CHAPITRE 2 ENLÈVEMENT DE L’AZOTE DES EAUX USÉES PAR UN PROCÉDÉ À CULTURE FIXÉE IMMERGÉE

Table des matières

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 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.

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 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 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 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.

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, 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).

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.

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).

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 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).

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.

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 1 mg/L.

Figure 8. Enlèvement de NH4+ et accumulation de NO3-

Peu après le 60e jour, une perte de nitrification est survenue. Cette perte temporaire s’expliquerait par le phénomène de desquamation qui a été observé dans le réacteur. En effet, étant donné l’aération continue du procédé, le biofilm n’a cessé de croître jusqu’au point de se décrocher sous l’effet de son poids. Ce décrochage partiel a eu pour conséquence d’évacuer bon nombre de bactéries nitrifiantes, lesquelles ont mis environ 20 jours pour coloniser de nouveau les textiles. À ce sujet, Christensen et Harremoës (1978) mentionnent que, lorsqu’un biofilm atteint une certaine épaisseur, un détachement de biomasse se produit et les bactéries nitrifiantes sont évacuées. Karnchanawong et Polprasert (1990) ajoutent que ce détachement serait dû à la mort naturelle des couches profondes du biofilm et au cisaillement hydraulique. Cette desquamation a aussi eu un impact sur les concentrations en MeS à la sortie du réacteur, comme le montre la Figure 9, de même que sur la DCO totale (non illustré). Toutefois, ces concentrations sont demeurées en tout temps inférieures à 11 mg MeS/L et 90 mg DCO/L après décantation.

Figure 9. MeS à l'effluent sous aération continue de la BIO-FOSSEMD

Les résultats moyens obtenus lors de l’échantillonnage intensif, réalisés pendant les jours 56 à 58, sont groupés au Tableau 4. Outre les bons enlèvements de DBO5 et de MeS, 96% de nitrification ont été observés pour des charges appliquées de 35 g N-NH4+ m-2 d-1 et 489 g DCO m-2 d-1 (323 g DBO5 m-2 d-1) et un temps de rétention hydraulique de 15 h. Ces charges sont celles appliquées à l’entrée de la zone tampon aérée. À l’entrée du réacteur, la charge organique était plutôt de 454 g DCO m-2 d-1 (≈300 g DBO5 m-2 d-1), alors que la charge en azote est sensiblement la même.

À titre de comparaison, le procédé à milieu fixe proposé par Hamoda et al . (1996), utilisant des plaques de céramique comme support bactérien, a permis d’obtenir 34% de nitrification (soit un taux de 4,5 g N-NH4+ m-2 d-1) à des charges de 13,3 g N-NH4+ m-2 d-1 et ≈20 g DBO m-2 d-1 (50 g DCO m-2 d-1). En outre, Karnchanawong et Polprasert (1990) ont obtenu des enlèvements d’azote ammoniacal de 84 à 98% en appliquant des charges de 0,54 g N total m-2 d-1 et 5 g DCO m-2 d-1 sur un réacteur à écoulement fait de feuilles d’acier galvanisé disposées en serpentin. Les charges appliquées sur le BIOTEX® sont donc plus élevées. Cependant, il est bon de rappeler que la superficie de référence est celle du coupon de tissu jersey et non celle de la superficie effective de fixation.

* Exprimés en mg L-1, sauf pour l’alcalinité (mg CaCO3 L-1) et le pH

Comme l’épaisseur du biofilm était relativement importante selon les observations visuelles, elle donnait lieu de croire à la présence de dénitrification en profondeur du biofilm. Cela a déjà été observé par certains auteurs. Par exemple, Sen et Dentel (1998) ont étudié la nitrification et dénitrification simultanées (NDS) dans un lit fluidisé. Ils affirment que la dénitrification était supportée par les couches internes anoxie, alors que la nitrification avait lieu sur les couches externes du biofilm, lesquelles sont exposées à l’oxygène dissous de la liqueur mixte.

Afin de vérifier la présence ou l’absence de dénitrification pendant l’aération continue de la BIO-FOSSEMD, des bilans sur l’azote ont été calculés lorsque l’azote total Kjeldhal était disponible. La Figure 10 présente ces résultats. En moyenne, la somme de l’azote à l’effluent et de l’assimilation d’azote par la biomasse correspond à 70% de l’azote mesuré à l’affluent, laissant croire à la présence de NDS.

