Étude de la capacité de
dégradation carbonée et de nitrification simultanée
d’un média fixe autoportant immergé
Mémoire
Étienne Boutet
Maîtrise en génie civil
Maître ès sciences (M. Sc.)
Québec, Canada
© Étienne Boutet, 2016
Étude de la capacité de
dégradation carbonée et de nitrification simultanée
d’un média fixe autoportant immergé
Mémoire
Étienne Boutet
Sous la direction de :
iii
Résumé
Au Québec, la technologie d’assainissement des eaux usées municipales la plus répandue est le traitement par étangs aérés. L’augmentation des charges et débits envoyés aux étangs ainsi que les exigences de rejet de plus en plus contraignantes forcent la mise à niveau de nombreux étangs. La présente étude porte sur la capacité de dégradation carbonée et de nitrification simultanée du média fixe inerte autoportant immergé
BIONESTMD pour augmenter la capacité de traitement des étangs aérés.
Des essais ont été réalisés sur douze unités pilotes alimentées en parallèle par un bassin d’égalisation recevant des eaux usées d’origine domestique brutes municipales. Trois charges surfaciques et trois températures d’opération ont été simultanément testées sur les pilotes. Le média a été mis en place dans des cellules flottantes cylindriques.
Des taux de dégradation carbonée de plus de 15 g DBO5Cs/m².d et 25 g DCOs/m².d ont été obtenus. Avec des efficacités de plus de 90% d’enlèvement, des taux supérieurs de dégradation auraient sans doute pu être obtenus à charge plus élevée. Une influence de la température d’opération sur la dégradation de ces deux paramètres a été observée, notamment pour des températures inférieures à 1°C et des charges surfaciques élevées. Les concentrations de DBO5C, de DCO et de MES mesurées ont montré une dépendance significative en fonction de la charge surfacique et de la température d’opération appliquées. Il a également été observé qu’une température froide et une charge surfacique élevée favorisent le développement d’un biofilm épais. Cette épaisseur favoriserait le détachement du biofilm et la présence de matières particulaires à l’effluent se traduisant par l’augmentation des concentrations de DBO5C, de DCO et de MES.
Des taux de nitrification de plus de 2 g N-NH4/m².d ont été mesurés pendant les essais et ce malgré des charges surfaciques en matière organique supérieures à la valeur de 5 g DBO/m².d recommandée dans la littérature pour une dégradation carbonée et une nitrification simultanée. Cette capacité du média BIONESTMD,
configuré tel que dans cette étude, pourrait être attribuable au biofilm épais favorisant une surface de biofilm et une diffusion des substrats plus élevées que d’autres types de réacteurs à biomasse fixe.
Les résultats ont montré une influence importante de la température sur les taux de nitrification, notamment un phénomène de limitation sous 1°C en fonction de la charge en azote ammoniacal. Les coefficients de température mesurés ont montré une dépendance de la charge et de la température. Des conditions limitantes en oxygène accentuent l’influence de la température sur la nitrification. Une équation permettant de déterminer le taux de nitrification à une charge et une température donnée a été développée et utilisée.
iv
Abstract
In Quebec, the aerated lagoon process is the most popular technology for municipal wastewater treatment. Flowrate and load increases as well as more stringent effluent requirements will make many lagoon upgrades necessary. This study focuses on organic matter removal and simultaneous nitrification of the inert self-supporting immersed BIONESTTM media to upgrade aerated lagoons.
Tests were conducted on twelve parallel pilot units fed by an equalisation tank receiving municipal raw domestic wastewater. Three loads and three temperatures were simultaneously tested on the pilots. The media was placed inside cylindrical floating cells.
Organic removal rates above 15 g sCBOD5/m².d and 25 g sCOD/m².d were obtained. With efficiencies above 90% removal, higher organic removal rates would have probably been obtained if the load had been higher. An influence of temperature on the removal of these two parameters was observed, particularly for temperatures below 1°C and high loads. Measured CBOD5, COD and TSS concentrations showed a load and temperature dependency. It was also observed that cold temperatures as well as high loading rates promote the development of a thick biofilm. This thickness might favor biofilm detachment and particulate matter in the effluent contributing to increased CBOD5, COD and TSS concentrations.
Nitrification rates above 2 g N-NH4/m².d were measured during the tests despite organic loads higher than the 5 g BOD/m².d recommended in the literature for simultaneous organic matter removal and nitrification. This treatment capacity of the BIONESTTM media, as configured in this study, may be due to the thick biofilm favoring
a higher biofilm surface and higher substrate diffusion than other biofilm reactor technologies.
Results showed a strong dependency of nitrification on temperature, especially below 1°C where a limitation related to the ammonia load was observed. Measured temperature coefficients showed a dependency on the load and temperature. The influence of temperature on nitrification kinetics was higher in oxygen-limited conditions. An equation allowing the determination of the nitrification rate as a function of the ammonia loading rate and temperature was developed and applied.
v
Table des matières
Résumé ... iii
Abstract ... iv
Liste des tableaux ... vii
Liste des figures ... viii
Liste des abréviations et symboles ... IX Remerciements ... XI 1. Introduction ... 1
1.1. Division du mémoire ... 1
1.2. L’assainissement municipal québécois ... 1
1.2.1. Les stations d’épuration des eaux usées québécoises ... 1
1.2.2. La règlementation encadrant les ouvrages municipaux d’assainissement ... 2
1.3. Les technologies à biomasse fixe ... 3
1.3.1. Les lits bactériens ... 4
1.3.2. Les disques biologiques rotatifs ... 5
1.3.3. Les biofiltres ... 6
1.3.4. Les MBBR ... 6
1.3.5. Les médias fixes immergés ... 7
1.4. Les biofilms ... 10
1.4.1. Mécanismes de transport ... 10
1.4.2. Réactions dans le biofilm ... 11
1.4.3. Mécanismes d’attachement et de détachement ... 14
1.5. Influence des conditions d’opération sur le traitement ... 16
1.5.1. Charge appliquée ... 16
1.5.2. Température d’opération ... 23
1.6. Le média BIONESTMD ... 25
1.6.1. Application résidentielle ... 26
1.6.2. Applications communautaire, commerciale et institutionnelle ... 27
1.6.3. Application pour la nitrification tertiaire dans les étangs aérés ... 27
1.7. Objectifs de l’étude ... 28
2. Matériel et méthodes ... 29
2.1. Plan d’expériences ... 29
vi
2.3. Systèmes pilotes ... 31
2.4. Suivi des pilotes ... 34
2.5. Analyse statistique ... 37
3. Résultats et analyse ... 40
3.1. Caractérisation de l’affluent des pilotes ... 40
3.2. Résultats du suivi des pilotes ... 43
3.2.1. Dégradation carbonée ... 48
3.2.2. Nitrification ... 54
3.2.3. Observations terrain ... 58
3.3. Influence de la charge surfacique sur le traitement ... 60
3.3.1. Dégradation carbonée ... 60
3.3.2. Nitrification ... 64
3.3.3. Conclusion sur les effets de la charge surfacique ... 66
3.4. Influence de la température sur le traitement ... 68
3.4.1. Dégradation carbonée ... 68
3.4.2. Nitrification ... 71
3.4.3. Conclusion sur les effets de la température... 73
4. Conclusion ... 79
4.1. Limites de l’étude ... 80
4.2. Recommandations ... 81
Bibliographie ... 83
Annexes ... 91
Annexe A : Méthode statistique utilisée ... 91
vii
Liste des tableaux
Tableau 1 Types de station en utilisation au Québec pour l’assainissement municipal (MAMROT, 2014) ... 2
Tableau 2 Efficacité d’enlèvement et concentrations à l’effluent pour différentes charges carbonées appliquées à différents types de technologie ... 17
Tableau 3 Efficacité de nitrification et concentrations à l’effluent pour différentes charges en azote ammoniacal appliquées à différents types de technologie ... 20
Tableau 4 Efficacité de nitrification et concentrations à l’effluent pour différentes charges en azote ammoniacal et en carbone appliquées à différents types de technologie ... 21
