TITRE : TRAITEMENT BIOLOGIQUE D’EFFLUENTS RICHES EN MATIERE CARBONEE ET EN AZOTE AVEC PRODUCTION DE BIOGAZ

Domaine de l’invention

L’invention concerne le traitement biologique d’élimination de l’azote et du carbone d’effluents riches en matière carbonée et en azote, tels que par exemple les lixiviats, avec production de biogaz, et notamment de méthane.

Etat de la technique

Les activités humaines produisent d'énormes quantités de déchets solides. L’enfouissement est la solution la plus répandue malgré les solutions d'incinération matière et/ou énergétique de valorisation. L’enfouissement des déchets municipaux génère des effluents - généralement contaminés - appelés lixiviats. Ces lixiviats nécessitent un traitement approprié avant d'être rejetés dans les milieux récepteurs (rivières, lacs, nappes, mer...) ou dans les stations de traitement des eaux usées municipales. Ce traitement par des procédés classiques est consommateur d’énergie et potentiellement de sources carbonées exogènes. Les principaux défis associés au traitement des lixiviats sont l'évolution de la réglementation avec des limites de rejet plus basses pour l'azote et de nouvelles contraintes environnementales, impliquant des coûts supplémentaires (consommation d’énergie et/ou de produits chimiques, notamment de matière carbonée exogène).

Dans ce contexte, un traitement biologique des lixiviats et plus généralement des effluents présentant une concentration élevée en matière carbonée et en azote nécessite la mise en place de traitements adaptés.

Le traitement du carbone peut faire appel à la digestion anaérobie, également appelée méthanisation, qui est un procédé de dégradation biologique de la matière organique en conditions anaérobies. Elle permet une dégradation de la matière organique soluble ou particulaire en biogaz, gaz énergétique composé essentiellement de méthane et de dioxyde de carbone. En plus du biogaz, un composé appelé « digestat » est généré. Ce composé est appauvri en matière carbonée (plus particulièrement en matière carbonée biodégradable), une partie de celle-ci étant consommée pendant l’étape de méthanisation.

La digestion anaérobie est bien connue et comprend typiquement trois étapes principales : une première étape d’hydrolyse/acidogénèse, une deuxième étape d’acétogénèse et une troisième étape de méthanogénèse.

Lors de la première étape, les matières organiques complexes (sucres, protéines, lipides) sont hydrolysées en matières organiques simples (oses, acides aminés, alcools) qui sont ensuite assimilées par des espèces hétérotrophes extrêmement diverses (anaérobies strictes ou facultatives) pour aboutir à un mélange d’acides gras volatils (AGV, notamment acide acétique, acide lactique, acide propionique, acide butyrique...), d’alcools simples (notamment éthanol), de produits gazeux (C0 ₂ et H ₂ ) et d’ammonium. Au cours de la deuxième étape, ces composés subissent une acétogénèse par des bactéries produisant du dihydrogène (H ₂ ), de l’acétate et du dioxyde de carbone (C0 ₂ ). Lors de la dernière étape, H ₂ , C0 ₂ et acétate sont transformés en biogaz par des archées méthanogènes.

Deux grandes voies de méthanogénèse peuvent être différenciées. L’une dite hydrogénophile qui, à partir du couple H ₂ /C0 ₂ , produit H ₂ 0 et CH , l’autre dite acétoclastique, qui dégrade l’acétate en C0 ₂ et CH ₄ . D’autres sources de carbone comme le méthanol, le formaldéhyde et les méthylamines peuvent également être directement utilisées par les micro-organismes méthanogènes.

Le biogaz produit contient du méthane, du C0 ₂ , et aussi de l’eau et des composés organiques volatiles, et peut être valorisé, éventuellement après purification.

Le traitement de l'azote fait généralement appel aux procédés de nitrification puis de dénitrification (N/DN). La nitrification est une réaction d'oxydation par des bactéries autotrophes, de l'azote ammoniacal ou ammonium, noté comme NH ou NH ⁺ , en :

• azote nitreux, aussi connu comme nitrite, N0 ₂ ou N0 ₂

• puis azote nitrique, aussi connu comme nitrate, N0 ₃ ou N0 ₃ .

La dénitrification, consiste en une réduction en azote gazeux, connu comme N ₂ , par des bactéries hétérotrophes dénitrifiantes, des nitrates produits lors des réactions de nitrification.

De manière plus précise, la nitrification se compose de deux sous-étapes : une première étape de nitritation en présence d’oxygène suivie d'une deuxième étape de nitratation en présence d’oxygène également. La nitritation consiste en l'oxydation de l'ammonium en nitrite par des bactéries autotrophes nitritantes, connues comme AOB ou « Ammonia Oxidizing Bacteria» dont le genre prédominant est Nitrosomonas. La nitratation consiste en l'oxydation du nitrite en nitrate par d'autres bactéries autotrophes, connues comme NOB ou « Nitrite Oxidizing Bacteria » dont le genre prédominant est Nitrobacter.

La dénitrification peut également se décomposer en deux sous étapes : une étape de dénitratation qui va transformer les nitrates en nitrites, et une étape de dénitritation qui va transformer ces nitrites en azote gazeux. Chacune de ces deux sous étapes est réalisée par des bactéries hétérotrophes et nécessite de grandes quantités de carbone biodégradable. La dénitrification requiert en effet environ 2,9 kilogrammes de carbone sous forme de demande chimique en oxygène (DCO) pour réduire un kilogramme de N-N03 en diazote.

Pour réduire la quantité d'énergie et de carbone utilisée pour le traitement de l'azote, d'autres voies métaboliques peuvent être envisagées : la nitritation-dénitritation et la dé-ammonification.

Le procédé de nitritation-dénitritation, aussi appelé « shunt des nitrates », cherche à stopper l'oxydation de l'azote au stade des nitrites en évitant la production de nitrates, d'où le shunt de la « partie Nitrate » du cycle. Pour mettre en œuvre la nitritation- dénitritation, il faut donc réprimer les NOB au profit des AOB. Selon l’état de l’art, ce procédé permet une économie de 25% sur le besoin en oxygène et ne requiert que 1,7 kilogrammes de carbone sous forme de DCO pour réduire un kilogramme de N-N02 en diazote. Cela représente une économie d’environ 40 % sur les besoins en carbone par rapport à un procédé classique de nitrification-dénitrification.

Un autre procédé, appelé déammonification ou nitritation partielle/Anammox (NP/A) utilise la réaction de nitritation décrite précédemment mais met ensuite en jeu des bactéries autotrophes anaérobies, dites Anammox pour « ANaerobic AMMonium, Oxidation », qui consomment l'ammonium et le nitrite pour produire du N ₂ sans avoir besoin d'oxygène et de carbone biodégradable.

La première étape de la déammonification est la nitritation partielle (NP). Elle consiste en l'oxydation d'une fraction (57%) de l'ion ammonium en nitrite. La deuxième étape est réalisée par les bactéries anaérobies Anammox. Dans cette réaction, environ 11 % de la charge azotée est transformée en nitrate, ce qui porte le taux d'élimination maximal théorique à 89 %.

La même population bactérienne, les bactéries oxydantes aérobies (AOB), que celle de la N/DN, est impliquée pour la nitritation partielle. Dans ce cas, (i) seule une fraction de l'ammonium est oxydée, contrairement au procédé N/DN qui nécessite une oxydation à 100 % du NH et (ii) le niveau d'oxydation est réduit car la molécule ciblée est le N0 ₂ et non le N0 ₃ . Selon l’état de l’art, les économies d'oxygène pour cette voie de traitement atteignent environ 50 % par rapport à un traitement classique de nitrification et dénitrification.

Par ailleurs, comme les bactéries AOB et Anammox sont des populations autotrophes, l'ensemble du processus NP/A peut être réalisé sans aucun carbone biodégradable. Aucun ajout de carbone externe (ou exogène) n'est nécessaire pour réaliser le traitement de l'azote. Ce traitement ne permet donc pas d’éliminer le carbone éventuellement présent.

La complexité de la matrice des lixiviats de décharge induit des défis techniques tels qu'une salinité élevée, une teneur en carbone biodégradable et des températures potentiellement basses ne permettant pas la mise en œuvre d'un processus de déammonification. L'activité de la biomasse Anammox peut être réduite ou totalement inhibée par la matrice, matrice de type lixiviat par exemple, et peut nécessiter des périodes d'acclimatation.

