1.3. Traitement par biodégradation des rejets aqueux industriels
1.3.3. Bioréacteurs
Les paragraphes suivants présentent et comparent deux types de procédé de biotraitement à culture libre : le procédé à boues activées conventionnel (BAC) et le bioréacteur à membrane (BAM). Dans les deux cas, le procédé comporte deux parties : le bioréacteur lui-même, où se déroule l’oxydation, et couplé à une technologie de séparation permettant de séparer la biomasse de l’eau traitée.
Procédé à boues activées conventionnel (BAC)
Les procédés BAC sont actuellement les procédés d’épuration biologique les plus utilisés pour le traitement des eaux usées domestiques. Les eaux usées sont mises en contact avec les micro-organismes dans le bassin d’aération. L’aération apporte l’oxygène nécessaire à l’activité biologique aérobie. Ensuite les flocs biologiques sont séparés de l’eau traitée par décantation, [52]. Une part des boues décantées est recyclée vers le bassin, l’autre éliminée par purge. La figure 1-11 présente le schéma de principe du procédé.Figure 1-11 : Schéma du procédé à boues activées conventionnel [52]
L’étape de clarification, consistant en une décantation, est clé et limitante pour le procédé. Les caractéristiques bio-physico-chimiques de l’effluent conditionnent l’efficacité de la décantation. Généralement les flocs de diamètres inférieurs à 50 µm
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ainsi que les particules fines et les bactéries libres décantent mal. C’est pour améliorer la fiabilité de l’étape de séparation qu’on a cherché à remplacer la décantation par une filtration membranaire [52].
Bioréacteur à membrane (BAM)
Le bioréacteur à membrane couple un réacteur biologique avec une séparation membranaire de type UF ou MF. Le seuil de coupure des membranes permet de produire un effluent exempt de toute matière en suspension. Deux types de BAM existent : le bioréacteur à boucle externe ou à membrane immergée. Dans la première configuration les membranes sont situées à l’extérieur du réacteur, comme représenté sur la figure 1-12 [52]. La filtration est de type tangentiel. Les vitesses de circulation importantes (2-5 m.s-1) permettent de générer des contraintes de cisaillement qui vont
limiter le colmatage et maintenir la productivité [49].
Figure 1-12 : schéma du procédé BAM en configuration "membranes externes" [52]
Dans la configuration « membranes immergées », les membranes sont plongées à l’intérieur du réacteur. Cette seconde configuration (figure 1-13) permet d’envisager la réhabilitation d’un bassin utilisé pour un procédé BAC « classique » en immergeant directement les membranes dans le bassin existant [49].
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Figure 1-13 : schéma du procédé BAM en configuration "membranes immergées" [52]
Comparaison BAC/BAM
Les BAM ont une capacité de séparation des Matières En Suspension (MES, flocs et bactéries) très supérieure aux BAC. Ainsi l’effluent de sortie présente une plus grande qualité et stabilité dans le temps [52]. Grâce aux performances de la séparation par membrane, le BAM peut opérer à des concentrations en biomasse supérieures. Dans un BAM, les concentrations en MES peuvent atteindre 8-10 g.l-1, contre 3-5 g.l-1 dans
un BAC. Ainsi les BAM permettent soit de travailler à charge massique plus faible si le volume du réacteur est le même ou de gagner en compacité si l’on conserve la charge massique.
Opérer ainsi à des concentrations en biomasse élevées permet l’intensification des processus biologiques. Du fait de cette concentration en biomasse élevée, la quantité de substrat disponible par microorganisme est réduite. Une minéralisation plus complète est donc attendue avec potentiellement l’utilisation des micropolluants comme substrat [64]. Les BAM se caractérisent généralement par une biomasse de plus grande qualité avec notamment des flocs plus petits ce qui peut permettre d’améliorer le contact microorganismes/substrats et la production d’enzymes spécifiques [65]. La présence d’organismes peu floculés permet une accessibilité plus facile du substrat aux sites actifs due à une réduction des limitations à la sorption des substrat par les boues [66]. De plus les BAM permettent d’opérer à un âge de boues plus élevé. Ainsi on peut travailler avec des bactéries à croissance lente [49]. Cela favorise le développement des communautés nitrifiantes et des communautés bactériennes susceptibles de dégrader des composés réfractaires à la biodégradation dans les conditions conventionnelles [66].
Dans un BAM, à la différence du BAC, l’âge des boues est indépendant du temps de séjour hydraulique. La séparation dans un BAC se fait par décantation. Le temps de séjour hydraulique doit être suffisant pour assurer la croissance du floc jusqu’à une taille suffisante pour décanter (environ 50-100 µm). Dans le BAM les particules sont retenues en fonction du seuil de coupure de la membrane. La séparation ne dépend
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que des caractéristiques du système membranaire (seuil de coupure, pression) [67], le temps de séjour hydraulique et l’âge des boues sont ajustés indépendamment. Les BAM ont cependant certains inconvénients. Les couts opératoires liés aux besoins énergétiques (recirculation des boues, aération pour le décolmatage, filtration membranaire) sont plus élevés (environ 0.2 kWh.m-3 d’effluent traité de plus que les
BAC) [67].