Tableau 5 Performances de nitrification obtenues sous 5°C pour différents types de technologie ... 24
Tableau 6 Caractéristiques des eaux usées d’origine domestique (MDDELCC, 2016a) ... 26
Tableau 7 Caractéristiques des eaux usées lors du suivi de validation de la performance de la technologie BIONESTMD(MDDELCC,2012) ... 27
Tableau 8 Conditions d’opération du plan d’expériences ... 29
Tableau 9 Débits et concentrations de conception des étangs aérés mesurés en 2013 ... 30
Tableau 10 Paramètres de la qualité de l’eau mesurés pendant chacune des périodes de suivi ... 36
Tableau 11 Protocoles utilisés pour les analyses de laboratoire ... 37
Tableau 12 Analyses statistiques et réacteurs utilisés pour évaluer l’influence de la température et de la charge sur la dégradation carbonée et la nitrification simultanée ... 39
Tableau 13 Caractérisation de l’affluent - Période 1 (2014-01-06 au 2014-05-04) ... 41
Tableau 14 Caractérisation de l’affluent - Période 2 (2014-05-07 au 2014-07-22) ... 41
Tableau 15 Comparaison entre l’affluent des pilotes et les concentrations de conception typiques du Québec ... 42
Tableau 16 Analyse de l’affluent et des ratios entre composés ... 42
Tableau 17 Températures d'opération moyennes des réacteurs pendant chacune des périodes de suivi (°C) 47 Tableau 18 Concentrations d’oxygène dissous moyennes des réacteurs pendant chacune des périodes de suivi (mg O2/L) ... 48
Tableau 19 Test de Student sur la dénitrification mesurée dans la période 1 ... 57
Tableau 20 Analyse de la variance pour la DBO5Cs – facteur charge ... 61
Tableau 21 Analyse de la variance pour la DCOs – facteur charge ... 61
Tableau 22 Analyse de la variance pour la DBO5Cs – facteur température ... 69
Tableau 23 Test de Student pour la DBO5Cs – facteur température ... 69
Tableau 24 Ratios O2/N-NH4 pour chacune des périodes de suivi ... 75
Tableau 25 Coefficients de température calculés pour la nitrification et relation avec le substrat limitant pour la période 1 ... 76
Tableau 26 Coefficients de température calculés pour la nitrification et relation avec le substrat limitant pour la période 2 ... 76
viii
Liste des figures
Figure 1 Profil de concentrations dans la phase liquide et dans le biofilm (adapté de Okabe et al. (1999)) ... 12
Figure 2 Influence de la concentration en oxygène dissous sur la nitrification (adapté de Hem et al. (1994)) . 14 Figure 3 Influence de la charge organique et de la concentration en oxygène dissous sur la nitrification (adapté de Hem et al. (1994)) ... 22
Figure 4 Site d’essai ... 30
Figure 5 Schéma du montage expérimental ... 32
Figure 6 Intérieur du conteneur mobile ... 33
Figure 7 Vue intérieure d’un réservoir isolé avec capsule flottante de média ... 33
Figure 8 Dessin en coupe d’un réacteur ... 34
Figure 9 Dessin en plan d’un réacteur ... 34
Figure 10 Disposition des essais du plan expérimental à l’intérieur des réservoirs ... 35
Figure 11 Concentrations de DBO5C, DBO5Cs, DCO et DCOs à l'affluent pour les deux périodes de suivi ... 44
Figure 12 Concentrations de NTK et NH4 à l’affluent pour les deux périodes de suivi ... 45
Figure 13 pH et conductivité à l’affluent pour les deux périodes de suivi... 46
Figure 14 Dégradation DBO5Cs - Période 1 2014-01-06 au 2014-05-04 ... 49
Figure 15 Dégradation DBO5Cs - Période 2 2014-05-07 au 2014-07-22 ... 50
Figure 16 Dégradation DCOs - Période 1 2014-01-06 au 2014-05-04 ... 51
Figure 17 Dégradation DCOs – Période 2 2014-05-07 au 2014-07-22... 51
Figure 18 Dégradation DBO5C – Période 1 2014-01-06 au 2014-05-04 ... 53
Figure 19 Dégradation DCO - Période 1 2014-01-06 au 2014-05-04 ... 53
Figure 20 Nitrification (Charge 0,0 à 0,75 g N-NH4/m².d) - Période 1 2014-01-06 au 2014-05-04 ... 54
Figure 21 Nitrification (Charge 0,0 à 2,0 g N-NH4/m².d) - Période 1 2014-01-06 au 2014-05-04 ... 55
Figure 22 Nitrification (Charge (g N-NH4eff + g N-NO3eff)/m².d) - Période 1 2014-01-06 au 2014-05-04... 56
Figure 23 Nitrification – Période 2 2014-05-07 au 2014-07-22 ... 58
Figure 24 Épaisseur du biofilm 6,6 g DCOs/m².d - 2013-02-07 ... 59
Figure 25 Épaisseur du biofilm 1,3 g DCOs/m².d - 2013-02-07 ... 59
Figure 26 Plus petite différence significative de Fisher – DCOs période 1 – facteur charge ... 62
Figure 27 Plus petite différence significative de Fisher – DCOs période 2 – facteur charge ... 62
Figure 28 Plus petite différence significative de Fisher – DBO5Cs période 1 – facteur charge ... 63
Figure 29 Plus petite différence significative de Fisher – DBO5C, DCO et MES période 1 – facteur charge ... 64
Figure 30 Plus petite différence significative de Fisher – N-NH4 et N-NO3 période 1 – facteur charge ... 65
Figure 31 Plus petite différence significative de Fisher – N-NH4 et N-NO3 période 2 – facteur charge ... 66
Figure 32 Influence du temps de rétention hydraulique sur l’abattement de la DCOs – 0,4°C à 5,5°C ... 67
Figure 33 Plus petite différence significative de Fisher – DBO5Cs et DCOs période 1 – facteur température . 70 Figure 34 Plus petite différence significative de Fisher – N-NH4 et N-NO3 période 1 – facteur température ... 72
Figure 35 Plus petite différence significative de Fisher – N-NH4 et N-NO3 période 2 – facteur température ... 72
Figure 36 Coefficients d’Arrhenius pour la nitrification de la première période de suivi ... 74
Figure 37 Coefficients d’Arrhenius pour la nitrification de la deuxième période de suivi ... 74
Figure 38 Nitrification en fonction de la charge surfacique appliquée ... 77
IX
Liste des abréviations et symboles
BNQ Bureau de normalisation du QuébecCCME Conseil canadien des ministres de l’environnement
CEAQ Centre d’expertise en analyse environnementale du Québec DBO5C Demande biochimique en oxygène après 5 jours, partie carbonée DBO5Cs Demande biochimique en oxygène soluble après 5 jours, partie carbonée
DCO Demande chimique en oxygène DCOs Demande chimique en oxygène soluble
DCObs Demande chimique en oxygène biodégradable soluble LSD Plus petite différence significative de Fisher
F0 Statistique F – ratio entre le carré moyen entre les traitements de température et l’erreur moyenne quadratique F1 Statistique F – ratio entre le carré moyen entre les traitements de charge et l’erreur moyenne quadratique F2 Statistique F – ratio entre le carré moyen de l’interaction entre la température et la charge et l’erreur moyenne quadratique F0.025, 2, ν Valeur de référence de Fisher 95% pour trois niveaux et ν degrés de liberté
IFAS Integrated fixed film activated sludge (Procédé hybride combinant un média fixe et des boues activées) JNH4 Taux de nitrification
Ks Constante de mi-saturation
kT Cinétique à température T de la relation d’Arrhenius k1/2 Constante de mi-saturation
k20 Cinétique à 20°C de la relation d’Arrhenius
M Charge organique dans l’équation de Pano et Middlebrooks (1983)
MAMROT Ministère des affaires municipales, régionales et de l’occupation du territoire MBBR Moving bed biofilm reactor (réacteurs biologiques à garnissage en suspension)
MES Matières en suspension
MDDELCC Ministère du développement durable, de l’environnement et de la lutte contre les changements climatiques MVES Matières volatiles en suspension
NH3 Azote ammoniacal non ionisé NH4 Azote ammoniacal
NO3 Nitrates
NTK Azote total Kjeldahl Ntotal,aff Azote total à l’affluent Ntotal,eff Azote total à l’effluent
O2 Oxygène Pt Phosphore total
RBC Rotating biological contactor (disque biologique rotatif)
ROMAEU Règlement sur les ouvrages municipaux d’assainissement des eaux usées Ss Concentration de substrat
tν,0,025 Valeur de référence de Student 95% pour trois niveaux et ν degrés de liberté t0 Statistique t0
T Température
Taux de croissance de la biomasse
̂ Taux de croissance maximal de la biomasse ν Nombre de degrés de liberté
X
θ Coefficient de température de la relation d’Arrhenius ГN Charge surfacique en azote ammoniacal
XI
Remerciements
J’aimerais remercier dans un premier temps M. Paul Lessard, mon directeur de recherche, pour sa grande patience et le soutien qu’il a su apporter tout au long de ma maîtrise. Ses conseils lors de la phase d’expérimentations et de rédaction m’ont beaucoup aidé durant mes travaux.
