Traitement microbien amélioré des eaux usées d'ail à l'aide du processus MBBR + A/O
Aperçu
Eaux usées d'ailprovient principalement des processus de tranchage et de rinçage lors de la transformation de l’ail. Il se caractérise parconcentrations élevées de matière organique, sdes niveaux importants d'azote et de phosphore et contient des quantités substantielles d'allicine. L'allicine (thiosulfinate de diallyle) est un liquide volatil responsable de l'odeur âcre de l'ail et est chimiquement instable et très réactif. L'allicine peut inhiber la croissance de divers micro-organismes. Le rejet d'eaux usées d'ail à haute concentration-sans traitement entraîne de graves impacts environnementaux. Certains chercheurs ont utilisé des techniques telles que la filtration sur membrane, l'oxydation de Fenton et la micro-électrolyse, mais ces méthodes n'ont pas été efficaces pour traiter les eaux usées de l'ail et l'utilisation de fortes doses de produits chimiques augmente les coûts de traitement ultérieurs. De nombreux chercheurs ont proposé des méthodes de traitement biologique utilisant des processus combinés anaérobies - aérobies. Cependant, en raison des propriétés antibactériennes de l’allicine, les micro-organismes sont difficiles à cultiver et l’efficacité du traitement n’est pas idéale. L’objectif du traitement biologique est donc decultiver et acclimater des souches microbiennes capables de s'adapter aux eaux usées de l'ail et d'améliorer leur biodégradation.
Cette étude impliquait la culture et le criblagesouches bactériennes efficaces pour dégrader les eaux usées de l'ail, qui ont ensuite été introduits dans unRéacteur à biofilm à lit mobile (MBBR). En utilisant des boues inoculées et une méthode de formation de biofilm augmentant le débit, des biofilms ont été créés pour améliorer l'élimination de l'azote et du phosphore des eaux usées. Ceci a été suivi d'un autre traitement biochimique A/O (Anoxic/Oxic). Selon la norme GB18918-2002, les niveaux de DCO et d'azote ammoniacal des effluents (NH₃-N) peuvent répondre à la norme secondaire (DCO : 100 mg/L, NH₃-N : 25-30 mg/L). Ce processus réduit efficacement la teneur en matières organiques de l'effluent, réduisant ainsi la difficulté des étapes de traitement ultérieures.
1. Section Expérimentale
1.1 Conception du flux de processus
Le flux global du processus de traitement des eaux usées de l'ail est illustré dansFigure 1, le composant principal étant lebiodégradation dans le système MBBR + A/O. Trois souches criblées et isolées efficaces pour dégrader les eaux usées de l'ail – Alcaligenes sp., Acinetobacter sp. et Achromobacter sp. – ont été mélangés à des boues activées et introduits dans l'unité MBBR pour faciliter son démarrage rapide-.
1.2 Processus de traitement MBBR + A/O
Après avoir traversé des tamis grossiers et fins pour éliminer les matières en suspension, les eaux usées de l'ail sont pompées directement dans le MBBR. La qualité de l'influent est indiquée dansTableau 1. L'effluent du MBBR s'écoule directement dans le système A/O. En raison de la faible teneur en matières organiques de l'effluent MBBR, les eaux usées d'ail cru sont ajoutées de manière appropriée au réservoir Oxic (O) pour compléter la source de carbone pour le processus A/O. Pour tester la résistance aux chocs du système, le taux de charge organique du MBBR a été progressivement augmenté pendant le fonctionnement continu et la qualité des effluents a été surveillée.
1.3 Paramètres du processus
1.3.1 Oxygène dissous (OD)
Une DO excessivement élevée dans le biofilm peut empêcher la dénitrification, entraînant la perte du MBBR de sa capacité simultanée de nitrification et de dénitrification. Un OD trop faible peut entraîner la prolifération de bactéries filamenteuses, affectant la qualité des effluents et inhibant le processus de nitrification.
1.3.2 Temps de rétention hydraulique (HRT)
Un HRT trop court provoque des conditions de réaction intenses, dans lesquelles les eaux usées contenant la plupart des matières organiques sont évacuées avant d'être complètement absorbées. Un afflux continu maintient les micro-organismes dans un état constant de biodégradation, réduisant ainsi l’efficacité et augmentant la consommation d’énergie. Un THS trop long entraîne une diminution des nutriments ; sans nutriments, les micro-organismes réduisent leur activité et leurs demandes métaboliques pour simplement assurer leur survie.
1.3.3 Rapport carbone-sur-azote (C/N)
Un faible rapport C/N peut conduire à la catalyse de la conversion de l'ammoniac en d'autres substances, affectant l'élimination de l'azote ammoniacal. Il provoque également facilement un gonflement filamenteux, une croissance continue affectant la floculation, conduisant à un gonflement des boues et à des boues flottantes. Un rapport C/N élevé est défavorable à la biodégradation et à la croissance microbienne, augmentant ainsi la charge organique sur les micro-organismes.
