Analyse de l'effet de la modernisation du processus MBBR dans une usine de traitement des eaux usées du sud
Le « 2022 China Urban Construction Status Bulletin » publié par le ministère du Logement et du Développement urbain-rural de la République populaire de Chine en octobre 2023 montre qu'à la fin 2022, la capacité de traitement des usines de traitement des eaux usées en Chine avait atteint 216 millions de m³/j, soit une augmentation-sur-année de 4,04 %. Depuis 2013, le volume total des eaux usées traitées est en croissance depuis 10 années consécutives. Le développement rapide des villes s'accompagne d'une augmentation des rejets d'eaux usées, et la contradiction entre les terrains nécessaires à l'expansion et à la rénovation des stations d'épuration et les terrains d'aménagement urbain devient de plus en plus évidente.
Pour augmenter la capacité des usines de traitement des eaux usées existantes, le procédé conventionnel à boues activées adopte généralement la méthode d’agrandissement de l’usine. À mesure que le volume d’expansion augmente, les coûts d’acquisition des terrains augmentent progressivement et la période de construction s’allonge. L'approfondissement de l'exploitation de la capacité de traitement au sein de la station d'épuration des eaux usées existante constitue actuellement une mesure efficace pour améliorer davantage la capacité de traitement des eaux usées urbaines et atténuer la contradiction entre le développement urbain et l'utilisation des sols. Le réacteur à biofilm à lit mobile (MBBR) est né en Norvège à la fin des années 1980. Il favorise l'enrichissement en bactéries fonctionnelles et améliore ainsi la capacité de traitement du système en ajoutant des porteurs en suspension au réservoir biologique pour former des biofilms. En raison de sa capacité à être « intégré » dans le système biologique d'origine, il est largement utilisé dans la modernisation et la rénovation des usines de traitement des eaux usées, permettant d'améliorer la capacité in-situ sans ajouter de nouveaux terrains. De plus, comparé à d'autres processus de modernisation économes en terres, tels que le bioréacteur à membrane (MBR) et le lit fluidisé biologique (HPB) de transporteurs de poudre composites à haute concentration, le processus MBBR ne nécessite pas de remplacement ou de réapprovisionnement périodique des transporteurs, ce qui le rend plus économiquement avantageux.
Cet article prend comme exemple la modernisation de l'expansion de la capacité à l'aide du procédé MBBR dans une usine de traitement des eaux usées dans le sud de la Chine. Il analyse les performances opérationnelles de l'usine avant et après la modernisation, les performances de nitrification de la zone MBBR et la structure de la communauté microbienne, clarifiant le rôle pratique du processus MBBR dans l'expansion de la capacité in situ. L'objectif est de fournir des références et des suggestions pour la conception et l'exploitation de stations d'épuration similaires.
1 Aperçu du projet
Une usine de traitement des eaux usées dans le sud de la Chine a une capacité de traitement totale conçue de 7,5×10⁴ m³/j, avec une capacité de phase I de 5×10⁴ m³/j et de phase II de 2,5×10⁴ m³/j. Les deux phases utilisaient initialement le procédé Bardenpho modifié. Les principales cibles de traitement sont les eaux usées domestiques de la zone de collecte et les eaux usées industrielles partielles d'un parc industriel. La qualité des effluents doit être conforme à la norme de catégorie A spécifiée dans la « Norme de rejet de polluants pour les usines de traitement des eaux usées municipales » (GB 18918-2002). Avec le développement rapide de la construction urbaine et de l'économie, les rejets d'eaux usées ont augmenté et le projet a fonctionné à pleine capacité, voire au-delà. En 2021, comme l'exigeaient les autorités gouvernementales, le projet devait augmenter sa capacité de 2,5×10⁴ m³/j supplémentaires sur la base de l'échelle d'origine, pour atteindre une capacité totale de traitement de 1×10⁵ m³/j. La norme sur les effluents est restée la catégorie A du GB 18918-2002. La qualité de l'influent et de l'effluent conçue est indiquée dansTableau 1.
