L'étude porte sur les possibilités de nitrifier et de dénitrifier un effluent de type urbain dans une seule et même colonne noyée, à garnissage plastique, sans séparation physique des zones anoxique et aérobie. La régulation des deux phénomènes est obtenue par un contrôle du profil d'oxygène dissous (variation du débit d'air) dans le biofilm. Le travail est réalisé dans une colonne noyée alimentée à contre-courant, et ce pour différentes charges volumiques en DCO (0,23 à 1 kg DCO.m-3.j-1) et en pollution azotée (0,023 à 0,1 kg N.m-3.j-1). Il apparaît qu'une concentration en oxygène dissous de 4 à 5 mg.l-1 dans la phase liquide permet d'éliminer plus de 92% de la DCO et 70 à 83% de l'azote total.
A également participé à l’élaboration de l'article : Hae-Ryong Bae, Laboratoire des Sciences du Génie Chimique - CNRS - ENSIC
La directive européenne n° 91/271 du 21 mai 1991 sur le traitement des eaux usées prévoit un traitement systématique de l’azote total des eaux résiduaires avec un objectif de rejet maximal en azote total de 15 mg N·L⁻¹ pour les stations d’épuration de taille comprises entre 10 000 et 100 000 équivalents-habitants. Pour éliminer à la fois la pollution carbonée et la pollution azotée contenues dans les effluents d’eaux usées, de nombreux procédés biologiques et physico-chimiques ont été développés (Bae, 1993). Le procédé à boues activées de nitrification-dénitrification avec alternance de zones anoxique et aérobie s’est révélé être le plus performant. Néanmoins, il est limité à des charges polluantes moyennes. Par contre, les procédés à cultures fixées présentent l’avantage de supporter des charges polluantes plus importantes du fait notamment d’une plus grande concentration en biomasse dans le réacteur. Ils sont aussi plus efficaces pour la nitrification et plus résistants aux chocs et aux surcharges hydrauliques. Leur inconvénient majeur réside dans le colmatage du lit lorsque sa porosité initiale est faible, de l’ordre de 50 %.
La nitrification, transformation de l’azote ammoniacal en nitrates, est réalisée en aéro-biose, tandis que la dénitrification, transformation des nitrates en azote gazeux, est obtenue en anoxie ou en anaérobiose, ces deux phases n’ayant lieu qu’en présence d’une source carbonée. La nitrification est effectuée par différentes espèces bactériennes et se déroule en deux étapes :
- - la nitritation au cours de laquelle les nitrosobactéries telles que Nitrosomonas europea et monocilla ou Nitrosococcus transfor-
ment l’azote ammoniacal en nitrites :
NH₄⁺ + 3/2 O₂ → NO₂⁻ + 2H⁺ + H₂O
- la nitratation au cours de laquelle les nitrobactéries telles que Nitrobacter winogradskyi et Nitrococcus transforment les nitrites en nitrates :
NO₂⁻ + 1/2 O₂ → NO₃⁻
L’équation générale, appelée nitrification, s’écrit :
NH₄⁺ + 2O₂ → NO₃⁻ + 2H⁺ + H₂O
Sheintuch, Tartakovsky, Narkis et Rebhun (1995) rapportent que les micro-organismes mis en jeu dans ces deux étapes sont très sensibles aux conditions opératoires dont le pH. Ainsi, un pH inférieur à 7 ne convient pas et il est nécessaire de neutraliser l’acidité produite lors de la nitrification. La concentration en oxygène dissous dans le réacteur est un autre paramètre important de la nitrification. Dans la littérature, les auteurs ne sont pas d’accord sur sa valeur minimale dans le réacteur qui est de 1 mg·l⁻¹ selon Edeline (1993) et de 2 mg·l⁻¹ selon Sheintuch et col. (1995) dans le cas de cultures libres, de 5 mg·l⁻¹ pour des cultures fixées selon Fang, Yeong, Book et Chiu (1993). Enfin Roche, Senee, Fick (1993) ont montré que l’élimination de l’azote ammoniacal en lit fixe noyé fonctionnant co-courant nécessite un rapport DCO/N supérieur à 8.