Je souhaiterais également remercier Bionest qui m’a permis de concilier travail et étude pendant trois ans au sein du département de recherche et développement et d’avoir eu confiance en moi pour la réalisation de ce projet. Un merci particulier à Serge qui a défini le cadre initial de ce projet de recherche et qui m’a donné l’opportunité de réaliser ce projet en tant que sujet de maîtrise. Son soutien tout au long de la maîtrise et ses conseils ont été d’une grande aide et ce, malgré sa propre croisade pour compléter sa maîtrise. Merci également à Maxime pour avoir conçu et mis en place le montage expérimental ainsi qu’à Philie pour le suivi des pilotes qu’elle a réalisé.
Merci à ma famille, Camille, Marie-Claude et Richard, d’avoir cru en moi tout au long de ma maîtrise. La rédaction de mon mémoire n’aurait pu se faire sans la rigueur et l’organisation que Camille a su me transmettre.
Merci à Bernard, avec qui j’ai partagé les pilotes, pour les discussions sur les résultats et le processus de rédaction du mémoire. Merci également aux anciens collègues de génie des eaux qui ont montré un intérêt envers mes travaux et qui m’ont motivé à compléter ma maîtrise.
1
1. Introduction
1.1.
Division du mémoire
Ce mémoire est divisé en quatre chapitres. Une introduction est présentée au chapitre 1 où un survol de l’assainissement municipal québécois est d’abord effectué. Des notions théoriques sur les biofilms utiles à la suite de la lecture du mémoire sont par la suite présentées. Les principales technologies d’assainissement des eaux usées à biomasse fixe visant la dégradation de la matière organique et la nitrification sont par la suite décrites et précèdent une section portant sur l’influence des conditions d’opération sur la capacité de traitement. Un média fixe peu étudié jusqu’à maintenant, soit le média BIONESTMD, est par la suite présenté.
Les objectifs de la recherche présentée dans ce mémoire terminent le chapitre 1. Le chapitre 2 présente le matériel et les méthodes utilisés tout au long de la recherche. Le plan expérimental, le site d’essai, les pilotes utilisés ainsi que le suivi réalisé y sont détaillés. Les principaux résultats de l’étude sont présentés au chapitre 3. Les résultats du suivi ainsi que l’analyse de l’influence de la charge surfacique appliquée et de la température d’opération sur la dégradation carbonée et la nitrification sont présentés. Finalement, les conclusions de l’étude sont présentées au chapitre 4 ainsi que les limites de l’étude.
1.2.
L’assainissement municipal québécois
L’assainissement des eaux usées au Québec est encadré par le Ministère du Développement Durable, de l’Environnement et de la Lutte contre les Changements Climatiques (MDDELCC). Les stations d’assainissement municipales doivent être conçues avec des technologies reconnues comme étant conventionnelles par le MDDELCC ou avec des nouvelles technologies dont la performance a été validée par ce même ministère. Le Guide pour l’étude des technologies conventionnelles du traitement des eaux usées
d’origine domestique (MDDELCC, 2016a) est utilisé pour la conception des technologies conventionnelles
alors que les fiches d’informations techniques propres à chaque technologie sont utilisées pour la conception des nouvelles technologies de traitement des eaux usées d’origine domestique (MDDELCC, 2016b). Cette section présente un portrait des stations d’épuration des eaux usées québécoises ainsi qu’un aperçu de la règlementation encadrant les ouvrages municipaux d’assainissement.
1.2.1. Les stations d’épuration des eaux usées québécoises
L’assainissement des eaux usées au Québec a subi une transformation en 1978 lorsque le programme d’assainissement des eaux du Québec a été mis sur pied. Ce programme visait à doter les municipalités québécoises de stations d’assainissement afin de protéger l’environnement et la santé publique. Parmi les types de stations qui ont été construites, les stations de type étangs aérés ont été les plus populaires en raison de leur faible coût et de leur simplicité d’opération. En 2013, on comptait au Québec 811 stations
2
d’assainissement dont 540 étaient des étangs aérés (MAMROT, 2014). En 2016, l’âge moyen des étangs aérés est d’environ 20 ans, ce qui implique que de nombreux étangs ont sans doute atteint la fin de leur vie utile. Le Tableau 1 présente les différents types de technologie qui étaient en opération en 2013 au niveau municipal ainsi que le nombre d’installations correspondant.
Tableau 1 Types de station en utilisation au Québec pour l’assainissement municipal (MAMROT, 2014)
Type de station d’installations Nombre
Boues activées 49
Disques biologiques rotatifs 25
Biofiltration 8
Dégrillage fin 25
Étangs aérés 540
Étangs à rétention réduite 50
Étangs non aérés 43
Physico-chimique 13
Divers (BIO
-
FOSSEMD, BIONESTMD, Biotour, Fossé à infiltration rapide, Filtre intermittentenfoui, Filtre intermittent à recirculation, Fosse septique, Filtre à tourbe, Oxydation rapide avec polissage, Roseaux, Réacteur biologique avec garnissage en suspension, SegfloMC et
Filtre EcoflexMC)
58
Le développement des municipalités a mené à de nouveaux raccordements aux réseaux de collecte des eaux usées alimentant les stations de traitement. Les charges et débits traités sont donc aujourd’hui plus élevés qu’ils ne l’étaient lors de la construction des ouvrages d’assainissement. En 2013, près de 40% des étangs avaient atteint leur débit de conception ou leur charge en DBO5C de conception (Québec, 2014). Afin de pouvoir recevoir de nouveaux raccordements, la capacité de traitement de ces stations devra être augmentée afin d’assurer un respect des exigences de rejet.
1.2.2. La règlementation encadrant les ouvrages municipaux
d’assainissement
En 2009, le Conseil canadien des ministres de l’environnement a adopté la Stratégie pancanadienne sur la
gestion des eaux usées municipales afin d’uniformiser l’assainissement des eaux usées à travers le Canada et
d’améliorer la protection de l’environnement (CCME, 2009). Cette stratégie contient notamment des normes sur la qualité des effluents visant la partie carbonée de la demande biochimique en oxygène après 5 jours (DBO5C), les matières en suspension (MES) ainsi que la toxicité. La toxicité d’un effluent peut être liée à de multiples polluants dont l’azote ammoniacal non ionisé (NH3).
Suite à la Stratégie pancanadienne sur la gestion des eaux usées municipales, le gouvernement canadien a adopté le Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées en vertu de la Loi sur
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les pêches qui est entré en vigueur en 2015 (Canada, 2015). Des normes de rejet de 25 mg/L pour la DBO5C et les MES ont été incluses dans ce règlement. Pour l’évaluation de la toxicité, une concentration maximale pour l’azote ammoniacal non ionisé de 1,25 mg N/L à 15°C est exigée.
Le Québec a décidé de ne pas adhérer au Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des
eaux usées et de concevoir son propre règlement en fonction de sa situation. C’est ce qui a mené au Règlement sur les ouvrages municipaux d’assainissement des eaux (ROMAEU) (Québec, 2016). Ce
règlement reprend les exigences de DBO5C et de MES, mais la toxicité est évaluée avec des essais de toxicité sur des truites arc-en-ciel et des daphnies plutôt qu’avec la concentration d’azote ammoniacal non ionisé. L’azote ammoniacal non ionisé est donc indirectement évalué.
En raison de leur conception initiale, de nombreux étangs aérés au Québec ne sont pas en mesure de produire un effluent respectant les nouvelles exigences du ROMAEU de 25 mg/L pour la DBO5C et les MES. Ces installations devront donc être mises à niveau afin d’améliorer l’efficacité du traitement. Puisque les essais de toxicité n’étaient pas réalisés avant l’adoption du règlement, la fraction des étangs ne respectant pas l’exigence de toxicité n’est pas connue à ce jour. Cependant, puisque les étangs aérés ne sont pas efficaces pour l’enlèvement de l’azote ammoniacal, notamment à basse température, et que l’azote ammoniacal contribue à la toxicité, il est logique de penser que de nombreux étangs ne seront pas en mesure de respecter l’exigence de toxicité.