La zone entourant ce projet est constituée de terres agricoles et il n'y avait pas suffisamment de terres réservées pour l'expansion sur le site d'origine de l'usine. De plus, lors de la construction initiale de la Phase II, les unités de prétraitement étaient déjà construites selon une capacité de 5×10⁴ m³/j. Par conséquent, l'objectif de ce projet de modernisation était d'exploiter pleinement le potentiel de traitement des réservoirs biologiques existants et de minimiser l'occupation du sol pour modifier les réservoirs biologiques. Le procédé MBBR est largement utilisé dans-l'expansion de capacité in situ et la rénovation des usines de traitement des eaux usées en raison de sa caractéristique « intégrée ». Par exemple, une usine de traitement des eaux usées du nord de la Chine a utilisé le procédé MBBR pour augmenter sa capacité, en maximisant l'utilisation des volumes de réservoirs existants et du débit de traitement, obtenant ainsi une expansion de capacité in situ de 20 % avec des effluents répondant de manière stable aux normes de catégorie A. Une autre usine du Guangdong a utilisé le procédé MBBR pour améliorer in situ les performances du traitement biologique, obtenant un bon effet d'expansion de capacité in situ de 50 % avec des effluents stablement meilleurs que la norme de rejet. Par conséquent, compte tenu des besoins réels de l’usine de traitement des eaux usées et d’une évaluation exhaustive de facteurs tels que l’utilisation du terrain et l’exploitation, le procédé MBBR a finalement été choisi comme procédé de traitement pour cette modernisation de l’expansion de la capacité.
2 Conception du processus
2.1 Flux de processus
L'objectif principal de cette extension de capacité était d'améliorer la capacité de traitement des réservoirs biologiques in situ-grâce au MBBR, garantissant ainsi une conformité stable aux normes d'effluents malgré une augmentation de 100 % du débit. Les unités de prétraitement et de traitement avancé d'origine étant déjà construites pour une capacité de 5×10⁴ m³/j, cette rénovation s'est concentrée sur la réutilisation des installations existantes. La principale modification concernait les réservoirs biologiques, ainsi que la construction d'un nouveau bassin de sédimentation secondaire destiné à répondre à la demande de traitement après l'augmentation du débit. Le déroulement du processus après la modernisation est illustré dansFigure 1. L'influent subit un prétraitement à travers des tamis grossiers/fins et une chambre à sable, puis entre dans le réservoir Bardenpho-MBBR modifié pour l'élimination du carbone, de l'azote, du phosphore et d'autres polluants. L'effluent des réservoirs biologiques passe à travers des bassins de sédimentation et un clarificateur à haute efficacité pour garantir une conformité stable aux normes SS et TP. Après désinfection, l’effluent final est rejeté dans la rivière réceptrice pour une reconstitution écologique de l’eau.
2.2 Modernisation des réservoirs biologiques
Le plan de modernisation du réservoir biologique est présenté dansFigure 2. Tout en doublant le débit de traitement, les volumes des zones anaérobies et anoxiques d'origine sont restés inchangés. . 20 % du volume de la zone aérobie d'origine a été divisé pour créer une zone anoxique supplémentaire, augmentant ainsi le volume global de la zone anoxique pour répondre à la demande de dénitrification. Des porteurs en suspension ont été ajoutés au volume restant de la zone aérobie pour former la zone MBBR aérobie. Des systèmes de filtrage d'entrée/sortie de support et des mélangeurs spécifiques MBBR- ont été installés. Le système d'aération à chaîne d'origine a été remplacé par un système d'aération à fond perforé pour assurer une bonne fluidisation des porteurs suspendus et éviter leur perte avec le débit d'eau. Après rénovation, le temps de rétention hydraulique (HRT) total des réservoirs biologiques est de 8,82 h, avec un HRT en zone anaérobie à 1,13 h, un HRT en zone anoxique à 3,05 h et un HRT en zone aérobie à 4,64 h. Le taux de recyclage interne total du système est de 150 % et l'âge des boues est de 16 jours.