L’utilisation des nitrates par les micro-organismes s’effectue soit par l’assimilation des nitrates pour la synthèse bactérienne, soit par la respiration ou dissimilation des nitrates qui consiste en une utilisation de l’oxygène des nitrates par la flore dénitrifiante. Parmi les micro-organismes impliqués, on trouve : Thiobacillus denitrificans, Pseudomonas. La dénitrification s’effectue en plusieurs étapes et l’équation générale est souvent schématisée comme suit :
NO₃⁻ ⟶ NO₂⁻ ⟶ NO ⟶ N₂O ⟶ N₂
Fabre et Dietsch (1997) donnent comme conditions opératoires de la dénitrification pour des cultures libres, une concentration en oxygène dissous inférieure à 0,2 mg·l⁻¹ pour un pH supérieur à 7 et un rapport DCO/N-NO₃⁻ égal à 10. Pour des cultures fixées, la dénitrification pourrait se produire dans le biofilm et ainsi supporter des concentrations en oxygène dans la phase liquide plus importantes. Là encore, le pH est un paramètre très important. Cependant, pour Edeline (1993), son influence est surtout notable dans sa liaison avec l’inhibition par l’oxygène : en milieu acide la flore dénitrifiante supporte de faibles teneurs en oxygène alors qu’en milieu neutre ou alcalin, une anoxie totale est nécessaire. Le processus de la réaction de dénitrification libère des ions OH⁻ et l’alcalinité ainsi provoquée représente la moitié de l’acidité produite par la nitrification. Le maintien du pH aux environs de 6,5-7 permet d’optimiser à la fois la nitrification et la dénitrification.
Dans les différents procédés couramment utilisés en lits fixes immergés, les zones anoxiques et aérobies sont physiquement séparées et de ce fait répondent mal à une variabilité constatée de la charge polluante en azote ammoniacal ou en nitrites dans les effluents à traiter. L’objectif de ce travail est d’étudier les possibilités de nitrifier et dénitrifier un effluent sur une seule et même colonne noyée à garnissage synthétique, sans séparation physique des zones.
anoxique et aérobie, par un contrôle de la diffusion de l’oxygène dissous dans le biofilm afin d’obtenir une zone aérobie et une couche anoxique quelle que soit la charge appliquée (figure 1). Une première étude a déjà été réalisée à co-courant (Roche et col., 1993). Nous la poursuivons ici sur une colonne alimentée à contre-courant pour différentes charges volumiques en DCO (0,23 à 1 kg DCO.m⁻³.j⁻¹) et en azote ammoniacal (0,023 à 0,1 kg N.m⁻³.j⁻¹).
Étude pilote
L’installation expérimentale (figure 2) comporte une colonne noyée et garnie d’anneaux Pall (15 mm × 15 mm) de 30 l et d’un décanteur de 15 l. Le garnissage utilisé est réparti sur une hauteur de 1 m pour un diamètre de colonne de 0,19 m ; il présente une porosité de 85 %. Des points de prélèvement sont situés tout le long de la colonne. Nous avons choisi des matériaux plastiques de garnissage car ils permettent d’éviter le colmatage de la colonne par une porosité élevée et ils peuvent être utilisés pour des effluents chargés. De plus, leur grande surface spécifique améliore le transfert gaz-liquide. Le décanteur permet de recycler une partie de l’effluent traité et ainsi de réguler la vitesse de passage du liquide à travers le lit fixe. Les débits d’alimentation et de recirculation sont assurés par des pompes péristaltiques (Gilson). Par ailleurs, les alimentations en liquide (eau à traiter et recyclage) et en air se font à contre-courant.
Les boues servant d’inoculum sont prélevées à la station d’épuration de Nancy-Maxéville. Le substrat synthétique utilisé est à base de Viandox, de saccharose, de chlorure d’ammonium et d’acide phosphorique selon le ratio DCO/N/P = 100/10/1. De la soude est ajoutée pour neutraliser l’acidité du substrat.
Les expérimentations menées consistent d’une part en un suivi des différents composés (Demande Chimique en Oxygène (DCO), azote ammoniacal, nitrates, azote total) dans la colonne pour déterminer comment et où se réalise l’élimination des pollutions carbonée et azotée et d’autre part en une caractérisation de l’influence du débit d’air sur les performances d’épuration du procédé. Des mesures sont effectuées à cet effet à l’entrée de la colonne et à la sortie du décanteur. Les concentrations en DCO, en ammonium, en nitrates et en azote total sont mesurées par des méthodes colorimétriques rapides. Nous suivons également l’évolution du pH et de la concentration en oxygène dissous, mesurée à l’aide d’une sonde à oxygène Schott Geräte « O₂-Meter CG 867 ». Par ailleurs, les débits d’alimentation en substrat et de recyclage sont régulièrement contrôlés.
