Analyse des performances d'élimination des polluants dans un système S-MBBR pour le traitement des eaux usées à faible rapport C/N
Introduction
Avec l'accélération de l'urbanisation et de l'industrialisation, les rejets d'eaux usées à faible rapport C/N (faible rapport carbone-sur-azote) augmentent, provenant principalement des eaux usées domestiques, de la transformation des aliments, de l'agriculture et de l'eau de refroidissement en circulation. Pour remédier à la faible efficacité d'élimination de l'azote total (TN) dans les eaux usées à faible rapport C/N, la -nitrification-dénitrification et la nitrification et dénitrification simultanées (SND) ont attiré l'attention ces dernières années. Relativement parlant, les conditions de réaction du procédé SND sont plus faciles à contrôler et permettent d’éliminer simultanément le carbone et l’azote. Par conséquent, il présente un avantage significatif dans le traitement d’élimination de l’azote des eaux usées à faible rapport C/N. Le réacteur discontinu de séquençage (SBR) facilite l’élimination de l’azote et du phosphore en contrôlant la concentration en oxygène dissous. Lorsqu'il est couplé au réacteur à biofilm à lit mobile (MBBR) pour former un système S-MBBR, le biofilm sur les supports fournit des conditions de croissance stratifiées pour les bactéries nitrifiantes aérobies et les bactéries dénitrifiantes anoxiques, créant un microenvironnement SND tout en augmentant simultanément la surface spécifique et la stabilité microbienne du système. Des études ont montré que le S-MBBR est supérieur aux processus traditionnels en termes d'efficacité d'élimination de l'azote et du phosphore, de résistance aux chocs et de stabilité du système.
1 Matériels et méthodes
1.1 Montage expérimental.Le dispositif expérimental comprenait principalement un réservoir d'influent, un ventilateur, un dispositif d'agitation, un réservoir d'effluents et le réacteur principal. Le volume efficace du réacteur était de 1,8 L et la capacité de traitement par cycle était de 1 L. Le réacteur était rempli d'un nouveau type de support bio-affinitif à un taux de remplissage d'environ 25 %. La concentration initiale de matières volatiles en suspension dans la liqueur mélangée (MLVSS) dans le réacteur était de 3 000 mg/L.
1.2 Matériel expérimental.La charge de support modifiée par affinité-a été préparée par mélange physique et technologie d'extrusion à vis. La procédure spécifique était la suivante : 3 % de fer zéro-valent, du PEHD et des matériaux auxiliaires (2 % de zéolite naturelle, 2 % de polyquaternium-10 et 1 % de poudre de talc) ont été mélangés uniformément. Ensuite, le mélange a été fondu à l'aide d'une extrudeuse monovis SJ-20 et extrudé en bandes granulaires (environ 5 mm de diamètre, 5 à 10 mm de longueur). Enfin, ces particules solides ont été extrudées à l’aide d’une extrudeuse monovis SJ-30 pour produire le support final.
1.3 Conditions de fonctionnement.Deux réacteurs ont été installés : un avec porteurs (S-MBBR, désigné par R1) et un sans porteurs (SBR, désigné par R2). Toutes les autres conditions sont restées les mêmes. La première étape était le démarrage de la fixation du biofilm-, opéré en mode SBR avec un rapport 3:3:2. Le cycle de fonctionnement comprenait les étapes d'influent, statique, de réaction d'aération, d'agitation anoxique, de décantation et d'effluent (3 h anaérobie, 3 h d'aération, 2 h d'agitation/décantation/influent/effluent). NaHCO₃ a été utilisé pour ajuster le pH de l'influent à environ 8. Après une fixation réussie du biofilm, la concentration d'azote ammoniacal a été modifiée pour réduire le rapport C/N et l'expérience a commencé, comme détaillé dansTableau 1.