Regarding equipment, 4 sets of submersible mixers were added to the anoxic zone (Power P = 4 kW, Impeller Diameter D = 620 mm). SPR-III type suspended carriers were added to the aerobic MBBR zone, with a diameter of (25.0 ± 0.5) mm, height of (10.0 ± 1.0) mm, effective specific surface area >800 m²/m³ et densité de 0,94 ~ 0,97 g/cm³. La densité se rapproche de celle de l'eau après la fixation du biofilm, conformément à la norme industrielle « Charges de support suspendues en polyéthylène haute densité pour le traitement de l'eau » (CJ/T 461-2014). Le taux de remplissage est de 45 %. Deux ensembles de mélangeurs submersibles spécifiques au transporteur suspendu - ont été ajoutés (P=5.5 kW). Vingt-deux ensembles de systèmes d'aération relevables, 4 ensembles de systèmes d'aération fixes et 45 ensembles d'aérateurs à fines bulles ont été ajoutés. Deux pompes de recyclage internes ont été remplacées (Débit Q=1600 m³/h, Hauteur H=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Construction d'un nouveau bassin de sédimentation secondaire
En raison de l'augmentation du débit, les bassins de décantation secondaires existants ne pouvaient pas répondre aux exigences en matière d'effluents. Un nouveau bassin de décantation secondaire était nécessaire pour soutenir l’augmentation de la capacité de traitement. Le nouveau réservoir est conforme à ceux d'origine, utilisant un type à flux horizontal rectangulaire. Le volume effectif du réservoir est de 4 900 m³, avec HRT=7 h. Un grattoir à boues de type pompe-a été ajouté (vitesse de fonctionnement V=0.8 m/min). Six pompes submersibles à flux axial (pompes de recyclage externes) ont été ajoutées (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). Deux pompes à boues usées ont été ajoutées (Q=105 m³/h, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Analyse de l’effet de rénovation MBBR
La performance opérationnelle avant et après la modernisation de la phase II, la performance opérationnelle simultanée de la phase I et de la phase II, les changements de qualité de l'eau tout au long du processus dans la phase II et la capacité de nitrification des phases de biofilm et de boues en suspension dans la phase II ont été analysées pour évaluer l'effet d'amélioration de la rénovation MBBR sur la capacité de traitement du système.
3.1 Comparaison des performances opérationnelles
Avant la modernisation, la phase II fonctionnait déjà au-dessus de son débit prévu, avec un débit moyen réel de (3,02 ± 0,46) ×10⁴ m³/j. Après la modernisation, le débit a encore augmenté pour atteindre (5,31 ± 0,76) ×10⁴ m³/j, soit une augmentation réelle d'environ 76 %. Le débit opérationnel maximal a atteint 7,61×10⁴ m³/j, soit 1,52 fois la valeur de conception. La qualité des influents et des effluents avant et après la rénovation est indiquée dansTableau 2etFigure 3. En ce qui concerne la charge des influents, après la rénovation, les charges d'azote ammoniacal (NH₃-N), d'azote total (TN), de DCO et de TP ont augmenté respectivement à 1,61, 1,66, 1,60 et 1,53 fois les niveaux d'avant-rénovation. En termes de qualité réelle de l'influent/de l'effluent, le NH₃-N et le TN des influents avant/après la rénovation étaient de (22,15 ± 3,73)/(20,17 ± 4,74) mg/L et (26,28 ± 4,07)/(23,19 ± 3,66) mg/L, respectivement. Les effluents NH₃-N et TN avant/après rénovation étaient de (0,16 ± 0,14)/(0,14 ± 0,08) mg/L et (8,62 ± 1,79)/(7,01 ± 1,76) mg/L, avec des taux d'élimination moyens de 99,28 %/99,31 % et 67,20 %/69,77 %, respectivement. Malgré l'augmentation substantielle du débit et de la charge d'affluent après la rénovation, la qualité des effluents était toujours meilleure qu'avant la rénovation. L'augmentation du volume de la zone anoxique a assuré une bonne élimination du TN, le TN des effluents étant encore réduit après la modernisation. La zone aérobie a obtenu une amélioration significative de la capacité de nitrification grâce au biofilm porteur en suspension. Même avec une réduction de 20 % du volume de la zone aérobie par rapport à avant-rénovation et des augmentations significatives du débit et de la charge d'affluent, l'élimination très efficace du NH₃-N a été maintenue. La DCO et la TP influentes avant/après la modernisation étaient respectivement de (106,82 ± 34,37)/(100,52 ± 25,93) mg/L et (2,16 ± 0,54)/(1,96 ± 0,49) mg/L. La DCO et la TP des effluents avant/après la modernisation étaient de (10,76 ± 2,04)/(11,15 ± 3,65) mg/L et (0,14 ± 0,07)/(0,17 ± 0,05) mg/L, avec des taux d'élimination moyens de 89,93 %/93,52 % et 88,91 %/91,33 %, respectivement. Après la rénovation, la qualité des effluents est restée stablement meilleure que la norme de rejet prévue.
