Domaine de l'invention

[1] La présente invention a trait à un système et procédé traitement combiné et simultané de méthane et d'effluent liquide azoté, entre autres, les lixiviats d'enfouissement, particulièrement les lixiviats d'enfouissement techniques (LET).

Contexte de l'invention

[2] La gestion environnementale des lieux d'enfouissement représente un défi environnemental important. En effet, ces derniers constituent une source importante de contaminants et nécessitent un suivi environnemental strict en vue de deux principales problématiques.

[3] D'abord, les lieux d'enfouissement génèrent des lixiviats, à savoir ces eaux de précipitation qui deviennent fortement contaminées après leur percolation à travers les couches de matières résiduelles enfouies. Ceux-ci constituent une source potentielle de contamination des nappes phréatiques et demandent impérativement un traitement spécifique avant leur rejet en milieu naturel.

[4] Ensuite, l'enfouissement des déchets est responsable d'environ 5% des émissions de gaz à effet de serre (GES) au Québec (Canada) avec 4,1 Mt ÉqC0 ₂ en 2010, Spécifiquement, les lieux d'enfouissement représentent une source importante de méthane (CH ₄ ), composé reconnu par le protocole de Kyoto comme étant l'un des six principaux GES. Son pouvoir de réchauffement planétaire (PRP) est environ 21 à 25 fois plus élevé que celui du dioxyde de carbone (C0 ₂ ). Dans certains cas, il est possible de valoriser le méthane (biogaz) ou de le brûler à l'aide de torchères lorsque les concentrations sont supérieures à 25%. Cependant, pour des concentrations plus faibles, il devient alors nécessaire d'ajouter un gaz d'appoint (propane, gaz naturel) pour en permettre la combustion. Cette dernière approche s'avère cependant très coûteuse et va à rencontre des objectifs de réduction des GES. Les lixiviats d'enfouissement

[5] Les lixiviats d'enfouissement techniques (LET) sont des effluents très complexes qui peuvent contenir des quantités importantes et très variables de contaminants tels que de la matière organique (DB0 ₅ : 4 - 57 700 mg/l), de l'azote ammoniacal (NH ₄ : 0 - 1966 mg N/l) et des métaux (Zn : 0,6 - 370 mg/l). Ils sont générés par l'écoulement des précipitations au travers des matières résiduelles des sites actifs ainsi que par l'hydrolyse du contenu organique de ces matières une fois enfouies. Les LET doivent être pourvus d'un système permettant de capter tous les lixiviats et de les évacuer vers un lieu de traitement ou de rejet approprié. Les lixiviats et les eaux recueillies par les systèmes de captage ne peuvent être rejetés dans l'environnement que s'ils respectent les normes présentées au Tableau 0. Ces valeurs sont tirées de l'article 53 du Règlement sur enfouissement et l'incinération de matières résiduelles (REIMR, Québec) dont les paramètres (moyennes mensuelles) tels que l'azote ammoniacal (10 mg N/l) et le zinc (0,07 mg/l) ont été respectivement introduits afin de réduire l'impact des rejets azotés en regard de l'eutrophisation des plans d'eau et de prioriser un indicateur de la toxicité des effluents en lien avec la présence des métaux. Les paramètres supplémentaires tels que le phosphore (P _to tai) ainsi que les nitrites (N0 ₂ ^" ) et nitrates (N0 ₃ ^" ) sont fixés au cas par cas à l'aide d'objectifs environnementaux de rejet (OER) établis selon la capacité du milieu récepteur. Tableau 0

Normes (article 53 du REIMR, 2009) - Objectifs Environnementaux (OER)

mgN/l 25 10

UFC/100 ml 275 100

mg/l 0,085 0,03

mg/l 150 65

mg/l 90 35

6,0<X<9,5 6,0<X<9,5

mg/l 0,17 0,07

mg/l

mgN/l [6] Les procédés biologiques tels que les étangs aérés et les réacteurs biologiques séquentiels (RBS) sont les technologies les plus fréquemment utilisées pour le traitement des lixiviats de site d'enfouissement. Les réacteurs biologiques à support fluidisé (Moving-bed biofilm reactor MBBR) constituent une amélioration récente des RBS classiques permettant une meilleure transformation de la matière organique et de l'azote ammoniacal. Dans certains cas, la biofiltration sur lit de tourbe est utilisée en traitement tertiaire pour un abattement accru de certains contaminants (polissage). Dans le cas d'une opération saisonnière des procédés biologiques, l'accumulation des lixiviats dans des bassins de grandes dimensions est essentielle en hiver. Pour un traitement à l'année, il est généralement nécessaire de chauffer les lixiviats à une température minimale (ex. > 15 °C) pour conserver une activité biologique adéquate au sein des bioréacteurs. Ceci requiert l'installation d'équipements de chauffage utilisant le biogaz ou encore l'électricité comme source d'énergie. Bien que moins répandu, le recours aux procédés physico-chimiques (oxydation, adsorption, coagulation-floculation, échange ionique, flottation, osmose inverse, électrocoagulation, dégazage) permet une élimination complémentaire des contaminants tels les métaux, les matières en suspension (MES), les sulfures et le contrôle du pH.

Les gaz d'enfouissement

[7] Les biogaz ou gaz d'enfouissement (GE) sont générés lors de la biodégradation de la fraction organique des déchets enfouis en absence d'oxygène par des microorganismes méthanogènes. Composés principalement de méthane CH ₄ (jusqu'à 55-60 % v/v) et de dioxyde de carbone C0 ₂ , les GE représentent une des principales sources anthropiques de méthane, un GES qui possède un pouvoir de réchauffement planétaire (PRP) de 21 à 25 fois plus important que le C0 ₂ . Au Québec, depuis 2006, le captage et le brûlage des GE au moyen de systèmes actifs sont obligatoires en vertu de l'article 32 du REIMR pour les lieux d'enfouissement d'une capacité > 1 500 000 m ³ ou qui enfouissent annuellement plus de 50 000 tonnes de matières résiduelles. Les systèmes actifs sont constitués de puits d'extraction horizontaux ou verticaux, de collecteurs avec trappes à condensât, d'équipements d'aspiration et d'équipements de destruction (torchère à flamme invisible) ou de valorisation (moteurs à combustion, chaudières et turbines). On dénombrait en 2010 au Canada environ 68 sites d'enfouissement dotés de systèmes actifs pour une capacité globale de destruction/valorisation thermique d'environ 349 000 tonnes de méthane (Environnement Canada 2012). Les sites de moindre capacité doivent être pourvus de systèmes passifs (évents) permettant la ventilation des GE à l'atmosphère et la prévention de la migration latérale.

[8] Il est à noter que le REIMR ne s'applique pas pour les lieux d'enfouissement aménagés avant 2006 ou lorsque la qualité des GE (c'est-à-dire CH ₄ < 25 % v/v) ne permet plus sa destruction thermique sans ajout de gaz d'appoint (propane ou gaz naturel). Puisque les technologies conventionnelles ne peuvent être utilisées dans ces conditions, les GE produits dans ces sites sont généralement rejetés directement à l'atmosphère sans aucun traitement, générant ainsi d'importantes émissions de GES réparties sur plusieurs décennies.

Sommaire de l'invention

[9] L'objet principal de l'invention est de proposer un système et un procédé de biofiltration pour le traitement combiné et simultané de méthane (CH ) et d'effluents liquides azotés provenant de sources telles que les lieux d'enfouissement. [10] Selon une réalisation de système et de procédé selon l'invention, les nitrates (N0 ₃ ) provenant de la transformation du NH du lixiviat servent de nutriments aux microorganismes méthanotrophes, cette synergie contribuant ainsi à réduire les nitrates dans les lixiviats. Étonnamment, ces mêmes bactéries méthanotrophes survivent aux conditions toxiques dudit lixiviat, et leur croissance et activité permet la réalisation avantageuse de cette synergie.

[11] Selon une autre réalisation de système et de procédé selon l'invention, la réaction exothermique de l'oxydation biologique du méthane provoque une hausse de température du milieu filtrant qui peut être avantageusement utilisée et contrôlée pour maintenir les conditions de température du biofiltre à des niveaux opérationnels, et ce, durant toute l'année même pendant les périodes hivernales très froides. Ainsi, particulièrement, la transformation de l'azote NH peut être stabilisée sur une base annuelle, en permettant le maintien de la nitrification pendant la période hivernale.

[12] Selon une réalisation, la présente invention apporte un procédé pour le traitement simultané de gaz contenant du méthane, et d'effluent liquide contenant ammonium ou nitrates et autres polluants toxiques, ledit procédé comprenant les étapes de: a) effectuer une biofiltration dudit effluent par percolation sur un médium filtrant comprenant un matériau organique, au moins une portion dudit matériau organique supportant la croissance de microorganismes dégradant lesdits polluants afin de transformer ledit ammonium en nitrates et de dégrader lesdits autres polluants; et b) simultanément diriger vers le haut ledit gaz à travers ledit médium filtrant en condition aérobie; où lesdits nitrates contenus dans ledit lixiviat ou produit à partir dudit ammonium servent de nutriment pour la croissance de microorganismes méthanotrophes dans le dit médium filtrant, lesdits microorganismes méthanotrophes étant adaptés pour convertir ledit méthane en biomasse et dioxyde de carbone via une réaction exothermique, produisant ainsi une quantité de chaleur pour maintenir la température d'au moins une portion dudit milieu filtrant à l'intérieur d'une plage opérationnelle pour ladite conversion du méthane et la dégradation desdits polluants.

[13] Selon une autre réalisation, la présente invention apporte un système pour le traitement simultané de gaz contenant du méthane, et d'effluent liquide contenant l'ammonium ou nitrates et autres polluants toxiques, ledit système comprenant: a) un biofiltre à percolation sur support organique à biofilm fixe adapté pour effectuer une biofiltration dudit effluent, ledit support organique adapté pour supporter la croissance de microorganismes adaptés pour transformer l'ammonium en nitrates et dégrader les autres polluants; ledit support organique étant aussi adapté pour supporter la croissance de microorganismes méthanotrophes adaptés pour convertir le méthane en biomasse et C0 ₂ via une réaction exothermique; b) une ventilation adaptée pour introduire ledit gaz à la base dudit support organique et le pousser vers le haut à travers ledit médium filtrant en condition aérobie; c) une captation située à la base dudit biofiltre pour récupérer et évacuer l'effluent traité; d) la surface dudit support organique étant adaptée pour évacuer lesdits gaz traités dans l'atmosphère; et optionnellement, e) un dispositif de pompage pour ajuster le débit dudit effluent afin de contrôler la température du support organique; où lesdits nitrates contenus dans l'effluent ou produits à partir de l'ammonium servent de nutriment pour la croissance des microorganismes méthanotrophes; ladite réaction exothermique produisant ainsi une quantité de chaleur pour maintenir la température d'au moins une portion du support organique à l'intérieur d'une plage opérationnelle pour la conversion du méthane et la dégradation des polluants. [14] L'utilisation d'un système de biofiltration unique selon l'invention évite le recours à deux chaînes de traitement spécifiques au méthane et à l'effluent, réduisant les coûts d'implantation et simplifiant la conception du système. Particulièrement, une réalisation du système et de la méthode selon l'invention vise la transformation du CH ₄ contenu dans les gaz d'enfouissement (GE) à une concentration sous environ 20%, 12%, 5% ou 3 %, ou entre 0.5 % et 1 %, à des niveaux d'efficacité de transformation supérieurs à environ 50 % ou 0 %.