Composition des lixiviats

La composition et la toxicité des lixiviats varient en fonction de la composition des déchets (zone géographique), de l'exploitation de la décharge (fermée / ouverte, tombe sèche, bioréacteur...) et des saisons, et principalement de l'état de stabilisation des déchets. Les lixiviats sont généralement classés en trois groupes distincts, correspondant à l'état de dégradation des déchets organiques et liés à l'âge moyen des déchets enfouis: lixiviats jeunes, moyens et matures. En général, les lixiviats sont caractérisés par leur haute conductivité électrique (1 à 35 mS.cm ¹ ) due à la grande quantité de sel dissous (Ca ²⁺ , Mg ²⁺ , Na ⁺ , K ⁺ , NH ⁺ , CI , et S0 ² ) et principalement au NH ⁺ qui est l'ion le plus concentré. Ils peuvent également être concentrés en métaux (y compris les métaux lourds), ce qui peut poser problème lorsqu'un traitement biologique est envisagé.

Les lixiviats matures sont notamment caractérisés par un faible rapport carbone biodégradable/azote réduit (DB05/TKN < 0,5 g0 ₂ /gN) par rapport aux lixiviats plus jeunes (rapport DB05/TKN pouvant atteindre 40 g 0 ₂ /gN) (Renou, S., Givaudan, J. G., Poulain, S., Dirassouyan, F., Moulin, P., 2008. Landfill leachate treatment: Review and opportunity. J. Hazard. Mater. 150, 468-493. doi:10.1016/j.jhazmat.2007.09.077). En outre, par rapport aux eaux usées municipales, il semble que les lixiviats matures présentent généralement des concentrations en DB05 plus faibles (<0,2 g0 ₂ /L) pour des concentrations en azote réduit TKN plus élevées (>0,4 gN/L).

Le tableau 1 ci-dessous rassemble les caractéristiques usuelles des lixiviats en fonction de leur âge (Talalaj, I.A., Biedka, P. & Bartkowska, I. Treatment of landfill leachates with biological pretreatments and reverse osmosis. Environ Chem Lett 17, 1177-1193 (2019).

Tableau 1

* valeur selon Kurniawan, Lo, Chan, 2006, Physico-chemical treatments for removal of récalcitrant contaminants from landfill leachate, J. Hazard. Mater., 129(1-3) pp. 80- 100.

** le carbone organique total peut être mesuré par les normes NF EN 1484-juillet 97 ou IS08245 :1999.

Traitement de l’azote dans les lixiviats

Il existe une grande variété de procédés pour traiter les lixiviats en fonction des caractéristiques de ces derniers, des contraintes du site (surface, personnel), des limites de rejet, du climat, du coût (CAPEX (dépenses d'investissement), OPEX (dépenses d’exploitation)) et de l'élimination des sous-produits. Le tableau 2 ci- dessous rassemble les traitements d'élimination de l'azote dans les lixiviats habituellement rencontrés dans la profession.

Tableau 2

Parmi ces procédés, la manière la plus courante d'éliminer l'azote est le procédé biologique, en particulier la nitrification-dénitrification (N/DN) bien connue de l’homme de l’art et décrite ci-avant. La N/DN nécessite l'oxydation de l'ammonium en nitrite puis en nitrate. Cela représente des quantités importantes d'oxygène, ce qui a un impact fort sur la consommation d'énergie et GOREC. De plus, une source de carbone biodégradable est nécessaire pour réduire l'azote N-N0 ₃ oxydé en N ₂ gazeux. Le carbone doit être en quantité suffisante, sinon l'azote ne peut pas être traité et des nitrates ou des nitrites indésirables seront trouvés dans l'effluent.

Cependant, les lixiviats, notamment les lixiviats matures ou ceux ayant subis un prétraitement du carbone, sont des effluents à forte concentration en azote et à faible teneur en carbone biodégradable. Il n'y a pas assez de carbone biodégradable pour traiter l'azote par le procédé N/DN. Par exemple, en raison d’une dégradation spontanée du carbone souvent importante, les effluents chargés en carbone stockés en lagune ouverte en sortent avec une teneur en carbone biodégradable trop faible pour permettre un traitement de l’azote par N/DN.

Pour permettre ce traitement par N/DN, soit les temps de séjour hydraulique dans les lagunes sont réduits (by-pass total ou partiel de l’ouvrage de stockage), au détriment de la potentielle valorisation du carbone sous forme de méthane, soit une source de carbone exogène est apportée dans les bassins biologiques, ce qui entraîne des coûts supplémentaires. Le by-pass des ouvrages de stockage, qui est difficile à mettre en œuvre de manière contrôlée avec les techniques conventionnelles et ne permet pas de récupérer d’énergie de manière satisfaisante, ou l’apport de carbone exogène est un non-sens économique, écologique et environnemental. Cette pollution carbonée entraîne en effet des consommations énergétiques plus importantes, des volumes d’ouvrage plus grands, une production de boues plus conséquente.

Par « matière carbonée exogène » ou « carbone exogène », on entend de la matière carbonée qui n’est pas présente dans l’effluent à traiter et qui est ajoutée à cet effluent. Dans le cadre du traitement de l’azote, ce carbone est habituellement apporté sous forme de molécules facilement biodégradables (méthanol, glycol...) pour permettre son intégration rapide dans le procédé de nitrification. Il s’agit de ressources dont l’achat peut engendrer des OPEX importants. Ainsi, on pourra entendre plus généralement par « matière carbonée exogène » ou « carbone exogène » du carbone extérieur au site de traitement.

Les traitements par boues activées ou lagunes aérées nécessitent des besoins énergétiques importants en raison de l’aération nécessaire.

Enfin, les solutions de traitement de l’azote par voie physique (comme le strippage de l’azote) sont énergivores et ne permettent pas d’éliminer ni de valoriser le carbone. Par ailleurs, les performances sont altérées par la présence de matières particulaires notamment carbonées et ne permettent pas de les traiter.

Les contraintes de rejet de plus en plus strictes pour les effluents, notamment sur les teneurs en carbone et azote, impliquent la mise en place de traitements adaptés, ce qui peut s’avérer complexe dans des contextes de réhabilitation où le carbone n’est plus disponible, car traité en amont, mais de l’azote résiduel requiert encore un traitement.

Il existe par ailleurs des procédés de traitement d’effluents riches en DCO et en azote. On connaît ainsi du document CN20374111U un traitement biologique anaérobie dans un réacteur UASB (upflow anaérobie sludge blanket) suivi d’un traitement de l’azote par déammonification pour le traitement d’eaux usées industrielles à DCO élevée et haute teneur en azote ammoniacal. Toutefois, ce procédé nécessite un design et savoir-faire précis, et un suivi dédié.

On connaît aussi du document US2016052811A1 un traitement d’élimination de l’azote des eaux usées comprenant une étape de digestion anaérobie suivie d’une étape de déammonification. A la sortie du réacteur de déammonification, les boues sont séparées en des boues granulaires (contenant les bactéries Anammox et AOB) et des boues non granulaires (bactéries NOB et hétérotrophes), avec une réinjection des boues granulaires dans le réacteur. Il s’ensuit, selon le document, un enrichissement des populations microbiologiques souhaitées et la possibilité de réaliser la déammonification à des températures inférieures à 25°C. Le domaine d’application de ce procédé est cependant limité aux charges dont le ratio de la DB05 sur l’azote est inférieur à 2 g0 ₂ /gN avec une concentration en azote et en DB05 toutes deux inférieures à 100 mg/L. On notera d’ailleurs que le procédé proposé ne permet pas un traitement du carbone en aval de la digestion anaérobie.

Le document CN 101863592 décrit un procédé de traitement d’un lixiviat dans un réservoir anaérobie suivi d’un traitement dans système de deux SBR en série. Le traitement dans le réservoir anaérobie élimine 20 à 30% de la DCO du lixiviat, le reste de la DCO étant essentiellement éliminée lors du traitement ultérieur dans le premier SBR. Ce procédé nécessite en outre l’ajout d’une source de carbone externe (méthanol) pour effectuer un traitement de dénitrification dans le deuxième SBR. Le traitement de l’azote par dénitrification est essentiellement réalisé grâce à cet apport de carbone externe.