Les données opérationnelles de novembre à janvier de l'année suivante (après-rénovation) ont ensuite été sélectionnées pour comparer les performances de la phase I et de la phase II dans des conditions de basse-température (température minimale de 12 degrés). Les concentrations de polluants dans l'influent et l'effluent pour les deux phases sont indiquées dansFigure 4. Dans des conditions hivernales de basses-températures, les effluents des deux processus étaient constamment meilleurs que la norme de rejet de conception. En particulier pour l'élimination du NH₃-N, qui est sensible aux basses températures, avec une concentration de NH₃-N dans l'influent de (18,98 ± 4,57) mg/L, l'effluent de la phase I NH₃-N était de (0,27 ± 0,17) mg/L et la phase II était de (0,29 ± 0,15) mg/L, les deux démontrant une bonne résistance aux basses températures. Notamment, après la modernisation du MBBR au cours de la phase II, le THS de la zone aérobie ne représentait que 66,07 % de celui de la phase I, ce qui a permis une amélioration significative des performances de nitrification.
3.2 Analyse des performances de la zone MBBR
Pour déterminer davantage l'effet réel de chaque zone fonctionnelle, des échantillons d'eau à l'extrémité de chaque zone fonctionnelle des phases I et II ont été prélevés pour des mesures parallèles. Les résultats sont affichés dansFigure 5. Les concentrations de NH₃-N dans l'influent étaient de 18,85 mg/L et 18,65 mg/L, et les concentrations de NH₃-N dans les effluents étaient de 0,35 mg/L et 0,21 mg/L, avec des taux d'élimination de NH₃-N de 98,14 % et 98,87 %, respectivement. À partir des changements de profil d'azote, l'élimination de NH₃-N au cours de la phase II s'est principalement produite dans la zone MBBR aérobie. La concentration de NH₃-N dans l'effluent de la zone MBBR était de 0,31 mg/L, contribuant à 99,46 % à l'élimination globale de NH₃-N, déjà meilleure que la norme de rejet de conception. La zone de boues activées aérobie qui a suivi a joué un rôle de sauvegarde. De plus, les usines de traitement des eaux usées utilisant du MBBR dans la zone aérobie présentent généralement une nitrification et une dénitrification simultanées (SND). Cependant, dans ce projet, aucune élimination d'azote inorganique total (TIN) n'a été observée dans la zone aérobie MBBR, ce qui peut être lié à la concentration relativement faible du substrat dans l'influent de ce projet.
Pour étudier plus en détail l'effet de l'ajout de porteurs en suspension sur les performances de nitrification du système, le surnageant de l'effluent de la zone anoxique de la phase I a été prélevé. Des tests de performances de nitrification ont été effectués sur les boues pures de phase I, les boues pures de phase II, le biofilm pur de phase II et le système de boues à biofilm combiné de phase II-. Dans des conditions conformes au projet réel (taux de remplissage en porteurs, concentration des boues, température de l'eau), avec OD contrôlé à 6 mg/L pour déterminer les performances optimales de nitrification. Les résultats sont affichés dansTableau 3. Les taux de nitrification pour les boues pures de phase I, les boues pures de phase II, le biofilm pur de phase II et le système de boues à biofilm combiné de phase II étaient respectivement de 0,104, 0,107, 0,158 et 0,267 kg/(m³·d). L'ajout de porteurs suspendus a amélioré les performances de nitrification du système. Le taux de nitrification du système à boues combinées à biofilm - de phase II a atteint 2,57 fois celui du système à boues activées pures de phase I. De plus, la charge de biofilm pur était déjà supérieure à la charge de boues activées, améliorant considérablement la résistance aux chocs du système. Dans le système combiné Phase II, le biofilm a contribué à hauteur de 59,92 % à la nitrification, occupant une position dominante.
3.3 Analyse de rationalité de la modernisation
Pour analyser la rationalité de l'utilisation du processus MBBR à biofilm-boues combinées pour cette rénovation, des calculs ont été effectués concernant l'effet de l'ajout de porteurs, la résistance aux charges de choc du système et la corrélation entre l'augmentation du débit et l'ajout de porteurs. Si la phase II de ce projet n'avait pas été modernisée et n'avait pas utilisé le processus traditionnel de boues activées, basé sur l'influent/effluent conçu NH₃-N et le taux de nitrification volumétrique optimal des boues activées de la phase I (DO=6 mg/L), la concentration calculée de NH₃-N dans l'effluent serait de 5,55 mg/L, ne répondant pas à la norme sur les effluents. Si elle est calculée sur la base du taux de nitrification optimal obtenu à partir de l'essai du système combiné de phase II, au débit d'influent conçu, la phase II pourrait tolérer une concentration maximale de NH₃-N dans l'influent jusqu'à 55 mg/L, soit 2,20 fois la valeur de conception, améliorant considérablement la résistance aux charges de choc du système. Par conséquent, l’utilisation du MBBR pour cette rénovation est rationnelle et garantit efficacement une conformité stable aux normes en matière d’effluents. Si la Phase I était également équipée du procédé MBBR, sur la base des concentrations de polluants dans les influents/effluents conçues, le débit de traitement pourrait être multiplié par plus de 1, offrant ainsi la possibilité aux stations d'épuration des eaux usées de s'adapter au développement urbain rapide et de réaliser des mises à niveau en douceur.