[15] Particulièrement, une autre réalisation du système et du procédé selon l'invention vise le traitement de lixiviats de lieux d'enfouissement permettant d'atteindre un ou plusieurs des niveaux de performance d'épuration suivants : DB0 ₅ < 65 mg/l, matière en suspension (MES) < 35 mg/l, NH ₄ < 10 mg/L, coliformes-fécaux < 100 UFC/100ml, et pH entre 6 et 9,5, avec un minimum de sous-produits de transformation de l'azote sous forme nitrates en sortie.

[16] Une autre réalisation de système et de procédé selon l'invention vise à traiter un lixiviat selon un débit surfacique jusqu'à 200 L/m ² .jour, ou selon une limite de charge applicable de 0,2 kg DB0 ₅ /m ² .jour, de 0,05 kg MES/m ² .jour ou de 0,055 kg N/m ² .jour.

[17] Selon une réalisation de système et de procédé selon l'invention, les microorganismes (e.g. hétérotrophes, nitrifiants, méthanotrophes) participant au traitement combiné du CH ₄ contenu dans les gaz d'enfouissement (GE) et des lixiviats provenant du site d'enfouissement cohabitent en fonction d'un profil au sein d'un même milieu de biofilration percolant.

[18] La mise en œuvre d'une des réalisations de système et de procédé selon l'invention a permis de déterminer l'impact de la charge de lixiviat sur les taux de conversion de CH ₄ tels que présentés aux exemples plus loin. Description détaillée de l'invention

Description des figures

[19] La Fig. 1 présente un exemple de réalisation de système incluant une colonne de biofiltration L1 alimentée de manière à réaliser un traitement combiné de méthane et de lixiviat et une colonne L2 alimentée de manière à traiter le méthane sans lixiviat. [20] La Fig. 2 représente schématiquement la configuration de démarrage des colonnes L1 et L2.

[21] La Fig.3 représente schématiquement la configuration de traitements combinés des colonnes L1 et L2. [22] Les graphiques de la Fig. 4 présentent des graphiques montrant efficacité d'élimination du méthane : A) avec la colonne L1 ; B) avec la colonne L2.

[23] Les graphiques de la Fig. 5 montrent, respectivement pour les colonnes L1 et L2, l'évolution des différentiels de température respectifs entre les thermomètres « centre » et « haut » et le thermomètre « plénum ». [24] La Fig. 6 montre un graphique représentant la température en fonction du débit pour la colonne L1 , sur une période d'environ 70 jours.

[25] La Fig. 7 montre un graphique représentant la température en fonction du débit pour la colonne L2 sur une période d'environ 70 jours.

[26] La Fig. 8 présente l'évolution du pH en entrée et sortie en fonction de la durée d'opération, pour les colonnes L1 (A) et L2 (B).

[27] La Fig. 9 présente l'abattement de l'ammoniac (NH ₄ ) en entrée et en sortie en fonction de la durée d'opération, pour les colonnes L1 (A) et L2 (B).

[28] La Fig. 10 présente la variation des nitrates (N0 ₃ ) à l'entrée et à la sortie en fonction de la durée d'opération, pour les colonnes L1 (A) et L2 (B). [29] La Fig. 11 présente l'abattement de la DCO et la DB0 ₅ à l'entrée et à la sortie en fonction de la durée d'opération, pour les colonnes L1 (A) et L2 (B).

[30] La Fig. 12 présente l'évolution de la hauteur du milieu filtrant en fonction de la durée d'opération.

[31] La Fig. 13 présente la perte de charge en fonction de la durée d'opération. [32] La Fig. 14 présente l'évolution du débit liquide en vue ce certaines interventions réalisés sur la colonne L1 pendant la durée d'opération de 651 jours. [33] La Fig. 15 présente l'évolution du débit liquide en vue ce certaines interventions réalisés sur la colonne L2 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[34] La Fig. 16 présente l'évolution du pH pour la colonne L1 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[35] La Fig. 17 présente l'évolution du pH pour la colonne L2 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[36] La Fig. 18 présente l'évolution de la concentration en N_NH ₃ pour la colonne L1 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[37] La Fig. 19 présente l'évolution de la concentration en N_NH ₃ pour la colonne L2 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[38] La Fig. 20 présente le suivi de la DB0 ₅ pour la colonne L1 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[39] La Fig. 21 présente le suivi de la DB0 ₅ pour la colonne L2 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[40] La Fig. 22 présente le suivi de la matière en suspension (MES) pour la colonne L1 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[41] La Fig. 23 présente le suivi de la matière en suspension (MES) pour la colonne L2 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[42] La Fig. 24 présente le suivi des nitrates (N0 ₃ ) pour la colonne L1 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[43] La Fig. 25 présente le suivi des nitrates (N0 ₃ ) pour la colonne L2 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[44] La Fig. 26 présente le suivi du méthane (CH ₄ ) pour la colonne L1 pendant la durée d'opération de 651 jours.

[45] La Fig. 27 présente le suivi du méthane (CH ₄ ) pour la colonne L2 pendant la durée d'opération de 651 jours. [46] Le graphique de la Fig. 28 montre l'évolution de capacité d'enlèvement (CE) du méthane en fonction de la charge appliquée (CA) en méthane pour la colonne L1.

[47] Le graphique de la Fig. 29 montre l'évolution de capacité d'enlèvement (CE) du méthane en fonction de la charge appliquée (CA) en méthane pour la colonne L2. [48] Le graphique de la Fig. 30 illustre l'évolution des zones actives de traitement du méthane en fonction du temps pour la colonne L1.

[49] Le graphique de la Fig. 31 illustre l'évolution des zones actives de traitement du méthane en fonction du temps pour la colonne L2.

[50] Le graphique de la Fig. 32 illustre l'abattement de la DCO en fonction de la durée d'opération pour la colonne L1.

[51] Le graphique de la Fig. 33 illustre l'abattement de la DCO en fonction de la durée d'opération pour la colonne L2.

[52] Le graphique de la Fig. 34 présente l'évolution des conformes fécaux en fonction de la durée d'opération pour la colonne L1. [53] Le graphique de la Fig. 35 présente l'évolution des conformes fécaux en fonction de la durée d'opération pour la colonne L2.

[54] La Fig. 36 illustre le principe de fonctionnement de la technologie de biofiltration simultanée.

Description de réalisations de l'invention

Biofiltration des eaux

[55] La biofiltration des eaux usées est un procédé de traitement ayant fait l'objet de nombreux travaux. Son principe de fonctionnement consiste à transformer et/ou fixer des contaminants particulaires ou solubles entre autres par l'action des microorganismes immobilisés sur un garnissage au travers duquel l'eau à traiter percole. Divers garnissages ou supports peuvent être utilisés pour ce procédé, mais la tourbe a suscité un intérêt particulier au Québec de par sa disponibilité, son faible coût et ses propriétés absorbantes. L'intégration d'éléments structurants à la tourbe (copeaux de bois, géotextiles, etc.) permet de contrôler l'affaissement et le colmatage des garnissages. Les travaux réalisés depuis le début des années 1990 ont permis la mise en œuvre de nombreux projets de démonstration de la technologie de biofiltration dans différents secteurs générant des effluents fortement chargés, tels le traitement du lisier de porc ou des effluents de l'industrie agroalimentaire. Biofiltration méthanotrophe

[56] La biofiltration constitue également depuis de nombreuses années une approche reconnue pour le contrôle des émissions atmosphériques industrielles comme les odeurs et les composés organiques volatils (COV). Au même titre que pour les eaux usées, le procédé consiste à faire passer le flux gazeux à traiter au travers d'un lit de filtration garni de matériaux poreux sur lequel des microorganismes sont fixés. Dans le cas du méthane, les bactéries méthanotrophes sont un sous-ensemble d'un groupe physiologique de bactéries appelées méthylotrophes et sont uniques dans leur capacité à pouvoir utiliser efficacement le CH ₄ comme source de carbone et d'énergie. Cette caractéristique a d'ailleurs fait l'objet de nombreuses études afin d'identifier notamment les principaux facteurs environnementaux qui gouvernent le procédé d'oxydation biologique du CH . En condition aérobie, les composés tels que le CH sont transformés en molécules moins dommageables pour l'environnement (C0 ₂ , H ₂ 0, sels et biomasse) selon la réaction d'oxydation biologique exothermique décrite dans l'équation 1.

CEL - θ; -> pCO _: - 5H _: 0 AG0 = -7&0 kJmol" ¹ CEL (1 ) OÙ : :≤2; p :≤ 1; 5 :≤ 1

[57] Contrairement aux procédés de destruction thermique, l'oxydation biologique du CH peut être effectuée lorsque les GE deviennent moins concentrés (soit concentration de CH dans les GE < 20-25 %). La biofiltration méthanotrophe peut donc être une alternative à considérer pour la réduction des GES et le contrôle des émissions atmosphériques d'anciens ou encore de plus petits sites d'enfouissement. Suite à une démarche de développement technologique, un projet visant l'implantation d'un système de biofiltration méthanothrophe pleine grandeur pour le traitement des GE captés au lieu d'enfouissement de Beauport (Québec) visant la réduction des émissions de gaz à effet de serre. Les résultats publiés montrent notamment le caractère fortement exothermique du procédé d'oxydation méthanotrophe avec des températures mesurées au sein des biofiltres atteignant 60 C (Turgeon et al., 2013, EIC Climate Change Technology Conférence). Or, ces résultats ne permettaient pas de prévoir qu'un contrôle de température pourrait s'exercer afin de stabiliser la température du milieu filtrant autour de 15°C à 45°C tel que requis pour l'opération des deux réactions biologiques simultanées.

[58] Selon une réalisation particulière de l'invention, le système de traitement utilise un biofiltre à percolation sur support organique à biofilm fixe. Le passage des effluents gazeux et liquide s'effectue donc à travers le milieu filtrant agissant comme milieu épurateur, lequel peut être constitué d'éléments naturels aisément disponibles, tels que tourbe, copeaux de bois avec ajout de calcite, sur lequel milieu se développe la biomasse responsable du traitement des effluents contaminés.

[59] Particulièrement, selon une réalisation particulière de l'invention, les procédé et système de l'invention traitent des effluents liquide, particulièrement des lixiviats d'enfouissement, plus particulièrement des lixiviats d'enfouissement technique.

[60] Particulièrement, selon une réalisation particulière de l'invention, les procédé et système de l'invention traitent un gaz contenant du méthane, particulièrement un gaz d'enfouissement. [61] Divers mécanismes épuratoires interviennent dans le milieu filtrant et permettent ainsi le traitement des effluents. D'une part, des mécanismes physico-chimiques permettent de retenir les polluants soit par filtration, par adsorption ou par absorption. D'autre part, des mécanismes biologiques employant des microorganismes spécifiques agissent sur les polluants et produisent leur biodégradation. L'efficacité des biofiltres repose sur le maintien d'une biomasse active et suffisamment importante pour assurer un niveau de traitement satisfaisant.