L’une des options envisagées pour augmenter la capacité de traitement des étangs aérés est l’ajout d’un média fixe sur lequel les bactéries peuvent être retenues à l’intérieur d’un biofilm (Choi et al., 2008); on parle alors de procédé hybride. La formation d’un biofilm permet ainsi d’augmenter le temps de rétention des solides, d’augmenter la concentration de biomasse et d’améliorer sa distribution dans le volume de traitement. La section suivante porte sur différentes technologies à biomasse fixe qui sont utilisées pour l’assainissement des eaux usées, notamment pour la dégradation carbonée et la nitrification. Pour chaque technologie, une description des composantes est d’abord présentée, suivie des caractéristiques du traitement biologique et de certaines spécificités par rapport à l’opération. Cette présentation sommaire des différentes technologies permettra par la suite de pouvoir comparer les résultats d’études réalisées sur ces technologies aux résultats de la présente étude.
1.3.
Les technologies à biomasse fixe
De nombreuses technologies de traitement des eaux usées à biomasse fixe ont été développées depuis le premier lit bactérien mis en opération en Angleterre en 1893 (Sawyer, 1944). Avec l’amélioration de la compréhension des mécanismes de traitement par biofilms, de nouvelles technologies ont vu le jour tels que
4
les disques biologiques rotatifs commercialisés en Allemagne en 1960 (US EPA, 1984). Les biofiltres, tels qu’ils sont conçus et opérés de nos jours, ont été développés dans les années 80 (Mendoza-Espinosa et Stephenson, 1999). Plus récemment, les réacteurs biologiques avec garnissage en suspension (MBBR) ont été mis au point au début des années 1990 (Odegaard, 2006). Quant aux réacteurs immergés avec média fixe, bien que les premiers systèmes soient apparus dans les années 30 (Rusten, 1984), de nouvelles configurations et de nouveaux médias continuent d’être développés à ce jour.
Les technologies à biomasse fixe ont gagné en popularité durant les dernières années par rapport aux boues activées puisque les volumes de traitement requis sont inférieurs et que la qualité de l’effluent est moins dépendante de la clarification secondaire (Odegaard, 2006). De plus, contrairement à la biomasse en suspension qui se déplace dans la filière de traitement, le biofilm se maintient dans les mêmes conditions d’opération de façon continue, ce qui crée une biomasse plus spécifique (Chudoba et Pujol, 1998, Odegaard, 2006).
1.3.1. Les lits bactériens
Les lits bactériens utilisent la percolation pour mettre en contact le substrat avec la biomasse et pour aérer l’eau simultanément de façon passive. La distribution de la biomasse dans les lits bactériens est influencée par l’écoulement à travers le filtre qui peut être caractérisé d’écoulement piston avec dispersion. Puisque la biomasse est fixe et que l’écoulement est vertical, les caractéristiques de la biomasse varient selon la hauteur à laquelle elle se situe dans le filtre. Pour un système traitant l’effluent d’un traitement primaire, l’eau chargée en matière organique favorise la croissance des bactéries hétérotrophes dans le haut du filtre créant ainsi un gradient au niveau du substrat. Puisque les autotrophes sont en compétition avec les hétérotrophes pour l’espace et l’oxygène dans le biofilm, leur concentration est faible au sommet et plus élevée à la base (Grady et al., 2011, Boller et al., 1994). Pour que la nitrification ait lieu, une concentration en DBO5s maximale de 20 mg/L doit être atteinte dans le lit bactérien (Parker et Richards, 1986). En raison du gradient de concentration, le média à la base est généralement couvert d’une plus faible quantité de biomasse puisque sa production est faible et qu’elle est dégradée par des prédateurs. Cela peut constituer un problème lors des fluctuations de charges. Le gradient de biomasse peut être diminué en mettant deux filtres en série et en inversant l’ordre d’écoulement (Gujer et Boller, 1986, Boller et al., 1994).
La configuration d’une filière de traitement avec lit bactérien doit permettre une distribution homogène de l’eau sur le média. Selon la charge appliquée, des surfaces spécifiques de l’ordre de 100 à 140 m²/m³ sont utilisées pour la dégradation de la matière organique (Grady et al., 2011). En nitrification tertiaire, des surfaces spécifiques de 150 à 200 m²/m³ peuvent être utilisées en raison du faible coefficient de production des autotrophes (Boller et Gujer, 1986). Les surfaces spécifiques plus faibles sont favorisées pour les charges
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élevées afin de laisser suffisamment d’espace à l’intérieur du média pour éviter un colmatage qui empêcherait l’utilisation d’une portion de média. Pour un mouillage efficace du média, des charges hydrauliques d’environ 1,8 m/h sont visées (Grady et al., 2011, Logan et al., 1987). Cette charge hydraulique peut être augmentée de façon ponctuelle pour favoriser l’évacuation de la biomasse en excès. En plus d’effectuer un contrôle de l’épaisseur du biofilm, l’augmentation ponctuelle de la charge hydraulique permet de limiter la présence d’organismes supérieurs qui consomment la biomasse (Gujer et Boller, 1986). Une recirculation peut être mise en place pour atteindre la charge hydraulique désirée sans augmenter la charge organique appliquée sur le filtre. Finalement, une étape de clarification secondaire doit habituellement suivre le lit bactérien (Grady et al., 2011).
1.3.2. Les disques biologiques rotatifs
Dans les disques biologiques rotatifs, ou RBC pour rotating biological contactor, le média sur lequel la biomasse est fixée alterne entre l’immersion où le contact avec le substrat est effectué et l’émersion où le transfert d’oxygène s’effectue majoritairement. La rotation peut être induite par un moteur contrôlant directement l’arbre ou par un système d’aération situé sous les disques. En plus d’améliorer le transfert d’oxygène dans l’eau, l’aération favorise le détachement de la biomasse en excès (Grady et al., 2011). En absence d’aération, la vitesse de rotation permet d’augmenter le transfert d’oxygène (Boller et al., 1990) et les variations de vitesse de rotation permettent de contrôler l’accumulation de biomasse sur le média (Grady et al., 2011).
Afin d’améliorer la performance des disques biologiques rotatifs, la conception prévoit habituellement plusieurs niveaux en série. Plutôt que d’obtenir un gradient de substrat et de biomasse du haut vers le bas comme dans un lit bactérien, un gradient est plutôt obtenu entre les bassins (Pano et Middlebrooks, 1983). Dans les systèmes conçus pour la dégradation carbonée et la nitrification simultanée, les hétérotrophes sont plus abondants dans les premiers niveaux alors que les autotrophes sont plus abondants dans les derniers où la DBO5s est de 15 mg/L ou moins (Grady et al., 2011). En nitrification, les concentrations en azote ammoniacal dans les derniers niveaux sont faibles, limitant ainsi la croissance des autotrophes. Afin d’améliorer l’homogénéité de la biomasse autotrophes entre les niveaux et la cinétique de nitrification, l’écoulement entre plusieurs niveaux de disques peut-être inversé (Boller et al., 1990).
Les problèmes rencontrés dans l’opération des disques biologiques rotatifs impliquent surtout des surcharges sur l’arbre de rotation. Les variations de charges appliquées aux disques peuvent augmenter la biomasse présente sur le média et causer des problèmes d’ordre mécanique si l’accumulation de biomasse sur le média n’est pas contrôlée. Puisqu’un contrôle de l’épaisseur du biofilm doit être effectué, les solides évacués doivent être gérés en aval par une étape de séparation de la biomasse (Grady et al., 2011).
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1.3.3. Les biofiltres
Les biofiltres existent sous de multiples configurations où le mode d’apport en oxygène, le sens de l’écoulement et le type de média utilisé varient d’une technologie à l’autre (Verma et al., 2006). Contrairement aux lits bactériens et aux disques biologiques rotatifs, les composés particulaires sont physiquement retenus dans le lit de média par filtration et l’excès de biomasse n’est pas évacué dans l’effluent, mais est plutôt retiré lors de cycles de rétro-lavages. Le réacteur biologique et la clarification secondaire sont donc regroupés à l’intérieur d’un même réservoir. Puisque la perte de charge est fonction de l’accumulation des solides et de la vitesse d’écoulement à travers le média, la charge hydraulique est une variable importante pour les biofiltres (Grady et al., 2011).