1.4 Démarrage du biofilm MBBR-
Démarrage du biofilm- : la méthode boues inoculées + augmentation du débit-a été utilisée. Des boues activées enrichies en MBR- ont été inoculées dans le réacteur, avec une concentration initiale de solides en suspension dans la liqueur mixte (MLSS) d'environ 5,82 g/L. L'aération a été démarrée et des supports en polyéthylène ont été ajoutés au réacteur avec untaux de remplissage d'environ 60%. LeFAIREdans le réacteur était contrôléau-dessus de 4,0 mg/L. Le débit d'affluent a été augmenté progressivement par incréments de 20 L/h : 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 L/h, chaque débit étant maintenu pendant 1 jour. Aucune boue n’a été gaspillée durant cette phase. Un biofilm jaune clair s’est formé à la surface des supports où les micro-organismes se sont attachés et se sont développés. Après un démarrage réussi du biofilm-, le fonctionnement stable s'est poursuivi, en maintenant unTemps de Rétention des Boues (SRT) de 30 jours. Pendant un fonctionnement stable, le taux de charge organique du MBBR a été ajusté pour observer son impact sur l'élimination de la DCO, de l'azote et du phosphore.
2. Résultats et discussion
2.1 Analyse de la qualité des effluents MBBR lors du démarrage du biofilm-
L'intensité de l'aération dans le MBBR a été ajustée pour contrôler la concentration d'OD. Lorsque l'OD était inférieure à 4,0 mg/L, l'intensité de l'aération était insuffisante pour supporter un mouvement turbulent uniforme et à haut débit des transporteurs, empêchant un mélange adéquat et rendant difficile la formation d'un biofilm sur les surfaces des transporteurs. Lorsque la DO était comprise entre 4,0 et 6,0 mg/L, les supports se mélangeaient soigneusement aux boues activées et aux eaux usées. Un changement de couleur du blanc au brun jaunâtre- sur les supports a été observé, indiquant une fixation et une croissance microbienne réussies sous cette intensité d'aération, comme le montreGraphique 2.
La courbe de variation de la DCO des affluents et des effluents pendant la phase de démarrage-est présentée dansFigure 3(a). La diminution initiale de l’efficacité du traitement était due à la très faible quantité de micro-organismes fixés sur les supports ; la dégradation par les micro-organismes dans les boues activées seule était insuffisante pour éliminer la grande quantité de matières organiques. Au fur et à mesure du démarrage, la quantité de micro-organismes attachés aux supports a augmenté, formant progressivement un biofilm. La concentration de DCO dans l'effluent s'est progressivement stabilisée et l'efficacité d'élimination de la DCO s'est stabilisée au-dessus de 90 %.
La courbe de variation de l'influent MBBR et de l'effluent NH₃-N est représentée dansFigure 3(b). La nitrification par des bactéries aérobies dans les boues activées élimine efficacement l’azote ammoniacal. À partir du jour 7, la concentration influente de NH₃-N a progressivement augmenté. Au jour 23, bien que le NH₃-N influent continuait d'augmenter, le taux d'élimination a également augmenté. En effet, les bactéries nitrifiantes se développent lentement au début ; avec le temps, leur population a augmenté, le biofilm a mûri et le taux d'élimination de NH₃-N a progressivement augmenté et stabilisé.
La courbe de variation du TN de l'influent et de l'effluent MBBR est présentée dansFigure 3(c). Contrairement à l’élimination de l’azote ammoniacal, l’efficacité de l’élimination du TN a diminué initialement. En effet, l'environnement du réacteur contenait une source abondante d'oxygène et de carbone, limitant la croissance des bactéries dénitrifiantes. Cependant, à mesure que le biofilm se formait, l’efficacité de l’élimination du TN commençait à s’améliorer. Au jour 20, bien que la concentration de TN dans l'influent ait augmenté, le TN de l'effluent et le taux d'élimination se sont stabilisés, compris entre 50 % et 60 %.
La courbe de variation du TP des influents et des effluents MBBR est présentée dansFigure 3(d). Du démarrage-au fonctionnement stable, le taux de suppression des TP est resté stable. Bien que la concentration de TP dans l'influent ait été initialement élevée et ait diminué par la suite, l'efficacité d'élimination n'a montré aucun changement significatif, ce qui indique la capacité du système à éliminer le phosphore. Le taux d'élimination du TP dans le système a été maintenu entre 80 % et 90 %.
En résumé,maintenir la DO du système MBBR entre 4 et 6 mg/L, un biofilm mature développé après 20 jours d'alimentation continue. Comparé aux processus traditionnels à boues activées, le système MBBR offre une forte résistance aux chocs et une efficacité de traitement élevée, réduisant efficacement la difficulté des étapes de traitement ultérieures des eaux usées du traitement de l'ail.