Figure 10. Bilan d’azote sous aération continue de la BIO-FOSSEMD

À l’effluent, l’azote se trouve principalement sous forme de nitrate. Des traces d’azote ammoniacal, de nitrite et d’azote organique sont les autres formes d’azote présentes. Quant à l’assimilation, elle a été estimée en considérant un coefficient de rendement observé (Yobs) de 0,23 g DCO formée (g DCO enlevée)-1 (Lessard et al ., 2003) et en supposant une fraction d’azote dans la biomasse (fXB,N) de 0,086 g N (g DCO)-1 (Henze et al ., 1995). Le Yobs a été utilisé au lieu du coefficient de rendement net (Y), dans le but de tenir compte de la mortalité des cellules dans le biofilm. En fait, Lessard et al . (2003) avaient mesuré un Yobs moyen de 0,21 g MeS produites (g DCO enlevée)-1 lors d’une étude antérieure sur la BIO-FOSSEMD. Cette valeur a été convertie en considérant un rapport MVeS/MeS de 0,77 (obtenu lors de la même étude) et un rapport DCO/MVeS de 1,42 (Metcalf et Eddy, 2003). L’écart entre le Y, d’une valeur de 0,67 g DCO (g DCO)-1 selon Henze et al . (1995), et le Yobs mesuré par Lessard et al. (2003) contribue à confirmer l’importance de la mortalité dans le biofilm. Celle-ci mènerait à la resolubilisation d’azote organique, lequel peut s’ammonifier en NH4+ et entraîner une augmentation de la quantité de NO3-.

Par ailleurs, selon Henze et al . (1995), le contenu en azote dans la biomasse pourrait varier de 0,04 à 0,08 g N (g DCO)-1. Récemment, Stricker et al . (2003) ont utilisé un rapport de 0,05 g N (g DCO)-1 pour modéliser un procédé par boues activées à faible charge enlevant l’azote. Selon ces auteurs, il serait en effet adéquat que ce rapport soit réduit quand le temps de rétention des solides est élevé, ce qui est le cas des procédés à cultures fixées. L’utilisation d’un rapport de 0,05 g N (g DCO)-1 dans le calcul des bilans d’azote viendrait appuyer encore davantage la présence de NDS dans le biofilm.

La mesure de certains gaz permettrait de vérifier si des produits de dénitrification (N2, N2O, NOx) sont effectivement présents lors de l’aération continue du réacteur. Pour l’instant, les résultats obtenus suggèrent que la dénitrification ait lieu dans le biofilm, simultanément à la nitrification. Si tel est le cas, cette dénitrification n’est toutefois pas suffisante pour assurer un enlèvement complet de l’azote sous des conditions d’aération continue, étant donné les concentrations en NO3- mesurées à l’effluent. En ce sens, van Loosdrecht et al . (2000), mentionnent que le taux de dénitrification qu’ils ont observé en profondeur du biofilm n’était pas très élevé, et que la nitrification et la dénitrification doivent être séparées en temps ou en espace pour être efficaces.

La deuxième phase expérimentale a consisté à effectuer des essais sous quelques rapports aération/non-aération, afin de permettre un enlèvement séquentiel de NH4+ et NO3-. Les résultats obtenus démontrent qu’il est possible d’observer la dénitrification tout en conservant une bonne nitrification, le tout dans un même réacteur.

La Figure 11 montre l’évolution des formes azotées pendant toute la durée de l’expérience pour chacun des cycles. Les concentrations de N-NH4+ (Figure 11a) et N-NO3- (Figure 11b) à l’effluent mesurées en fin de phase aérée et en fin de phase non aérée sont présentées. À l’affluent, la concentration moyenne de N-NH4+ a été de 27,8 mg/L (écart-type de 4,5), avec un rapport moyen N-NH4+/NTK de 0,7. Pendant l’opération du réacteur en aération intermittente, de faibles concentrations en N-NO2- (< 2 mg/L) ont été mesurées de temps en temps.