| Tableau 1 Conditions de fonctionnement du réacteur | ||||
| Paramètre | Étape I | Étape II | Stade III | Stade IV |
| Anaérobie phase (h) |
3 | 3 | 3 | 2 |
| Aération phase (h) |
3 | 3 | 3 | 4 |
| Mélange anaérobie phase (h) |
1.17 | 1.17 | 1.17 | 1.17 |
| Règlement phase (h) |
0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 |
| THS total (h) | 8 | 8 | 8 | 8 |
| DCO (mg/L) | environ. 500 | environ. 500 | environ. 320 | environ. 320 |
| NH₄⁺-N (mg/L) | environ. 25 | environ. 40 | environ. 40 | environ. 60 |
| NT (mg/L) | environ. 25 | environ. 40 | environ. 40 | environ. 40 |
| TP (mg/L) | 5 | 5 | 5 | 10 |
1.4 Eau expérimentale et boues inoculées.La DCO, le NH₄⁺-N et le phosphore total (TP) dans les eaux usées synthétiques utilisées pour le démarrage du biofilm-étaient fournis par C₆H₁₂O₆, NH₄Cl et KH₂PO₄, respectivement. Les oligo-éléments étaient composés de EDTA-2Na (18,76 g/L), CoCl₂·6H₂O (0,3 g/L), CuSO₄·5H₂O (0,32 g/L), NiCl₂·6H₂O (0,24 g/L), H₃BO₄ (0,018 g/L), ZnSO₄·7H₂O. (0,54 g/L), MnCl₂.4H₂O (1,24 g/L), NaMoO₄.2H₂O (0,28 g/L) et NaWO₄.2H₂O (0,1 g/L). La composition des eaux usées synthétiques était : C₆H₁₂O₆ (0,47 g/L), NH₄Cl (0,095 g/L), KH₂PO₄ (0,022 g/L), NaCl (0,1 g/L), NaHCO₃ (0,15 g/L), MgSO₄·7H₂O (0,15 g/L), CaCl₂ (0,05 g/L), FeSO₄·7H₂O (0,02 g/L) et oligo-éléments (1 mL/L). Les boues provenaient du bassin de décantation secondaire d’une station d’épuration des eaux usées de Dalian.
1.5 Méthodes analytiques.Les indicateurs de routine ont été mesurés selon les méthodes standard spécifiées dans les « Méthodes standard pour l'examen de l'eau et des eaux usées » (4e édition) et les normes nationales, y compris l'analyse de la capacité d'élimination des polluants, l'analyse de l'encrassement des membranes et l'analyse de la production de gaz. Plus précisément : NH₄⁺-N a été mesuré par la méthode spectrophotométrique du réactif à l'acide salicylique ; TP par la méthode spectrophotométrique au molybdate d'ammonium ; NO₃⁻-N par la méthode spectrophotométrique à réactif acide salicylique-acide sulfurique concentré ; NO₂⁻-N par la méthode spectrophotométrique N-(1-naphtyl)éthylènediamine ; TN était la somme des concentrations de toutes les formes d’azote ; La DCO a été mesurée par la méthode de digestion rapide ; et la concentration des boues (y compris MLSS et MLVSS) a été mesurée par la méthode gravimétrique.
2 Résultats et analyse
2.1 Performances d’élimination de la DCO
La matière organique entrant dans le réacteur a été éliminée par des étapes comprenant anaérobie, aérobie (aération), agitation anoxique, décantation et effluent.Figure 1montre les performances d’élimination de la DCO des réacteurs à différentes étapes opérationnelles. L'étape I était l'étape de fixation du biofilm, et les étapes II, III et IV étaient les étapes où le rapport C/N/P était réduit à 100 : 8 : 1, 64 : 8 : 1 et 32 : 6 : 1, respectivement. Les taux d'élimination moyens pour R1 à chaque étape étaient respectivement de 95,57 %, 96,25 %, 92,70 % et 94,18 % ; les taux d'élimination moyens pour R2 à chaque étape étaient respectivement de 94,71 %, 96,19 %, 92,54 % et 94,68 %. On peut constater que ce procédé présente de bonnes performances d'élimination des matières organiques et, dans des conditions d'effluents relativement stables, il répond aux exigences de la norme GB 18918-2002 (concentration de DCO < 50 mg/L). Étant donné que le système fonctionnait avec un faible rapport C/N, la source de carbone est devenue le substrat limitant l’efficacité du métabolisme. Il n'y avait pas de différence significative dans l'élimination de la DCO entre R1 et R2, démontrant que le support modifié avait peu d'effet sur l'élimination de la DCO.