[62] En ce qui concerne les besoins nutritionnels de la biomasse, pour assurer un développement optimal des microorganismes dits méthanotrophes, à savoir capables de convertir le CH ₄ en C0 ₂ , des nutriments azotés sous forme de nitrates (N0 ₃ ) doivent être disponibles, et pour cela, un apport en azote doit être introduit dans le procédé. Il est visé que les microorganismes nitrifiants présentes dans le lixiviat à traiter colonisent suffisamment le milieu filtrant pour générer une quantité de N0 ₃ permettant l'autosuffisance du biofiltre en matière de nutriments azotés. Pour cette raison, l'inoculum utilisé pour l'introduction des microorganismes méthanotrophes au démarrage peut contenir du lisier traité par biofiltration, riche en microorganismes nitrifiants.

[63] Les températures les plus propices à la bioconversion du méthane se situent entre 15°C et 45°C, plus particulièrement entre 25 et 35 °C. Étant donné que la réaction de dégradation du méthane libère de la chaleur (réaction exothermique), il est possible d'évaluer indirectement l'intensité de l'activité bactérienne par la mesure de la température dans le biofiltre. En ce qui concerne le contrôle de la température du milieu filtrant, il est possible d'ajuster le débit ou la charge du lixiviat afin de maintenir le milieu filtrant à l'intérieur de cette plage de température opérationnelle. Ce contrôle de température permet d'utiliser la relation entre les réactions : a) exothermique de l'oxydation biologique du méthane qui fournit la chaleur nécessaire pour maintenir la réaction de nitrification pendant la période hivernale, et b) la nitrification qui, en retour, fournit les nutriments nécessaires aux microorganismes méthanotrophes, synergie avantageusement utilisée dans le contexte de la présente invention.

[64] Pour une bioconversion optimale du méthane, le pH du milieu doit idéalement être près de la neutralité. En effet, les microorganismes méthanotrophes se développent bien dans un milieu où le pH se situe entre 5,5 et 8,5.

[65] En ce qui concerne l'introduction des microorganismes méthanotrophes, il est avantageux d'inoculer le milieu filtrant afin de réduire le temps de démarrage du traitement du CH ₄ . En effet, l'utilisation d'un inoculum permet l'introduction spécifique des microorganismes méthanotrophes capables de traiter le CH ₄ et ainsi, de démarrer rapidement sa bioconversion. Par exemple, un inoculum approprié peut être obtenu par prélèvement du liquide de sortie purifiée d'un système de biofiltration en opération pour traiter un effluent liquide en présence de CH ₄ , tel que lisier de porc ou autre matière organique similaire, lequel liquide de sortie étant susceptible de contenir des microorganismes méthanotrophes (tels que bactéries, levures, etc.). Le liquide prélevé peut être utilisé directement comme inoculum, ou faire l'objet d'une procédure visant à activer la prolifération des microorganismes méthanotrophes préalablement à l'inoculation. [66] En ce qui concerne l'apport en microorganismes nécessaire au traitement du lixiviat, le développement de la biomasse à cette fin peut généralement être assuré sans apport externe puisque le lixiviat est riche en microorganismes qui s'y sont acclimatés. Ainsi, aucune inoculation n'est généralement requise pour le démarrage du traitement du lixiviat puisque la flore bactérienne déjà présente dans le lixiviat pourra se développer d'elle-même au sein du milieu filtrant. Il s'agira alors d'un consortium de microorganismes capables de dégrader les divers composés présents dans le lixiviat à traiter.

[67] Les exemples suivants sont uniquement à titre illustratif, plutôt que de limiter l'invention à ces réalisations particulières.

Exemples

Exemple 1

[68] La Fig. 1 présente un exemple de réalisation de système incluant une colonne de biofiltration L1 alimentée de manière à réaliser un traitement combiné de méthane et de lixiviat. Une colonne L2 alimentée de manière à traiter le méthane sans lixiviat a permis d'effectuer une comparaison des performances du traitement combiné par rapport au traitement séparé. Dans l'exemple montré, les colonnes de biofiltration L1 et L2 utilisées sont en PVC et de diamètre de 20 cm, et contiennent une couche de milieu filtrant d'une hauteur de 1 ,6 m. Les colonnes L1 et L2 sont reliés à une source d'alimentation en gaz synthétique constituée d'un mélange de méthane et d'air, et d'un dispositif d'alimentation de lixiviat. En opération, la colonne L1 permet une diffusion ascendante du méthane parallèlement à une percolation du lixiviat, le tout de façon simultanée. Le lixiviat est injecté à la partie supérieure des colonnes L1 et L2 alors que le gaz synthétique est introduit dans les colonnes à la partie inférieure de ceux-ci. Dans l'exemple montré, un gaz synthétique simulant l'effluent gazeux contenant le méthane est créé en mélangeant du méthane et de l'air, le méthane provenant d'une conduite d'alimentation en gaz naturel dont le débit est réglé par un débitmètre massique, de modèle MC-50SCCM-D fournie par Alicat Scientific (Tucson, AZ) associée à chacun des conduits d'alimentation des colonnes L1 et L2. Le flux d'air servant au mélange provient d'un compresseur d'air contrôlé par un régulateur de pression et un débitmètre pour chacun des conduits d'alimentation de colonnes. L'air passe ensuite dans un système de conditionnement afin d'être humidifié avant de rejoindre le méthane dans chaque conduit d'alimentation permettant le mélange formant l'effluent gazeux contenant le méthane à traiter, présentant une concentration typique de 1 % (10 000 ppm ou 6 544 mg/m ³ ) aux fins de l'essai réalisé tel que décrit plus loin. Afin de traverser le milieu filtrant de façon ascensionnelle, l'effluent gazeux contenant le méthane est introduit par une entrée située sous chacune des colonnes L1 et L2. Le lixiviat est distribué uniformément à la surface du milieu filtrant des colonnes L1 et L2 à l'aide de buses installées à la partie supérieure des colonnes, pour ensuite traverser les milieux filtrants respectifs par percolation. Les buses peuvent être alimentées en liquide d'inoculum et en lixiviat à l'aide de pompes péristaltiques de modèle Easyload II, No 77200-52 de Masterflex™ fournie par Cole-Parmer (Vernon Hills, IL), et dont les séquences de fonctionnement peuvent être programmées par un minuteur électronique. Aux fins de l'essai réalisé tel que décrit plus loin, un lixiviat provenant d'un lieu d'enfouissement technique (LET) et prélevé à la sortie de lagunes de rétention (avant traitement), a été utilisé. [69] Dans l'exemple de système montré, chaque colonne utilise un milieu filtrant identique composé de cinq couches, soit dans l'ordre à partir du bas: 5 cm de copeaux, 100 cm d'un mélange organique (tourbe et copeaux) incluant une source de carbonate de calcium (coquilles d'huître concassées ou calcite), 20 cm de copeaux (servant de sortie gazeuse éventuelle en cas de surpression), 30 cm du mélange organique, et 5 cm de copeaux. Plus précisément, la composition du milieu filtrant peut contenir un mélange de tourbe (20 % v/v), de copeaux (80%v/v) et d'un volume supplémentaire de coquilles d'huître concassées (15% v/v du mélange total de copeaux et de tourbe). L'ajout de coquilles d'huîtres concassées dans le milieu filtrant permet le captage de métaux lourds que peut contenir le lixiviat. De plus, les coquilles ont un pouvoir tampon permettant de stabiliser le pH en cas d'acidification des liquides causée par les processus de nitrification. Les principales données de conception des colonnes de biofiltration décrites plus haut en vue de l'exemple montré à la Fig. 1 sont présentées au Tableau 1. TABLEAU 1

Exemple 2

[70] L'exemple qui suit présente la méthodologie et les résultats obtenus d'une première période d'essai de traitement combiné de méthane et de lixiviat s'échelonnant sur environ 70 jours en utilisant le système décrit plus haut en référence à la Fig.1.

[71] Cette première période d'essai a consisté à réaliser, à l'intérieur d'un seul biofiltre, un traitement biologique simultané d'un lixiviat de LET et d'un gaz contenant 1 % v/v de méthane. La circulation des éléments à traiter impliquait un flux gazeux ascensionnel, circulant à contre-sens d'un écoulement par percolation d'un lixiviat à traiter. Puisqu'il s'agissait d'un traitement biologique, il a été nécessaire de mettre en place les microorganismes indispensables au traitement des effluents ci-haut mentionnés. Dans un premier temps, lors de la phase de démarrage, les microorganismes méthanotrophes capables de traiter le méthane ont été mis en place par inoculation. Pour ce faire, un liquide d'inoculation, riche en microorganismes méthanotrophes, a été recirculé continuellement à travers les biofiltres jusqu'à l'atteinte d'un EE constant d'au moins 80%. L'atteinte d'un tel niveau de performance permet en effet de considérer qu'une biomasse méthanotrophique capable de convertir efficacement le méthane en gaz carbonique s'est instaurée dans le milieu filtrant des biofiltres. L'inoculation avec des microorganismes méthanotrophes permet de réduire considérablement le temps de démarrage du procédé par biofiltration. En effet, l'inoculation permet d'obtenir une biomasse capable de débuter le traitement du méthane après seulement 10 à 20 jours plutôt que plusieurs semaines, voire quelques mois. Pour ce faire, l'utilisation d'un liquide d'inoculum provenant de la sortie liquide d'un biofiltre traitant des effluents gazeux contenant du méthane est un moyen simple et efficace d'y arriver. Dans un deuxième temps, lors de la phase de traitement combiné, la biomasse capable d'effectuer le traitement du lixiviat a été mise en place. Pour ce faire, du lixiviat a été introduit pendant plusieurs jours afin de permettre le développement des microorganismes capable de réagir avec les divers composés présents dans le lixiviat de façon à les biodégrader. L'objectif était donc d'obtenir un consortium de microorganismes capable de traiter à la fois le méthane et le lixiviat circulant dans les colonnes d'essai. En d'autre mots, l'objectif de l'essai était de vérifier la capacité des deux procédés de traitement à cohabiter dans un même biofiltre, plus particulièrement la capacité des microorganismes méthanotrophes à supporter la présence des éléments toxiques présents dans les lixiviats provenant de LET et la capacité des lixiviats à fournir les nutriments nécessaires aux mécanismes de bioconversion du méthane. [72] Cette première période d'essai de traitement combiné a été réalisée sur la colonne de biofiltration L1 alors que la colonne de biofiltration L2 a joué le rôle de témoin. Durant l'essai, les conditions opératoires ont été identiques pour les deux colonnes. C'est-à-dire que les débits liquide et gazeux ainsi que la teneur de méthane dans le gaz synthétique ont été les mêmes pour L1 et L2. La distinction entre les deux colonnes a porté sur la nature des liquides employés et sur leur mode de circulation. Ainsi, lors de la phase de traitement combiné, L1 a reçu, sans recirculation, du lixiviat de LET alors que L2 a reçu, en recirculation, du liquide d'inoculation contenant des nutriments azotés (nitrates). Ces distinctions ont permis de différencier les effets hydrauliques des écoulements des effets physico-chimiques causés par la nature différente des liquides utilisés. De plus, l'utilisation d'un témoin dans ces conditions a permis de maintenir disponible un liquide d'inoculation riche en microorganismes méthanotrophes éventuellement requis pour l'inoculation de nouvelles colonnes. De plus, il est à noter qu'il n'y a eu aucun ajout de nutriments azotés dans le lixiviat à traiter reçu par L1 , et ce, pour toute la durée de la première période d'essai. [73] Une première phase de démarrage a été réalisée, ayant pour objectif l'inoculation du milieu filtrant par les microorganismes méthanotrophes. Pour ce faire, les deux colonnes L1 et L2 ont été inoculées avec un liquide d'inoculation constitué pour moitié d'un liquide d'inoculation riche en microorganismes méthanotrophes provenant d'un système de biofiltration en opération, tel qu'expliqué plus haut. Ce liquide d'inoculation a été recirculé dans les colonnes tout au long de la période de démarrage afin de favoriser le développement de la biomasse dans le milieu filtrant. Également, afin d'inoculer le milieu filtrant de microorganismes nitrifiants, le liquide recirculé contenait pour moitié l'effluent d'un biofiltre ayant traité du lisier de porc riche en microorganismes nitrifiants. L'utilisation de ce mélange a pour but l'inoculation simultanée de microorganismes méthanotrophes pour le traitement du méthane et de microorganismes nitrifiants pour les besoins en nitrate des méthanotrophes, réduisant ainsi le temps requis pour l'instauration de la biomasse nécessaire au traitement. L'utilisation d'un inoculum sous forme de liquide d'inoculation lors du démarrage d'un procédé de biofiltration du méthane, en mode recirculation, permet d'atteindre un régime stationnaire plus rapidement, soit en seulement une dizaine de jours environ. Les paramètres opératoires effectifs lors de la phase de démarrage de la première période d'essai sont présentés au Tableau 2, la configuration de démarrage étant schématiquement représentée à la Fig. 2.