Les technologies Biostyr (Véolia Water Technologies), Biofor (Degremont Technologies) et Biocarbone (OTV) sont des biofiltres ayant chacun leur propre configuration. Le Biostyr est un système à écoulement ascendant dont le média est composé de sphères de polystyrène d’un diamètre de 3 mm ayant une surface spécifique de l’ordre de 1050-1200 m²/m³ (Borregaard, 1997). La faible densité du polystyrène fait flotter le média qui est maintenu dans le réacteur par des grilles de retenue située en surface. Un système d’aération à la base assure le transfert d’oxygène. Tout comme le Biostyr, le Biofor est un procédé à écoulement ascendant avec un système d’aération situé à la base. Le média utilisé, soit le Biolite, est composé de granule d’argile expansée d’un diamètre de 2,5-3,8 mm (Verma et al., 2006, Chudoba et Pujol, 1998). Sa densité supérieure à l’unité requière un faux plancher à la base du filtre pour maintenir le média en place. Quant au Biocarbone, l’écoulement est descendant et le média utilisé peut être de différents types tel que du charbon activé ou du grès. L’aération est effectuée dans le média pour laisser une couche de média non-aérée à la base visant l’enlèvement des solides (US EPA, 1990).
1.3.4. Les MBBR
Les MBBR, ou réacteurs biologiques à garnissage en suspension, sont des réacteurs complètement mélangés à l’intérieur desquels un média de plastique est introduit en vrac. Le média est maintenu en suspension grâce au brassage induit par l’aération qui assure également l’apport en oxygène ou par un agitateur mécanique. Afin de maintenir un bon brassage du média, un taux de remplissage maximal de 67% est généralement utilisé. Différents média offrent des surfaces spécifiques variables. L’un des plus connus, le média K1 d’Anox Kaldnes, offre par exemple une surface spécifique de 465 m² de média par m³ de réacteur (m²/m³). Pour maintenir le média à l’intérieur du réservoir, des tamis sont installés à l’effluent. Un dégrillage fin doit donc nécessairement être installé en amont du réacteur afin d’éviter le colmatage des tamis qui aurait pour conséquence de faire déborder les réservoirs. Le dégrillage prévient également le colmatage du média qui aurait comme conséquence de perturber la fluidisation (Odegaard, 2006).
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Les MBBR ont été développés afin de combiner les avantages des boues activées et des systèmes à biomasse fixe sans avoir les aspects négatifs. La biomasse fixe permet de maintenir une concentration élevée de biomasse dans le réacteur sans avoir besoin de recirculation des boues. De plus, la charge est répartie de façon homogène sur le biofilm grâce à l’hydraulique complètement mélangée du réacteur. Pour améliorer les cinétiques d’enlèvement, plusieurs MBBR peuvent être installés en série où les hétérotrophes dominent les premiers réacteurs et les autotrophes les derniers (Odegaard, 2006).
Il est important que l’épaisseur de biofilm soit contrôlée dans les MBBR de façon à assurer une fluidisation adéquate du média et une bonne surface de contact entre la biomasse et le substrat (Sen et al., 2007). L’excès de biomasse est détaché du média grâce au cisaillement hydraulique induit par l’aération et grâce à l’abrasion résultant des collisions entre les différentes unités de média. Puisque les solides sont évacués du réacteur de façon continue, une étape de séparation de la biomasse doit être installée en aval. L’abrasion sur la couche externe du média étant importante dans les MBBR, la majorité du biofilm se développe sur les surfaces internes protégées. En ne considérant que la surface interne du média K1 précédemment décrit, la surface effective du média est de 335 m²/m³ plutôt que de 465 m²/m³ (Grady et al., 2011, Odegaard, 2006). La surface effective est un paramètre clé de la conception des réacteurs MBBR puisque ceux-ci sont conçus sur la base d’un taux d’enlèvement surfacique ou d’un taux d’enlèvement volumique. Odegaard et al. (2000) ont montré que même si le média utilisé est de taille et de forme variée, la performance est similaire lorsque celle-ci est exprimée selon la surface effective de média.
1.3.5. Les médias fixes immergés
Bien que les technologies à biomasse fixe les plus communes puissent être classées dans les différentes catégories précédemment présentées, il existe des technologies qui pourraient être regroupées et caractérisées de réacteur aéré à média fixe immergé. Plusieurs études ont été réalisées sur ce type de système, notamment avec un média de feuilles de céramique (Hamoda et Abd-El-Bary, 1987, Al-Haddad et al., 1991, Hamoda et al., 1996), du média Pall-rings (González-Martínez et Duque-Luciano, 1992), des feuilles de plastiques (Rusten, 1984) et du média de textile (Lessel, 1991, Flournoy, 2006).
La surface spécifique du média immergé vise à fournir suffisamment d’espace pour un apport d’oxygène et de substrat au biofilm tout en évitant le colmatage du média. Des surfaces spécifiques de l’ordre de 100 à 300 m²/m³ sont utilisées pour ce type d’application (Schlegel et Koeser, 2007), les surfaces spécifiques plus faibles étant destinées à la dégradation carbonée alors que les surface spécifiques plus élevées sont réservées à la nitrification (Schlegel, 1988). L’aération à la base du média a comme fonction de fournir l’oxygène requis par la biomasse et de créer de la turbulence en surface du biofilm pour limiter l’épaisseur de la couche limite et améliorer le transfert de masse. L’aération avec fines bulles favorise un transfert d’oxygène efficace à l’eau
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usée alors que l’aération avec bulles grossières vise plutôt un brassage de l’eau permettant d’éviter un colmatage du média. Tout comme les autres technologies précédemment présentées, plusieurs réacteurs en série peuvent être installés afin d’améliorer les cinétiques de dégradation. Afin de favoriser le détachement de la biomasse en excès, l’aération peut être augmentée à 20 m³/m².hr pour une période de 10 minutes une fois par jour (Schlegel et Koeser, 2007). La biomasse évacuée doit par la suite être séparée de la portion liquide par une étape de traitement subséquente.
Les médias fixes immergés sont aérés lorsque des performances de dégradation carbonée et de nitrification sont visées, mais peuvent également opérer sans aération lorsque la dénitrification est requise. Des bassins anoxiques distincts des zones aérobies peuvent alors être configurés dans la chaîne de traitement (Jácome et al., 2014). Dans une telle configuration, un système d’aération est tout de même installé dans le bassin anoxie et mis en fonction quelques minutes par heure afin de créer un brassage favorisant la diffusion des nitrates et de la matière organique soluble dans le biofilm. Une alternative aux bassins distincts consiste à instaurer des cycles d’aération, créant ainsi des conditions aérobies et anoxies séparées dans le temps plutôt que dans l’espace. Un contrôle de la concentration d’oxygène dans le réacteur aérobie permet également une dénitrification, cette fois en profondeur du biofilm où l’oxygène dissous a été consommé dans les couches externes du biofilm (Sen, 2006).
Des problèmes liés au contrôle de l’épaisseur du biofilm ont été notés avec les média fixes, notamment ceux de type textile (Flournoy, 2006). Un mauvais contrôle de l’accumulation de biomasse sur le média a mené à l’apparition de vers rouges qui ont diminué les performances de nitrification (Jones et al., 1998). Ces vers ont pu être contrôlés grâces à des cycles d’aération créant des périodes anoxie, les vers étant aérobies strictes. La présence élevée de protozoaires a également été observée par Schlegel (1988) et Andersson (1990) comme étant la cause de la diminution de la nitrification. L’accumulation excessive de biomasse peut notamment être provoquée par un cisaillement hydraulique inadéquat résultat d’un mauvais système d’aération. En plus de favoriser un biofilm trop épais, un mauvais brassage de la fraction liquide en contact avec le média réduit l’efficacité de la diffusion dans le biofilm et les performances du réacteur (Flournoy, 2006).