Il existe donc un besoin pour traiter efficacement, à faible coût, par voie biologique des effluents contenant de l’azote sous forme d’ammonium et présentant une DCO élevée, notamment supérieure à 1 g/L. Il existe également un besoin pour traiter ce type d’effluents à faible coût énergétique et faible empreinte environnementale en valorisant le carbone présent dans les effluents. Un tel traitement sera de préférence robuste de manière à limiter le besoin d’intervention humaine, et est adapté pour traiter une large gamme de situations, et notamment à des profils d’ouvrages de stockage variés.

Résumé de l’invention

Un premier objet de l’invention concerne un procédé de traitement biologique d’un effluent, l’effluent à traiter contenant de l’azote sous forme d’ammonium et présentant une concentration en matière carbonée mesurée par la demande chimique en oxygène (DCO) supérieure ou égale à 1g par litre d’effluent, le procédé comprenant : a) une étape de digestion anaérobie de l’effluent à traiter pour produire du biogaz et un digestat constituant un premier effluent liquide présentant une teneur en matière carbonée réduite, cette étape étant mise en œuvre dans une lagune couverte équipée d’un dispositif de récupération du biogaz, b) une étape de traitement biologique du digestat obtenu à l’étape (a) pour produire un deuxième effluent liquide à teneur en azote réduite.

Dans le cadre de la présente invention, la digestion anaérobie, également nommée méthanisation, se fait par lagunage et vise le traitement des matières particulaires et carbonées. Ainsi, dans le cadre de la présente invention, la lagune couverte constitue un méthaniseur à faible énergie (pas d’agitation), grande robustesse (temps de séjour long) et grande rusticité (ouvrage simple à exploiter). Le traitement de l’azote se fait quant à lui par un traitement biologique qui pourra être choisi en fonction des caractéristiques de l’effluent après digestion anaérobie.

Cet enchaînement particulier d’étapes, et en particulier l’utilisation d’une lagune couverte pour produire du biogaz, permet le traitement des effluents, notamment le traitement des pollutions carbonée et azotée, à faible coût énergétique et avec valorisation du carbone en biogaz. La récupération et la valorisation du biogaz issu de la lagune couverte permet la production d’énergie renouvelable sans émission de gaz à effets de serre. Ainsi, le procédé selon l’invention comprend notamment une étape de récupération du biogaz produit lors de l’étape a) de digestion, en particulier en vue de sa valorisation.

Avantageusement, l’étape de digestion anaérobie peut être réalisée dans des conditions maximisant la production de biogaz, et optionnellement minimisant le temps de séjour de l’effluent à traiter dans la lagune couverte. L’étape de digestion anaérobie peut notamment être réalisée dans des conditions de température et de temps de séjour maximisant la production de biogaz en fonction de la teneur en matière carbonée (DCO) de l’effluent à traiter, du débit d’effluent entrant dans la lagune couverte, de la capacité volumique de celle-ci et des bactéries présentes dans la lagune couverte.

Avantageusement, au cours de l’étape a), la lagune couverte peut être alimentée en continu et le digestat peut être extrait en continu. Ceci facilite la préservation de l’équilibre biologique de la lagune.

Avantageusement, le digestat peut être stocké dans au moins une capacité de stockage avant son traitement à l’étape b), par exemple une lagune ouverte, pour une gestion plus aisée des flux hydrauliques.

Avantageusement, on peut choisir le traitement de l’étape b) en fonction du ratio DB05/N-NH du digestat et de valeurs cibles des teneurs résiduelles en azote et matière carbonée du deuxième effluent liquide.

Avantageusement, la lagune couverte peut comporter à une de ses extrémités une première entrée pour l’effluent à traiter et à son autre extrémité une sortie pour le digestat, et l’effluent à traiter est introduit dans la lagune couverte en partie ou en totalité par la première entrée et au moins un autre effluent à traiter, ou une autre partie du premier effluent à traiter, est introduit dans la lagune couverte par au moins une autre entrée de la lagune couverte située entre la première entrée et la sortie.

Les lagunes sont habituellement des ouvrages de stockage, aérés, placés en amont d’un traitement biologique. Leur exploitation est réalisée en fonction du volume d’effluents à contenir et des besoins en carbone résiduel pour le traitement aval. Cette seconde condition peut venir contraindre la première, en forçant l’exploitant à réduire les temps de séjour hydrauliques dans la lagune par le biais de by-pass : le flux entrant dans la lagune ne circule pas dans celle-ci mais est directement pompé vers le traitement biologique de l’azote en aval, pour apporter le carbone qu’il contient. La présente invention permet de lever cette seconde contrainte : étant donné qu’une solution de traitement de l’azote peut être proposée pour chaque rapport DB05/N-NH possible du digestat, la quantité de carbone résiduel nécessaire en sortie de lagune n’est plus contrainte. Les capacités volumiques peuvent être alors être exploitées de manière optimale. L’invention non seulement propose de repenser ces ouvrages de stockage en ouvrages de traitement et valorisation du carbone, mais de surcroît maximise le potentiel de traitement et valorisation du carbone en permettant un traitement biologique en aval indépendant du rapport DB05/N-NH du digestat.

Les procédés de méthanisation en lagune couverte présentent l’avantage d’impliquer de faibles consommations énergétiques, du fait qu’ils ne sont ni chauffés ni agités. En outre, le temps de séjour des effluents dans la lagune couverte est important, rendant le procédé robuste et capable de subir des variations de charge importantes (en termes de débit et de DB05). Ces procédés sont particulièrement efficaces et recommandés dans des pays chauds, où la température ambiante permet le maintien d’une activité biologique élevée. La simplicité de mise en œuvre et la rusticité à l’exploitation des lagunes anaérobies en font par ailleurs des technologies adaptées pour l’application au traitement de lixiviats chargés en carbone issus de décharges de pays en voie de développement.

Par ailleurs, le couplage avec un traitement de l’azote proposé par l’invention, permet de maximiser le potentiel de ces lagunes, notamment une production maximisée de biogaz avec une consommation énergétique faible. Aucune restriction vis-à-vis de la quantité de carbone n’est nécessaire, contrairement au procédé de nitrification/dénitrification conventionnel. Les temps de séjour hydraulique ne sont donc plus limités par les besoins en aval et l’abattement en carbone n’a plus lieu d’être bridé.

Par exemple, un traitement de l’azote par shunt des nitrates, permet de sauvegarder 25% des besoins en air pour l’oxydation de l’azote (et donc l’énergie associée) par rapport à la nitrification/dénitrification. Par ailleurs, la demande en carbone est réduite de 40% et la production de boues est également diminuée de 40%. Le procédé de déammonification quant à lui permet de réduire d’un cran encore les besoins en air associés à l’oxydation de l’azote. C’est une économie d’énergie liée à l’aération de 50% par rapport à la nitrification/dénitrification. Il s’affranchit totalement des besoins en carbone et atteint une réduction de production de boues estimée à 80%.

Ces deux solutions (shunt des nitrates et NP/A), beaucoup moins demandeuses de carbone que la nitrification/dénitrification, permettent de maximiser le potentiel de récupération d’énergie par la première étape de méthanisation. Cela sous-entend que c’est autant de carbone qui n’a pas besoin d’être acheminé vers ces procédés ; il en découle donc une réduction significative du volume des ouvrages de cette seconde étape.

Un autre objet de l’invention concerne une installation de traitement biologique d’un effluent, l’effluent à traiter contenant de l’azote sous forme d’ammonium et présentant une concentration en matière carbonée mesurée par la demande chimique en oxygène (DCO) supérieure ou égale à 1g par litre d’effluent, l’installation comprenant :

- une lagune couverte équipée d’un dispositif de récupération du biogaz et d’un dispositif d’évacuation d’un digestat liquide, et optionnellement équipée de chicanes et/ou de supports biologiques,

- optionnellement une capacité de stockage du digestat liquide,

- au moins un réacteur de traitement biologique du digestat.

De manière usuelle, la lagune comporte à une de ses extrémités une entrée pour l’effluent à traiter et à son autre extrémité une sortie pour le digestat.