2.2 Performances d'élimination de NH₄⁺-N et TN
Le processus d'élimination du TN comprend deux étapes principales : la nitrification et la dénitrification. La nitrification, en tant que processus aérobie, repose sur un nombre suffisant de micro-organismes aérobies pour convertir l'azote ammoniacal en nitrate.Figures 2 et 3montrent respectivement les performances d'élimination du NH₄⁺-N et du TN des réacteurs. NH₄⁺-N et TN ont été principalement éliminés au cours des étapes d'aération aérobie et de statique anoxique. L'étape I était l'étape de fixation du biofilm, et les étapes II, III et IV étaient les étapes où le rapport C/N/P était réduit à 100 : 8 : 1, 64 : 8 : 1 et 32 : 6 : 1, respectivement. Les taux moyens d'élimination de NH₄⁺-N pour R1 étaient respectivement de 92,53 %, 95,83 %, 99,70 % et 98,31 % ; les taux moyens d'élimination de NH₄⁺-N pour R2 étaient de 84,34 %, 91,82 %, 99,70 % et 97,52 %, respectivement. Les taux moyens d'élimination du TN pour R1 étaient respectivement de 89,53 %, 87,21 %, 82,44 % et 83,20 % ; les taux moyens d'élimination du TN pour R2 étaient respectivement de 78,3 %, 78,89 %, 73,26 % et 76,66 %. Par rapport à R2, les taux moyens d'élimination de NH₄⁺-N pour R1 ont augmenté de 9,7 %, 4,36 %, 0 % et 0,82 %, respectivement ; les taux moyens d'élimination du TN ont augmenté respectivement de 14,35 %, 10,55 %, 12,54 % et 8,3 %. On peut constater que le système R1 a surpassé le R2 en termes d'élimination de l'azote à toutes les étapes, en particulier dans les premières étapes de fonctionnement du système, la différence se stabilisant progressivement dans les étapes ultérieures.
Au cours de l'étape I, la concentration de NH₄⁺-N dans l'influent était faible et la source de carbone était relativement suffisante pour répondre essentiellement aux exigences de dénitrification, de sorte que la concentration de TN dans l'effluent était faible. Les micro-organismes inoculés étaient encore en phase d'adaptation et la communauté microbienne fonctionnelle au sein du système n'était pas complètement établie, ce qui entraînait une élimination instable de NH₄⁺-N, mais elle se stabilisa progressivement par la suite. Aucune différence significative n'a été observée entre les deux réacteurs (R1 et R2) lors de cette étape. Au début de l'étape II, la concentration de NH₄⁺-N dans l'influent a soudainement augmenté, mais les conditions d'aération n'ont pas été ajustées simultanément, provoquant des fluctuations significatives dans le système, en particulier dans l'élimination de NH₄⁺-N et de TN. Après environ 6 jours de fonctionnement, les deux réacteurs ont progressivement retrouvé leur stabilité. On suppose que la charge élevée d’azote ammoniacal favorise la prolifération rapide des bactéries nitrifiantes, améliorant ainsi l’efficacité du processus de nitrification. Au fur et à mesure que le fonctionnement du système se poursuivait, le système de nitrification-dénitrification dans les réacteurs s'est progressivement établi et stabilisé, et la fluctuation de la concentration de TN a diminué. En raison de la présence du support modifié, le système R1 a obtenu un TN résiduel plus faible, le support améliorant le taux d'élimination du TN du réacteur et améliorant également l'adaptabilité du système aux charges de choc. Au jour 49, pour améliorer l'élimination du PO₄, l'intensité de l'aération a été augmentée, favorisant un processus de nitrification plus complet. Cependant, l’augmentation des nitrates produits par la nitrification a conduit à une demande plus élevée de sources de carbone pour la dénitrification, alors que la source de carbone entrante était relativement insuffisante à ce stade, entraînant une certaine augmentation du TN des effluents. Au cours de l'étape III, la DCO a été encore réduite, rendant la source de carbone disponible pour la dénitrification dans le réacteur encore plus rare, limitant davantage l'élimination du TN, et le niveau global de concentration en TN des effluents a augmenté. Néanmoins, le système R1 conservait toujours de meilleures performances d’élimination du TN que le R2, démontrant l’effet d’amélioration du support. Au stade IV, la concentration d’azote ammoniacal a encore été augmentée. Sur la base de l'expérience de l'étape précédente, l'aération a été légèrement augmentée et la durée d'aération a été prolongée à 4 heures, favorisant l'activité des bactéries nitrifiantes, rendant le processus de nitrification plus complet et améliorant encore l'efficacité d'élimination de NH₄⁺-N. Cependant, face au défi de la carence en source de carbone, le processus de dénitrification a été limité et la concentration de TN a légèrement augmenté au cours de la phase ultérieure. Dans l'ensemble, le réacteur R1 était toujours supérieur au R2, montrant une capacité d'élimination du TN plus forte, indiquant qu'après un fonctionnement à long terme, la structure stable du biofilm et l'environnement aérobie synergique -anoxique formés dans R1 offraient un bon espace et de bonnes conditions pour le processus simultané de nitrification et de dénitrification (SND). Zhang Kefang et coll. a utilisé un procédé SBR pour traiter les eaux usées à faible rapport C/N, réalisant l'oxydation, la nitrification et la dénitrification de la matière organique dans un seul réacteur, avec un taux d'élimination du TN supérieur à 80 %. Ces résultats démontrent effectivement que la dénitrification biologique en une seule étape est tout à fait réalisable.