TABLEAU 2

Exemple 3

[74] Après la première phase de démarrage complétée, lorsque les microorganismes méthanotrophes ont été suffisamment actifs pour effectuer un traitement stable et performant du méthane en terme d'efficacité d'enlèvement (EE≥ 80% pour L1 et le témoin L2), une seconde phase impliquant le traitement combiné a été amorcée, par une modification apportée à la nature du liquide d'inoculation de la colonne L1 , lequel a été remplacé par du lixiviat de LET sans recirculation. De plus, à partir de cet instant, plus aucun apport externe d'inoculum et de liquide provenant d'un biofiltre traitant du lisier de porc n'a été effectué pour le liquide de la colonne témoin L2. Les paramètres opératoires effectifs lors de la phase de traitement combiné de la première période d'essai sont indiqués au Tableau 3, la configuration de traitement combinée étant schématiquement représentée à la Fig. 3. Le débit a été le seul paramètre opératoire ayant subi un changement lors de l'essai, les autres conditions opératoires étant demeurées inchangées.

TABLEAU 3

[75] Différents paramètres d'analyses ont fait l'objet d'un suivi régulier tout au long de la première période d'essai. Les Tableaux 4A et 4B présentent la nature des paramètres analytiques considérés ainsi que leur fréquence de suivi respective. Les positions de mesure de température correspondent à celles des thermomètres montrés à la Fig. 1.

TABLEAU 4A

TABLEAU 4B

[76] Il est à noter que pour la colonne témoin L2, considérant la recirculation du liquide d'inoculation, les concentrations à l'entrée devaient être les mêmes qu'à la sortie (sauf pour le potassium puisqu'il y a ajout de KN0 ₃ ). Conséquemment, les analyses de vérification en laboratoire n'ont porté que sur le liquide à la sortie de la colonne témoin L2.

[77] Tel que mentionné plus haut, le prélèvement du lixiviat à traiter a été effectué sur le site d'un LET, le point de prélèvement ayant été choisi en amont d'un système de traitement afin d'obtenir un lixiviat brut non traité. Le lixiviat prélevé au LET a été entreposé à une température de 4 °C dans un réservoir de 200 litres, et à chaque réapprovisionnement du réservoir de liquide de la colonne L1 , le lixiviat contenu dans le réservoir était mélangé afin de l'homogénéiser, permettant d'obtenir un lixiviat non décanté représentatif du lixiviat prélevé sur le site du LET. [78] Le paramètre d'efficacité d'enlèvement (EE) a été utilisé lors de la première période d'essai afin de mesurer la performance du processus de traitement du méthane. En suivant régulièrement l'évolution de ce paramètre il a été possible de vérifier le niveau d'activité de la biomasse méthanotrophique. Les graphiques de la Fig. 4 montrent, respectivement pour les colonnes L1 et L2, l'évolution de la concentration en méthane à l'entrée et à la sortie des colonnes ainsi que le paramètre EE en fonction de la durée d'opération. Dès les premières mesures (5 ^e journée d'opération), les colonnes présentaient déjà des valeurs de EE d'au moins 96%, indiquant clairement que l'inoculation des milieux filtrant a permis de mettre en place de façon très rapide et efficace les microorganismes méthanotrophes recherchés. Notons que la valeur la plus faible du EE lors de la période de démarrage a été de Tordre de 85%, représentant une valeur supérieure à l'objectif visé. Après le 26 ^e jour d'opération, les colonnes ont atteint une stabilité de traitement et un niveau de performance jugé suffisant pour passer à la phase suivante de l'essai, soit celle consistant à introduire le lixiviat à traiter dans la colonne L1. Le graphique correspondant de la Fig. 4 montre que le remplacement du liquide d'inoculation par du lixiviat dans L1 n'a eu aucun effet négatif sur le niveau de EE de cette colonne. Contre toute attente, TEE semble même avoir progressé légèrement avec l'introduction du lixiviat. La biomasse de méthanotrophes de L1 a donc très bien supporté la présence de ce liquide. Suite à l'augmentation des débits de liquide, les valeurs de EE de L1 sont demeurées à des niveaux élevés de Tordre de 95%. les microorganismes méthanotrophes de la colonne L1 a bien supporté l'accroissement du contact avec le lixiviat à traiter. Néanmoins, une tendance à la baisse des valeurs de EE est visible à partir de l'augmentation du débit. Il est donc possible que le débit de 2.4 L/j représente une limite supérieure pour le traitement combiné, ce débit plus important pouvant avoir entraîné davantage de zones anaérobies saturées d'eau, causant une diminution de la diffusion de l'oxygène moléculaire vers la biomasse de méthanotrophes.

[79] Il est à noter en vue graphique correspondant de la Fig. 4 que la colonne témoin L2 s'est bien comportée durant la phase à fort débit. En effet, l'augmentation du débit n'a pas affecté les valeurs d'EE qui se sont maintenues à un niveau de Tordre de 95% pour environ 15 jours. En ce qui concerne les résultats d'EE pour les derniers jours d'opération (64 ^e jour à 70 ^e jour) du témoin L2, une chute importante des valeurs de EE a été observée, pouvant être attribuable à l'accumulation de sous-produits de la bioconversion du méthane dans le liquide d'inoculation par la recirculation continuelle du liquide de sortie du témoin L2. Ces sous-produits pourraient avoir des effets nocifs pour la biomasse lorsqu'un certain seuil de concentration est atteint. Par ailleurs, la chute des valeurs de EE du témoin L2 pourrait être attribuable à l'accumulation de potassium causée par l'ajout fréquent de KN0 ₃ , entraînant l'accumulation de potassium dans le liquide en recirculation jusqu'à des concentrations pouvant être importantes, et donc nocives aux microorganismes présents dans les milieux filtrants de la colonne L2. Des analyses en laboratoire dont les résultats sont présentés au Tableau 5 montrent que la concentration en potassium dans le liquide de la colonne témoin L2 a atteint des niveaux élevés, de l'ordre de 6 900 ppm, contrairement à la colonne L1 pour laquelle un niveau moindre de l'ordre de 4 000 ppm a été mesuré. Enfin, une carence en oligo-éléments tels que le phosphore ou bien une charge hydraulique trop importante peuvent aussi avoir contribué à la chute des valeurs de EE pour la colonne témoin L2.

TABLEAU 5

[80] La bioconversion du méthane par les méthanotrophes étant une réaction exothermique, il a été possible de suivre l'activité de traitement du méthane en mesurant les températures à l'intérieure des colonnes L1 et L2. Tel que montré à la Fig. 1 , trois thermomètres ont été installés sur chacune de ces colonnes : un premier positionné à la base des colonnes - thermomètre « plénum » -, un second entre la base et la couche de copeau - thermomètre « centre » -, et un troisième dans la partie supérieure des colonnes - thermomètre « haut ». Les graphiques de la Fig. 5 montrent, respectivement pour les colonnes L1 et L2, l'évolution des différentiels de température respectifs entre les thermomètres « centre » et « haut » d'une part et le thermomètre « plénum » d'autre part.