Avantageusement, elle peut comporter au moins une autre entrée pour l’effluent située entre la première entrée et la sortie.

Avantageusement, l’installation peut comporter un système de gestion de la quantité de biogaz produite par la lagune couverte. Ce système de gestion peut être configuré pour réguler le temps de séjour et la température de la lagune couverte en fonction de la teneur en matière carbonée (DCO) de l’effluent à traiter, du débit d’effluent entrant dans la lagune couverte, de la capacité volumique de celle-ci et des bactéries présentes dans la lagune couverte, en particulier afin de maximiser la quantité de biogaz produite.

Dans un mode de réalisation préféré, ce système de gestion peut être configuré pour réguler le temps de séjour en fonction de la température de la lagune couverte, de la teneur en matière carbonée (DCO) de l’effluent à traiter, du débit d’effluent entrant dans la lagune couverte et de la capacité volumique de celle-ci et des bactéries présentes dans la lagune couverte.

Avantageusement, l’au moins un réacteur de traitement biologique du digestat ne comprend pas de conduite d’alimentation en carbone exogène.

Description des figures

D’autres particularités et avantages de l’invention ressortiront à la lecture de la description faite ci-après d’un mode de réalisation particulier de l’invention, donné à titre indicatif mais non limitatif, en référence aux dessins annexés sur lesquels :

La figure 1 représente schématiquement une installation de traitement selon un mode de réalisation de l’invention.

La figure 2 représente la production cumulée de méthane en fonction de temps du test de l’exemple 1.

La figure 3 représente un graphique montrant les charges appliquées en azote (kg N/m ³ /j) et les taux d’abattement associés (%) pendant les phases 1 à 4 dans les deux bioréacteurs R1 et R2 de l’exemple 2. La figure 4 représente un graphique indiquant l'impact de la température sur les charges appliquées en azote (kg N/m ³ /j) et les taux d’abattement associés (%) pendant les phases 5 et 6 dans les deux bioréacteurs R1 et R2 de l’exemple 2.

La figure 5 représente un graphique indiquant l'impact de la température sur les concentrations d'azote dans les effluents au cours des phases 4 à 6 dans les deux bioréacteurs R1 et R2 de l’exemple 2.

Description détaillée de l’invention

Abréviations

Anammox (ANaerobic AMMonium Oxidation) : Oxydation anaérobie de l’ammonium DBO: Demande biologique en oxygène (quantité de dioxygène nécessaire pour oxyder la totalité des matières organiques (biodégradables) par voie biologique)

DB05 : Demande biologique en oxygène mesurée au bout de 5 jours DCO ou DCOtot: Demande chimique en oxygène (mesure de la totalité des substances oxydables, qu’elles soient biodégradables ou non)

DCOs : Mesure de la quantité des substances oxydables solubles après filtration à 0,45pm

HRT (hydraulic rétention time): Temps de séjour hydraulique N/DN: Nitrification / Dénitrification

NLR (Nitrogen Loading Rate) : Charge appliquée en azote

NP : Nitritation partielle

NP/A : Nitritation partielle/ Anammox

RR (Removal Rate) : Taux d’abattement

SBR (Sequencing Batch Reactor) : Réacteur séquentiel en batch

TKN (Total Kjeldahl Nitrogen) : Azote total Kjeldahl

TN (Total Nitrogen) : Azote Total

TSS (Total Suspended Solid) ou MES : Solides totaux en suspension

MS : Matières Sèches, inclut à la fois les matières en suspension et les sels dissous

MV : Matières Volatiles

MVS : Matières volatiles présentes dans les matières en suspension Nature de l’effluent traité

L’effluent traité par le procédé selon l’invention présente une DCO d’au moins 1g par litre d’effluent.

Par « effluent », on entend un unique effluent ou un mélange d’effluents. Avantageusement, la DCO de l’effluent sera d’au moins 4g/L, de préférence d’au moins 15g/L, voire d’au moins 20g/L. La DCO peut être mesurée selon la norme NFT 90-101 -février 2001 ou ISO 6060-1989. Cet effluent peut être choisi parmi :

- un lixiviat d’une installation de stockage, de préférence des déchets non dangereux, aussi appelé lixiviat de décharge,

- un liquide collecté dans le fond d’un camion de collecte, avantageusement de ces déchets non dangereux, (appelé aussi « jus de camion »),

- un effluent agricole liquide, notamment issu de l’agriculture ou des activités d’élevage des animaux, par exemple un lisier,

- un effluent liquide d’industrie agroalimentaire, ce qui inclut les résidus/coproduits industriels de la transformation de produits animaux et végétaux (laiterie, féculerie, brasserie, abattoir, tannerie...)

- un effluent liquide organique d’autres industries (textiles, papetières, cosmétiques, pharmaceutiques... ),

- un mélange de deux ou plusieurs de ces effluents.

Par « déchet non dangereux », on entend les déchets qui ne présentent aucune des caractéristiques spécifiques aux déchets dangereux, notamment tels que définis par la convention de Bâle, et qu'on désigne parfois comme « déchets banals ». Ces déchets comprennent habituellement les déchets recyclables et les déchets organiques. Les déchets recyclables comprennent le verre, les métaux, les cartons, les papiers, le bois, les plastiques, les textiles. Les déchets organiques comportent de la matière organique biodégradable : il s’agit essentiellement de déchets de jardin, de restes de repas pour les ménages ou la restauration collective, d’invendus de la distribution de déchets agroalimentaires. Les déchets non dangereux peuvent également comprendre des déchets présentant un intérêt comme combustible : il peut s’agir de déchets ménagers ou industriels résiduels, riches en matériaux plastiques notamment.

Dans la présente invention, les déchets non dangereux ne comprennent pas les déchets provenant des activités économiques humaines, notamment de l’agriculture, des activités d’élevage d’animaux, de l’industrie agroalimentaire et des autres industries.

Avantageusement, l’effluent à traiter peut présenter une teneur en azote TKN de 0,1 à 15gN/L, de préférence de 0,5 à 10gN/L, de manière préférée de 1 à 5 gN/L. Cette teneur en azote TKN peut être mesurée selon la norme NF EN 25663- janvier 1994 ou ISO 5663 : 1984.

Avantageusement, l’effluent à traiter peut présenter une conductivité de 0,5 à 45mS/cm, de préférence de 1 à 30mS/cm, de manière préférée de 1,5 à 20mS/cm. La conductivité peut être mesurée selon la norme N F EN 27888-janvier 1994 ou ISO 7888 : 1985. Dans un mode de réalisation particulièrement avantageux, le procédé selon l’invention peut permettre de traiter un lixiviat, notamment un lixiviat jeune, un liquide collecté dans le fond des camions de collecte, notamment des déchets non dangereux, ou un mélange de ceux-ci. En particulier, le mélange de deux ou plusieurs de ces effluents pourra présenter les caractéristiques d’un lixiviat jeune.

Avantageusement, l’effluent à traiter pourra présenter une ou plusieurs des caractéristiques présentées dans le tableau 1 pour des lixiviats, de préférence pour un lixiviat jeune ou moyen, davantage de préférence pour un lixiviat jeune, optionnellement en combinaison avec les différentes valeurs de teneur en azote TKN et/ou les différentes valeurs de conductivité précédemment présentées. Dans un mode de réalisation préféré, l’effluent à traiter pourra présenter les caractéristiques d’un lixiviat jeune ou moyen, de préférence d’un lixiviat jeune, en combinaison avec une ou plusieurs des valeurs préférentielles et/ou préférées de teneur en azote TKN et/ou de conductivité précédemment présentées.

On notera qu’un lixiviat peut être caractérisé par un ratio DB05/DCO (g0 ₂ /g0 ₂ ) de 0,1 à 1 , tel que présenté dans le tableau 1.

De manière générale, un lixiviat peut être caractérisé par un ratio DCO/MES de 5 ou plus, de préférence strictement supérieur à 5. Ce ratio peut être d’au plus 100, de préférence d’au plus 80. Aussi, avantageusement, dans un mode de réalisation, l’effluent à traiter peut présenter un ratio DCO/MES dans la gamme de valeur d’un lixiviat, en combinaison ou non avec les valeurs des caractéristiques d’un lixiviat présentées dans le tableau 1 et/ou avec les différentes valeurs d’azote TKN et/ou avec les différentes valeurs de conductivité précédemment présentées.

