La déphosphatation biologique : des résultats prometteurs

G.-M. FAUP et D. MALNOUS.L.E.E. Laboratoire Central

M. MEGANCKUniversité de Gand

L’eutrophisation est la conséquence d’un apport excessif de phosphore et d’azote dans le milieu naturel ; cependant, de nombreuses études montrent que l’absence de phosphore, plus que d’azote, est susceptible de limiter la croissance des algues planctoniques (3). Pour cette raison, la circulaire ministérielle du 4 novembre 1980 (1) prévoit deux niveaux de rejets concernant le phosphore total dans les effluents de stations d’épuration traitant des eaux résiduaires urbaines :

• — le niveau PT1 correspondant à une élimination journalière de phosphore total de 80 %,
• — le niveau PT2 correspondant à un rejet de phosphore total de 1 mg/l pour un prélèvement de deux heures.

Pour atteindre ces objectifs, deux catégories de procédés sont envisageables :

• — les techniques physico-chimiques qui procèdent par ajout de sels d’aluminium, de chaux ou de sels de fer en divers points d’une station d’épuration. Ces procédés, par ailleurs bien maîtrisés, présentent cependant un certain nombre d’inconvénients limitant leur application (2) ; nous retiendrons plus particulièrement : la production de volumes importants de boues souvent difficiles à traiter et une consommation de réactifs chimiques relativement élevée entraînant des surcoûts d’exploitation non négligeables ;
• — les techniques d’élimination du phosphore par voie biologique qui, par opposition aux procédés précédents, permettent par la seule adjonction d’un bassin anaérobie en tête d’un système classique de boues activées d’éliminer jusqu’à 90 % du phosphore total présent dans les effluents urbains.

RAPPELS SUR LES MÉCANISMES DE LA DÉPHOSPHATATION BIOLOGIQUE ACCRUE

Remarque : Nous considérons, dans ce qui suit, une « zone d’anoxie » comme un bassin non aéré pouvant contenir des nitrates et une « zone anaérobie » comme un bassin également non aéré mais ne contenant pas de nitrates.

De par son rôle dans les phénomènes de stockage et de transfert d’énergie, le phosphore est un élément essentiel et le métabolisme énergétique normal des cellules sera perturbé, ou tout du moins modifié, par alternance de périodes anaérobies et aérobies. Une première hypothèse pour expliquer ce fait, et résumée par Harold (6) (figure 1) peut s’appliquer à la plupart des micro-organismes :

• — en croissance normale et en aérobiose, les bactéries utilisent le phosphore pour former des acides nucléiques nécessaires à leur croissance (voie A). Il n’y a pas de stockage de polyphosphates car l’ADP est inhibiteur de l’enzyme polyphosphate-kinase ;
• — si l’on soumet les bactéries à une période d’anaérobiose, les accepteurs d’électrons seront absents du milieu et la voie A ne sera plus utilisée pour la synthèse de biomasse ; il y aura production d’enzyme polyphosphatase et hydrolyse de la réserve de polyphosphates afin de fournir le phosphore nécessaire à la fabrication d’ATP indispensable à la survie de la cellule (voie B).

Lorsqu’une bactérie aérobie est placée en anaérobiose, son métabolisme est ralenti et la quantité d’ATP nécessaire à sa survie est moins élevée. Elle aura à sa disposition un excès de phosphates intracellulaires et par conséquent on observera une fuite de ceux-ci vers le milieu extracellulaire. Dans le même temps la répression de l’inhibition de l’enzyme polyphosphate-kinase sera levée.

Lorsque la bactérie sera placée de nouveau en aérobiose, elle reconstituera sa réserve de polyphosphate proportionnellement à la quantité de kinase disponible, et en excès de ses besoins normaux jusqu'à rétablissement de l'équilibre enzymatique.