L’installation pilote a fonctionné en continu pendant 105 jours dans les conditions données au tableau I pour des concentrations à l’entrée en DCO et en azote total (présent sous forme d’azote ammoniacal) variant respectivement de 100 à 420 mg.l⁻¹ et de 10 à 42 mg.l⁻¹ pour un temps de passage de l’eau à traiter dans le réacteur de l’ordre de 10 heures. Ce tableau n’indique pas les valeurs des charges massiques car il est difficile d’évaluer la concentration en biomasse dans un lit fixe noyé. Lorsque l’azote ammoniacal est pratiquement totalement éliminé, les charges volumiques en DCO et en azote total sont augmentées. Le débit d’air est alors ajusté pour que les processus de nitrification et dénitrification puissent se réaliser dans le biofilm. Par ailleurs, il n’y a pas eu de soutirage des boues au cours de ces 105 jours d’essais.
Tableau I : Conditions opératoires
| débit d’alimentation (l.h⁻¹) | 3 |
|---|---|
| débit de recyclage (l.h⁻¹) | 3 |
| charge volumique en DCO (kg.m⁻³.j⁻¹) | 0,23 → 1 |
| charge volumique en azote total (kg.m⁻³.j⁻¹) | 0,023 → 0,1 |
| DCO entrée (mg.l⁻¹) | 100 → 420 |
| azote total entrée (mg.l⁻¹) | 10 → 42 |
| pH alimentation | 6,57 |
jours d’expérimentation.
Évolution des composés dans la colonne
Pour déterminer le lieu et la manière dont s’effectuent les éliminations des pollutions carbonée et azotée dans la colonne, nous avons suivi pour différentes charges volumiques en régime stationnaire l’évolution des paramètres caractéristiques en cinq points de la colonne. Nous présentons sur la figure 3 les résultats obtenus pour des charges volumiques de 0,35 et 0,58 kg DCO·m⁻³·j⁻¹ pour un débit d’air de 0,5 L·min⁻¹. Sur tous les graphes, le haut de la colonne correspond à la cote zéro cm et le bas de la colonne à la cote 120 cm.
Quelle que soit la charge appliquée, la plus grande partie de la pollution carbonée, caractérisée par la DCO, est éliminée dans le haut de la colonne (figure 3A). C’est également dans cette zone que se concentrent les micro-organismes car ils dépendent de la source carbonée. L’oxygène est consommé par les micro-organismes pour l’oxydation du carbone (hétérotrophes) et l’oxydation de l’azote ammoniacal (autotrophes). La concentration en oxygène dissous diminue quand la charge volumique augmente (figure 3B). Par ailleurs, dans la partie haute de la colonne, le taux d’oxygène est faible et la concentration en carbone est élevée : la dénitrification est donc favorisée. Inversement, dans la partie basse de la colonne, le substrat est consommé et la concentration en oxygène accrue : la nitrification se trouve privilégiée et la production de nitrates (figure 3D) confirme cette hypothèse.
Pour une charge de 0,035 kg N·m⁻³·j⁻¹, l’azote ammoniacal est presque totalement éliminé par la nitrification et l’assimilation (figure 3C). Cependant nous observons une augmentation de la concentration en nitrates à la sortie de la colonne (figure 3D). En effet, la dénitrification est gênée par la concentration en oxygène dissous très élevée dans la phase liquide (6 à 7 mg·L⁻¹). En revanche, à charge plus élevée, nous constatons à la fois une forte nitrification (de l’ordre de 90 %) et une faible concentration en nitrates en bas de colonne : la dénitrification a eu lieu dans ces conditions.
La plus grande partie de l’azote total est éliminée dans la partie supérieure de la colonne par assimilation et dénitrification (figure 3E). Au vu des résultats présentés sur la figure 3, le rendement d’épuration de la pollution azotée croît avec la charge. En fait, les meilleurs résultats obtenus pour la charge de 0,058 kg N·m⁻³·j⁻¹ proviennent d’un débit d’air mieux adapté comme nous allons le voir par la suite.
Influence du débit d’air sur les performances du procédé
Pour évaluer l’influence du débit d’air sur les performances du procédé, nous avons fixé la charge volumique et fait varier le débit d’air. Toutes les performances d’épuration du système proposé à différents états stationnaires sont données dans le tableau II. Nous présentons également les résultats obtenus avec différents débits d’air pour une charge volumique de 0,35 kg DCO·m⁻³·j⁻¹ sur la figure 4 le long de la colonne.