Les conditions d’opération lors de chaque cycle sont présentées au Tableau 3. Le premier cycle testé (période 1), aéré 60% du temps, a mené à une augmentation de la concentration en NH4+ à l’effluent, ce qui peut avoir été causé par des charges azotée et organique trop élevées ou par un temps d’aération insuffisant. De plus, il importe de préciser que la phase non aérée ne comportait pas d’agitation pour ce cycle, dans le but de garder l’opération la plus simple possible.

Pour favoriser la nitrification, la proportion d’aération a donc été augmentée à 67% à partir du jour 161 (période 2). De plus, des agitateurs d’aquarium ont été ajoutés dans le réacteur, permettant d’assurer le mélange de la liqueur mixte pendant la phase non aérée. Ces changements ont permis de réduire la concentration en NH4+ à l’effluent, mais il faut aussi considérer que les charges appliquées étaient un peu plus faibles pendant la deuxième période que pendant la première. La proportion d’aération a ensuite été augmentée de nouveau au 191e jour, cette fois jusqu’à 75% (période 3). Des jours 180 à 220, la nitrification a varié entre 27% et 71% et les nitrates produits étaient dénitrifiés jusqu’à des concentrations variant entre 0 et 10 mg/L. Vers le jour 225, le pH a diminué sous 7,0, ce qui s’explique par la dilution de l’alcalinité dans l’eau brute due à la fonte des neiges. Il a alors été nécessaire d’ajouter du Na2CO3 pour augmenter l’alcalinité de l’eau, de manière à respecter le rapport de 7,14 g CaCO3 consommé par g N-NH4+ enlevé. À partir de ce moment, la nitrification est devenue pratiquement complète (> 96%) et elle l’est demeurée jusqu’à la fin des expérimentations. Par contre, les 6 h d’agitation ne permettaient plus l’enlèvement complet des nitrates, alors produits en plus grande concentration.

Figure 11. Concentrations à l’effluent de (a) N-NH4+ et (b) N-NO3-, sous aération intermittente de la BIO-FOSSEMD

Figure 11. Concentrations à l’effluent de (a) N-NH4+ et (b) N-NO3-, sous aération intermittente de la BIO-FOSSEMD

(N- NH4+ à l’affluent variant de 18 à 39 mg/L ; Tableau 3 pour la durée de chaque cycle)

Durant la période 4, la même proportion d’aération a été conservée (75%), mais deux cycles de 12 h par jour ont été utilisés au lieu d’un seul de 24 h. Cet essai avait pour but de vérifier si l’activité dénitrifiante des bactéries hétérotrophes était plus élevée en augmentant la fréquence des périodes sans présence d’oxygène moléculaire. Casey et al . (1999) mentionnent que les réductases, enzymes assurant la réduction des nitrates, sont affectées lorsque les conditions passent de anoxies à aérobies. L’effet immédiat de la présence d’oxygène serait l’inactivation du mécanisme de transfert d’électron des réductases. À long terme, la présence d’oxygène peut entraîner la répression de la synthèse de ces enzymes. Si cette répression survient, les réductases doivent être synthétisées de nouveau à chaque début de phase anoxie, retardant par le fait même la dénitrification. Les observations réalisées pendant cet essai démontrent que le taux de dénitrification demeure le même que pendant la période précédente. Par conséquent, la modification apportée au cycle d’aération ne semble pas avoir amélioré l’activité des réductases.

Un cycle de 24 h avec 75% d’aération a alors été implanté de nouveau (période 5). Les valeurs minimales de NH4+ et NO3- à l’effluent ont été sensiblement les mêmes que celles obtenues entre les jours 225 et 253 (conditions similaires). Comme l’ajout d’alcalinité à l’affluent permettait alors une bonne nitrification, le pourcentage d’aération a été de nouveau diminué à 67% pour favoriser un plus grand enlèvement de nitrate (période 6). Cependant, lors de la période 6, il est difficile de percevoir une différence dans l’enlèvement de NO3- avec le cycle précédent, à cause de la variabilité des mesures de la concentration en NH4+ à l’affluent.