2.2 Analyse de la qualité des effluents pendant un fonctionnement stable
Après la phase de démarrage du biofilm-, le biofilm a mûri. Pour tester la résistance aux chocs du système MBBR, le taux de charge organique a été continuellement augmenté pendant un fonctionnement stable.
La courbe de variation de la DCO des influents et des effluents MBBR pendant un fonctionnement stable est présentée dansFigure 4(a). Du premier au cinquième jour, avec un afflux constant, l’efficacité d’élimination de la DCO est restée supérieure à 95 % et la concentration de DCO dans les effluents a atteint environ 100 mg/L. Entre les jours 5 et 20, le débit entrant a été augmenté, augmentant progressivement la charge organique de 20 kgDCO/m³·j à 30 kgDCO/m³·j. Aucun changement significatif dans l’efficacité de l’élimination n’a été observé et la DCO des effluents est restée comprise entre 80 et 100 mg/L, démontrant une forte résistance aux chocs. Après le 20e jour, le débit entrant a encore été augmenté, augmentant continuellement la charge organique dans le réacteur de 30 kgCOD/m³·d à 37 kgCOD/m³·d, maintenue pendant 5 jours. La capacité d'élimination de la DCO du MBBR est restée supérieure à 95 %.
Figures 4(b) et (c)montrent les courbes de variation pour NH₃-N et TN, respectivement, pendant un fonctionnement stable. Des jours 1 à 5, avec un afflux constant, le biofilm MBBR a présenté une nitrification et une dénitrification simultanées. Les bactéries nitrifiantes aérobies attachées à la couche externe du biofilm, entièrement mélangées aux eaux usées sous aération, ont consommé d'importantes sources d'azote par nitrification. Les bactéries dénitrifiantes de la couche anoxique interne éliminent efficacement l’azote nitrique par dénitrification. Entre les jours 5 et 20, à mesure que le débit entrant augmentait, l’efficacité d’élimination de NH₃-N et TN diminuait initialement de manière significative. Après environ 7 jours de fonctionnement continu, le système s'est progressivement adapté. Bien que l'efficacité d'élimination du NH₃-N et du TN ait ensuite augmenté, elle est restée inférieure à celle de la période d'étiage-débit. Sous un afflux constant, l'élimination du NH₃-N a atteint plus de 90 %, avec un NH₃-N de l'effluent compris entre 10 et 15 mg/L, et l'élimination du TN a été essentiellement maintenue au-dessus de 80 %, avec un TN de l'effluent autour de 30 mg/L. Après avoir augmenté le débit entrant et que le système a atteint un nouvel équilibre sous impact continu, l'élimination du NH₃-N s'est stabilisée autour de 80 %, avec un NH₃-N de l'effluent compris entre 50 et 70 mg/L, et une élimination du TN autour de 60 %, avec un TN de l'effluent inférieur à 50 mg/L.
La courbe de variation de TP en fonctionnement stable est représentée dansFigure 4(d). La concentration de TP dans l'effluent a été essentiellement maintenue autour de 10 mg/L. Initialement, avec un faible débit constant et une faible concentration de TP dans l’influent, l’effet du traitement était limité. À mesure que le débit d'entrée et la concentration de TP dans l'influent ont augmenté, une efficacité de traitement élevée a été atteinte tout au long de la phase d'impact et de l'opération à haute charge ultérieure-, le taux d'élimination du TP fluctuant autour de 90 %.
En résumé,sous un choc de charge organique élevé, l'efficacité d'élimination de la DCO du système est restée largement inchangée, mais l'élimination de NH₃-N et de TN a diminué de manière plus significative. Lorsque la charge organique a atteint son maximum de 37 kgDCO/m³·d, l'efficacité d'élimination du système pour NH₃-N et TN a diminué sensiblement.
2.3 Analyse de la qualité des effluents du système MBBR + A/O
Après la phase de démarrage du biofilm-et un mois de fonctionnement stable, un processus A/O a été ajouté en aval pour un traitement avancé de l'effluent MBBR. Des augmentations graduelles du débit entrant ont été appliquées pour augmenter la charge organique globale, dans le but de déterminer le débit entrant optimal, correspondant au THS optimal.