[81] Les graphiques de la Fig. 5 montrent que lors de la période de démarrage, les différentiels de température ont été plus élevés pour les thermomètres « haut » dans les deux colonnes L1 et L2 que pour les thermomètres « centre ». Cette observation suggère que l'activité méthanotrophique était plus intense dans la partie supérieure des colonnes. Ce point pourrait s'expliquer par une plus grande disponibilité des nutriments azotés dans la partie supérieure des colonnes comparativement aux parties inférieures. L'injection de lixiviat dans L1 a provoqué une baisse du différentiel pour le thermomètre du « haut » et une hausse pour celui du « centre » dans les jours qui ont suivi cette injection. Cette observation suggère que l'introduction du lixiviat a eu pour effet d'inciter les méthanotrophes à se déplacer vers le bas, s'éloignant ainsi de l'entrée liquide. L'apport de lixiviat a déséquilibré les conditions dans la partie supérieure de L1 , rendant celles-ci moins propices au développement des méthanotrophes, ce que permet de confirmer la comparaison avec les différentiels de température de la colonne témoin L2 pour laquelle les différentiels de températures sont demeurés systématiquement plus élevés pour le thermomètre « haut » que pour le thermomètre « centre ». Après l'augmentation du débit, on remarque que les différentiels de températures pour L1 ont poursuivi leur mouvement amorcé lors de l'introduction du lixiviat. Le thermomètre « centre » est devenu celui ayant un différentiel plus élevé, alors que celui du « haut » s'est légèrement refroidi suite à ce changement de débit. L'augmentation du débit semble avoir eu pour effet de soutenir la tendance, amorcée avec l'introduction du lixiviat, de la biomasse méthanotrophique à se déplacer vers le bas de L1. L'effet de l'augmentation du débit a aussi provoqué un déplacement des méthanotrophes dans le témoin. En effet, les différentiels de température pour le thermomètre « haut » et « centre » ont échangé leur importance suite à l'augmentation du débit ; le « centre » étant devenu plus chaud que le « haut » à partir de ce moment. L'effet hydraulique sur les méthanotrophes ne serait donc pas négligeable. Il est à noter que pour la colonne témoin L2, les deux différentiels de température ont affiché une tendance à la baisse après avoir atteint des niveaux supérieurs entre la 45 ^e et 50 ^e journée indiquant un ralentissement graduel de l'activité des méthanotrophes. [82] Par l'utilisation d'un thermomètre à infrarouge, il a été possible de suivre l'évolution de la température le long des parois des colonnes L1 et L2 témoin. Cela a permis de localiser la zone la plus chaude et, ainsi de déterminer la zone de traitement la plus active. L'utilisation d'un tel thermomètre a donc permis d'obtenir les lectures de température sur toute la longueur des colonnes et de ne pas être limité aux seuls trois points de lecture offerts par les thermomètres à tige. Le graphique de la Fig. 6 permet de visualiser la zone de traitement la plus active (la plus chaude) dans les colonnes en fonction de la durée d'opération, sur une période de mesure de température s'échelonnant sur environ 70 jours. Ces zones où la température à la paroi était la plus élevée sont représentées par un trait foncé. Les limites inférieure et supérieure de ces zones chaudes ont été définies par l'atteinte d'un écart de 0.5 °C par rapport à la valeur la plus élevée de température mesurée sur la paroi des colonnes. Le graphique de la Fig. 6 suggère que durant la période de démarrage, la zone la plus active pour le traitement du méthane se soit située à l'endroit où se trouve la couche de copeaux intermédiaire. Cette zone de copeaux caractérisée par une quasi-absence de tourbe et une importante macroporosité n'a pas d'équivalent ailleurs dans le garnissage des colonnes. Il s'agit donc d'une zone singulière qui offrait des conditions de développement favorables aux méthanotrophes. Le déplacement possible des méthanotrophes est appuyé par les mesures du thermomètre à infrarouge. En effet, le graphique de la Fig. 6 montre que l'injection de lixiviat a provoqué, pour la colonne L1 , un déplacement de la zone chaude vers la partie inférieure et que ce déplacement s'est maintenu et même légèrement accentué avec l'augmentation du débit.

[83] Le graphique de la Fig. 7 montre que pour la colonne témoin L2, l'augmentation de débit a eu le même effet sur la zone chaude, soit de causer un déplacement vers le bas. Les conditions hydrodynamiques sur la position des méthanotrophes dans le milieu filtrant auraient donc un effet significatif. Il a été observé que pendant la chute des valeurs d'EE pour la colonne témoin L2 à l'approche du jour 70, la production de chaleur s'est atténuée et la zone chaude, passant de 28.7 à 25.5 à °C, s'est retrouvée plus étendue.

Exemple 4

[84] La section qui suit présente les résultats obtenus concernant les paramètres de suivi analytique considérés lors de la première période d'essai (Exemple 2), relatifs à la phase liquide des colonnes L1 et L2.

[85] En ce qui concerne le pH, le graphique du haut de la Fig. 8 indique clairement que la colonne L1 a eu pour effet de hausser le pH du liquide traité. En effet, le pH du lixiviat passe en moyenne de 8 unités à 9 unités après son passage par L1 , alors qu'on se serait attendu à ce que des phénomènes de nitrification provoquent plutôt une acidification du liquide. En vue du graphique du bas de la Fig. 8, la colonne témoin L2 a aussi systématiquement généré des valeurs de pH plutôt élevées en sortie, de l'ordre de 9 unités, les valeurs quasi identiques de pH pour l'entrée et la sortie s'expliquant simplement par le fait que le liquide était en constamment en recirculation durant l'essai. Étant donné les valeurs élevées de EE de la colonne témoin L2 durant la majeure partie de la première période d'essai, un pH de cet ordre pourrait être favorable à la bioconversion du méthane par les méthanotrophes. Finalement, on remarque qu'aucune variation significative de pH ne peut être associée aux changements de conditions d'opération apportées aux colonnes L1 et L2. En effet, tant l'introduction du lixiviat que l'augmentation du débit n'ont pas entraîné de perturbation sur le pH des colonnes. Toutefois, on note une légère diminution de l'écart entre le pH à l'entrée et à la sortie de la colonne L1 lors des derniers jours de la première période d'essai. La hausse de pH du lixiviat à l'entrée est peut-être due au vieillissement du liquide et des transformations qu'il subit dans le réservoir de 200 litres. [86] En ce qui concerne les composés azotés, l'abattement de l'ammoniac (NH ₄ ) et la variation des nitrates (N0 ₃ ) à l'entrée et à la sortie en fonction de la durée d'opération sont respectivement montrés aux graphiques des Figs. 9 et 10 et ce pour les deux colonnes L1 et L2. Le graphique du haut de la Fig. 9 montre que la colonne L1 a produit un abattement important de l'ammoniac. En effet, les concentrations sont passées en moyenne de 500 mg N_NH ₃ /L à l'entrée à pratiquement zéro à la sortie. Cet abattement s'est produit dès les premiers jours de l'utilisation du lixiviat et s'est maintenu tout au long de la première période d'essai. Durant la phase à fort débit, l'abattement de l'ammoniac, amorcé lors de la phase précédente, s'est poursuivi à un niveau de l'ordre de plus de 95%. L'augmentation de débit durant cette phase n'a donc pas perturbé négativement la performance de traitement, qui est demeurée excellente. Le graphique du bas de la Fig. 9 montre que la colonne témoin L2 est demeurée stable puisque le liquide d'inoculum ne contenait pas ou peu d'ammoniac et que, par conséquent, les concentrations en ammoniac à l'entrée et à la sortie sont demeurées nulles. Il n'y a donc pas comparaison possible entre les colonnes L1 et L2 sur ce paramètre.

[87] Le graphique du haut de la Fig. 10 montre que dans le cas de la colonne L1 , il y a eu production de nitrates en sortie durant la phase d'essai en traitement combiné. Cette production était déjà observable après seulement quelques jours suivant l'introduction du lixiviat. Cette génération de nitrates suggère que des mécanismes de nitrification se sont instaurés dans le milieu filtrant de L1. Cette production de nitrates dès le début de l'essai est attribuable à l'inoculation avec des bactéries nitrifiantes dans le milieu. La présence de nitrates en sortie indique que les nitrates sont produits en excès dans la colonne L1 et que les méthanotrophes n'ont pas souffert d'un manque en nutriments azotés sous forme de nitrates. Le graphique du bas de la Fig. 10 montre que pour la colonne témoin L2, il y a eu un abaissement des nitrates en sortie par rapport à l'entrée, probablement attribuable à une consommation des nitrates en tant que nutriments par les méthanotrophes, lesquels nutriments azotés se retrouvaient dans le liquide d'inoculation de la colonne témoin L2.

[88] En ce qui concerne la DCO et la DB0 ₅ l'abattement de ces paramètres en fonction de la durée d'opération sont montrés aux graphiques de la Fig. 11 pour les deux colonnes L1 et L2. Le graphique du haut de la Fig. 11 montre que lors des vingt premiers jours qui ont suivi l'introduction du lixiviat dans L1 , les mesures de DCO indiquaient une hausse de la DCO en sortie de L1. Comme le montre le graphique du bas de la Fig. 11 , une hausse de la DCO a aussi été observée pour la colonne témoin L2 lors de l'augmentation du débit. Il est possible qu'un effet de lessivage de matière organique difficilement biodégradable (couleur, matières colloïdales ,DCO) provenant du milieu filtrant ait produit ces augmentations. Il est donc possible qu'un relargage de substances humiques provenant de la tourbe puisse avoir produit les hausses observées de la DCO. À partir de la 50 ^e journée d'opération, soit environ 5 jours après le début de la troisième phase, un abattement de la DCO semble s'être instauré dans la colonne L1. En effet, les quatre dernières mesures suggèrent que la colonne produisait un abaissement de la DCO de l'ordre de 30%. En ce qui a trait à la DB0 ₅ , les deux mesures effectuées montrent un abattement moyen de 73%. Ce résultat suggère que la colonne L1 était en mesure de produire une biodégradation de la matière organique et de traiter la fraction biodégradable contenue dans le lixiviat.

[89] En référence au graphique de la Fig. 12 montrant l'évolution de la hauteur du milieu filtrant en fonction de la durée d'opération, il peut être observé que la compaction du milieu filtrant a été graduelle tout au long de l'essai, et ce pour les deux colonnes L1 et L2. Dès les premiers jours de l'essai, la compaction était mesurable et visuellement apparente et elle s'est poursuivie jusqu'au dernier jour de l'essai. Toutefois, la compaction s'est atténuée légèrement en fonction du temps de telle sorte que la hauteur du garnissage s'abaissait de moins en moins rapidement vers la fin de la première période d'essai. Il est à noter que l'augmentation de débit n'a pas provoqué de façon marquée une compaction accrue du garnissage.

[90] Afin d'évaluer la perte de charge des colonnes L1 et L2 causée par le colmatage de celles-ci, en fonction de la durée d'opération durant la première période d'essai, la pression du gaz entrant dans les colonnes a été mesurée. Puisque la sortie gazeuse des colonnes était à la pression atmosphérique, la mesure de la pression à l'entrée correspondait directement à la différence de pression relative entre l'entrée et la sortie, soit la perte de charge. Le graphique de la Fig. 13 montre qu'aucune perte de charge significative n'a perturbé le fonctionnement des colonnes L1 et L2 durant la première période d'essai. En effet, mises à part les hausses ponctuelles à 3.6 et 3.0 mm H ₂ 0, les pertes de charge des colonnes se sont généralement situées en deçà de 1.5 mm d'eau. Les dernières mesures plus élevées sont possiblement une conséquence de l'accroissement du nombre de zones anaérobiques saturées en eau tel que mentionné plus haut.