De plus, les membranes sont sensibles au colmatage par les boues, souvent difficilement prévisible. C’est une difficulté supplémentaire du traitement par BAM par rapport au BAC. En fonctionnement aérobie/anaérobie, la taille des flocs diminue pendant les phases anaérobies. Ces flocs plus petits ont tendance à s’agglomérer en un « gâteau » dense et compact à la surface de la membrane, qui provoque une augmentation de la résistance hydraulique. En conséquence, le colmatage de la membrane est plus rapide en cycle aérobie/anaérobie qu’en cycle purement aérobie [50]. Les BAM nécessitent aussi un travail de maintenance plus important (contrôle des paramètres opératoires, surveillance du colmatage ; nettoyage en place des membranes …)
Dans ce projet, nous nous intéresserons au BAM. En effet, les siloxanes ayant une biodégradabilité limitée, cette mise en œuvre est privilégiée pour permettre le développement de populations biologiques à croissance lente.
Mise en œuvre des BAM en traitement des eaux
usées.
Le tableau 1-10 présente des travaux relatifs au traitement des eaux usées par BAM, relatifs pour certains à l’élimination de micropolluants.
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Tableau 1-10 : Traitement par BAM des eaux usées synthétiques ou réelles (ERU : eau résiduaire urbaine)
– Rendement d’élimination de la DCO calculé par l’expression (DCOintiale-DCOfinale)/DCOinitiale
Effluent Volume (litre) TSH (h) (jour) AB (mgODCO
2.l-1) Rendement d’élimination de la DCO (%) Référence ERU – dopage par
des produits pharmaceutiques 20 36 25 760 98 [49] ERU 15 11 20 700 90 [67] ERU – dopage HAP (Hydrocarbures aromatiques polycyclique) 18.2 8-12 10-75 300-500 >90 [52] Eau synthétique (glucose + minéraux) 30 24 20 - 50 1400 >98 [68] Eau synthétique + BPA (bisphenol A) 60 5.5 140 835-1170 99% [53]
Dans tous les cas, les BAM atteignent des rendements d’élimination de la DCO élevés (90-99%). Néanmoins, comme on peut s’y attendre, les rendements sont plus élevés pour les eaux synthétiques (98/99%) que pour les eaux résiduaires urbaines (90%). En effet, les eaux synthétiques sont généralement préparées exclusivement avec des composés facilement assimilables. A contrario, la composition des ERU est plus complexe et peut contenir des composés moins biodégradables.
Les niveaux de DCO en entrée de BAM sont également variés, compris entre 400 mg.l- 1 et 1.4 g.l-1. Comparé aux autres études, l’effluent à 1.4 g.l-1 de DCO a nécessité un
TSH relativement long (24 heures) pour atteindre un rendement d’élimination de la DCO de 98%.
Aucune influence de l’AB sur le rendement d’épuration de la DCO n’est mise en évidence avec le glucose comme substrat [68]. Ce résultat peut s’expliquer par le fait que le glucose est un substrat facilement assimilable qui ne nécessite pas le développement d’une biomasse spécifique. Un AB suffisamment long est nécessaire pour développer une population biologique capable de dégrader des composés réfractaires comme les siloxanes.
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Les temps de séjour hydraulique sont variables, compris entre 12 et 36 heures. Le TSH le plus long correspond à des essais d’élimination de résidus pharmaceutiques, qui sont résistants à la biodégradation. Pour deux BAM alimentés à des niveaux de DCO similaires avec une ERU (eau résiduaire urbaine), le rendement d’élimination est 10% supérieur pour le TSH le plus long (36 heures contre 12 heures). Mais la différence peut aussi trouver son origine dans les différences de composition de l’alimentation ou dans la biomasse développée dans le réacteur. Les études présentés dans le tableau semblent indiquer qu’un TSH plus long semble nécessaire à la dégradation des composés plus faiblement biodégradables.
Les différentes études rassemblées dans la partie précédente indiquent que les siloxanes ne sont pas aisément biodégradables (voir partie 1.3.2). Pour arriver à dégrader ces composés il faudra donc privilégier un AB et un TSH assez longs. Pour les différentes études présentées dans le tableau 1-10, les auteurs ont majoritairement utilisé des réacteurs de volume compris entre 15 et 30 litres. Un seul a utilisé un réacteur de 60 litres. Les retours d’expériences montrent que les réacteurs de 15 à 30 litres semblent suffisants pour préfigurer un procédé de traitement industriel. Pour notre étude, un réacteur de 15 litres sera utilisé.
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