Un certain nombre d’auteurs (5)(9), cependant, attribuent la déphosphatation biologique à une seule souche microbienne Acinetobacter, dont la croissance est favorisée par l'alternance de périodes anaérobies et aérobies. En effet, dans le bassin anaérobie, la matière organique de l'eau brute se transforme en acides gras par fermentation (acidogenèse). Or Acinetobacter a la particularité d’absorber ces acides gras et de les stocker sous forme de poly-β-hydroxybutyrate (PHB) (5). L’énergie nécessaire pour la synthèse de ce polymère est fournie par l'hydrolyse des polyphosphates, d’où le relargage du phosphore. En aération, le PHB serait métabolisé normalement et l'énergie libérée pourrait ainsi servir à stocker les polyphosphates (8).

Bien qu'il existe encore beaucoup de controverses à propos du mécanisme responsable de la déphosphatation biologique, la zone anaérobie paraît nécessaire au stockage biologique accru du phosphore dans les cellules, donc dans la biomasse. Il est à noter qu’une boue activée classique contient environ 2 à 3 % de phosphore, ramené aux matières sèches, alors qu'une boue « déphosphatante » en contient de 4 à 7 %, voire plus.

MISE EN ŒUVRE D'UN PILOTE DE LABORATOIRE

Nous avons exposé par ailleurs (7) les nombreux travaux effectués sur la mise en œuvre de la déphosphatation biologique accrue. Pour définir un procédé de traitement réaliste, nous avons retenu les principes suivants :

• — un schéma de traitement simple et par conséquent d’exploitation facile, par opposition aux procédés complexes de type Phoredox,
• — la nécessité d'une zone anaérobie stricte où la quantité de nitrates recyclée serait minimum afin d’éviter les inconvénients du procédé Bardenpho.

La prise en compte de ces principes a débouché sur le schéma de la figure 2.

Le pilote, d'un volume de 28 litres, comporte une zone d’anaérobiose et une zone d'anoxie (toutes deux en mélange intégral) suivies d'un bassin aéré en flux piston ; l'âge de la boue autorise une nitrification complète et afin d’éviter un retour important de nitrates en anaérobiose, une recirculation intermédiaire de liqueur mixte permet la dénitrification dans la zone d’anoxie. Ses principales caractéristiques sont les suivantes :

Le pilote est alimenté par un effluent mixte composé d'eau résiduaire urbaine additionnée d’extraits de viande et de peptone. Les caractéristiques moyennes de cet effluent sont ainsi les suivantes :

* Filtration sur membrane Millipore AP 20.

La concentration de la biomasse dans le pilote est en moyenne de 6 g/l, ce qui correspond à une

charge massique de 0,13 kg DBO 5/kg MS/j et a un âge de boue de 12 à 13 jours (charge et âge calculés sur la masse de boues présente en aération et en anoxie).

RÉSULTATS OBTENUS

Étude de l’influence des princi- paux paramètres

Des essais en discontinu effec- tués avec des boues provenant du pilote décrit ci-dessus ont permis d’étudier plus précisément le phé- nomène, et de définir les paramé- tres qui y jouent un rôle détermi- nant.

1. — Influence des nitrates

La figure 3 montre l’évolution des concentrations en phosphore et en nitrate pendant l’un de ces essais.

141

c

| ajout de méthanol

mg/l P et N-NO3

aeration Anaerobie

1234567
Temps en heures

Phosphore en mg/l A: période d’aération
N-NO3 en mg/l B: anoxie
C: anaérobie

Fig. 3. — Influence des nitrates en anaéro- biose.

Un échantillon de boue pris dans la zone d’anoxie du pilote est aéré durant 1h 30. Le pilote fonction- nant à faible charge, l’azote Kjel- dahl est nitrifié, et dans le même temps, la teneur en phosphore diminue de façon importante. Au début de la période de non aération, la boue consomme l’oxygène dis- sous du milieu et crée ainsi des conditions anoxiques. Pour accélé- rer la dénitrification, il est ajouté une source de carbone organique sous forme de méthanol. Pendant cette période, la concentration en phosphore continue à diminuer :

L’apport d’oxygène par les nitrates est encore suffisant pour en per- mettre l’accumulation par les bac- téries déphosphatantes. Ce n’est qu’au moment où la concentration en nitrates devient inférieure au seuil de détection (0,1 mg/l en N-NO3-) que le métabolisme éner- gétique aérobie des cellules est perturbé et que commence le relar- gage du phosphore préalablement stocké. Une réaération de la boue montre alors une réabsorption très rapide du phosphore jusqu’à des concentrations inférieures à 0,5 mg/l.