4 Statut de fixation du biofilm et analyse microbienne
La fixation du biofilm sur les supports suspendus dans ce projet est illustrée dansFigure 6. Le biofilm recouvrait uniformément la surface interne des supports, étant dense et sans matériau floculant dans les pores du support. L'épaisseur moyenne était de (345,78 ± 74,82) μm. La biomasse moyenne du biofilm était de (18,87 ± 0,93) g/m², le rapport matières volatiles en suspension (VSS)/SS était stable à 0,68 ± 0,02 et le VSS moyen était de (12,77 ± 0,61) g/m².
Pour explorer plus en détail l'effet d'amélioration de la modernisation du MBBR sur la capacité de traitement du système d'un point de vue microscopique, des échantillons de boues activées de phase I, de boues activées de phase II et de biofilm ont été prélevés pour un séquençage à haut débit d'amplicon 16S-. L'abondance relative des micro-organismes au niveau du genre au sein du système est indiquée dansFigure 7.
Les genres nitrifiants dominants sur le biofilm porteur en suspension étaient Nitrospira et Nitrosomonas, avec des abondances relatives de 7,98 % et 1,01 %, respectivement. En revanche, le genre nitrifiant dominant dans les boues activées des phases I et II était Nitrospira, avec des abondances relatives de 1,05 % et 1,27 %, respectivement. Nitrospira est le genre nitrifiant le plus répandu dans les stations d’épuration des eaux usées. Il a été prouvé que bon nombre de ses espèces possèdent une capacité complète d’oxydation de l’ammoniac (comammox), ce qui signifie qu’un seul micro-organisme peut compléter le processus de l’ammoniac au nitrate. Le procédé MBBR, sous forme de biofilm, a permis un enrichissement efficace de Nitrospira, avec une abondance relative 7,58 fois supérieure à celle des boues activées, fournissant ainsi une base microscopique pour l'amélioration des performances de nitrification du système. On peut également observer que l’abondance relative de bactéries nitrifiantes dans les boues activées issues du même système que le biofilm (Phase II) était légèrement plus élevée que dans le système à boues activées pures de Phase I. Cela peut être dû au fait que l'élimination du biofilm des supports en suspension a inoculé les boues activées lors du renouvellement dynamique, augmentant ainsi l'abondance relative de bactéries nitrifiantes dans les boues.
Les genres dénitrifiants dominants dans les deux systèmes étaient principalement enrichis dans les boues activées et étaient de composition relativement similaire, notamment Terrimonas, Flavobacterium, Dechloromonas, Hyphomicrobium, etc. Les abondances relatives des genres dénitrifiants dans la phase I et la phase II étaient respectivement de 8,76 % et 7,52 %. D'un point de vue fonctionnel, en plus de la dénitrification, certaines espèces de Terrimonas peuvent dégrader des substances de type anthracène- ; Flavobacterium peut dégrader les plastiques biodégradables (par exemple, le PHBV) ; Hyphomicrobium peut utiliser divers composés organiques toxiques et difficiles à dégrader pour la dénitrification, tels que le dichlorométhane, le sulfure de diméthyle, le méthanol, etc. L'influent de ce projet contient des eaux usées industrielles, conduisant à la spécialisation de communautés microbiennes fonctionnelles sous une acclimatation à long terme. Bien que ce projet n'ait pas présenté d'effets macroscopiques significatifs du SND, certains groupes fonctionnels dénitrifiants ont toujours été trouvés sur le biofilm porteur en suspension, notamment Hyphomicrobium, Dechloromonas, Terrimonas et OLB13, avec une proportion totale de 2,78 %. Cela indique qu'une fois que le biofilm atteint une certaine épaisseur, les microenvironnements anoxiques/anaérobies formés à l'intérieur peuvent fournir des conditions propices à l'enrichissement en bactéries dénitrifiantes, offrant également la possibilité d'apparition de SND dans la zone MBBR aérobie. De plus, Proteiniclasticum a été détecté dans les boues de phase I et de phase II, avec des abondances relatives de 1,09 % et 1,18 %, respectivement. Ce genre possède une bonne capacité à décomposer et à transformer les substances protéiques. Son enrichissement pourrait être lié à la présence de nombreuses entreprises de produits laitiers au sein de la zone de collecte de ce projet.