Les médias fixes immergés peuvent également être utilisé dans une configuration d’Integrated Fixed Film Activated Sludge (IFAS) où le média est combiné à un système de recirculation des boues. Cette technologie vise notamment l’augmentation de la capacité de nitrification d’un procédé par boues activées en permettant le développement d’un biofilm sur le support bactérien où le temps de résidence des solides élevé favorise le développement de la biomasse autotrophe (Moretti, 2015). Des essais réalisés pendant plus de 10 ans avec un média de type corde Ringlace ont démontré l’efficacité du IFAS à augmenter la capacité de nitrification et
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de dénitrification (Sen, 2006). L’expérience acquise a permis de mettre en lumière certains éléments qui doivent être considérés lors de la conception, notamment la structure supportant le média qui doit résister aux forces exercées par l’aération et supporter le poids de la biomasse lors des entretiens, et la présence de vers qui peut mener à une dégradation de la biomasse.
Des études ont également été réalisées sur l’introduction de média fixe à l’intérieur d’étangs pour l’augmentation de la capacité de dégradation carbonée et de nitrification. Gan (2016) a évalué à l’échelle pilote le potentiel d’augmentation de capacité d’étangs facultatifs non aéré avec le média BIOCORDTM de Bishop Water Technologies. L’unité pilote d’environ 5,7 m³ située à l’extérieur de l’étang était alimentée par l’effluent du deuxième étang d’une série de trois étangs. Des abattements de 69%, 77% et 81% ont été obtenus respectivement pour l’abattement de l’azote ammoniacal, de la DCO et des MES de l’effluent d’étangs facultatifs. Les temps de rétention hydraulique testés ont varié de 3 à 15 jours et les charges carbonées de 0,1 à 1,21 kg DCO/m³.d.
Le média WebitatTM de l’entreprise Entex Technologies a également été introduit à l’intérieur d’étangs aérés pour une augmentation de capacité. Des modules de média ont été mis en place à l’intérieur de trois étangs aérés facultatifs situés en aval d’un étang aéré complètement mélangé pour fournir une surface de média totale de plus de 17 800 m². Cette modification de la station visait à contrer les phénomènes de lessivage de la biomasse observés lors de pluies intenses. Les résultats ont démontré la capacité à diminuer les concentrations en DBO5C à l’effluent de même qu’à augmenter la capacité de nitrification où la concentration azote ammoniacal était inférieure à 1 mg N-NH4/L pendant les mois les plus chauds (McCall et al., 2013). Une augmentation de l’efficacité d’enlèvement de la DBO5C de 3,4 % a été mesurée suite à la mise en place du média fixe malgré une augmentation des charges de 7,8%.
L’augmentation de la capacité de traitement d’étangs aérés grâce à l’utilisation du média fixe de Meridian Aquatic Technology fait de fibres de polyéthylène a également été démontrée. Combiné à des diffuseurs fines bulles, des concentrations moyennes inférieures à 5 mg/L de N-NH4, 10 mg/L de DBO5 et 15 mg/L de MES ont été atteintes grâce au média sur une période de 2 ans. Pendant cette période, les températures ont fluctué entre 1°C et 25°C, les résultats obtenus à température froide étant inférieurs à ceux obtenus à température élevée (Wang et al., 2012).
L’entreprise Bionest Technologies a également démontré le potentiel d’augmentation de la capacité de nitrification des étangs aérés de son média fixe. En période estival, une efficacité de nitrification de 95% a été obtenue grâce au support inerte BIONESTMD. Sous une température de l’eau de 0,5°C, la nitrification a été
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D’autres types de média ont également été utilisés pour améliorer la capacité de nitrification d’étangs facultatifs, notamment avec du média de feuille de PVC (McLean et al., 2000). Des taux de nitrification de l’ordre de 0,7 à 0,9 g N-NH4/m².d ont pu être mesurés à l’intérieur d’étangs pilotes. Puisqu’il s’agissait d’étangs facultatifs, il a été observé qu’uniquement les 0,5 m en surface, où les algues sont également présentes, contribuaient à la nitrification.
Afin de pouvoir mieux apprécier les différences entre les technologies à biomasse fixe présentées ainsi que le fonctionnement de chacune d’elles, la section suivante aborde des principes théoriques sur les biofilms.
1.4.
Les biofilms
Les biofilms sont composés de microorganismes liés par une matrice composée d’exopolymères. Dans un réacteur à biomasse fixe, le biofilm se développe sur un support bactérien et est recouvert d’un film d’eau stagnant à sa surface appelé couche limite. Le biofilm et la couche limite évoluent à l’intérieur de la phase liquide du réacteur où une phase gazeuse est également présente. Le substrat dans la phase liquide est transporté jusqu’à l’interface de la couche limite avant d’atteindre le biofilm. Par diffusion, le substrat pénètre dans la couche limite et le biofilm où il est utilisé pour la production de biomasse (Eberl et al., 2006). Cette section vise à présenter les mécanismes de transport, les réactions dans le biofilm ainsi que les mécanismes d’attachement et de détachement.
1.4.1. Mécanismes de transport
Les mécanismes de transport du substrat dans un réacteur à biofilm sont présents dans la phase liquide, la couche limite et le biofilm. L’advection, la diffusion moléculaire et la dispersion turbulente sont les principaux mécanismes de transport. L’advection et la dispersion sont les principaux mécanismes de transport à l’extérieur du biofilm alors qu’à l’intérieur du biofilm, c’est plutôt la diffusion qui domine. La diffusion dans le biofilm est inférieure à celle dans la phase liquide et varie d’un biofilm à l’autre en fonction de la porosité et des tortuosités du biofilm. Les biofilms plus rugueux et moins denses favorisent une meilleure diffusion des substrats que les biofilms plus denses et plus lisses (Wang et al., 2005, Peyton, 1996). La dispersion est quant à elle fonction du type de réacteur et est déterminée par des corrélations empiriques. Elle permet de considérer la déviation entre le transport de masse prédit par des équations hydrauliques à une dimension et la réalité (Eberl et al., 2006, Gujer, 2008).
Le flux de substrat dans le biofilm est déterminé par le gradient de concentration qui existe dans le biofilm et dans la couche limite. La diminution de la concentration du substrat en profondeur du biofilm est liée à l’utilisation du substrat par la biomasse ainsi qu’à la résistance au transfert de masse (Vieira et Melo, 1999). Pour favoriser une bonne diffusion de l’oxygène dissous dans le biofilm, une concentration plus élevée est
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généralement maintenue dans les réacteurs à biofilm immergés que dans les boues activées afin d’augmenter le gradient de concentration (Grady et al., 2011). Toujours pour favoriser un gradient de concentration élevé, il est important que la couche limite en surface du biofilm soit la plus mince possible afin que la concentration de substrat à l’interface entre le biofilm et la couche limite soit la plus élevée possible. L’épaisseur de la couche limite peut être contrôlée notamment par la charge hydraulique appliquée, par l’aération, par le mouvement du support bactérien ou par toute autre méthode permettant d’augmenter le niveau de turbulence dans le réacteur.
Plusieurs technologies à biomasse fixe sont opérées de façon à favoriser le meilleur transfert de masse possible. Des systèmes tels que les MBBR sont conçus de façon à favoriser un biofilm mince distribué sur la totalité de la surface de média installée dans le réacteur. La pénétration du substrat dans le biofilm développé par ce type de réacteur est habituellement inférieure à 100 µm (Odegaard, 2006). La turbulence induite par l’aération favorise le transport du substrat au biofilm et le contrôle de l’épaisseur du biofilm. Les biofiltres utilisent également le cisaillement causé par l’aération pour favoriser la diffusion du substrat dans le biofilm. Le cisaillement est une force appliquée parallèlement au biofilm et à la surface de média. Dans le cas des réacteurs à biofilm, le cisaillement peut être causé par l’écoulement de l’eau ou l’aération. Des essais sur un Biofor ont montré que l’augmentation de l’aération de 10 à 70 m³/m².h à la base du média permettait une augmentation de la nitrification de 25% à 35% même si la concentration en oxygène dissous était saturée dans toutes les conditions d’opération évaluées (Peladan et al., 1996). L’augmentation de la charge hydraulique est également utilisée pour les biofiltres afin de limiter l’épaisseur de la couche limite et de favoriser la diffusion dans le biofilm. L’augmentation de la charge hydraulique appliquée à un système Biofor de 5 à 20 m/h a permis d’augmenter la nitrification de 33% (Peladan et al., 1996).