[91] Les résultats de la première période d'essai présentés ci-haut confirment la possibilité de produire dans un seul biofiltre un traitement combiné du méthane et de lixiviat provenant de LET. Pendant 75 jours de traitement combiné, il a été possible d'obtenir des performances significatives tant pour le CH4 (> 90 % d'abattement d'un gaz à 1 % de CH ₄ ) que pour les principaux éléments présents dans le lixiviat à un taux d'application de 77 L/m ² .jour (charge de 0,039 kgN-NH /m ² .jour = efficacité > 90 % - moy. 11 mg/l en sortie; charge max. de 0,04 kgDB0 ₅ /m ² .j = efficacité de 75 % - moy. 85 mg/l en sortie, charge de 0,004 kgMES/m ² .j = 13 mg/l en sortie). En effet, les niveaux de EE y ont été en moyenne de l'ordre de 95%, soit bien supérieur au niveau acceptable de 75%. Les bactéries méthanotrophes ont donc bien supporté le contact avec le lixiviat durant cette période, malgré la présence d'éléments toxiques dans le lixiviat. Les résultats obtenus pour l'ammoniac ont rencontré la cible de 10 mg/L. En effet, la teneur en NH3 est passée en moyenne de 507 mg/L à l'entrée de L1 à 11 mg/L à sa sortie. Le traitement du lixiviat concernant ce paramètre a donc très bien performé. Par ailleurs, il est intéressant de remarquer que malgré son effet inhibiteur, l'ammoniac présent dans le lixiviat n'a pas affecté les méthanotrophes. Pour les matières en suspension (MES), la valeur maximale cible de 35 mg/L à la sortie a été largement rencontrée, puisque des valeurs en sortie de l'ordre de 13 mg/L ont été obtenues. Les résultats ont montré que le procédé de traitement combiné a supporté l'imposition d'un débit de lixiviat à traiter de 2.4 L/j, ce qui représente une charge hydraulique de 0.077 m ³ /m ² /j, mais ne représente pas nécessairement la limite opérationnelle du système mis à l'essai. La première période d'essai a aussi permis de vérifier l'efficacité d'une inoculation en tant que méthode de démarrage de procédé de traitement du méthane. Cette première période d'essai a en effet montré qu'après seulement quelques jours de démarrage, il est possible d'obtenir par inoculation des valeurs d'EE de l'ordre de 95%. Ce résultat confirme le gain de temps appréciable qu'il est possible d'obtenir lors d'un démarrage lorsqu'un liquide d'inoculation riche en méthanotrophes est disponible.

Exemple 5

[92] La section qui suit présente la méthodologie et les résultats obtenus pour toute la période d'essai de traitement combiné de méthane et de lixiviat afin d'en faire un suivi prolongé, s'échelonnant sur près de 700 jours à partir du démarrage suivant la phase d'acclimatation, et en utilisant le système décrit plus haut en référence à la Fig.1. Cependant, à partir du 233 ^e jour d'essai, la colonne de biofiltration L2, initialement utilisée comme colonne témoin traitant le méthane, a été opérée pour traiter le méthane et le lixiviat, et les résultats ainsi obtenus ont été considérés au même titre que ceux obtenus avec la colonne L1 , afin de disposer de plus de données expérimentales en mode de traitement combiné de méthane et de lixiviat. [93] Tel qu'indiqué sur le graphique de la Fig. 14 montrant l'évolution du débit liquide en vue ce certaines interventions réalisés sur la colonne L1 en cours d'essai, la durée totale de l'essai a été de 657 jours, permettant un traitement combiné du lixiviat et du gaz pendant 631 jours pour la colonne L1. Le débit liquide a varié entre 0 et 4,8 L/j de façon irrégulière, attribuable à certains changements dans le comportement épuratoire des colonnes ayant forcé à faire varier le débit à quelques reprises. Le débit du gaz est resté à 1 ,2 L/j durant la durée totale de l'essai. Suite à la période de démarrage de 26 jours où le lixiviat et un inoculum de microorganismes méthanotrophes ont été injectés en recirculation, le traitement du lixiviat provenant d'un LET a débuté, correspondant au temps « t=0 j » sur le graphique de la Fig. 14. Le débit liquide a varié entre 0 et 4,8 L/j de façon irrégulière presque toute la durée de l'essai, sauf entre les jours 508 et 560, où une série d'arrêts/démarrages réguliers a été testée (variant de 0 à 1 ,2 L/j). La concentration en nitrates a dû être ajustée aux jours 119, 136 et 150 avec l'ajout de KN0 ₃ . La concentration d'ammoniac a dû être ajustée au jour 382. Le jour 444 a été marqué par l'arrêt des analyses en laboratoire pour certains paramètres.

[94] Tel qu'indiqué sur le graphique de la Fig. 15 montant l'évolution du débit liquide en vue ce certaines d'interventions réalisés sur la colonne L2 en cours d'essai, le débit de liquide a varié entre 0 et 3,6 L/j et a été relativement plus constant que celui de la colonne L1 , surtout dans la première moitié de l'essai. Au 1 19 ^e jour, l'alimentation a été du lisier de porc dont la concentration en N0 ₃ était ajustée. Au jour 233, le traitement du lixiviat de LET a débuté. La concentration en NH ₃ a dû être ajustée au jour 382. Une période d'arrêt d'environ 60 jours a été effectuée entre le 473 ^e et le 536 ^e jour, pour ensuite repartir à débit constant pendant près de 30 jours.

[95] La section qui suit présente une analyse des résultats de l'essai sur toute la période de suivi des colonnes de biofiltration L1 et L2. Les Tableaux 6 et 7 présentent respectivement pour les colonnes L1 et L2, les données statistiques (minimums, maximums, moyennes, écarts-types) des principaux paramètres principalement mesurés en laboratoire et ayant fait l'objet de l'analyse des résultats. Certaines données ont été obtenues en utilisant un colorimètre lorsque le nombre d'analyses en laboratoire était jugé insuffisant. TABLEAU 6

[96] Il est à noter dans le Tableau 6 que la valeur maximum de N03 en entrée a été obtenue lors de l'ajout extérieur de nitrates, et que les valeurs maximum et moyenne de [CH4] en entrée seraient respectivement de 1.2, 1.1 et 0.07 après élimination d'une donnée aberrante identifiée.

TABLEAU 7

n.b. Il est à noter dans le tableau 7 que la valeur maximum de N0 ₃ en entrée a été obtenue lors de l'ajout extérieur de nitrates.

[97] En ce qui concerne le pH, l'objectif pour ce paramètre consistait à le maintenir entre des valeurs de 6 et de 9,5, ce qui a été atteint pour la colonne L1. La moyenne du pH en entrée a été de 8, 1 et celle en sortie a été de 8,6. Il y a donc eu, au cours du processus de biofiltration, production ou transformation d'une ou de plusieurs substances responsables de la hausse de pH. En effet, le processus de nitrification (biotransformation de l'azote ammoniacal en nitrate) aurait dû faire varier le pH à la baisse. Quoi qu'il en soit, la moyenne du pH en sortie a été légèrement supérieure au pH optimal des bactéries méthanotrophes (entre 5,5 et 8,5), mais dans la zone de pH optimale des bactéries nitrifiantes (entre 8 et 9). Par contre, le pH ayant été mesuré en sortie des colonnes, et considérant que les microorganismes méthanotrophes et nitrifiants ne colonisent pas le garnissage au même endroit, la mesure obtenue est donc une indication générale du pH au sein des colonnes de biofiltration. En vue du graphique de la Fig. 16 montrant l'évolution du pH pour la colonne L1 , on constate qu'il n'y a pas eu d'écart ou de changement majeur des valeurs de ce paramètre. La période d'arrêt et de démarrage coïncidant avec une légère augmentation du pH s'explique par le faible niveau de nitrification prévalant durant cette période. [98] En vue du graphique de la Fig. 17 montrant l'évolution du pH pour la colonne L2, on constate que l'objectif de maintenir le pH entre 6 et 9,5 a aussi été atteint. En effet, la moyenne du pH en entrée a été de 8,4 et celle en sortie de 8,7. Le pH a augmenté quelque peu durant l'essai pour la colonne L2, tel qu'observé pour la colonne L1 , et ce pour les mêmes raisons. Le liquide recirculé en début d'essai a semblé être à pH plus élevé que le lixiviat du LET, ce qui expliquerait le premier pic observée à l'entrée et à la sortie. Il n'y a pas eu d'écart ou de changement majeur des valeurs de pH.

[99] En ce qui concerne le suivi de l'azote ammoniacal (NH ₃ ) même si comme certaines des autres substances contenues dans les lixiviats de LET, sa concentration peut varier considérablement, la norme de rejet d'au plus 10 mg de NH ₃ /L se devait d'être rencontrée lors de l'essai. En vue du graphique de la Fig. 18 montrant l'évolution de la concentration en N_NH ₃ pour la colonne L1 , on observe qu'en moyenne, une concentration de 548 mg/L en entrée et de 5,7 mg/L en sortie a été mesurée pour l'essai, respectant ainsi cette norme. La colonne de biofiltration L1 a donc bénéficié d'une activité efficace des microorganismes responsables de la nitrification. Cependant, on remarque que les 150 premiers jours d'opération de la colonne L1 , les valeurs de N_NH ₃ ont souvent dépassé 10 mg/L. Il est possible que la biomasse nitrifiante ne soit pas encore bien implantée en début d'essai, engendrant une bioconversion incomplète de l'ammoniaque.

[100] En vue du graphique de la Fig. 19 montrant l'évolution de la concentration en N_NH ₃ pour la colonne L2, la norme de rejet d'au plus 10 mg de NH ₃ /L a également été rencontrée, malgré quelques élévations indésirables de concentration en N_NH ₃ à la sortie. La valeur élevée au jour 90 pourrait s'expliquer par le fait que la biomasse nitrifiante n'était pas encore implantée efficacement, attribuable à une entrée en NH ₃ très faible en début d'essai, offrant ainsi très peu de substrat pour les microorganismes nitrifiants. [101] En ce qui concerne le suivi de la DB0 ₅ , laquelle donne une indication de la quantité d'0 ₂ utilisée par les micro-organismes sur une période de 5 jours (plus sa valeur est grande, plus la quantité de matière organique biodégradable est élevée), le graphique de la Fig. 20 montre l'évolution de ce paramètre pour la colonne L1. On observe que la norme de 65 mg/L a été rencontrée, considérant qu'une valeur moyenne de 20 mg/L a été observée sur la colonne L1. Par contre, pendant les 30 premiers jours en début d'essai, on observe des valeurs de DB0 ₅ en sortie dépassant cette la norme, pouvant s'expliquer par un niveau de DB0 ₅ très élevé en début d'essai, et par la purge de matière organique (MO) présente en grande quantité sur le milieu filtrant avant le démarrage de la colonne à la suite de l'inoculation. [102] En ce qui concerne le suivi de la DB0 ₅ pour la colonne L2, le graphique de la Fig. 21 montre l'évolution de ce paramètre pour cette colonne. Des valeurs moyennes en entrée de 220,7 mg 0 ₂ /L et de 20,9 en sortie ayant été observées, la colonne L2 a permis de traiter efficacement la matière organique (MO) contenue dans le lixiviat de façon efficace, rencontrant la norme de 65 mg/L. Malgré des valeurs parfois très élevées en entrée, les valeurs de sortie sont demeurées très basses (< 40 mg 0 ₂ /L).

[103] En ce qui concerne le suivi des matières en suspension (MES) pour la colonne L1 , le graphique de la Fig. 22 montre l'évolution de ce paramètre pour cette colonne. Il peut être observé qu'en moyenne, la concentration en MES en entrée est supérieure à celle en sortie. Le biofiltre permet donc de capter une partie des matières en suspension du liquide d'alimentation. La moyenne en sortie de 27 mg/L est inférieure à la norme de 35 mg/L. Le pic au jour 149 pourrait s'expliquer par l'augmentation du débit dans les jours qui ont précédé cette mesure. Il est toutefois normal que la colonne de biofiltration rejette une certaine quantité de MES en fonction des concentrations en entrée et des relargages ou décrochages occasionnels, comme ce pourrait être le cas pour le pic au jour 336. Des valeurs de débit de liquide plus élevées pourraient aussi être la cause d'un plus grand relargage de MES qu'à faible valeurs de débit.