Cet essai a montré la nécessité, pour induire le mécanisme de la déphosphatation accrue, de créer des conditions d’anaérobiose stric- tes.

2. — Influence de la durée de la période d’anaérobiose

Dans une série d’essais du même type, l’influence de la durée d’anaé- robiose sur la réabsorption en aéra- tion a été examinée. Afin de simpli- fier le schéma, le cycle de nitrifica- tion dénitrification, décrit ci-dessus, a été omis.

Lorsque la dénitrification est complète, le relargage commence. La figure 4 montre la réabsorption observée lorsque l’on réaère après respectivement 1h, 1h 30, 2h 30 et 4h d’anaérobiose.

Aération après 1h d’anaérobiose
1h 30
2h 30
4h

P (mg/l)

Temps (heures)

Fig. 4. — Influence du temps de séjour en anaérobiose.

Dans tous les cas, les concentra- tions obtenues en P total sont infé- rieures à 1 mg/l après 30 minutes d’aération. Il ne semble donc pas nécessaire de prolonger la durée d’anaérobiose pour améliorer la capacité de réabsorption : en effet, le temps de séjour en anaérobiose doit seulement être juste supérieur à celui nécessité pour la dénitrifi- cation des nitrates éventuellement présents. Le rendement de déphos- phatation ne sera donc pas directe- ment affecté par le temps de séjour en anaérobiose ce qui lui assurera une bonne stabilité du système face aux variations de débit.

3. — Influence de l’ajout de carbo- ne organique et de sa nature sur le relargage du phospho- re en anaérobiose

sans méthanol
+ 150 mg/l
+ 500 mg/l

P (mg/l)

2 4 6 8 10 12 14 16

Temps (heures)

Fig. 5. — Influence de l’ajout de méthanol sur le relargage des phosphates en anaéro- biose.

L’apport de méthanol au début de la période d’anaérobiose a pour conséquence, comme le montre la figure 5, un accroissement de la vitesse de relargage. L’ajout d’au- tres composés organiques, en parti- culier d’acides gras volatils comme l’acide acétique, a un effet stimula- teur encore plus prononcé sur ce phénomène (figure 6).

En effet, alors que l’influence du méthanol n’est sensible qu’après quelques heures, l’ajout d’acétate provoque presque instantanément

Un relargage 50 fois plus rapide que dans le cas du méthanol ; après cinq heures d’anaérobiose, la concentration en phosphore dans le milieu extracellulaire semble atteindre un palier à 220 mg/l. En début d’essai, les boues à 5,95 g/l de matières sèches contenaient 6,1 % de phosphore ; lorsque le palier est atteint, cette teneur n'est plus que de 2,4 % : cela signifie que tout le phosphore incorporé dans les boues au-delà de la teneur normale d'une boue activée classique a été relargué. Avec apport de méthanol, il semble qu'il soit possible d’atteindre ce palier, mais à une vitesse beaucoup plus lente.

Les vitesses de réabsorption en aération sont identiques quelle que soit la nature de la source carbonée apportée en anaérobiose, mais la concentration finale reste supérieure dans le cas d'ajout d’acétate ; ceci confirme les résultats obtenus par Rensink (8).

Étude des profils d’élimination du phosphore, de l’azote et de la pollution carbonée dans le pilote

Les profils des figures 7, 8 et 9 permettent de suivre à chaque étape du système les phénomènes mis en jeu : en abscisse est porté le temps de séjour réel de l'eau dans chaque zone, et en ordonnée les concentrations des éléments étudiés. Pour la zone anaérobie et la zone anoxique, il a été tenu compte des concentrations de l’élément étudié, apportées par les différents recyclages. Les concentrations en DCO, azote organique et phosphore total sont exprimées dans leur fraction soluble.