Bien qu’un cisaillement hydraulique élevé favorise une couche limite mince et une concentration élevée de substrat en surface du biofilm, un cisaillement hydraulique élevé favorise également la formation d’un biofilm plus dense. Contrairement à un gradient de concentration élevé qui favorise la diffusion, un biofilm dense réduit la diffusion. La croissance d’un biofilm opéré dans un réacteur avec une vitesse d’écoulement faible et un faible niveau de turbulence lié à l’aération est plutôt rapide et ouverte. La rugosité du biofilm qui en résulte est plus élevée et des filaments peuvent être créés, rendant la surface effective du biofilm plus élevée que la surface de média (Vieira et Melo, 1999).
1.4.2. Réactions dans le biofilm
Les réactions dans le biofilm sont fonction des conditions environnantes telles que la concentration de substrat et la température. La concentration de substrat dans le biofilm varie de la surface à la base en raison de la résistance à la diffusion, de la consommation et de la production de composés par la biomasse. Les bactéries
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sont donc exposées à des concentrations de substrats variables selon leur emplacement dans le biofilm. Les cinétiques de dégradation correspondantes sont donc également variables (Eberl et al., 2006). Le pH et l’alcalinité sont également variables en fonction de la position dans le biofilm. La nitrification peut être complètement inhibée à des pH dans la phase liquide de 6,5 – 6,7 en raison de la consommation d’alcalinité dans le biofilm qui diminue le pH à des valeurs inférieures où l’activité des autotrophes est inhibée (Boller et al., 1994).
Figure 1 Profil de concentrations dans la phase liquide et dans le biofilm (adapté de Okabe et al. (1999))
La cinétique de dégradation de la matière organique et de la nitrification peut être représentée par l’équation de Monod où le taux de croissance est fonction de la concentration du substrat limitant et atteint un seuil à concentration élevée. L’Équation 1 présente l’équation de Monod où est le taux de croissance, ̂ est le taux de croissance maximal, SS est la concentration de substrat et KS est la constante de mi-saturation.
̂
Équation 1
Cette équation peut être simplifiée à l’aide d’une approximation par une équation d’ordre 1 à faible concentration lorsque SS << KS. À concentration élevée, lorsque SS >> KS, une réaction d’ordre 0 peut être utilisée comme simplification (Grady et al., 2011). La cinétique de Monod peut également être adaptée pour considérer deux substrats limitant à la fois (Bae et Rittmann, 1996).
Concentration (µmol/L)
Profondeur (
µ
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Une augmentation de la charge appliquée au réacteur augmente la concentration de substrat dans la phase liquide et le biofilm, ce qui favorise une croissance rapide de la biomasse et une activité plus importante du biofilm (Rittmann et al., 1992). Dans les systèmes à écoulement piston tel que les lits bactériens, la diminution de la concentration du substrat dans la colonne de média réduit la charge appliquée à la base du lit, diminuant ainsi l’activité de la biomasse et les taux d’enlèvement (Boller et al., 1994). Les essais de biofiltration de Aubry (2008) ont montré pour un filtre percolant à faible charge appliquée que la majorité de la dégradation carbonée, de la nitrification et de la dénitrification se produisait dans les premiers 30 cm du biofiltre testé. Pour des réacteurs complètement mélangés en série, une diminution des taux d’enlèvements est observable d’un bassin à l’autre tel que l’on retrouve pour les RBC et les MBBR.
Les essais à l’échelle laboratoire et à l’échelle pilote de Hem et al. (1994) sur un MBBR ont montré que lorsque le taux de nitrification est limité par la concentration d’oxygène dissous, une réaction d’ordre 1 permet de prédire l’influence de l’oxygène dissous sur la nitrification. Dans les conditions où c’est la concentration en azote ammoniacal qui limite la nitrification, c’est plutôt une réaction entre un ordre 1 et un ordre ½ qui correspond le mieux aux observations. À une concentration élevée de 15 mg/L d’oxygène dissous, l’ordre de réaction observé aurait normalement dû être zéro puisque les concentrations de mi-saturation pour l’oxygène présentées dans la littérature sont inférieures à cette valeur. Hem et al. (1994) ont suggéré que c’est la résistance à la diffusion dans le biofilm et dans la couche limite qui pourrait expliquer l’ordre 1 observé. En plus de la concentration de substrat qui peut être limitante pour la dégradation carbonée, la concentration en oxygène dissous, notamment en profondeur du biofilm, peut limiter les taux d’enlèvement. La charge maximale applicable à un RBC est limitée à l’apport en oxygène maximal. Cette limite est atteinte à une charge de 32 g DBO5/m².d, 12 à 20 g DBO5s/m².d et 20 à 35 g DCObs/m².d (Grady et al., 2011). Bien qu’il ait été admis que la concentration en oxygène dissous n’avait pas d’impact à des concentrations de 2-3 mg/L sur la dégradation carbonée (Odegaard, 2006), il a été observé que l'enlèvement de DCO soluble dans un MBBR peut être limité par l'oxygène dans certaines conditions d'opération (Piculell et al., 2014). Le taux d’enlèvement dans un lit bactérien est quant à lui limité par l’oxygène à des concentrations à l’affluent en DBO5 supérieures à environ 40 mg/L (Parker et Merrill, 1984).
Des essais avec un MBBR en laboratoire et une eau usée synthétique ont montré que la transition entre l’azote ammoniacal et l’oxygène comme substrat limitant pour la nitrification s’effectue à un ratio O2/N-NH4 de 2,7 g O2/g N-NH4 à 3,2 g O2/g N-NH4. Plus la concentration en oxygène dissous est élevée et plus le ratio limite est bas (Hem et al., 1994). La Figure 2 montre l’influence de la concentration en oxygène dissous sur la nitrification tel que présenté par Hem et al. (1994).
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Figure 2 Influence de la concentration en oxygène dissous sur la nitrification (adapté de Hem et al. (1994))
Pour les milieux fixes, la concentration de biomasse dans le réacteur est plus difficile à déterminer que pour un procédé par boues activées et le temps de rétention des boues n’est pas le même selon la profondeur de la biomasse dans le biofilm (Morgenroth et Wilderer, 2000). Pour un système à biomasse en suspension, la production de boues est fonction du temps de rétention des boues qui peut être calculé à partir de la concentration de boues dans le réacteur et de la purge de boues. La production de boues des systèmes à biomasse fixe peut être exprimée en fonction de la matière organique dégradée et de l’azote ammoniacal nitrifié. Des essais pilotes ont montré que les boues produites par la dégradation de la matière organique soluble était de l’ordre de 0,5 g MES/g DCOs (Helness et al., 2005, Odegaard, 2006). Une valeur du même ordre de grandeur, soit de 0,4 g MES/g DCO a été déterminée par Canler et Perret (1994) pour des biofiltres pleine échelle. Au niveau de la nitrification, les boues sont produites en plus faible quantité en raison du plus faible coefficient de production des autotrophes (Metcalf & Eddy et al., 2003). Pour des charges jusqu’à 0,8 g N-NH4/m².d, Boller et Gujer (1986) ont mesuré une augmentation des matières en suspension de l’ordre de 2 à 3 mg/L à l’effluent d’un lit bactérien. Des résultats similaires ont été observés pour des disques biologiques rotatifs (Boller et al., 1990).
1.4.3. Mécanismes d’attachement et de détachement
L’échange de composés particulaires entre le biofilm et la phase liquide d’un réacteur est représenté par des mécanismes d’attachement et de détachement. La floculation du substrat dans la phase liquide, le cisaillement à la surface du biofilm et la desquamation de la biomasse sont les principaux mécanismes utilisés pour l’étude des composés particulaires dans un réacteur à biofilm (Gujer et Boller, 1990)
Concentration en azote ammoniacal (mg N-NH4/l)
Taux de ni trif ic at io n (g N -NH 4 /m².d) OD=9 mg/L OD=6 mg/L OD=3 mg/L 0,4 g DBO7/m².d
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Dans un réacteur à biofilm, le substrat soluble diffuse dans le biofilm alors que les particules organiques doivent être hydrolysées avant de pénétrer le biofilm. L’enlèvement des particules organiques et inorganiques par un biofilm peut être décrit par une réaction de biofloculation de premier ordre (Boltz et La Motta, 2007, Gujer et Boller, 1990). La biofloculation est définie comme étant la réaction physicochimique permettant un emprisonnement des particules à la surface du biofilm grâce aux polymères extracellulaires produits par les bactéries situées dans le biofilm (Boltz et al., 2006). Une fraction de la matière particulaire de l’affluent est dégradée par le biofilm alors qu’une autre fraction passe directement à l’effluent (Odegaard, 2006).