[104] En ce qui concerne le suivi des MES pour la colonne L2, le graphique de la Fig. 23 montre l'évolution de ce paramètre pour cette colonne. La moyenne des valeurs de MES en entrée a été de 73,7 mg/L et celle en sortie de 62,9 mg/L. Cette valeur en sortie relativement élevée pourrait s'expliquer par le fait que la majorité des données a été prise sur une période d'environ 150 jours, alors que la durée de l'essai a été de près de 700 jours.

[105] En ce qui concerne le suivi des nitrates (N0 ₃ ), le graphique de la Fig. 24 montre l'évolution de ce paramètre pour la colonne L1. Les valeurs élevées en début d'opération s'expliquent par le fait que des nitrates ont été ajoutés (sous forme d'engrais KN0 ₃ ) afin de fournir les nutriments nécessaires au métabolisme des microorganismes méthanotrophes en début d'opération. De plus, les microorganismes nitrifiants ont été utilisés pour inoculer le filtre en début d'essai, expliquant une partie de la production de nitrates. La biomasse dénitrifiante étant anaérobie et le filtre fonctionnant en percolation (peu de zones anaérobies), il est normal que la concentration en sortie ait été élevée. Lorsque l'ajout de nitrates cesse (vers le 140 ^e jour), la production de nitrates était efficace. Les microorganismes méthanotrophes devaient avoir une quantité de nitrates suffisante puisque la concentration en sortie a été relativement élevée. Autrement, si elle avait été très basse ou nulle, les nitrates auraient été identifiés comme réactifs limitant dans la réaction d'oxydation du méthane. Dans la période d'alternance d'arrêts et de redémarrages (vers le 500 ^e jour), la production de nitrates a été presque nulle, alors que la concentration de NH ₃ en entrée était d'environ 450 mg/L. La concentration d'azote ammoniacal (N_NH ₃ ) en sortie est toutefois demeurée très basse, laissant suggérer que la nitrification n'était pas complète. Lorsque cette période a cessé (peu avant le 600 ^e jour), la production de nitrates a repris. Il est souhaité que la concentration de nitrates en sortie soit faible. Par contre, la conversion de méthane durant cette période ayant été moins efficace, cela laisse croire que les microorganismes méthanotrophes n'ont pas eu assez de nutriments azotés disponibles (e.g. nitrates). [106] En ce qui concerne le suivi des nitrates (N0 ₃ ) pour la colonne L2, le graphique de la Fig. 25 montre l'évolution de ce paramètre pour cette colonne. Les valeurs élevées de N0 ₃ en début d'opération pour L2 s'expliquent par le fait que des nitrates de source extérieure ont été ajoutés afin de fournir les substrats nécessaires à l'implantation des microorganismes méthanotrophes en début d'opération. De plus, les microorganismes nitrifiants ayant servis pour inoculer le filtre en début d'essai, cela explique en partie la production de nitrates. La biomasse dénitrifiante étant anaérobie et le filtre fonctionnant en percolation (impliquant une diffusion de l'oxygène relativement importante en plus d'injecter de l'air dans le système), il est normal que la concentration de nitrates en sortie soit élevée. Lorsque l'ajout de nitrates a cessé (au jour 232), on peut constater que la concentration en entrée était presque nulle et qu'elle était en moyenne d'environ 200 mg/L en sortie.

[107] En ce qui a trait au suivi du méthane (CH ₄ ), le graphique de la Fig. 26 montre l'évolution de ce paramètre pour la colonne L1. On observe qu'en moyenne, la concentration de méthane en entrée de la colonne L1 a été de 1.06 % (v/v), alors que celle en sortie a été de 0,18 % (v/v), résultant en une efficacité moyenne de 83% pour la conversion du méthane. L'objectif d'une efficacité moyenne supérieure à 75% a donc été atteint pour la colonne L1. L'abattement de méthane semble être affecté de façon relativement importante par les changements de débit de liquide. Le traitement du méthane lors de la période de démarrage a été efficace puisqu'un inoculum riche en méthanotrophes était injecté. Le remplacement du liquide d'alimentation par du lixiviat au jour zéro pourrait en partie expliquer le pic amorcé environ au 20 ^e jour, coïncidant avec un débit de liquide qui a été doublé au 17 ^e jour. Ainsi, ce pic semble indiquer une réaction d'adaptation du milieu filtrant à la fois aux nouveaux agents présents dans le lixiviat, et à la charge hydraulique plus importante. Par contre, on peut aussi voir que l'efficacité d'enlèvement reprend vers le 80 ^e jour, correspondant au début de l'ajout externe de nitrates, pouvant signifier que les besoins en nitrates des méthanotrophes n'étaient pas comblés en début d'essai. Malgré l'injection d'un inoculum de bactéries nitrifiantes lors de la période de démarrage, les concentrations de nitrates en sortie de biofiltre en début d'essai sont demeurées élevées. Il est donc possible de croire que les microorganismes n'étaient pas suffisamment implantés leur zone d'activité optimale. Ainsi, une bonne partie des nitrates a pu être produit dans les zones inférieures de la colonne de biofiltration où les microorganismes méthanotrophes étaient moins nombreux, expliquant des concentrations élevées en nitrates, mais avec une EE en baisse jusqu'à l'ajout de nitrates. Le pic entre le 200 ^e et le 300 ^e jour correspond à une hausse du débit de liquide passant de 2,4 L/j à 4,8L/j, ce même pic correspondant à des valeurs de NH ₃ en entrée élevées, ayant un effet inhibiteur sur les microorganismes méthanotrophes. De plus, il est à noter que les valeurs de DB0 ₅ en entrée sont aussi élevées durant cette période, comme le montre le graphique de la Fig. 20. La baisse d'efficacité EE en fin d'essai semble avoir été amorcée par la séquence d'arrêts et de démarrages, correspondant aux environs du 500 ^e jour. Les nitrates en sorties étaient alors pratiquement absents, ne pouvant ainsi subvenir aux besoins des microorganismes méthanotrophes.

[108] En ce qui a trait au suivi du méthane (CH ₄ ) pour la colonne L2, le graphique de la Fig. 27 montre l'évolution de ce paramètre pour cette colonne. Lors de l'essai, la concentration moyenne de méthane en entrée était de 1.06% (v/v) et de de 0.18% (v/v) en sortie. On observe une efficacité d'enlèvement (EE) en CH moyen de 83% pour la colonne L2, bien supérieure à la valeur acceptable de 50%. Le traitement du méthane vient donc bonifier le traitement du lixiviat, l'objectif étant d'obtenir une valeur de EE du méthane la plus élevée possible, tout en n'affectant pas défavorablement pour le traitement du lixiviat. Ainsi, lorsque l'efficacité du traitement du méthane diminue, certaines interventions pourraient être réalisées sans toutefois nuire au traitement de liquide. Le liquide d'inoculation injecté en début d'essai semble avoir permis d'implanter efficacement les microorganismes méthanotrophes dans le milieu, puisque le traitement du méthane a été efficace dès le temps 0. Le premier pic observé (environ au 29 ^e jour) pour la colonne L2 correspond à une hausse du débit liquide de 1 ,2 L/j à 2,4 L/j, tel qu'observé aussi pour la colonne L1. Comme il a été mentionné précédemment, il semble que les bactéries méthanotrophes soient affectées par des changements de débits d'alimentation. De plus, le fait que le liquide d'alimentation était toujours recirculé durant cette période a pu permettre de concentrer certaines substances inhibitrices (e.g. déchets métaboliques ou potassium) pour les microorganismes méthanotrophes. Les légères fluctuations débutant environ au 380 ^e jour coïncident avec des changements de débit liquide (une augmentation du débit de 2,4 L/j à 3,6 L/j, ainsi qu'avec une diminution à 2,4 L/j, à 1 ,2 L/j), et à une courte série d'arrêts et de redémarrages prenant fin avec l'arrêt de l'alimentation liquide au 473 ^e jour et ce pendant près de 60 jours. Lors de cet arrêt, les valeurs de EE ont été plus constantes et plus élevées, jusqu'à ce que le débit liquide reprenne à 1 ,2 L/j. Cela signifie que pour quelques semaines, les substrats qu'utilisent les microorganismes méthanotrophes étaient en quantité suffisante et que le milieu en contenait en réserve. Les valeurs de EE seront d'environ 55% pour le reste de l'essai. [109] En ce qui touche la capacité d'enlèvement (CE) de méthane, le graphique de la Fig. 28 montre l'évolution de ce paramètre en fonction de la charge appliquée (CA) en méthane pour la colonne L1. Avec les paramètres opératoires précédemment mentionnés, il a été possible d'atteindre une capacité d'élimination maximale de 10,2 g/m ³ /h. Une valeur de CE minimale de 2,5 g/m ³ /h et une moyenne des valeurs de CE de 7,3 g/m ³ /h ont été obtenues.

[110] En ce qui touche la capacité d'enlèvement (CE) de méthane pour la colonne L2, le graphique de la Fig. 29 montre l'évolution de ce paramètre pour cette colonne en fonction de la charge appliquée (CA) en méthane. Comme pour la colonne L1 , il a été possible d'atteindre une capacité d'élimination maximale de 10,2 g/m ³ /h avec une valeur de CE minimale de 3,0 g/m ³ /h et la moyenne des valeurs de CE de 7,4 g/m ³ /h ont été obtenues.

[111] En ce qui concerne les zones actives de traitement du méthane, le graphique de la Fig. 30 illustre l'évolution de ces zones actives de traitement en fonction du temps pour la colonne L1. Les hauteurs des zones de copeaux et des zones de mélange organique sont à l'échelle avec le cadre dont la hauteur représente 1 ,6 m. Les bandes foncées donnent une indication des zones les plus chaudes relativement au reste du garnissage. Les limites inférieures et supérieures de ces bandes ont été déterminées en fonction d'écarts de 0,5°C avec la température la plus chaude enregistrée sur les parois de la colonne. Les températures ont été prises sur toute la hauteur de la colonne avec un thermomètre infrarouge de modèle OS562 fourni par Oméga Engineering (Stamford, CT). Considérant que l'oxydation du méthane par les bactéries méthanotrophes est une réaction exothermique, la chaleur dégagée par celles-ci fait en sorte d'augmenter la température de la zone où ces bactéries sont les plus actives. En vue du graphique de la Fig. 30, il est possible de constater que les zones chaudes sont concentrées principalement en-dessous de la zone médiane de copeaux ou encore dans la partie supérieure de la zone inférieure du mélange organique. Étant donné que la colonne est opérée en percolation, il est possible que la chaleur dégagée par les microorganismes soit entraînée vers le bas par un transfert calorifique avec le liquide qui s'écoule. Donc, une augmentation du débit liquide engendrerait un déplacement de la zone active apparente vers le bas, pouvant expliquer les déplacements des zones chaudes. Ce faisant, la zone où les microorganismes méthanotrophes semblent implantés en majorité serait la zone intermédiaire de copeaux. Cette zone se caractérise par une porosité très grande, pouvant favoriser la diffusion des gaz, et sa surface spécifique pourrait favoriser l'implantation des microorganismes. Cela pourrait aussi s'expliquer par le fait que cette zone est située à la hauteur où les concentrations en nitrates, en substances inhibitrices et en gaz sont optimales pour les microorganismes méthanotrophes. Par exemple, les concentrations en NH ₃ élevées contenues dans le lixiviat en entrée risqueraient d'inhiber l'activité des microorganismes méthanotrophes. Il est à noter que plus bas dans la colonne L1 , la majorité du NH ₃ ayant été transformé en nitrates par les bactéries nitrifiantes, les nitrates servent alors de substrat pour la bioconversion du méthane.