2.3 Performances de suppression des TP
Dans le traitement des eaux usées, l'élimination du phosphore repose principalement sur des micro-organismes spécifiques, tels que les organismes accumulateurs de phosphore (OPA), qui absorbent le phosphore soluble dans des conditions aérobies et libèrent du phosphore dans des conditions anaérobies.Figure 4montre les performances d’élimination du TP des réacteurs. Le TP a été éliminé lors de l’étape d’aération aérobie. La concentration de TP aux stades I, II et III est restée inchangée, avec une concentration moyenne dans l'influent de 5,01 mg/L. Au stade IV, la concentration moyenne de TP dans l’influent était de 10,30 mg/L. Les concentrations moyennes d'effluents pour R1 à chaque étape étaient respectivement de 0,27 mg/L, 0,16 mg/L, 0,13 mg/L et 1,92 mg/L, avec des taux d'élimination moyens de 94,73 %, 96,78 %, 97,54 % et 81,35 %, respectivement. Les concentrations moyennes des effluents pour R2 étaient respectivement de 0,39 mg/L, 0,35 mg/L, 0,33 mg/L et 0,33 mg/L, avec des taux d'élimination moyens de 92,19 %, 93,01 %, 93,61 % et 68,79 %, respectivement. Par rapport à R2, les taux moyens d’élimination des TP pour R1 ont augmenté respectivement de 2,75 %, 4,05 %, 4,20 % et 18,26 % à chaque étape.
Dans le système R1, le support fournit une surface pour la fixation microbienne, favorisant la croissance et le métabolisme des PAO, aidant à former un biofilm stable, renforçant l'activité de la communauté microbienne, améliorant ainsi la capacité d'élimination du phosphore du réacteur et rendant le processus d'élimination biologique du phosphore plus efficace. Au stade II, en modifiant la concentration de NH₄⁺-N pour favoriser la nitrification, la consommation d'oxygène du système a augmenté. Par conséquent, au jour 49, l’aération a été augmentée pour accélérer l’élimination du phosphore. Au stade III, la réduction de la DCO a entraîné une carence en source de carbone, ce qui a non seulement entravé le processus de dénitrification, mais a également affecté l'activité métabolique des PAO. Au cours de la phase IV, le système s'est effondré car le rapport C/N dans le réacteur est passé de 8 à 5,3. La concurrence intensifiée pour les sources de carbone a réduit la source de carbone disponible pour les PAO au stade anaérobie, entraînant une diminution de la synthèse des PHA, ce qui a affecté l'hydrolyse des polyphosphates et l'oxydation des PHA dans des conditions aérobies, entravant finalement la croissance des PAO et la capacité d'absorption du phosphore, et entraînant une diminution de l'efficacité de l'élimination du phosphore. Cependant, le phosphore résiduel dans R1 était toujours inférieur à celui de R2, ce qui indique que l'effet promoteur du support existait toujours.
3 Conclusion
Une expérience comparative a été menée entre le système S-MBBR construit et le système SBR pour évaluer systématiquement leurs performances d'élimination de l'azote et du phosphore dans des conditions d'eaux usées à faible rapport C/N. Les résultats ont montré que le système S-MBBR a surpassé le système SBR conventionnel en termes d'élimination de la DCO, du NH₄⁺-N, du TN et du TP. Surtout dans des conditions de déficit en source de carbone-, les augmentations maximales des taux d'élimination du TN et du NH₄⁺-N ont atteint 14,35 % et 8,19 %, respectivement. De plus, le système S-MBBR a présenté une forte résistance aux chocs de charge et à la stabilité des effluents à différentes étapes opérationnelles. L'introduction de supports en suspension a optimisé efficacement la structure microenvironnementale du système, favorisé l'apparition de nitrification et de dénitrification (SND) simultanées, amélioré la diversité microbienne et l'activité métabolique et amélioré la capacité globale de traitement du système. Les résultats de la recherche indiquent que la technologie S-MBBR présente de bonnes perspectives d'application pour le traitement des eaux usées à faible rapport C/N et peut fournir un support technique pour l'optimisation et la mise à niveau des processus de traitement des eaux usées existants.