De manière générale, un lisier présente un rapport DCO/MES strictement inférieur à 5.

La MES peut être mesurée au moyen de la norme NF EN 872-juin 2005.

Etape a) de digestion anaérobie

Cette étape de digestion anaérobie est mise en œuvre dans une lagune couverte, aussi appelée lagune anaérobie, équipée d’un dispositif de récupération du biogaz. Les lagunes anaérobies sont des bassins, partiellement ou totalement dépourvus d'oxygène dissous, généralement non aérés, non chauffés et non mélangés. Les lagunes présentent l'avantage d'être très simples à construire, de nécessiter de faibles coûts d'investissement, d'exploitation et de maintenance et de présenter une bonne résistance aux chocs hydrauliques et organiques.

Trois configurations principales de lagunes anaérobies peuvent être envisagées : rénovation d'un bassin existant avec une couverture flottante, également appelée couverture à pression négative : la couverture flexible est disposée sur le dessus du bassin et maintenue à l'aide de fixations extérieures. Le système est surmonté d'une grille de tuyaux récupérant le biogaz par surpression. Il est facile à concevoir et à déployer et pourrait donc être la solution la plus économique. Cependant, comme le revêtement supérieur est en contact direct avec l'effluent, il peut se détériorer rapidement par corrosion. La digestion anaérobie pourrait générer de la mousse qui pourrait s'infiltrer dans la conduite de biogaz et menacer les processus en aval. L'évacuation de l'eau de pluie accumulée sur le revêtement pourrait également représenter une complication importante. rénovation d'une lagune existante avec une couverture gonflée : la couverture étanche est fixée au sol et maintenue en permanence à une pression positive constante, par exemple par injection ou par extraction contrôlée via une légère surpression induite par la production biologique de biogaz. Cela permet d'éviter tout contact entre l'effluent et la membrane et de prévenir le colmatage des tuyaux par la mousse. Afin d'améliorer la résistance au vent, une structure permanente peut être installée. La limitation vient de la quantité importante de biogaz stocké en permanence et des mesures de santé et de sécurité à prendre. Elle nécessite également une certaine énergie (et GOREC correspondant) pour la mise en pression. réacteur "prêt à l'emploi" de type lagunaire, tel que les bassins à coussin ou les réservoirs souples : ce type de digesteur consiste en un sac géomembrane autonome, avec ou sans structure de retenue rigide, qui peut être disposé sur un terrain plat ou dans un bassin vide existant ou une plate-forme de réception spécifiquement creusée. Ce type de système offre la meilleure étanchéité à l'air et à l'eau. Ils peuvent être conçus avec une zone séparée dédiée aux liquides et aux gaz, ce qui augmente la durée de vie du système global. Ce système "plug-and-play" est facile à déployer, modulaire et adaptable à de nombreux environnements. Quant aux couvertures gonflées, des mesures spécifiques de santé et de sécurité doivent être prises.

Les conditions de mise en œuvre de cette étape, à savoir la température et le temps de séjour, peuvent avantageusement être choisies, en particulier régulées, afin de maximiser la production de biogaz, notamment en fonction de la teneur en matière carbonée (DCO) de l’effluent à traiter et aussi du débit d’effluent entrant dans la lagune couverte et de la capacité volumique de celle-ci, autrement dit du temps de séjour induit. Ainsi, les conditions de mise en œuvre ne seront pas fonction du ratio DB05/N- NH4 du premier effluent sortant de l’étape de digestion anaérobie.

L’homme du métier est à même de déterminer des conditions de mise en œuvre appropriées en fonction des bactéries présentes dans la lagune couverte. De manière générale, il est peu envisageable de réguler la température d’une lagune couverte, en particulier d’une lagune de grande capacité volumique. On pourrait toutefois envisager une régulation de la température de la lagune couverte par apport d’un flux de chaleur, par exemple en chauffant l’effluent à traiter.

Dans un mode de réalisation préféré, la température d’une lagune couverte n’est pas régulée, la production de biogaz pourra alors être maximisée par un choix approprié du temps de séjour de l’effluent à traiter. Ce temps de séjour pourra être déterminé par l’homme du métier en fonction de la température de la lagune couverte, de la teneur de la charge à traiter en matière carbonée, par exemple en fonction de la DCO, du volume de la lagune couverte et du volume d’effluent à traiter. On pourra ainsi réguler le temps de séjour en fonction de la température de la lagune couverte. Généralement, plus la température de la lagune couverte est élevée plus le temps de séjour est court.

Dans un mode de réalisation, l’optimisation de la production de biogaz, correspondant à une maximisation de la dégradation de la DCO, est de préférence réalisée en minimisant le temps de séjour dans la lagune couverte. Ceci permet de minimiser le volume de la lagune couverte afin d’en maîtriser les coûts (CAPEX et OPEX).

De manière générale, la digestion anaérobie peut être réalisée à une température de 5 à 55°C, de préférence de 15 à 50 °C, et de manière encore préférée entre 20 à 45°C, voire de 25 à 40°C, ou tout autre intervalle de température défini par ces limites.

De préférence, la température de la lagune couverte n’est pas régulée : la température de l’étape de digestion va donc dépendre de la température extérieure.

De manière générale, le temps de séjour de l’effluent dans la lagune anaérobie peut être d’au moins 1 jour, de préférence d’au moins 5 jours. Des temps de séjours très longs (de 365 jours ou plus) sont également possibles. Le plus souvent, le temps de séjour pourra être de 1 à 150 jours, de préférence de 5 à 100 jours, davantage de préférence de 15 à 100 jours, de manière préférée de 20 à 70 jours, ou tout autre intervalle défini par ces limites. Le temps de séjour pourra en outre être ajusté en fonction du volume d’effluent à traiter et de sa teneur en DCO, ceux-ci étant susceptibles de varier de manière brusque, notamment en raison des conditions météorologiques.

La lagune couverte peut être alimentée en effluent à traiter de manière continue ou discontinue. Dans ce dernier cas (exploitation dite « par batch »), on pourra laisser un volume en fond de la lagune couverte contenant la biomasse. Une alimentation en continu pourra résulter d’une production continue de l’effluent à traiter, qui peut alors alimenter directement en continu la lagune couverte, tel que les lixiviats de décharge, ou éventuellement via une cuve de reprise des effluents en amont de la lagune couverte. On préférera une alimentation en continu de la lagune afin de préserver l’équilibre de la biomasse.

Dans un mode de réalisation, on peut également prévoir une alimentation étagée de la lagune couverte : un ou plusieurs effluents peuvent alors être introduits en différents points de la lagune. Cette alimentation étagée peut être fonction de la DCO des effluents à traiter: un premier effluent à DCO plus élevée qu’un deuxième effluent étant introduit dans la lagune en amont de ce deuxième effluent. Les points d’introduction des différents effluents pourront alors être choisis en fonction du temps de séjour nécessaire pour traiter l’effluent. L’alimentation étagée pourrait également être utilisée pour introduire un même effluent ou différents effluents à des températures différentes : un ou plusieurs effluents chauffés pouvant être introduits en différents points de la lagune.

Dans un mode de réalisation, la lagune couverte peut être équipée de supports biologiques et/ou de chicanes, les chicanes étant formées par exemple de parois horizontales ou verticales. Ces chicanes et supports biologiques permettent de faciliter la fixation et le développement de la biomasse (accélération des cinétiques de dégradation) et de faciliter la sédimentation des particules contenues dans l’effluent (accélération de la séparation de la DCO particulaire et de la dégradation de celle-ci).

L’étape de digestion anaérobie permet de produire un digestat avec une teneur en matière carbonée réduite. Avantageusement, la DCO de ce premier effluent liquide peut être réduite de 60 à 90%, de 70 à 90%, voire de 80 à 95% ou dans toute autre gamme définie par deux de ces limites. Dans des conditions maximisant la production de biogaz, la DCO de ce premier effluent liquide peut être réduite de 65 à 90%, de 70 à 90%, voire de 80 à 95% ou dans toute autre gamme définie par deux de ces limites.