Par ailleurs, différentes hypothèses ont été envisagées pour expliquer la concentration élevée de NO3- à la fin de la phase anoxie. À cet effet, Henze et al . (1995) précise qu’un rapport optimum DCO/N-NO3- de 4 à 5 favorise la dénitrification lorsque la source de carbone provient de la matière organique présente dans l’eau usée. Chiu et Chung (2003) mentionnent pour leur part que le rapport optimal DCO/N-NO3- serait de 5,5 ± 0,2 pour une concentration initiale de 25 mg N-NO3-/L dans les eaux usées. L’affluent appliqué à la BIO-FOSSEMD assurait un ratio 4 kg DCO (kg N-NO3-)-1. Afin de vérifier si un supplément de carbone améliorerait la dénitrification, de l’éthanol a été ajouté à deux reprises au début de la phase non aérée, en quantité suffisante pour assurer un excès de carbone. Malgré ces ajouts, la concentration de NO3- à l’effluent n’a pas diminué. Selon cet essai préliminaire, la dénitrification ne semblait donc pas limitée par un manque de carbone.

Les courbes typiquement observées pendant un cycle complet (période 5) sont présentées (Figure 12 à Figure 15) en ce qui a trait aux variations des composés azotés NH4+ et NO3 - , de l’oxygène dissous, du potentiel d’oxydo-réduction (POR) et du pH dans la liqueur mixte.

Figure 12. Suivi des composés azotés pendant un cycle de 24 h avec des charges appliquées de 21 g N-NH4+ m-2 d-1 et 225 g DCO m-2 d-1 (jour 317)

Figure 13. Suivi de l'oxygène dissous pendant un cycle de 24 h avec des charges appliquées de 21 g N-NH4+ m-2 d-1 et 225 g DCO m-2 d-1 (jour 317)

Figure 14. Suivi du potentiel d’oxydo-réduction pendant un cycle de 24 h avec des charges appliquées de 21 g N-NH4+ m-2 d-1 et 225 g DCO m-2 d-1 (jour 317)

Figure 15. Suivi du pH pendant un cycle de 24 h avec des charges appliquées de 21 g N-NH4+ m-2 d-1 et 225 g DCO m-2 d-1 (jour 317)

Tout d’abord, la concentration en oxygène dissous met près d’une heure pour passer de 6,7 mg/L à des valeurs sous 0,2 mg/L lorsque l’aération est coupée. Cela signifie que la condition anoxie, requise pour la dénitrification, dure cinq heures plutôt que six. La phase non aérée permet un enlèvement de N-NO3- (sa concentration est réduite de 9 mg/L en 6 h), alors que 7,4 mg/L de N-NH4+ s’accumulent dans le réacteur, provenant principalement de l’alimentation continue en l’affluent. En outre, le POR diminue de 131 à 33 mV pendant la non-aération. Quant au pH, il diminue d’abord de 7,4 à 7,0 pendant la première heure d’agitation, puis la dénitrification le fait remonter en suivant une pente constante jusqu’à 7,3. Une baisse de pH telle que celle observée en début de phase non aérée avait été notée par Al-Ghusain et al . (1994) et est probablement due à l’accumulation de CO2 dans le système.

Sur la Figure 12, la pente de diminution de N-NO3- pendant la non-aération a une valeur de 2,0 mg N-NO3- L-1 h-1. Cette dernière est faible comparativement aux pentes normalement mesurées dans les boues activées, qui varient de 3,2 à 60 mg N-NO3- L-1 h-1 (Katsogiannis et al ., 2002; Arnz et al ., 2001; Lin et Jing, 2001; Mauret et al ., 2001; Paul et al ., 1998; Plisson-Saune et al ., 1996; Sasaki et al ., 1996). Par contre, le rapport de cette pente sur celle de la baisse d’oxygène (6,8 mg O2 L-1 h-1, Figure 13) est de 0,3 (mg N-NO3- L-1 h-1) (mg O2 L-1 h-1)-1, ce qui concorde avec les valeurs de 0,1 à 1,0 (mg N-NO3- L-1 h-1) (mg O2 L-1 h-1)-1 trouvées dans la littérature pour des procédés de boues activées (Katsogiannis et al ., 2002; Arnz et al ., 2001; Lin et Jing, 2001; Mauret et al ., 2001; Paul et al ., 1998; Plisson-Saune et al ., 1996; Sasaki et al ., 1996). Cela implique que, dans le cas observé, la dénitrification ne serait pas limitée par un problème de transfert de masse dans le biofilm.

