Stratégies d'élimination de l'azote d'un effluent urbain dans un réacteur discontinu séquentiel (SBR)

Le traitement des effluents urbains par réacteurs discontinus séquentiels (SBR : Sequencing Batch Reactor) constitue une solution alternative aux traitements par systèmes à boue activée en effectuant le traitement du carbone, la séparation liquide solide et l'élimination des nutriments au sein d'un bassin unique grâce à une gestion adéquate des cycles temporels de réaction. L'alternance de phases aérées et anoxiques suivie d'une période de décantation conduit en théorie à l'élimination quasi totale des ions nitrate formés lors de la phase de nitrification aérobie. Cependant, selon la charge appliquée, le carbone totalement dégradé lors de la phase préliminaire d'aération ne peut servir de source de carbone pour la dénitrification exogène.Afin d'accélérer la dénitrification, plusieurs solutions sont possibles : l'une consiste à allonger la deuxième phase d'anoxie suffisamment longtemps pour traiter les ions nitrate résiduels au cours d'un processus de dénitrification endogène, l'autre à diminuer le temps de réaction aérobie tout en augmentant la fréquence des séquences aérobie/anoxie afin de conserver du carbone résiduel lors de la dénitrification. Une troisième solution réside dans l'ajout d'une source de carbone exogène suite à l'étape de nitrification de manière à permettre une assimilation plus rapide et plus efficace des ions nitrate formés (dénitrification exogène).L'article compare les résultats d'abattement sur le carbone et l'azote d'une eau usée urbaine en utilisant les trois types de fonctionnement. Il en résulte la définition d'une stratégie globale de contrôle du procédé, chacun des scénarii pouvant être privilégié en fonction de la qualité de l'effluent de départ et des contraintes de traitement.Wastewater treatment by a Sequencing Batch Reactor (SBR) provides an alternative solution to activated sludge treatment, by carrying out carbon treatment, liquid-solid separation and nutrient removal in a single tank, thanks to the appropriate management of the temporal reaction cycles. Alternating the aeration and anoxic phases, followed by a decantation period, leads, in theory, to the almost total removal of nitrate ions formed during the aerobic nitrification phase. However, depending on the applied load, the carbon that is totally degraded during the preliminary aeration phase, cannot be used as a source of carbon for exogenic denitrification.Several solutions are possible in order to accelerate denitrification: one consists of lengthening sufficiently the second anoxic phase to treat the residual nitrate ions during the endogenous denitrification process; another strategy involves reducing the aerobic reaction time, while increasing the frequency of aerobic/anoxic sequences in order to preserve residual carbon during denitrification. A third solution lies in the addition of a source of exogenic carbon after the nitrification stage, to allow a quicker and more efficient assimilation of the nitrate ions that are formed (exogenic denitrification). This article compares the results of reducing carbon and nitrogen in wastewater, using three types of operation.The cycle of reference has been established starting from previous bibliographical results (WUN JERN and DROSTE, 1989) and simulations using the model ASM1 (HENZE et al., 1986). It consists of an anoxic feeding, followed by an anoxic phase, then an aerobic phase and another anoxic phase. The cycle ends by the settling and decanting phases. The lengths of these different phases are: 1 h, 0.5 h, 4.5 h, 3.25 h, 1 h, 1 h. This reference cycle, carried out at the laboratory, leads to the elimination of 90% of the Chemical Oxygen Demand (COD), 95% of the Biological Oxygen Demand (BOD5) and more than 80% of total nitrogen, i.e. with residual concentrations of 60 mg×L-1 for the Dissolved Organic Carbon (DOC), 5 mg×L-1 for the Biological Oxygen Demand, and 10 mg×L-1 for total nitrogen. These results are comparable with those in the literature (IRVINE et al., 1987, MELCER et al., 1987, YANG et al., 1999).The results obtained during the reference cycle enabled us