Etape b) de réduction de la teneur en azote

Le digestat provenant de la digestion anaérobie est soumis à une étape de traitement biologique produisant un deuxième effluent liquide à teneur en azote réduite.

Dans un mode de réalisation préféré, quel que soit le traitement biologique, l’étape b) ne comprend pas d’ajout de carbone exogène.

Cette étape b) peut comprendre l’un des traitements b1) à b5) décrits ci-dessous.

Le choix du traitement pourra notamment dépendre de la teneur du digestat en matière carbonée et en azote et de teneurs cibles en matière carbonée et /ou azote souhaitées pour le deuxième effluent liquide. Notamment, on pourra choisir le traitement en fonction du ratio DB05/N-NH + entre la DB05 et la concentration en azote, notamment ion ammonium NH4+ notée N-NH4+ (masse de l’élément azote) du digestat sortant.

La DB05 peut être déterminée en utilisant les normes NFT 90-103-décembre 1975, EN 1899-1-mai 1998, ISO 5815-1 :2019. La concentration en N-NH4+ pourra être déterminée en utilisant les normes NFT 90-015 1 & 2 (janvier 2000) et ISO 7150- 1:1984.

Les besoins en carbone et en énergie d’aération des traitements biologiques dépendent des communautés microbiennes et types de traitement mis en œuvre, et sont donc spécifiques à chaque traitement. Pour une quantité d’azote donnée, le procédé de nitrification/dénitrification requiert plus de carbone que le procédé de shunt des nitrates, lui-même en requérant plus que la déammonification. De même, les besoins en énergie d’aération pour l’oxydation de l’azote sont décroissants de la nitrification/dénitrification, au shunt des nitrates puis à la déammonification. Ainsi, le traitement de l’étape b) peut avantageusement être choisi en fonction de l’équilibre carbone - azote du digestat à traiter en aval de l’étape a), de manière que les besoins en carbone externe et en énergie (liée à l’aération) sont réduits pour l’étape b), voire nuis en ce qui concerne le carbone externe, réduisant ainsi les coûts d’exploitation de l’installation, tout en maximisant la récupération de carbone dans l’étape a).

Le traitement b1) comprend, ou consiste en, un traitement biologique de nitrification/dénitrification, comprenant notamment un traitement biologique de nitrification, notamment en condition aérobies, et un traitement biologique de dénitrification, notamment en conditions anoxiques.

De manière connue, le traitement biologique de nitrification est réalisé en conditions aérobies par des micro-organismes autotrophes aptes à oxyder les ions ammonium (NH4+) en ions nitrites (N02-) puis en ions nitrates (N03-). Cette étape est habituellement réalisée en deux sous étapes de nitritation et nitratation. Le traitement biologique de dénitrification est réalisé en conditions anoxiques, par des micro organismes hétérotrophes aptes à réduire les ions nitrates produits lors du premier traitement en ions nitrites, puis les ions nitrites en azote gazeux (N2).

Le traitement b1) (traitement N/DN) est plus particulièrement adapté au traitement d’effluents présentant un ratio DB05/N-NH + supérieur ou égal à 3 g0 ₂ /gN.

Typiquement, le traitement b1) permet d’abattre de 60% à 90% la concentration en azote et de 60% à 95% la DB05 restante.

Le traitement b2) comprend, ou consiste en, un traitement biologique de nitritation/dénitritation, comprenant notamment un traitement biologique de nitritation, notamment en conditions aérobies, et un traitement biologique de dénitritation, notamment en conditions anoxiques. Ce traitement est aussi connu sous le nom « shunt des nitrates ».

De manière connue, le traitement de nitritation est réalisé en conditions aérobies par des micro-organismes autotrophes aptes à oxyder les ions ammonium (NH4+) en ions nitrites (N02-). Le traitement de dénitritation est réalisé en conditions anoxiques par des micro-organismes hétérotrophes aptes à réduire les ions nitrites (N02-) en diazote (N2).

Le traitement b2) est plus particulièrement adapté au traitement d’effluents présentant un ratio DB05/N-NH + de 1,7 à 3 g0 ₂ /gN.

Typiquement, le traitement b2) permet d’abattre 60% à 90% de la concentration en azote et 60% à 95% de la DB05 restante.

Le traitement b3) comprend, ou consiste en, un traitement biologique de deammonification, comprenant notamment un traitement biologique de nitritation partielle, notamment en conditions aérobies, et un traitement biologique d’oxydation anaérobie des ions ammonium en présence d’ions nitrites.

De manière connue, le traitement de nitritation partielle est réalisé en conditions aérobies par des micro-organismes autotrophes aptes à oxyder les ions ammonium (NH4+) en ions nitrites (N02-). Le traitement d’oxydation anaérobie est réalisé en conditions anaérobies par des micro-organismes autotrophes aptes à oxyder les ions ammonium (NH4+) en diazote (N2) en présence d’ions nitrites (N02-) (bactéries Anammox).

Le traitement b3) (traitement NP/A) est plus particulièrement adapté au traitement d’effluents présentant un ratio DB05/N-NH ₄ + inférieur à 1,7 g0 ₂ /gN, pour lesquels de faibles teneurs en carbone sont observées (avec typiquement une DB05 inférieure ou égale à 1 g0 ₂ /L).

Typiquement, le traitement b3) permet d’abattre 60% à 90% de la concentration en azote et 5% à 30% de la DB05 restante.

On pourra par ailleurs prévoir de combiner les traitements b2) et b3) : ainsi dans une première configuration, le traitement b4) comprend, ou consiste en, la réalisation successive des traitements b2) et b3), et optionnellement une recirculation d’une partie de l’effluent issu du traitement biologique de deammonification vers le traitement biologique b2). Dans cette première configuration, la pollution ammoniacale (NH ⁺ ) sera traitée autant que le carbone le permet dans le shunt des nitrates (traitement b2). La composition azotée de l’effluent de sortie du shunt des nitrates sera majoritairement ammoniacale, comme l’effluent d’entrée. Le procédé permettra donc une réduction du flux ammoniacal mais sans changement majeur de la distribution des espèces azotées entre l’entrée et la sortie du traitement b2). Le traitement b3) (nitritation partielle suivie d’une oxydation de l’ammonium) en aval du shunt des nitrates permet le traitement de la pollution ammoniacale résiduelle.

Dans une seconde configuration, le traitement b5) comprend, ou consiste en, un traitement biologique de nitritation partielle, un traitement biologique de dénitritation et un traitement biologique d’oxydation anaérobie des ions ammonium en présence d’ions nitrites. Les traitements biologiques de nitritation partielle et de dénitritation sont mis en œuvre avec les mêmes bactéries qu’un traitement de shunt des nitrates. Ces deux traitements correspondent ainsi à un traitement b2) de shunt des nitrates modifié dans lequel le traitement de nitritation a été modifié afin d’inclure la nitritation partielle opérée dans b3).

Le traitement biologique d’oxydation anaérobie des ions ammonium en présence d’ions nitrites est quant à lui réalisé en conditions anaérobies par des micro organismes autotrophes aptes à oxyder les ions ammonium (NH ⁺ ) en diazote (N ₂ ) en présence d’ions nitrites (N0 ₂ ) (bactéries Anammox). Ce traitement correspond donc à une partie seulement du traitement de déammonification décrit plus haut, i.e. à un traitement b3) modifié.

Le traitement b2) ainsi modifié permet de traiter la pollution ammoniacale (NH ₄ ⁺ ) autant que le carbone le permet tout en prenant en charge la nitritation partielle d’un traitement de déammonification (étape préalable à l’action des bactéries Anammox). Il y aura donc non seulement un abattement de l’azote dans cette étape, mais aussi une transformation dans la distribution des espèces azotées. Ce traitement sera de préférence réalisé dans des conditions permettant d’obtenir en sortie un effluent présentant un ratio de concentrations nitrite/ammonium permettant son traitement par les bactéries Anammox. Ce ratio est par exemple de 0,8 à 1,8, de préférence de 1,1 à 1,5 gN/gN. L’effluent obtenu en sortie du traitement b2) modifié est ensuite traité par les bactéries Anammox afin d’abattre l’azote résiduel.

La nitritation partielle pourra être obtenue de manière usuelle en contrôlant des paramètres tels que les concentrations en espèces azotées, l’apport en oxygène, le temps de séjour hydraulique et l’âge des boues.

