Application du procédé BIOLAK dans la mise à niveau d'une usine de traitement des eaux usées aux normes de quasi-classe IV
Introduit en Chine au début du 21e siècle, le procédé BIOLAK a gagné en applications dans le traitement des eaux usées municipales en raison de sa structure simple et de ses faibles coûts d'investissement. Ces dernières années, avec le durcissement des normes de rejet et l'automatisation croissante, la plupart des usines BIOLAK existantes ont été modernisées. Des améliorations telles que l'ajout de transporteurs suspendus, la modernisation des réservoirs et la redéfinition des zones fonctionnelles sont mises en œuvre pour améliorer l'élimination de l'azote et du phosphore. Alors que les usines nouvellement construites adoptent principalement des procédés A²/O et des fossés d'oxydation, il existe peu de rapports sur les performances réelles de BIOLAK, en particulier dans le cadre de normes d'émission strictes. Le processus BIOLAK utilise des chaînes d'aération oscillantes pour créer des zones anoxiques et aérobies temporelles, fonctionnant essentiellement comme un processus A/O en plusieurs étapes. Grâce à l'optimisation opérationnelle, la qualité des effluents peut répondre de manière stable à la norme sur les eaux de surface de quasi-classe IV.
1 Contexte du projet
Une usine de traitement des eaux usées dans la province du Hebei utilise le procédé BIOLAK comme technologie de base. Le débit entrant varie de 18 000 à 22 000 m³/j, avec une moyenne de 19 000 m³/j, traitant principalement les eaux usées domestiques urbaines et une petite quantité d'eaux usées de transformation agricole. Les qualités des influents et des effluents conçus sont indiquées dansTableau 1. La norme de rejet d'origine était la norme de catégorie A de la *"Norme de rejet des polluants pour les usines de traitement des eaux usées municipales" (GB 18918-2002)*. Après une mise à niveau qui comprenait la séparation d'une zone anaérobie pour améliorer la dénitrification et la déphosphoration, l'usine est désormais conforme aux principales limites de la zone de contrôle des * « Normes de rejet de polluants dans l'eau pour le bassin de la rivière Daqing » (DB13/2795-2018)*. À l'exception de l'azote total, tous les autres indicateurs répondent aux normes de classe IV spécifiées dans *"Normes de qualité environnementale pour les eaux de surface" (GB 3838-2002)*. Le flux du processus est illustré dansFigure 1.
L'usine utilise de l'hypochlorite de sodium pour la désinfection. Les boues sont déshydratées par filtration sur plaques et cadres à haute pression jusqu'à une teneur en humidité inférieure à 60 % avant d'être transportées pour un co-traitement dans des fours à ciment.
La contribution de chaque unité de traitement à l'élimination des polluants a été calculée sur la base du bilan massique, avec des méthodes spécifiques référencées dans la littérature.
2 Mesures d'optimisation du contrôle opérationnel
De multiples mesures d'optimisation ont été mises en œuvre pendant l'exploitation pour améliorer la stabilité des effluents et réaliser des économies d'énergie et de coûts.
2.1 Contrôle amélioré de l'oxygène dissous (OD)
Les projets de rénovation BIOLAK existants notent souvent son zonage faible en tant que variante A/O à plusieurs étapes, conduisant à une faible efficacité de dénitrification. Dans ce projet, tout en garantissant la conformité de l'azote ammoniacal des effluents, la teneur maximale en OD à l'extrémité de la zone d'aération a été maintenue entre 0,5 et 1,0 mg/L, ce qui est inférieur aux exigences conventionnelles de contrôle de l'OD.