Notamment, l’abondance relative de Candidatus Microthrix dans les boues activées de phase I a atteint 3,72 %. Il s'agit d'une bactérie filamenteuse courante dans les boues activées, souvent associée au gonflement des boues. Cependant, son abondance relative dans les boues et le biofilm de phase II n’était respectivement que de 0,57 % et 1,03 %. Après la mise à niveau avec le procédé MBBR, la fluidisation des supports en suspension a un effet de cisaillement sur les bactéries filamenteuses, réduisant ainsi le risque de gonflement filamenteux dans les boues activées.
5 Analyse économique
La consommation d'électricité par mètre cube avant et après cette rénovation était respectivement de 0,227 kWh/m³ et 0,242 kWh/m³. Au prix de l'électricité de 0,66 RMB/(kWh), les coûts opérationnels de l'électricité étaient de 0,150 RMB/m³ et 0,160 RMB/m³. L'augmentation de la consommation électrique est principalement due au nouveau mélange de zone anoxique et aux équipements électriques supplémentaires du nouveau bassin de décantation secondaire. Les produits chimiques d'élimination du phosphore utilisés dans ce projet sont le chlorure polyferrique (PFC) et le polyacrylamide (PAM). Le dosage est resté constant avant et après la modernisation : dosage de PFC 2,21 t/j, coût 0,014 RMB/m³ ; Dosage de PAM 17,081 kg/j, coût 0,0028 RMB/m³. Ce projet utilise pleinement la source de carbone présente dans l'influent brut pour la dénitrification. Aucune source externe de carbone organique n’a été ajoutée avant ou après la rénovation. Les coûts directs de l'électricité et des produits chimiques par mètre cube avant et après la rénovation étaient respectivement de 0,167 RMB/m³ et 0,177 RMB/m³.
6 Conclusions et perspectives
(1) La phase II d'une usine de traitement des eaux usées dans le sud a utilisé le processus MBBR pour l'extension de la capacité, abordant des problèmes tels que la pénurie de terrains. Après la modernisation, le débit de traitement est passé de (3,02 ± 0,46) × 10⁴ m³/j à (5,31 ± 0,76) × 10⁴ m³/j, atteignant une expansion de capacité in situ de 76 % -. Le débit opérationnel maximal a atteint 1,52 fois la valeur de conception, avec des effluents stablement meilleurs que la norme de rejet de conception.
(2) En intégrant le processus MBBR dans l'étape biologique, une élimination hautement efficace et stable du NH₃-N a été obtenue dans des conditions hivernales à basse température-, même si le HRT aérobie ne représentait que 66,07 % de celui du processus à boues activées. La zone MBBR a contribué à hauteur de 99,46 % à l'élimination de NH₃-N. Si la Phase II n'avait pas été modernisée, sous le même débit et la même qualité d'eau, l'effluent NH₃-N aurait atteint 5,55 mg/L. Par conséquent, l’utilisation du MBBR pour cette rénovation était nécessaire et rationnelle.
(3) Le biofilm porteur en suspension a renforcé l’effet d’enrichissement du genre nitrifiant principal Nitrospira. Son abondance relative dans le biofilm était 7,58 fois supérieure à celle des boues activées, fournissant ainsi une base microscopique pour l'amélioration des performances de nitrification du système. De plus, l’enrichissement des genres dénitrifiants dans le biofilm offre la possibilité d’apparition de SND.
Ce projet a utilisé le processus combiné de biofilm-boues pour obtenir une augmentation de capacité-in situ. Cependant, l'exploitation réelle est encore limitée par la rétention et la récupération des boues activées, empêchant une amélioration supplémentaire de la capacité de traitement. Actuellement, des procédés de biofilm pur ont été appliqués dans des projets réels, abandonnant complètement les boues activées et utilisant les caractéristiques de charge élevée du biofilm pour une élimination efficace des polluants, sans restriction par les limitations des boues activées. Cela offre une nouvelle solution pour la nouvelle construction, la rénovation ou l’agrandissement des stations d’épuration des eaux usées.