La courbe de variation de la DCO est représentée dansFigure 5(a). Le débit entrant a augmenté séquentiellement : 100, 120, 130, 150, 170 L/h. Depuis le début jusqu'au débit maximum, la charge organique sur le système MBBR est passée de 20 kgCOD/m³·d à 37 kgCOD/m³·d. L'effluent final du système combiné est resté stable, avec une concentration de DCO inférieure à 100 mg/L. Sous un choc soutenu de charge organique élevée, le système MBBR a bien fonctionné, bien que la DCO de ses effluents ait montré une légère augmentation lorsque le débit atteignait 150 L/h. Après avoir maintenu le débit de 170 L/h pendant plusieurs jours, une tendance à la hausse notable de la DCO des effluents MBBR a été observée. Cependant, avec le processus A/O ultérieur, l'effluent final combiné du système était toujours maintenu en dessous de 100 mg/L. Cela indique que même sous le choc de charge organique élevée de 37 kgCOD/m³·d, le processus combiné a toujours un fort effet d'élimination des eaux usées de transformation de l'ail.
Les courbes de variation pour NH₃-N et TN sont présentées dansFigures 5(b) et (c), respectivement. Les eaux usées du traitement de l’ail contiennent des concentrations élevées d’azote ammoniacal et d’azote total, qui peuvent encore augmenter avec le temps en raison de l’oxydation. En règle générale, la concentration d’azote ammoniacal varie de 300 à 500 mg/L et celle d’azote total de 450 à 600 mg/L. Sous la nitrification et la dénitrification simultanées dans le MBBR, l’élimination de l’azote ammoniacal était plus efficace, probablement parce que les bactéries nitrifiantes utilisent les eaux usées plus efficacement sous aération. Les bactéries dénitrifiantes nécessitent des conditions anoxiques et dépendent souvent du carbone organique consommé pour la dénitrification. Lors de l'augmentation du débit entrant, l'efficacité d'élimination de NH₃-N et TN était la principale considération. Des jours 1 à 4, en raison du faible débit et du NH₃-N modéré, le taux d'élimination du NH₃-N est resté supérieur à 90 % et l'efficacité de l'élimination du TN a progressivement augmenté. Par la suite, le taux d’afflux a été considérablement augmenté. Il a été clairement observé qu'à mesure que le débit d'entrée augmentait, les concentrations d'effluents de NH₃-N et de TN à différentes étapes augmentaient séquentiellement, des débits d'entrée plus élevés entraînant des concentrations d'effluents plus élevées. À mesure que le débit augmentait, la biomasse sur les supports de biofilm augmentait, améliorant ainsi la nitrification, où l'azote ammoniacal est oxydé par les bactéries nitrifiantes en nitrate et nitrite sous oxygène.
La courbe de variation de la concentration en TP est représentée dansFigure 5(d). Compte tenu des concentrations élevées de DCO et de TN dans l’influent, la concentration théorique optimale de TP pour la croissance microbienne est supérieure à 100 mg/L. Cependant, la concentration de TP dans l’influent était bien inférieure à cette exigence théorique. Par conséquent, la concentration de TP de l’effluent MBBR est restée autour de 10 mg/L et la concentration finale de TP de l’effluent combiné du système a été maintenue entre 2 et 3 mg/L.
Les caractéristiques des boues du système MBBR et du système A/O ultérieur avant et après l'exploitation ont été mesurées, comme indiqué dansTableau 2.
En résumé,lorsque le débit a été augmenté à 150 L/h, les taux d'élimination de la DCO, du NH₃-N, du TN et du TP étaient supérieurs à ceux des autres débits. Le THS à ce débit était de 27 heures. De plus, la concentration des boues dans les systèmes MBBR et A/O a considérablement augmenté après l'exploitation.
3. Conclusion
Après la formation du biofilm dans le MBBR, les efficacités d'élimination de la DCO, du NH₃-N, du TN et du TP étaient stables. Au cours d'un mois de fonctionnement continu dans des conditions stables, l'élimination de la DCO a atteint plus de 95 %, l'élimination du NH₃-N et du TN s'est stabilisée autour de 80 % et l'élimination du TP s'est stabilisée autour de 90 %.
L'effluent MBBR a ensuite été traité dans le système A/O. Le processus combiné pourrait résister à une charge organique allant jusqu'à 37 kgCOD/m³·d. Le fonctionnement optimal pour l’ensemble du processus était sous un THS de 27 heures. La DCO de l'effluent final s'est stabilisée en dessous de 100 mg/L, le NH₃-N entre 10 et 20 mg/L, le TN en dessous de 30 mg/L et le TP en dessous de 10 mg/L. La concentration de boues dans le système MBBR après l'exploitation était de 8,5 g/L et dans le système A/O de 4,1 g/L, toutes deux significativement plus élevées qu'avant l'exploitation, ce qui indique une augmentation substantielle de la biomasse microbienne. Les niveaux de DCO et d'azote ammoniacal après traitement biologique répondaient à la norme de rejet secondaire du GB18918-2002. Pour un traitement ultérieur, la technologie d'oxydation avancée de Fenton pourrait être utilisée pour un traitement en profondeur des effluents traités biologiquement afin d'atteindre la norme de rejet de premier niveau.