2.2 Surveillance accrue des données de processus
Pour guider le contrôle de l'OD et le dosage des sources de carbone externes, l'azote nitrate et l'azote ammoniacal ont été surveillés à la fin de la zone anaérobie et du réservoir BIOLAK afin de déterminer les plages de contrôle optimales. Pendant le fonctionnement, le dosage des sources de carbone externes a été réduit ou arrêté lorsque l'azote nitrique à la fin de la zone anaérobie a été réduit.<2 mg/L, and increased when it was ≥2 mg/L. Similarly, blower output was reduced to lower DO to 0.5 mg/L when ammonia nitrogen at the end of the BIOLAK tank was ≤0.5 mg/L, and increased to raise DO to 1.0 mg/L when it was ≥0.5 mg/L. Adjustments to carbon source dosage and blower frequency were made every 8–16 hours, with each adjustment ranging from 5% to 15%.
2.3 Définition des objectifs de contrôle des effluents internes
Pour garantir une conformité stable, des objectifs de contrôle interne ont été fixés entre 30 et 80 % des limites de rejet, en fonction de la difficulté de contrôler chaque polluant. Le dépassement de ces limites internes a déclenché des ajustements immédiats des paramètres du procédé pour ramener les concentrations des effluents à une plage acceptable. Les objectifs annuels de contrôle interne pour la DCO, l’azote ammoniacal, l’azote total et le phosphore total étaient respectivement de 15 mg/L, 0,5 mg/L, 12 mg/L et 0,12 mg/L.
2.4 Maintenir une concentration appropriée des boues
Le gaspillage des boues a été ajusté en fonction du débit, de la charge et de la saison. Le temps de rétention des boues (SRT) a été maintenu entre 15 et 25 jours et la concentration en matières en suspension dans la liqueur mixte (MLSS) entre 2 500 et 4 500 mg/L. Plus précisément, le MLSS a été contrôlé à 2 500–3 500 mg/L en été et en automne, avec une charge de boues d'environ 0,06 kgCOD/(kgMLSS·d), et à 3 500–4 500 mg/L en hiver et au printemps, avec une charge de boues d'environ 0,04 kgCOD/(kgMLSS·d).
2.5 Ajustement du fonctionnement des unités de traitement avancé
Les basses températures hivernales ont affecté la floculation et la sédimentation. Un lavage à contre-courant intempestif des filtres de type V- pourrait entraîner une augmentation des matières en suspension et de la DCO dans les effluents. Par conséquent, pendant le fonctionnement hivernal, la fréquence du rétrolavage a été augmentée en fonction des performances de coagulation, et le rejet des boues du bassin de sédimentation par coagulation-a été intensifié pour réduire la concentration de matières en suspension dans les effluents.
3 Performances du traitement
La DCO annuelle dans l'influent variait de 109 à 248 mg/L, avec une moyenne de 176 mg/L. La DCO des effluents variait entre 9,5 et 20,1 mg/L, avec une moyenne de 12,1 mg/L. Lorsque la DCO des effluents dépassait l'objectif de contrôle interne (15 mg/L), la fréquence de lavage à contre-courant des filtres était augmentée pour réduire les matières en suspension. Il est recommandé de mettre à niveau le bassin de sédimentation par coagulation-en un bassin de sédimentation à haute-densité ou à coagulation magnétique-pour une meilleure efficacité de coagulation.
Les concentrations annuelles d'azote ammoniacal dans l'influent variaient de 17,8 à 54,9 mg/L, soit une moyenne de 31,9 mg/L. La teneur en azote ammoniacal des effluents variait de 0,12 à 1,30 mg/L, avec une moyenne de 0,5 mg/L. Lorsqu'elle dépassait l'objectif de contrôle interne, l'aération était ajustée selon les mesures d'optimisation. La qualité des effluents a respecté de manière stable les limites clés de la zone de contrôle de *DB13/2795-2018* tout au long de l'année.
En raison de la faible concentration des sources de carbone entrantes, l'accent a été mis sur l'optimisation des conditions de traitement afin d'améliorer l'élimination de l'azote et du phosphore, dans le but de réaliser des économies d'énergie et de coûts.