to reach a rate of total nitrogen removal of 85% and a global nitrogen concentration in the effluent of 11 mg×L-1. Nitrification and denitrification rates yielded values of 0.8 mg N-NH4+×gMVS-1 ×h-1 and 0.8 mg N-NO3 -×gMVS-1×h-1 respectively. Total nitrogen removal was not completely achieved because of the lack of available carbon. This lack of carbon favours endogenic denitrification, characterized by a slow denitrification rate 0.8 mg N-NO3 -×mgMVS-1×h-1, compared to exogenic denitrification characterized by a higher nitrogen reduction rate (about 2 mg N-NO3 -×mgMVS-1 ×h-1). This fact was experimentally confirmed with carbon addition in the form of acetate at the beginning of the second anoxic phase. In this case, carbon addition significantly improves the denitrification rate compared to the same experiment without exogenic carbon addition: 2 mg N-NO3 -×mgMVS-1 ×h-1 versus 0.8 mg N-NO3 -×mgMVS-1 ×h-1. However, this method raises operating costs for the process.In order to reach complete nitrogen removal without the addition of synthetic carbon, it is possible to increase the anoxic phase time scale from 3 hours to 15 hours. Although the results in term of carbon and nitrogen removal are satisfactory when the anoxia phase is lengthened, the concentration in the discharged effluent is 0.33 mg total N×L-1, and thus this technique decreases the productivity of the SBR. The feeding cycles of a biological reactor being variable, a regulation based on the use of the evolution of the pH, or the redox potential, can be considered (PAVELJ et al., 2001; ANDREOTTOLA et al., 2001). This regulation would make it possible to adapt the duration of the phases of anoxia to the necessary treatment.To overcome this drawback, a possible approach consists in replacing the aerobic / anoxic phase in the reference cycle by five aerobic / anoxic phases during the same time. Unfortunately, this method leads to a decrease in nitrogen removal and in the nitrification rate, compared to classical cycle (65% versus 85%, and 0.4 mg N-NO3 - ×mgMVS-1 ×h-1 versus 0.8 mg N-NO3 -×mgMVS-1 ×h-1, respectively). The nitrification rate is, in this case, half that obtained in the reference cycle, probably due to delays related to the induction of nitrification and denitrification. This strategy, consisting of increasing the aeration / no aeration frequency, has to be optimized in term of nitrification and denitrification ratios.A better solution from the economic and productivity points of view is the addition of wastewater at the beginning of anoxic phase. This strategy implies the modification of the cycle. First, after the anoxic feeding, an aerobic phase allows carbon and nitrogen oxidation. In order to supply an available carbon source for exogenic denitrifcation, a second feeding is introduced at the beginning of the second anoxic phase. This addition also contains ammonium ions and implies new nitrification and denitrification steps. This last denitrification phase is then endogenic.Carbon addition in the form of wastewater leads to an improvement in nitrogen removal. The exogenic denitrification rate is twice the value for endogenous denitrification for the same cycle of operation (1.6 mg N-NO3 -×gMVS-1 ×h-1 versus 0.9 mg N-NO3 -×gMVS-1 ×h-1 respectively). This strategy yields a final concentration of 3 mg N×L-1 and the nitrification and denitrification rates are similar to those of the traditional processes.In conclusion, the addition of synthetic carbon in the form of acetate must be preserved as a means of acting quickly in the event of dysfunction (that can be detected by monitoring the redox potential or the pH), although this technique significantly increases the cost of operation. Although the best economic solution to improve denitrification is carbon addition in the form of wastewater, other strategies can be undertaken according to the goals of the treatment process. When the wastewater load is sufficiently weak (night period), the endogenous phase of denitrification can be lengthened. In the event of an important load, carbon addition (in synthetic form or as waste water) makes it possible to eliminate the nitrate ions exogenically