[112] En ce qui concerne les zones actives de traitement du méthane pour l'essai sur la colonne L2, le graphique de la Fig. 31 illustre l'évolution de ces zones actives de traitement en fonction du temps pour cette colonne. Le comportement des zones actives observé sur la colonne L2 est très différent de celui observé sur la colonne L1. En effet, sur la colonne L1 , les zones chaudes se sont principalement situées légèrement sous la zone intermédiaire de copeaux durant toute la durée de l'essai. Par contre, pour la colonne L2, trois périodes correspondant à des zones d'activités bien distinctes sont observées. En début d'essai, la zone active est directement dans la zone de copeaux intermédiaire, puis se déplace légèrement vers le bas, correspondant avec une augmentation du débit de liquide. La deuxième période se caractérise par des zones actives concentrées sur les parties supérieures de copeaux et de mélange organique du milieu filtrant. Ensuite, lors de la troisième période, la zone active revient légèrement en- dessous de la zone intermédiaire de copeaux.

[113] En ce qui a trait au suivi de la demande chimique en oxygène (DCO), considérant que ce paramètre n'est pas visé par la norme considérée aux fins de l'essai, il a été suivi à titre d'indicateur. Le graphique de la Fig. 32 illustre l'abattement de la DCO en fonction de la durée d'opération pour la colonne L1. Les données de DCO ont été compilées pendant 405 jours d'essai. En moyenne, les valeurs de DCO ont été de 1390 mg 0 ₂ /L en entrée et de 860 mg 0 ₂ /L en sortie, ce qui est relativement élevé, correspondant à un abattement moyen de 38%. On peut donc conclure qu'il y a eu consommation chimique de l'oxygène, probablement par des réactions d'oxydo- réduction. La DCO donnant une indication de la charge polluante contenue dans le liquide à traiter via la quantité de matière organique oxydable, la colonne de biofiltration L2 a donc permis dans une certaine mesure d'assainir le lixiviat. La coloration du liquide en sortie indiquait que des composés oxydables étaient présents sous forme de colloïdes ou de matières en suspensions.

[114] En ce qui a trait au suivi de la DCO pour la colonne L2, le graphique de la Fig. 33 illustre l'abattement de ce paramètre pour cette colonne. Tout comme pour la colonne L1 , les données de DCO ont compilées jusqu'au 405 ^e jour, aucune donnée n'ayant été prise entre le 132 ^e et le 252 ^e jour. Les valeurs moyennes ont été de 1873 mg/L en entrée et de 1920 mg/L en sortie, s'expliquant par des valeurs de DCO très élevées observées en début d'essai, alors que pendant plusieurs semaines précédant le 405 ^e jour, les valeurs de DCO observées en sortie sont plus faibles que celles observées en entrée.

[115] En ce qui touche le suivi de la teneur en conformes fécaux, en vue du graphique de la Fig. 34 qui présente l'évolution de ce paramètre en fonction de la durée d'opération pour la colonne L1 , il peut être constaté que l'objectif consistant à maintenir une concentration de conformes fécaux sous les 100 UFC/100ml a été atteint pour la colonne L1. En effet, les valeurs moyennes ont été de 147 UFC/100ml en entrée et de 3,9 UFC/100ml en sortie, soit bien en en-deçà de la valeur limite fixée. Bien que ce paramètre n'ait été suivi que sur une période de moins de 300 jours, soit moins de la moitié de la durée de l'essai, les concentrations en sortie mesurées étant très faibles comparativement à la limite fixée, on pourrait s'attendre à ce que le traitement soit efficace pour l'abattement de la teneur en conformes fécaux pendant une plus longue période que celle ayant fait l'objet du suivi.

[116] En ce qui concerne le suivi de la teneur en conformes fécaux pour la colonne L2, en vue du graphique de la Fig. 35 qui présente l'évolution de ce paramètre pour cette colonne, on constate que comme pour la colonne L1 , l'objectif a été atteint pour la colonne L2. En effet, les valeurs moyennes ont été de 223 UFC/100ml en entrée et de 10 UFC/100ml en sortie. Bien que seulement 3 données aient été prises en l'entrée et en sortie, et qu'aucun de ces points ne soit en début ou en fin d'essai, on peut toutefois penser que le comportement de la colonne L2 serait est similaire à celui de colonne L1 , et donc que l'abattement des conformes serait efficace sur une plus longue période que celle ayant fait l'objet du suivi.

[117] La phase d'arrêts et de redémarrages successifs réalisée lors de l'essai avait pour but d'observer le comportement des colonnes de biofiltration en réponse à ce mode d'opération. Bien qu'il avait été remarqué que l'efficacité d'élimination augmentait quelque peu lors de certains arrêts d'alimentation en liquide, la capacité d'élimination a chuté jusqu'à 56%, alors qu'elle était de près de 90% avant de débuter la phase d'arrêts et de redémarrages successifs. Cette perte de performance pourrait s'expliquer du fait que la production de nitrates a diminuée jusqu'à des valeurs presque nulles. Ainsi, les microorganismes méthanotrophes ont pu manquer de nutriments, réduisant par le fait même leur capacité d'oxyder le méthane. De plus, ces microorganismes semblent être affectés de façon relativement importante par des changements de débit de liquide, ce qui pourrait expliquer les chutes de performances observées plus tôt pendant l'essai. [118] En résumé, les résultats de l'essai qui s'étalait sur 631 jours ont permis de rencontrer tous les objectifs fixés pour la colonne de biofilration L1 opérant en mode de traitement combiné et simultané du méthane et de lixiviat de LET. Il a été possible d'obtenir un EE de CH ₄ = 83%, une moyenne de N_NH en sortie de 5,7 mg/L, une moyenne de DB0 ₅ en sortie de 20 mg/L, des valeurs moyennes de pH en sortie de 8,6, une moyenne de MES en sortie de 27 mg/L et des teneurs moyennes en conformes fécaux en sortie de 3,9 UFC/100ml. Comme tous les critères de performance ont été rencontrés, le procédé testé sur L1 est efficace pour le traitement combiné d'effluents gazeux contenant du méthane et de lixiviats de LET de façon simultanée.

[119] Pour ce qui est de la colonne de biofiltration L2, il a été possible d'obtenir un EE de CH moyen de 83%, une moyenne des N_NH en sortie de 5,9 mg/L, une moyenne de DB0 ₅ en sortie de 23,9 mg/L, des valeurs moyennes de pH de 8,7 et des teneurs moyennes en conformes fécaux de 10 UFC/100ml. Seul le MES moyen de 62,9 mg/L observé pour la colonne L2 n'a pas atteint l'objectif fixé.

[120] Il a été observé que des changements de débit d'alimentation de liquide perturbent la bioconversion du méthane. Les concentrations en intrants étant déjà très variables, le fait de changer le débit d'alimentation drastiquement, par exemple en le doublant, implique une adaptation importante du système de biofiltration au niveau opérationnel. Ainsi, un mode d'opération à débit constant pourrait s'avérer avantageux à cet égard. Si des changements de débits s'avéraient nécessaires, ceux-ci pourraient être appliqués de façon graduelle et sur une plus longue période de temps. [121] La phase d'arrêts et de redémarrages réalisée lors de l'essai consistait en une succession de périodes de 4 jours d'alimentation de liquide à 1 ,2 L/j et d'arrêts de 3 jours, s' étalant sur une durée de près de 60 jours. Au début de cette phase, l'efficacité d'élimination du CH ₄ n'a pas été affectée, contrairement au processus de nitrification. En effet, la production de nitrates a été grandement influencée pendant cette phase, passant de 210 mg de N0 ₃ /L à 1 ,9 mg N0 ₃ /L en sortie quelques jours après le début de cette phase. Les nitrates constituant un substrat important pour les mircroorganismes méthanotrophes, l'absence de ceux-ci nuit assurément à l'efficacité d'enlèvement du méthane. C'est d'ailleurs ce qui a été observé: ΙΈΕ de CH est passé de 90% à 56% en 17 jours. La baisse de nutriments n'est sans doute pas la seule cause de cette baisse. En effet, pour les deux colonnes L1 et L2 toutes les baisses d'efficacité sont survenues lors de changements de débit de liquide. Donc, cette phase se caractérisant par de fréquents changements de débits, les microorganismes méthanotrophes pourraient avoir été négativement affectés par ces changements de conditions d'opération. La situation idéale consisterait à ce que le niveau des nitrates en sortie soit faible, mais sans affecter le traitement du méthane. Par ailleurs, un mode d'opération impliquant des réductions et des augmentations successives du débit de liquide pourrait être appliqué dans le but de réduire les besoins d'adaptation des microorganismes méthanotrophes.

[122] En vue des graphiques illustrant les zones actives de traitement, il a été possible de déterminer l'endroit du filtre où les microorganismes méthanotrophes sont plus susceptibles d'être inoculés, soit dans la zone de copeaux intermédiaire.

Exemple 6

Biofiltration simultanée

[123] La Fig. 36 illustre le principe de fonctionnement de la technologie de biofiltration simultanée. Les lixiviats sont introduits à la surface (1) du biofiltre à l'aide d'une pompe et de rampes d'aspersion. Les lixiviats percolent au travers d'un garnissage (2) (lit de tourbe, copeaux de bois, agents adsorbants). Simultanément, les gaz d'enfouissement contenant notamment du méthane (CH ) et de l'oxygène (0 ₂ ) sont introduits à la base (3) du biofiltre dans un plénum à l'aide d'un ventilateur. Les eaux traitées (4) sont captées et évacuées vers leur lieu de rejet au milieu naturel. Les gaz traités (5) sont rejetés après traitement directement à l'atmosphère à la surface du biofiltre.

Exemple 7

Conclusion et perspectives

[124] Les travaux effectués montrent que le traitement simultané des lixiviats et du méthane par biofiltration est avantageux pour le secteur de l'enfouissement. En effet, les propriétés du procédé d'oxydation biologique du méthane (transformation accrue de l'azote contenu dans les lixiviats par les bactéries méthanotrophes, réaction exothermique et maintien des conditions de température favorable aux procédés biologiques) offre des perspectives intéressantes pour l'optimisation et/ou la mise aux normes des technologies de traitement classiques des lixiviats. En ce qui concerne la réduction des GES, le procédé permet d'envisager le traitement des gaz d'enfouissement contenant une teneur en méthane trop faible pour être éliminée au moyen d'équipements de destruction thermique conventionnels (torchère, moteur à combustion, turbine).