3.1 Optimisation du contrôle de l'OD et élimination totale de l'azote
L'azote total (TN) annuel dans l'influent variait entre 20,3 et 55,6 mg/L (voirFigure 2), avec une moyenne de 42,1 mg/L. Le TN des effluents variait de 2,5 à 14,2 mg/L, avec une moyenne de 8,8 mg/L, dans les limites de l'objectif de contrôle interne (12 mg/L). Le taux moyen d'élimination du TN était de 79,1 %. Avec un taux de recyclage des boues de 90 % (pas de recyclage de liqueur mixte interne), l'efficacité théorique de la dénitrification était de 47,4 %, ce qui indique que la dénitrification s'est également produite dans d'autres zones de traitement au-delà du sélecteur anaérobie. Les changements d'azote tout au long du processus de traitement au cours d'un cycle typique sont indiqués dansFigure 3.
Dans un cycle typique, le TN influent était de 42,0 mg/L, la somme de l'ammoniac et de l'azote nitrique étant de 35,2 mg/L. Après le sélecteur anaérobie, le TN était de 16,7 mg/L, ce qui entraînait un taux d'élimination de 43,5 % via le bilan massique, conforme à la valeur théorique. Le réservoir BIOLAK a contribué à une élimination de 24,0 % de TN. Le TN des effluents a été encore réduit dans le bassin de sédimentation secondaire, contribuant à une élimination supplémentaire de 11,3 %, principalement en raison de son long temps de rétention hydraulique (8,6 heures) permettant une dénitrification induite par une source de carbone endogène-. Les autres unités ont contribué à hauteur de 1,9 %. Le TN de l'effluent final était de 8,1 mg/L, avec un taux d'élimination total de 80,7 %.
L'expérience opérationnelle montre que le contrôle de l'OD est crucial pour l'élimination du TN dans le processus BIOLAK. Dans les processus conventionnels, la DO est généralement mesurée à la fin de la zone aérobie dans une structure de canal où la DO est relativement uniforme sur la section transversale. Cependant, dans le réservoir BIOLAK, l'extrémité de la zone d'aération mesure près de 70 mètres de large, l'OD augmentant du bord de la pente vers le centre, avec une différence de 0,5 à 1,0 mg/L. Par conséquent, l’emplacement des sondes DO nécessite une attention particulière.
En contrôlant strictement le DO maximum à l'extrémité de la zone d'aération BIOLAK, un environnement anoxique nécessaire à la dénitrification a été efficacement assuré. Une nitrification et une dénitrification simultanées (SND) utilisant des sources de carbone endogènes ont été obtenues, entraînant une élimination efficace du TN.
3.2 Élimination totale du phosphore et optimisation opérationnelle
Le phosphore total (TP) annuel dans l'influent variait entre 1,47 et 4,80 mg/L (voirFigure 4), soit une moyenne de 2,99 mg/L. Le TP des effluents variait de 0,04 à 0,17 mg/L. La dose d’agent d’élimination du phosphore a été ajustée en fonction de l’objectif du contrôle interne (0,12 mg/L). La concentration moyenne de PT dans l'effluent était de 0,07 mg/L, répondant de manière stable à la norme de rejet, avec un taux moyen d'élimination du PT de 98,3 %.
Les changements de phosphate tout au long du train de traitement au cours d'un cycle typique sont indiqués dansFigure 5.
Le phosphate entrant était de 2,70 mg/L et le phosphate des boues de retour était de 0,58 mg/L, ce qui rend le phosphate théorique entrant dans le sélecteur anaérobie de 1,70 mg/L. Après la libération anaérobie de phosphore par les organismes accumulateurs de polyphosphates (PAO), la concentration de phosphate a atteint 3,2 mg/L. Le rapport de concentration en phosphate (maximum en zone anaérobie / influent) était de 1,9, indiquant un rejet important. La raison principale était la dénitrification efficace dans des conditions de faible OD, entraînant une faible concentration de nitrates dans les boues renvoyées vers la zone anaérobie, maintenant un bon environnement anaérobie (ORP généralement inférieur à -200 mV) et favorisant la libération de phosphore.