Characterisation of activated sludge by automated image analysis : validation on full-scale plants

Automated methods based on the analysis of macro- and meso-scale images has been developed to characterise activated sludge in terms of size and shape (fractal dimension) of flocs and abundance of filamentous bacteria. After tests on pilot-scale reactors, the method has been validated on full-scale samples from twelve different wastewater treatment plants in France and Portugal

Pharmaceuticals in sewage systems and surface waters – status quo

Item does not contain fulltex

Le rapport à l'hébergement et à l'insertion par l'activité économique des ex-résidents des CHRS

LAST-VST, LERFAS, rapport adressé à la Direction régionale des Affaires sanitaires et sociales Centre, 90 p

L'injonction au projet chez les jeunes en baccalauréat professionel : entre soumission et prise en main fragile de son destin.

International audienc

L'économie solidaire au sein des centres d'adaptation à la vie active

LAST-VST, LERFAS, rapport adressé au Secrétariat d'Etat à l'Economie Solidaire, 76 p

Médecins généralistes en région Centre-Val de Loire et décisions d'installation en activité libérale. Enquête auprès des internes spécialisés en médecine générale sur leur projection des choix d'exercice et d'implantation géographique

Partant du constat d'une désertification médicale et du déficit de médecins généralistes en activité libérale sur le territoire de la région Centre-Val de Loire, avec de fortes inégalités entre les départements et différentes zones (urbaines VS rurales) au sein même des départements, ce premier volet quantitatif de la recherche "MEDICALE" analyse les motivations et projections des étudiants spécialisés en médecine générale concernant leurs choix d’exercice, de statut et d’implantation géographique

Etude de l'adsorption du cadmium lors de la stabilisation aérobie ou anaérobie de boue activée

L'objectif de ce travail est d'étudier la propriété de boues activées à fixer du cadmium pendant leur stabilisation aérobie ou anaérobie sur une période d'un mois. Lors des stabilisations, des isothermes d'adsorption du cadmium, exploitées à l'aide du modèle de Freundlich sont réalisées à intervalles de temps réguliers. Parallèlement, un suivi de paramètres physico-chimiques est réalisé. En utilisant des boues activées traitées à l'azoture de sodium et au dinitrophénol, il est vérifié que l'adsorption du cadmium est essentiellement un phénomène physico-chimique. Malgré une diminution de la part de la fraction organique des boues, la faculté de fixation du cadmium par les boues augmente avec la durée de stabilisation. A temps de stabilisation égal, les boues stabilisées par voie anaérobie présentent une plus grande aptitude à fixer du cadmium que celles stabilisées par voie aérobie. Pour expliquer l'augmentation de la fixation du cadmium lors de la stabilisation et en examinant l'évolution des paramètres physico-chimiques des boues, deux hypothèses peuvent être émises : (i) La déflocculation observée peut accroître la surface par unités de masse exposées au cadmium et, par voie de conséquence, augmenter le nombre de sites de fixation accessible au cadmium. (ii) La quantité et/ou la qualité des exopolymères (majoritairement responsables de la fixation du cadmium) peuvent être affectées, entraînant une plus forte adsorption du cadmium. La deuxième hypothèse est en partie vérifiée sur les boues stabilisées par voie anaérobie. Au niveau des boues stabilisées, la quantité d'exopolymères (dosés à travers la fraction polysaccharidique et protéique) augmente. De plus, le rapport protéines/polysaccharides des exopolymères est multiplié par un facteur 2 pour les boues stabilisées par voie anaérobie. La fraction protéique des exopolymères pourrait avoir un rôle majeur dans la fixation du cadmium par les boues activées, ceci à travers les groupements ionisables des amino-acides

Développement d'une méthode simple en vue de la détermination directe de la concentration en As(III) et en arsenic inorganique total, dans les eaux de boissons

L'abaissement de la teneur maximale admissible d'arsenic à 10 µg.L-1 dans les eaux destinées à la consommation humaine en France, conduit à la recherche de méthodes de dosage de l'arsenic à la fois simples et peu coûteuses, étant donné le suivi analytique à mettre en oeuvre, en particulier sur les ressources de faibles débits. L'arsenic se trouve principalement dans les eaux naturelles sous forme inorganique As(V) et As(III) ; cette dernière forme étant plus toxique et moins bien éliminée dans les filières de potabilisation que As(V). Par conséquent, outre ta teneur totale en arsenic inorganique, il est important connaître le degré d'oxydation de l'arsenic. De plus, les espèces sont susceptibles d'évoluer dans le temps : As(III) pouvant être oxydé en As(V) par simple contact avec l'air. A partir de la méthode de dosage de l'arsenic total par Spectrométrie d'Absorption Atomique Flamme, couplée à la Génération d'Hydrure, une méthode de détermination des formes inorganiques de l'arsenic a été mise au point et optimisée. Le développement de cette méthode est basée sur le fait que, lors de l'analyse, l'arsenic (V) est réduit ou non en arsenic (III) selon le pH. Ainsi, le dosage de l'As(III) seul est obtenu en remplaçant HCl, utilisé pour le dosage de l'arsenic total, par un acide faible : l'acide citrique. Cette méthode a été validée et testée sur une eau synthétique, spécifique d'une région, ainsi que sur des échantillons d'eaux réels et une solution de matériau certifié