On constate que le débit d’air n’affecte pas l’épuration de la pollution carbonée ; en effet, 87 à 95 % de la DCO est éliminée (tableau II et figure 4A). Il existe donc un débit d’air optimal qui est celui conduisant au meilleur rendement d’épuration de l’azote total. Ainsi pour la charge volumique de 0,35 kg DCO·m⁻³·j⁻¹, le débit optimal est de 0,2 L·min⁻¹ (figure 4E), ce qui correspond à une concentration en oxygène dans la colonne de l’ordre de 5 mg·L⁻¹ (figure 4B). La diminution du débit d’air se traduit par une augmentation de la concentration résiduelle en azote ammoniacal (figure 4C) car la concentration en oxygène dissous n’est pas suffisante pour permettre une nitrification poussée. Avec la diminution du débit d’air, on observe également une diminution de la concentration en nitrates (figure 4D) dans l’effluent traité. Ceci résulte de deux phénomènes opposés : la concentration en oxygène dissous étant plus faible, les conditions sont plus favorables à la dénitrification, mais l’étape de nitrification ayant été moins performante, il y a aussi moins de nitrates à éliminer.
Tableau I
Performances du lit fixe noyé sur l’élimination des pollutions azotée et carbonée en fonction de la charge polluante appliquée et du débit d’aération(les valeurs en caractères gras soulignent le débit d’aération optimal pour une charge donnée)
| % élimination NH₄⁺ | % élimination DCO | % élimination azote total |
|---|---|---|
| >97 | 87 | 65 |
| 81 | 92 | 80 |
| 92 | 92 | 65 |
| >97 | 86 | 51 |
| 70 | 88 | 65 |
| 90 | 95 | 83 |
| 90 | 92 | 70 |
| 75 | 90 | 65 |
| 94 | 92 | 70 |
| 94 | 89 | 63 |
| 82 | 89 | 62 |
| 90 | 92 | 70 |
| 96 | 88 | 64 |
Le débit d’air doit donc être tout à la fois suffisant pour permettre une nitrification poussée et pas trop élevé pour ne pas gêner la dénitrification. À partir de l’ensemble de ces résultats expérimentaux, il apparaît qu’une concentration en oxygène dissous d’au moins 4 mg l⁻¹ dans la colonne est nécessaire à la nitrification et que la plus grande partie de l’azote ammoniacal est nitrifiée avec plus de 5 mg l⁻¹. Notons que ces valeurs de concentration en oxygène dissous sont conformes aux observations de Fang et col. (1993) qui travaillaient sur l’épuration d’un effluent urbain dans un réacteur discontinu à biomasse fixée. Il est donc nécessaire d’augmenter le débit d’air parallèlement à l’accroissement de la charge polluante. Avec un débit d’air optimal, 70 à 83 % de l’azote total est éliminé, ce qui conduit dans tous les cas étudiés à un rejet inférieur à 15 mg l⁻¹ d’azote total, valeur qui est conforme aux recommandations de la directive européenne de 1991.
Conclusion
Cette étude a permis de montrer que la nitrification et la dénitrification peuvent être réalisées dans une colonne unique, fonctionnant à contre-courant, sans séparation physique des zones anoxique et aérobie et sans apport de source de carbone supplémentaire. Il suffit de contrôler le profil d’oxygène dissous dans le biofilm par ajustement du débit d’air. La concentration en oxygène dissous est donc un paramètre clé de ce procédé. En effet, sa diminution se traduit par une augmentation de la teneur en azote ammoniacal et une baisse de la concentration en nitrates en sortie. La concentration en oxygène dissous doit être d’environ 4 à 5 mg l⁻¹ dans la phase liquide pour optimiser l’élimination de l’azote total. Dans ces conditions, 70 à 83 % de l’azote total est éliminé. Par ailleurs, le débit d’air – dans la gamme étudiée – n’a pas d’influence sur l’élimination de la pollution carbonée qui est bonne dans tous les cas. La dénitrification est réalisée principalement dans la partie haute de la colonne (0 < H < 50 cm) et à l’intérieur des biofilms. La nitrification est quant à elle favorisée dans la partie basse (50 < H < 120 cm). Pour de faibles charges en DCO et en azote, la colonne a tendance à produire des nitrates. Il faut souligner également que durant toute la période d’expérimentation du procédé (4 mois), aucun problème de colmatage n’a perturbé son fonctionnement alors qu’aucun lavage préventif n’a été effectué. Par ailleurs, quel que soit le débit d’air, le diamètre des bulles reste constant grâce à l’action du garnissage, et le transfert d’oxygène reste très bon. Les résultats obtenus avec cette installation pilote sont tout à fait comparables à ceux observés couramment dans la littérature. D’autres essais et une modélisation des phénomènes observés devraient permettre d’optimiser le fonctionnement d’un tel procédé. Néanmoins des études complémentaires doivent être menées pour évaluer l’influence des variations de la charge hydraulique pendant des périodes de 24 heures sur le fonctionnement de l’installation, sachant qu’un débit d’eaux usées urbaines a de très fortes fluctuations journalières.