Lorsque l’aération est redémarrée, la nitrification du NH4+ entraîne l’augmentation de la concentration en nitrate. Il est intéressant de noter que cette augmentation se poursuit même une fois que la concentration en NH4+ ait atteint son minimum (après environ 2 h 30 d’aération). Cela rendrait plausible l’hypothèse d’un relargage d’azote organique par le biofilm, qui contribuerait à faire augmenter la concentration de NO3- à l’effluent. À ce même point, l’oxygène dissous subit une légère remontée et un changement de pente est remarqué dans le POR. Pour ce qui est du pH, le démarrage de l’aération le fait d’abord grimper de 7,3 à 7,6. Al-Ghusain et al . (1994) avaient aussi observé une augmentation rapide de pH en début de phase aérée, ce qu’ils attribuent au dégazage du CO2. Le pH redescend ensuite jusqu’à 7,4 en 2 h 30, moment qui correspond à la fin de la nitrification, pour finalement se stabiliser autour de 7,5.

En résumé, le cycle de 24 h aéré 75% du temps permet d’obtenir des concentrations à l’effluent assez faibles en N-NH4+ (0,4 à 7,4 mg/L), mais relativement élevées en N-NO3- (10 à 21 mg/L). Afin de vérifier l’efficacité du traitement par aération intermittente, les résultats d’enlèvement en azote obtenus sous cette condition d’opération ont été comparés à ceux obtenus pendant l’aération continue du réacteur. Les pourcentages d’enlèvement d’azote ci-dessous ici ont été calculés à partir de la différence entre l’azote ammoniacal (NH4+) mesuré à l’affluent et la somme de l’azote ammoniacal, des nitrites et des nitrates (NH4+ + NO3- + NO2-) mesurés à l’effluent. Quant à l’enlèvement d’azote total, il provient de la différence entre le NTK contenu dans l’affluent et la somme du NTK et des NOx- trouvés à l’effluent.

Pendant l’aération continue du réacteur, l’enlèvement d’azote a connu une moyenne de 30% (écart-type de 20), atteignant jusqu’à 72%, ce qui correspond à 49% d’enlèvement d’azote total (écart-type de 15, valeur maximale de 74%). Pendant l’opération sous aération intermittente, cet enlèvement s’est élevé en moyenne à 24% (écart-type de 18%), atteignant par moment 71%. Les valeurs de NTK n’étant pas disponibles pour les essais sous aération intermittente, il est impossible de calculer l’enlèvement d’azote total pour cette période. Tout de même, les valeurs présentées montrent que sensiblement les mêmes pourcentages d’azote ont été enlevés sous les deux conditions d’opération, avec comme avantage pour l’opération sous aération intermittente une plus faible consommation d’oxygène, entraînant par le fait même une économie d’énergie. Il resterait donc à optimiser la durée des cycles d’aération, de manière à obtenir des concentrations de N-NH4+ inférieures à 1,5 mg/L en tout temps et de diminuer la concentration en N-NO3- sous les 10 mg/L. Cela permettrait de répondre aux critères de qualité de l’eau de surface au Québec (MENV, 2003), tout en atteignant la norme européenne de 10 mg N total/L.

Afin de vérifier si les vitesses de nitrification et de dénitrification mesurées dans le réacteur étaient maximales, des tests de cinétiques ont été réalisés ex situ . L’évolution des concentrations en NH4+ et en NO3- pendant chacun de ces tests est présentée de la Figure 16 à la Figure 19.

Figure 16. Cinétique de nitrification mesurée au jour 134 (aération continue)

Figure 17. Cinétique de nitrification mesurée au jour 365 (aération intermittente)

Figure 18. Cinétique de dénitrification mesurée au jour 135 (aération continue)

Figure 19. Cinétique de dénitrification mesurée au jour 366 (aération intermittente)