Les cellules relarguent une partie de leur phosphore en anaérobiose puis commencent à le réabsorber en anoxie (les nitrates jouent le rôle d’accepteur final d’électrons) : la réabsorption est presque totale en présence d’oxygène (figure 7). Il est à noter qu’un temps de séjour important de la boue dans le clarificateur provoquerait un début d’anaérobiose et le relargage dans l'eau traitée d'une partie du phosphore intracellulaire.

En phase d’anaérobiose, la dénitrification des nitrates apportés par les boues recyclées est complète (figure 8). De par le fait du mélange intégral, la concentration en N-NO3- en tous points du bassin est inférieure au seuil de détection. Le potentiel d’oxydo-réduction (figure 9) traduit bien une anaérobio-

se complète. En anoxie, il y a dénitrification des nitrates recyclés et utilisation d’azote ammoniacal pour la synthèse bactérienne. En aération, on observe l’oxydation complète de l’ammoniaque en nitrate.

Il est constaté une élimination importante de la pollution carbonée en anaérobiose. Cette consommation de DCO est partiellement due à la dénitrification des nitrates apportés par le recyclage des boues du clarificateur. Il est à noter que le fait de dénitrifier dans le bassin anaérobie n’est pas en contradiction avec la définition de « zone anaérobie » donnée plus haut : ce bassin fonctionnant suivant le principe du mélange intégral, la concentration en nitrates y est en tout point inférieure au seuil de détection. Le potentiel redox de +40 mV est témoin d’une anaérobiose réelle.

Si 3,8 mg de DCO soluble sont nécessaires à la dénitrification de 1 mg N-NO₃, la pollution carbonée nécessaire à la dénitrification des 8,5 mg/l de N-NO₃⁻ entrant dans le bassin sera de 32,3 mg de DCO/l.

L’élimination mesurée de DCO soluble étant de 87 mg/l, 55 mg/l ne sont donc pas utilisés par la dénitrification. La transformation de la DCO en acides gras volatils par acidogénèse et leur utilisation par Acinetobacter serait une explication de cette disparition supplémentaire de DCO soluble en anaérobiose.

Résultats moyens obtenus sur le pilote durant une période de deux mois

Afin d’étudier le comportement de la déphosphatation biologique dans le temps, nous avons exploité le pilote durant deux mois sans faire varier aucun paramètre de fonctionnement. La figure 10 rend compte de l’élimination du phosphore total au jour le jour au cours de cette période, alors que le tableau I donne les résultats moyens obtenus sur le phosphore, l’azote et la DCO.

Les résultats obtenus appellent les commentaires suivants :

Tableau I — Performances moyennes obtenues sur une période de 2 mois.

L’installation ayant été ensemencée à l’aide d’une boue activée « classique » provenant d’une station à faible charge, seulement douze jours de fonctionnement ont été nécessaires pour atteindre une élimination du phosphore supérieure à 90 %. Il sera donc possible de démarrer rapidement une station d’épuration conçue pour la déphosphatation biologique.

Il est possible de mettre en évidence le temps de réponse du système à des perturbations accidentelles : par exemple après une augmentation de la concentration de…

nitrate en anaérobiose, la baisse du rendement de déphosphatation n'est observée que 24 à 48 h après la rupture de l'équilibre. Si l'on émet l'hypothèse qu'Actinetobacter serait responsable de l'élimination du phosphore, le temps de réponse du système peut s'expliquer comme le temps de survie de la population déphosphatante à des conditions défavorables. Réciproquement, le même laps de temps est nécessaire pour que se rétablissent les bactéries déphosphatantes en quantité suffisante après restauration d'un environnement favorable.

Le bilan phosphore

Le tableau II donne un exemple de bilan sur une semaine des entrées et des sorties de phosphore total dans le pilote.

