidons d’échantillonnage de l’eau usée brute (capacité de 25 L chacun)
Figure 39. Spectrophotomètre JENWAY utilisé pour le dosage par colorimétrie
136
Figure 40. Vue de l’intérieur du chromatographe ionique DX-100 (DIONEX)
Figure 41. Chromatographe ionique DX-100 de la compagnie DIONEX, utilisé pour doser les ions nitrite, nitrate et phosphate
137
Figure 42. Montage du test de cinétique
Figure 43. Injection d'uranine lors du test au traceur
ANNEXE E
ILLUSTRATIONS DES PRINCIPAUX MICRO-ORGANISMES OBSERVÉS
139
Illustrations tirées de Védry (1996).
Embranchement des Rhizopodes :
Figure 44. Thécamibes de genres Arcella, Centropyxis et Euglyphia
Embranchement des Ciliophores :
Figure 45. Cilié g. Euplotes
Figure 46. Cilié g. Aspidisca
140
Embranchement des Ciliophores (suite) :
Figure 47. Cilié g. Paramecium
Figure 48. Cilié g. Amphileptus
Figure 49. Ciliés de la sous-classe des Péritriches
141
Embranchement des Flagellés :
Figure 50. Flagellés g. Monas
Figure 51. Flagellé g. Bodo
Embranchement des Vers :
Figure 52. Rotifère g. Philodina
Figure 53. Rotifère g. Euchlanis
142
Figure 54. Nématode
Figure 55. Oligochète g. Ælosoma (visibles au microscope)
Figure 56. Oligochète g. Naïdium (visibles à l’œil nu)
Embranchement des Arthropodes :
Figure 57. Acarien
ANNEXE F
RÉSULTATS DES TESTS AU TRACEUR
144
Courbe standard pour test au traceur (1er octobre 2002 ) Fluorimètre Turner : Aperture : 2 mm et Gain : 1 Filtres NB490 (côté) et CS515 (devant) Cuvettes en méthacrylate neuves (plastique) Solution d'uranine (fluorescine) de 100 mg/L effectuée en février 02 par Michel Bisping avec eau démin. Dilutions fraîches du jour dans l'eau du robinet
Tableau 33. Données de la courbe standard du test au traceur