Après la zone d'aération BIOLAK, une absorption substantielle de phosphore s'est produite, réduisant la concentration de phosphate à la fin à 0,3 mg/L, atteignant une efficacité d'élimination biologique du phosphore de 88,9 %. Après les bassins de sédimentation et de stabilisation, la concentration de phosphate a augmenté jusqu'à 0,64 mg/L. L'analyse suggère que cela était dû au long HRT dans le bassin de sédimentation et à l'OD strictement contrôlé dans le bassin BIOLAK, créant une condition anaérobie dans le bassin de sédimentation et provoquant une libération secondaire de phosphore. Après dosage chimique dans l’unité de coagulation, le phosphate de l’effluent a été réduit à 0,06 mg/L. Par conséquent, compte tenu des coûts économiques et de la complexité opérationnelle, sacrifier une certaine efficacité d’élimination biologique du phosphore pour améliorer la dénitrification constitue une stratégie d’optimisation viable pour des usines similaires.
4 Coûts opérationnels
Les coûts opérationnels directs comprennent l’électricité, les produits chimiques et l’élimination des boues. Sur la base des statistiques annuelles, la consommation électrique spécifique était de 0,66 kWh/m³. Avec un prix de l'électricité de 0,65 CNY/kWh (basé sur une combinaison de tarifs de pointe/hors pointe-), le coût de l'électricité était de 0,429 CNY/m³. Cette consommation est plus élevée selon la « Norme d'évaluation pour la qualité opérationnelle des stations d'épuration des eaux usées municipales », principalement en raison de l'efficacité d'utilisation de l'oxygène légèrement inférieure du système d'aération. Les coûts des produits chimiques, y compris l'acétate de sodium, l'agent d'élimination du phosphore, le PAM, l'hypochlorite de sodium et les produits chimiques de déshydratation, se sont élevés à 0,151 CNY/m³. L'utilisation et les coûts spécifiques sont indiqués dansTableau 2.
Les boues proviennent principalement de sources biologiques et chimiques (cuve de coagulation). La filtration à plaques et cadres à haute-pression est utilisée avec de la chaux et du chlorure ferrique comme agents de conditionnement. Le dosage de chaux représente environ 25 % du poids sec des boues. Le gâteau déshydraté a une teneur en humidité de 60 %. La production quotidienne de boues déshydratées est d'environ 9 tonnes, avec un rendement spécifique en boues sèches d'environ 0,15 %. Le transport des boues coûte 250 CNY/tonne, ce qui entraîne un coût d'élimination des boues d'environ 0,118 CNY/m³. Par conséquent, le coût de production direct total est de 0,698 CNY/m³.
5Conclusions
① Une usine de traitement des eaux usées dans la province du Hebei, utilisant le procédé BIOLAK pour traiter les eaux usées municipales, a fonctionné en continu pendant un an avec une qualité des effluents répondant de manière stable aux limites de la zone de contrôle clé de *DB13/2795-2018* (norme sur les eaux de surface de quasi-classe IV).
② En tant que variante du processus A/O en plusieurs étapes, le contrôle de la teneur maximale en OD à l'extrémité de la zone d'aération BIOLAK entre 0,5 et 1,0 mg/L a abouti à un taux d'élimination du TN de 24,0 % dans la zone BIOLAK et de 11,3 % dans le bassin de sédimentation. Cela a permis d'obtenir simultanément une nitrification-dénitrification et une dénitrification de la source de carbone endogène, démontrant une capacité significative d'élimination de l'azote.
③ Le coût opérationnel direct du procédé BIOLAK était de 0,698 CNY/m³. Les mesures d'optimisation opérationnelle, y compris la surveillance des données de processus et la définition d'objectifs de contrôle interne raisonnables, peuvent fournir des références pour optimiser le fonctionnement et réaliser des économies d'énergie et de coûts dans des usines de traitement des eaux usées similaires.