Lors du premier test de cinétique ex situ (coupon de textile de 3 cm x 2,5 cm colonisé dans le réacteur sous aération continue), les cinétiques suivantes ont été obtenues : 0,57 mg N-NH4+ g-1 MeS d-1 (nitrification) et 0,78 mg N-NO3- g-1 MeS d-1 (dénitrification). Ces cinétiques se sont avérées plus rapides lors du second test (coupon de textile de 3 cm x 2,5 cm colonisé dans le réacteur sous aération intermittente). En effet, les valeurs suivantes ont été obtenues : 2,27 mg N-NH4+ g-1MeS d-1 (nitrification) et 1,02 mg N-NO3- g-1MeS d-1 (dénitrification). Il est à noter qu’il y avait plus de biomasse colonisée sur le coupon lors du premier test (2,0 g) que lors du second (0,8 g). Cette différence explique que la diminution de la concentration en nitrate soit plus lente lors du second test (Figure 18) que lors du premier (Figure 19), alors qu’elle est bel et bien plus rapide lorsqu’exprimée selon la quantité de biomasse.

Le fait d’avoir des périodes anoxies contribue sûrement à améliorer la cinétique de dénitrification pendant l’aération intermittente du réacteur. Par hypothèse, la nitrification est peut-être plus rapide lors du second test à cause de la desquamation qui survient au début de chaque phase aérée. En effet, le décrochage de biomasse provoqué par le départ de l’aération entraîne probablement l’évacuation de bactéries hétérotrophes (assurant l’enlèvement du carbone) qui se trouvent habituellement sur les couches extérieures du biofilm (Sen et Dentel, 1998). Ainsi, les bactéries hétérotrophes offriraient moins de compétition pour l’oxygène aux bactéries autotrophes, permettant à ces dernières de devenir plus actives.

Exprimés selon la surface de média, les taux de nitrification mesurés par unité de surface (38 et 58 g N-NH4+ m-2 d-1) sont comparables au taux observé pendant l’opération du réacteur sous aération continue (34 g N-NH4+ m-2 d-1), quoique légèrement plus élevés. Quant aux taux de dénitrification mesurés par ces tests de cinétique (52 et 26 g N-NO3- m-2 d-1), ils sont également du même ordre de grandeur que ceux observés dans le réacteur pendant l’aération intermittente (40 g N-NO3- m-2 d-1).

Les taux de nitrification et de dénitrification mesurées par unité de surface dans le cadre de cette étude sont relativement plus rapides que les valeurs trouvées avec des lits bactériens et des disques biologiques. Le Tableau 5 et le Tableau 6 comparent les cinétiques de nitrification et de dénitrification mesurées avec celles de différents procédés à milieu fixe trouvés dans la littérature. Exprimés en fonction du volume du bassin, ces cinétiques s’avèrent un peu plus faibles que celles mesurées dans un procédé de type boues activées à 20°C.

Le projet de recherche a permis d’étudier les possibilités d’enlèvement des composés azotés dans les effluents domestiques à l’aide du procédé à culture fixée immergée BIO-FOSSEMD, basé sur l’utilisation de textile comme support bactérien.

Alimenté et aéré en continu, exposé à un TRH de 15 heures et à des charges appliquées de 35 g N-NH4+ m-2 de textile d-1 et 323 g DBO5 m-2 d-1, ce procédé permet d’atteindre 96% de nitrification, tout en assurant des enlèvements de 98% de la DBO5 et de 91% des MeS. Sous de telles conditions, des valeurs sous les 2 mg N-NH4+/L ont été atteintes de façon régulière à l’effluent.

L’aération intermittente du réacteur a permis d’effectuer les enlèvements de NH4+ et de NO3-. Avec un cycle de 24 h comptant 75% d’aération, les concentrations en azote à l’effluent varient de 0,4 à 7,4 mg N-NH4+/L et de 10 à 21 mg N-NO3-/L. L’ajout d’alcalinité (sous forme de Na2CO3) a été requis à l’affluent pour assurer une bonne nitrification pendant les cycles. Des tests de cinétique réalisés ex situ sur le textile ont permis de mesurer des taux de nitrification de 38 et 58 g N-NH4+ m-2 d-1 et des taux de dénitrification de 26 et 52 g N-NO3- m-2 d-1.

Des essais plus complets faisant varier les charges organiques et la durée des cycles seront nécessaires afin d’optimiser l’enlèvement des composés azotés par la BIO-FOSSEMD. Il serait également intéressant d’étudier l’effet de la température et de réaliser des essais pilotes avant de passer à l’échelle municipale.