Le bilan phosphore peut s'écrire :

Quantité de phosphore éliminée de l'eau = phosphore éliminé du système par les boues en excès + enrichissement de la boue en phosphore,

ou encore sous la forme :

          7 × Q × ΔP   7 × Bee × %P
P_élim =  ----------- + ------------
               1            100
            + C × V × (PT - PA)
                    100

dans laquelle :

Q = débit d'alimentation, soit 5 017 l/j ΔP = phosphore éliminé de l'eau, en mg/l Bee = boues en excès, en mg/j %P = pourcentage de phosphore dans les boues C = concentration moyenne de la biomasse, soit 5,8 g/l V = volume de boue présent dans le pilote

Les différents calculs donnent :

— pour l'élimination du phosphore de l'eau : 5 295 mg de PT pour 7 jours ; — pour son incorporation dans les boues : 4 431 mg de PT pour 7 jours.

La perte de 16 % de phosphore sur ce bilan est liée aux incertitudes de manipulation et aux faibles volumes des échantillons.

Comme il est possible de le constater, la boue s'enrichit progressivement en phosphore. Lors d'essais antérieurs, la biomasse semblait permettre un stockage, au maximum, de 7 % de phosphore total par rapport aux matières sèches. Lorsque ce chiffre sera atteint, la boue sera « saturée », et si la quantité de phosphore à éliminer est supérieure aux possibilités de stockage de la boue, une fuite de cet élément sera observée dans l'eau traitée. Pour nos essais pilote, avec une quantité moyenne de boue en excès produite par jour de 9 200 mg, l'élimination de phosphore sera donc de 9 200 × 7 %, soit 650 mg P/j.

Si l'eau brute contient, par exemple, 16 mg/l de phosphore total, l'eau traitée en contiendra 3 mg/l, soit une élimination de 81 % dans les conditions de charge précédemment définies. Si la charge appliquée est supérieure, la quantité de boue produite sera plus élevée et les possibilités de déphosphatation théoriquement plus importantes.

Tableau II

Exemple de bilan phosphore sur une semaine.

CONCLUSION

Cette étude montre qu'il est possible d'obtenir, à une charge massique de 0,13 kg de DBO5/kg de matières sèches/jour, une élimination simultanée du phosphore, de la pollution carbonée et de l'azote.

S'il est possible de définir en laboratoire un certain nombre de conditions de fonctionnement, d'autres points demandent encore à être précisés quant à l'application industrielle du procédé :

— le comportement du système face à des variations de charge et de débit ; — la conception de clarificateur afin d'éviter tout relargage du phosphore dans l'eau traitée ; — les conditions d'exploitation d'une telle installation et son bilan énergétique.

C'est pour cette raison qu'il a été décidé, en collaboration avec l'Agence de Bassin Loire-Bretagne, de concevoir et de construire dans le courant de 1983, une station de traitement d'eau résiduaire de 3 000 éq./hab. avec élimination biologique du phosphore.

Remerciements

Nous tenons à remercier pour le précieux concours qu'ils ont apportés à cette étude :

— M. Van Vaerenbergh, Assistant (Université de Gand) ; — M. le Professeur Block et ses collaborateurs (Université de Metz).

Références bibliographiques

(1) Circulaire ministérielle du 4-11-1980 : « Conditions de détermination de la qualité minimale d'un rejet d’effluents urbains ». (2) Cours CPT (1981). Élimination de l'azote et du phosphore. G.M. Faup, Laboratoire Central SLEE, avec la collaboration des A. de B. Loire-Bretagne et Seine-Normandie. (3) Couture P., Visser S.A. (1978). I.N.R.S. - Eau du Québec, rapport scientifique n° 86, Mimeo 85 p. (4) Faup G.M., Picard M. (1982). T.S.M. 1, 35-41. (5) Fuhs G.W., Min Chen (1975). Microbial Ecology 2, 119-138. (6) Harold F.M. (1966). Bacteriological Reviews, 30, 4, 772-794. (7) Malnou D., Chopard P., Andre-Arczyk H. (1983). T.S.M. fév. 83. (8) Rensink J.M. (1981). NVA, symposium 14 octobre 1981, Amersfoort, Pays-Bas. (9) Sladka A., Zahradka V. (1979). Acta Hydrochimica Hydrobiologica 7, 1, 107-114.