Les première et deuxième configurations b4), b5) sont particulièrement adaptées au traitement d’effluents présentant un ratio DB05/N-NH + inférieur à 1,7 g0 ₂ /gN dont on souhaite réduire davantage la teneur en matière carbonée restante. Celle-ci est utilisée afin de permettre la dénitritation et aucune addition de carbone externe n’est requise.

Typiquement, le traitement b4) ou b5) permet d’abattre de 60% à 95% de la concentration en azote et de 60% à 95% de la DB05 restante.

Dans un mode de réalisation particulier des traitements b4) et b5), on pourra prévoir une recirculation d’une partie de l’effluent riche en nitrates issu du traitement biologique d’oxydation anaérobie par les bactéries Anammox, vers le traitement biologique b2), notamment vers au moins un des traitements biologique de nitritation et dénitritation de b2), ou vers le traitement b2) modifié, notamment vers au moins un des traitements biologiques de nitritation partielle et de dénitritation de b2) modifié. Cela doit permettre une dégradation de ces nitrates lors de la dénitritation opérée en b2) ou b2) modifié. En effet, lorsque la teneur en azote est trop importante en entrée du traitement par les bactéries Anammox, celles-ci produisant du nitrate à hauteur de 11% de la charge appliquée en azote ammoniacal et nitreux, il est possible qu’une quantité trop importante de nitrates soit encore présente dans l’effluent. Une solution est de recirculer une fraction de cet effluent vers b2) ou b2) modifié où elle pourra être traitée par nitritation et dénitritation.

Dans un mode de réalisation, le traitement b3) pourra être suivi d’un traitement de post dénitrification afin d’éliminer l’azote éventuellement encore présent. Ce traitement post dénitrification peut être un traitement de biofiltration, associant une épuration biologique par cultures fixées et une rétention des matières en suspension. On pourra par exemple utiliser à cet effet le procédé Biofor®. Un ajout de carbone exogène (méthanol ou équivalent) peut alors être nécessaire. D’autres traitements tels que disques biologiques et lits bactériens (culture bactérienne fixée), boues activées (culture bactérienne libre), lits de roseaux peuvent aussi être envisagés comme traitement de post dénitrification.

Les différents traitements b1) à b5) mettent en œuvre des traitements biologiques bien connus. L’homme du métier saura choisir les conditions de chacun de ces traitements, notamment température et temps de séjour, pour obtenir l’élimination souhaitée de l’azote, voire du carbone, en fonction des bactéries présentes, de la teneur du digestat en azote, voire en carbone, et du volume de digestat à traiter.

Les traitements b1) à b5) comprennent chacun des étapes en conditions aérobies et anoxiques. Ces étapes peuvent être réalisées par mise en œuvre de cycles aérés/non aérés dans un unique réacteur, par exemple un réacteur séquentiel aussi appelé réacteur SBR (Sequential Batch Reactor), un réacteur à cultures mixtes et alimentation continue (Meteor™-IFAS), ou dans des réacteurs distincts, notamment avec une recirculation entre ceux-ci. L’utilisation de réacteurs distincts permet un traitement en continu des effluents. Dans tous les cas, l’invention n’est pas limitée par le nombre de réacteurs utilisés, notamment plusieurs réacteurs fonctionnant chacun selon des cycles aérés/non aérés peuvent être prévus, ou on peut prévoir plusieurs réacteurs à alimentation continue ou des réacteurs successifs comprenant des SBR et des réacteurs à alimentation continue. A titre d’exemple, les traitements décrits ci-dessus pourront par exemple être mis en œuvre tel que décrit dans les documents W02007014994A1 (shunt des nitrates), WO2014111878A1 (NP/A), W02015004583 (N/DN), W02016020805A1 (NP/A), WO2019069031 A1 (NP/A).

Description de l’installation

En référence à la figure 1, une installation 1 de traitement biologique d’un effluent selon un mode de réalisation de l’invention est décrite. Sur la figure, les flèches indiquent les directions de circulation des fluides.

Cette installation comprend une lagune couverte 10 équipée d’un dispositif de récupération du biogaz 12 et d’un dispositif d’évacuation d’un digestat liquide 14.

L’installation 1 comprend en outre un système de gestion 11 de la quantité de biogaz produite par la lagune couverte.

Ce système de gestion peut comprendre des moyens de calcul et de transmission 11a tels qu’un processeur, par exemple un microprocesseur, un microcontrôleur ou autre, des moyens de réglage du débit d’effluent 11b, tels qu’une ou plusieurs vannes de régulation d’entrée et/ou de sortie de l’effluent dans la lagune, des moyens de réglage, de préférence des moyens de mesure 11c, de la température de la lagune, éventuellement des moyens de mesure de la quantité de biogaz produite.

Les moyens de calcul et de transmission peuvent être programmés pour : calculer des valeurs de consigne du temps de séjour et de la température de la lagune en fonction de la teneur en matière carbonée (DCO) de l’effluent à traiter, du débit d’effluent entrant dans la lagune couverte, de la capacité volumique de celle-ci et des bactéries présentes dans la lagune couverte, et transmettre ces valeurs de consigne aux moyens de réglage correspondants.

De préférence, ces moyens de calcul et de transmission peuvent être programmés pour : calculer une valeur de consigne du temps de séjour en fonction de la température mesurée de la lagune couverte, de la teneur en matière carbonée (DCO) de l’effluent à traiter, du débit d’effluent entrant dans la lagune couverte, de la capacité volumique de celle-ci et des bactéries présentes dans la lagune couverte, et transmettre cette valeur de consigne aux moyens de réglage correspondants.

De préférence, les moyens de calcul et de transmission sont programmés pour calculer une ou des valeurs de consigne permettant de maximiser la quantité de biogaz produite. La lagune pourra consister en un bassin creusé et dont le fond sera revêtu d’un matériau imperméable (béton, géomembrane...) ceci afin d’éviter les infiltrations dans le milieu environnant. Cet ouvrage sera surmonté d’une couverture qui pourra être flottante ou à arceaux, qui assurera l’étanchéité du système, afin d’assurer un captage complet du gaz produit. Le système pourra également être doté d’équipements de sécurité permettant de gérer la pression en gaz de l’enceinte.

L’ouvrage pourra aussi consister en un système type « oreiller » ou « pillow tank », qui consiste en une poche de fermentation tout en un, dont une partie est dédiée au stockage liquide et l’autre au stockage biogaz.

Cette lagune couverte 10 est reliée à une source 2 d’effluent, qui peut être une cuve de reprise, tel que représenté sur la figure 1 , ou un drain de décharge, ou tout autre dispositif adapté.

En aval de la lagune couverte 10, on pourra prévoir une capacité de stockage 16 du digestat liquide, de préférence une lagune ouverte bien qu’une cuve ou similaire puisse être envisagée.

Le digestat est ensuite traité dans au moins un réacteur de traitement biologique 20. Il peut s’agir d’un réacteur SBR fonctionnant en alternance de cycles aérobies/anoxiques, ou de deux réacteurs, l’un pour les phases aérobies, l’autre pour les phases anoxiques.

Des exemples de mise en œuvre du traitement du digestat par les traitements b1)- b5) sont décrits ci-après. L’invention n’est toutefois pas limitée par ces modes de réalisation.

Le traitement b1) du digestat par N/DN peut être mis en œuvre au moyen de deux réacteurs, l’un pour les étapes aérobies, l’autre pour les étapes anoxiques, avec une recirculation de fluide entre les deux réacteurs.

Le traitement b2) du digestat par shunt des nitrates, peut être mis en œuvre dans un unique réacteur, de préférence un réacteur SBR.

Le traitement b3) du digestat par N P/A peut être mis en œuvre dans un unique réacteur, par exemple un réacteur SBR à niveau constant.

Le traitement b4) du digestat par shunt des nitrates puis N P/A peut être mis en œuvre au moyen d’un réacteur dédié au traitement de shunt des nitrates et d’un autre réacteur dédié au traitement N P/A, avec optionnellement une recirculation entre les deux réacteurs.