Les performances d’un réacteur à biofilm sont influencées par les mécanismes et évènements de détachement (Eberl et al., 2006), particulièrement la nitrification. Les évènements de détachement favorisent la croissance des hétérotrophes dont les cinétiques sont plus rapides suite au détachement, augmentant ainsi la compétition pour l’espace et l’oxygène et réduisant la nitrification (Boller et al., 1994, Morgenroth et Wilderer, 2000). Le détachement est l’un des processus de perte de la biomasse, les autres étant la dégradation, la lyse, l’hydrolyse, la respiration endogène, la maintenance et la consommation par des organismes supérieurs (Eberl et al., 2006). On distingue deux types de détachement, soit la desquamation qui consiste en un détachement de morceaux grossiers de biofilm et l’érosion qui correspond au détachement de petites particules à la surface du biofilm.
Les essais laboratoires de Choi et Morgenroth (2003) ont montré qu’une augmentation du cisaillement hydraulique favorise la desquamation du biofilm. Selon ces mêmes essais, il a été observé qu’un cisaillement hydraulique élevé ne correspond pas nécessairement à un détachement élevé, mais c’est bien l’augmentation du cisaillement qui cause le détachement. La même conclusion a été obtenue par d’autres (Bakke, 1986). La structure du biofilm serait donc influencée par l’historique récent des conditions de cisaillement.
Le cisaillement hydraulique est contrôlé dans les réacteurs à biofilms par le brassage induit par l’aération ainsi que par la vitesse d’écoulement de l’eau en contact avec le média. Pour les MBBR, les collisions entre les éléments de média contribuent également au détachement (Odegaard, 2006). La force de cisaillement est fonction de l’épaisseur de biofilm et de la structure du biofilm, un biofilm moins dense ayant un taux de cisaillement plus élevé qu’un biofilm dense (Gujer et Boller, 1990, Eberl et al., 2006). Pour les MBBR dont le taux de remplissage de média peut être ajusté selon la charge à traiter, le niveau d’aération requis à la fluidisation du média doit être ajusté parallèlement. Des essais ont montré que le détachement dans un MBBR diminue avec l’augmentation du taux de remplissage (Wang et al., 2005). Le détachement peut également être contrôlé en modifiant la charge hydraulique appliquée au réacteur à l’aide d’une pompe de recirculation. Pour une charge de 9 g DCO/m².d, Trojanowicz et al. (2011) ont observé qu’une charge hydraulique minimale de 1,9 m³/m² doit être appliquée à un réacteur à média fixe immergé pour maintenir un détachement de biomasse
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adéquat. Les résultats de modélisation de Alpkvist et al. (2007) d’un réacteur MBBR ont montré qu’un taux de cisaillement hydraulique optimal existe pour obtenir un taux d’enlèvement maximal. Avec un cisaillement trop élevé, la totalité du biofilm sur la surface protégée du média est pénétrée par le substrat, mais la quantité de biomasse pouvant être retenue dans le biofilm est faible. Avec un cisaillement trop faible, la biomasse s’accumule sur le média, mais la masse de biomasse active diminue.
En plus du cisaillement hydraulique, de nombreux auteurs ont utilisé des formules fonction de l’épaisseur du biofilm pour calculer le taux de détachement de la biomasse. Selon les différentes équations utilisées en modélisation, plus le biofilm est épais et plus le détachement est important. Bien que de nombreux travaux de modélisation incluant des mécanismes de détachement aient été publiés dans la littérature, il n’existe pas de consensus à l’heure actuelle sur la façon de prédire le détachement du biofilm (Moretti, 2015).
1.5.
Influence des conditions d’opération sur le traitement
L’enlèvement de la matière organique et de l’azote ammoniacal dans les technologies à biomasse fixe est principalement influencé par la charge appliquée et la température (Pano et Middlebrooks, 1983). Cette section du mémoire présente deux sous-sections sur l’influence de la charge appliquée et de la température sur les performances d’enlèvement des réacteurs à biomasse fixe. La nitrification ainsi que la dégradation carbonée sont abordées à l’intérieur de chacune des sous-sections qui suivent.
1.5.1. Charge appliquée
La charge appliquée aux systèmes à biofilm est fonction du type de technologie et de l’efficacité d’enlèvement visée. L’utilisation de plusieurs réacteurs en série permet d’appliquer des charges élevées aux premiers réacteurs, qui opèrent avec une réaction d’ordre 0, et de faibles charges aux derniers réacteurs, qui par contre opèrent selon une réaction d’ordre 1. L’équation de Monod permet de calculer et de comprendre cette variation des taux d’enlèvement qui est fonction des concentrations de substrat. En théorie, un réacteur piston permet de meilleures performances d’enlèvement (Helness et al., 2005). Cependant, dans la pratique, de tels réacteurs ne peuvent facilement être conçus pour plusieurs types de technologie et sont plutôt substitués par une série de réacteurs complètement mélangés.
La charge appliquée aux systèmes à biofilm est fonction de la charge hydraulique et de la concentration de substrat. Dans le cas des biofiltres et des lits bactériens, la charge hydraulique et la charge organique sont utilisées pour le dimensionnement. La charge hydraulique appliquée aux lits bactériens est importante pour le mouillage du média, le détachement de la biomasse et le contrôle des organismes supérieurs. Dans les biofiltres, la charge hydraulique de conception doit considérer la perte de charge à travers le média qui est fonction de la vitesse d’écoulement de l’eau et du niveau de colmatage du filtre lié à la rétention des solides.
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Les disques biologiques rotatifs, les MBBR et les réacteurs à milieu fixe sont généralement conçus uniquement avec la charge organique exprimée en masse par unité de surface de média par jour ou en masse par unité de volume de réacteur par jour (Odegaard, 2006) sans égard à la charge hydraulique. Bien que ce soit surtout la charge organique qui soit utilisée pour la conception des MBBR, il a été démontré que le temps de rétention hydraulique a également un impact lorsque celui-ci est court. Helness et al. (2005) ont observé que pour des charges de 20 à 60 g DCOs/m².d, un temps de rétention hydraulique de 60 minutes permettait d’atteindre une meilleure efficacité d’enlèvement qu’un temps de 15 minutes. Andreottola et al. (2000) ont observé une influence du temps de rétention hydraulique à température froide pour des valeurs inférieures à 5 heures.
1.5.1.1. Dégradation carbonée
Les concentrations visées par un traitement secondaire sont de l’ordre de 125 mg/L pour la DCO et 25 mg/L pour la DBO. À ces concentrations, les taux d’enlèvement ne sont pas maximaux et ne suivent pas une réaction d’ordre 0, mais plutôt une réaction d’ordre ½ ou d’ordre 1 (Helness et al., 2005). Le Tableau 2 présente les résultats de différentes études portant sur la dégradation carbonée pour différentes technologies à biomasse fixe. Les charges appliquées sont exprimées par surface spécifique de média à l’exception de celles pour le biofiltre et le lit bactérien où elles sont plutôt exprimées par volume de réacteur.
Tableau 2 Efficacité d’enlèvement et concentrations à l’effluent pour différentes charges carbonées appliquées à différents types de technologie
Auteurs Technologie Charge appliquée Efficacité d’enlèvement (%) / Effluent (mg/L) Harrison et Daigger (1987) Lit bactérien 0,6 kg DBO/m³.d 2,6 kg DBO/m³.d 6,0 kg DBO/m³.d Effluent 10 – 16 mg DBO/L Effluent 50 – 70 mg DBO/L Effluent 70 – 90 mg DBO/L Dutta et al. (2007) Disques biologiques rotatifs 4,7 g DCObs/m².d Efficacité 99% Canler et Perret (1994) Biofiltre Biofor 5,5 – 6,0 kg DCO/m³.d Effluent < 90 mg DCO/L
Odegaard et al. (2000) MBBR 50 g DCOs/m².d Efficacité 50%
Hamoda et Abd-El-Bary
(1987) Média fixe immergé
50 g DCObs/m².d 90 g DCObs/m².d
Efficacité 97% Efficacité 89%
La charge appliquée a une influence sur l’épaisseur du biofilm qui se développe. Plus la charge organique appliquée est élevée, plus l’épaisseur du biofilm est importante (Bassin et al., 2012, Figueroa et Silverstein, 1992, Peyton, 1996). Dans un réacteur à milieu fixe immergé ayant une configuration de plusieurs réacteurs