Le traitement b5) du digestat peut être mis en œuvre au moyen d’un réacteur dédié au traitement par shunt des nitrates modifié (par exemple en prolongeant l’aération du réacteur pour réaliser la nitritation partielle) et un autre réacteur pour le traitement par les bactéries Anammox. Exemples

Exemple 1 : test de potentiel méthanogène

Le potentiel méthanogène (noté BMP) correspond à la quantité maximale de méthane produit par un composé lors de sa dégradation. Des tests de potentiel méthanogène (tests BMP) ont été réalisés afin de déterminer l’abattement de DCO atteignable et la production de méthane associée.

Quatre effluents (substrats) ont été étudiés : 3 jus de camion MJC1, MJC2 et MJC4 et 1 lixiviat ML1. Leur composition biochimique est rapportée dans le Tableau 3. Tableau 3 Les jus étudiés, particulièrement MJC 1 et MJC 4, présentent des caractéristiques de liqueurs organiques : pH acide et forte teneur en matière organique. Le lixiviat ML1 et jus MJC 2 sont eux moins organiques : ils contiennent respectivement 29,4 et 33,7g MV/L. Leur pH est supérieur à 7. Il est à noter que la quantité de matières en suspension du lixiviat testé est importante : 12g/L ; et peu organique (29%). Cela peut être expliqué en partie par le fait que les lixiviats étudiés sont drainés à leur sortie de la décharge directement sur un sol argileux, entraînant par là même des quantités importantes d’argile.

Les tests BMP ont été réalisés de la manière suivante. Les flacons sont préparés en triplicats, en mélangeant chaque substrat testé avec l’inoculum selon le ratio Substrat/l noculum de 0,8 g de DCO substrat / g de MV inoculum, pour un volume total de 400 mL (volume substrat + inoculum). Ces flacons sont ensuite incubés en anaérobiose à la température 37°C. La production de méthane est mesurée automatiquement en continu, grâce à un débitmètre volumétrique. Des flacons contenant de la soude permettent d’absorber le C0 ₂ produit par la biomasse avant que le gaz n’atteigne le débitmètre de comptage.

Pour chaque série de tests, des flacons témoins (ou références froides) sont préparés avec uniquement de l’inoculum. Ils permettent de suivre la production de méthane endogène, c’est-à-dire issue de la dégradation de la matière organique résiduelle que contient l’inoculum. Cette production endogène est déduite de la production des flacons tests, afin de déterminer la production issue de la dégradation du substrat lui-même. Les solutions suivantes sont ajoutées dans chaque flacon, afin de prévenir toute carence du milieu qui pourrait fausser le test : - 0,4 mL de solution de micronutriments (Fe, B, Zn, Cu, Mn, Mo, Al, Co, Ni,

Se),

4mL de solution de macronutriments (NH4+, Na, Mg, Ca)

8m L de tampon phosphate

La DCO totale a été déterminée en utilisant des kits Hach Lange LCK 514 selon les méthodes ISO 6060-1989, DIN 38409-H41-H44. La concentration en azote N-NH4+ a été déterminée en utilisant des kits Hach Lange LCK 303, selon les méthodes ISO 7150-1 : 1984, DIN 38406 E5-1, UNI 11669:2017.

Les résultats sont représentés sur la figure 2. Les courbes de production de méthane cumulé sont homogènes pour tous les substrats testés et présentent des allures typiques de substrats à dégradation rapide. Aucun temps de latence ou phénomène d’inhibition n’a été observé à ce stade. La cinétique la plus lente est constatée pour les substrats « MJC2 et ML1 », qui ont été identifiés comme étant des substrats à teneur organique moindre. Les potentiels méthanogènes des substrats sont homogènes et compris entre 250 et 300 NmL CH / g DCO entrante. Les potentiels méthanogènes par gramme de DCO de l’effluent et les taux de dégradation de la matière organique pour les substrats étudiés sont rassemblés dans le Tableau 4. Les taux de dégradation ont été calculés en considérant que le potentiel méthanogène théorique d’un gramme de DCO dégradé est de 350mL de CH ₄ .

Tableau 4 Les taux de dégradation de la matière organique sont très intéressants puisqu’ils varient entre 70 et 90% de la DCO entrante. Ces substrats sont donc largement biodégradables par méthanisation. Leur potentiel méthanogène rapporté à la matière brute est compris entre 14 et 22 Nm ³ CH /m ³ de substrat entrant. Exemple 2 : tests de laboratoire, élimination de l’azote par voie Anammox

Pendant toute la durée de l'essai, des lixiviats ont été échantillonnés dans une installation de stockage en France exploitée par Suez toutes les deux à quatre semaines. Le tableau 5 donne les valeurs moyennes des caractéristiques des lixiviats obtenues pour l'ensemble de l'essai.

Tableau 5

Le lixiviat utilisé présente ainsi un ratio DCOtot/N-NH4 de 1,7 g0 ₂ /gN.

Pour l'ensemble de l'essai, le lixiviat a été utilisé pour alimenter les réacteurs après une dilution préalable de 60% avec de l'eau déchlorée. Après dilution, on a donc en moyenne: DCOtot = 282 mg 0 ₂ /L et N-NH4 = 165 mgN/,/L, avec un ratio DCOtot/N- NH4 inchangé.

Le lixiviat dilué a ensuite été dopé avec du nitrite de sodium afin de simuler une nitritation partielle préalable. Le dopage a été effectué de manière à obtenir un rapport nitrite sur ammonium de 1,32 gN/gN, conformément au rapport stoechiométrique de la réaction Anammox. Cette dilution suivi d’un dopage permet de simuler un lixiviat qui contenait, avant NP, une concentration en N-NH4+ égale à la somme des ions ammonium et nitrite. Durant l’ensemble de l’essai, cette valeur a varié de 300 et 800 mgN/L. Compte tenu des écarts types (voir tableau 5), une gamme de ratio DCOtot/N- NH4 allant de 1,1 à 0,25 g0 ₂ /gN a été étudiée. Une telle gamme de ratio est en cohérence avec des effluents sortant d’une digestion anaérobie et dont le carbone a d’ores et déjà été au moins partiellement traité.

Deux bioréacteurs, R1 et R2, entièrement équipés et automatisés de type BioFlo 310 de New Brunswick Scientific - d'Eppendorf, ont été mis en place. Les deux réacteurs sont composés d'un réservoir en verre de 7,25 litres avec un échangeur de chaleur placé sous la cuve de réaction. Une pompe est utilisée pour alimenter la solution au fond du réacteur. L'évacuation du réacteur est assurée par le débordement de l'effluent lors de l'alimentation du réacteur. Les granules contenus dans l'effluent sont récupérés et remis dans le réacteur. Un système de brassage à trois pales homogénéise la biomasse. La vitesse a été fixée à 80 tours par minute pour assurer un bon mélange sans compromettre l'intégrité des granules d'Anammox.

Les deux réacteurs ont été exploités selon le procédé SBR (Sequencing Batch Reactor), avec le cycle suivant :

- Alimentation et vidange simultanées : alimentation de l’eau à traiter au fond du réacteur, l’eau traitée s’écoulant par débordement du réacteur en même temps.

- Réaction : la cuve de réaction a été mélangée et maintenue dans des conditions anoxiques pour que la réaction Anammox se produise.

- Décantation : la biomasse d'Anammox est décantée pendant 15 minutes.

La fréquence et la durée des cycles ont varié au cours de l'essai en fonction de la charge appliquée ciblée, des performances, de la concentration en azote de l'effluent d’entrée et du temps de rétention hydraulique souhaité.

Différentes phases ont été envisagées au cours de l'essai, rassemblées dans le tableau 6. Tout d'abord, environ trois mois ont été consacrés au démarrage du réacteur et à l'adaptation de la biomasse de l'Anammox à une matrice lixiviat (phases 1 et 2). Ensuite, deux mois ont été consacrés au suivi des performances tandis qu'une augmentation progressive de la NLR a été appliquée. Pendant ces périodes, un lixiviat présentant une teneur en azote TN de 300 mgN/L a été utilisé (phase 3). Ensuite, la teneur en azote TN et la conductivité de l’alimentation ont été progressivement augmentées jusqu'à 800 mgN/L et 8 mS/cm respectivement (phase 4). Ici aussi, les performances ont été suivies pendant un mois et demi. Par la suite, un essai de température a été réalisé pendant trois mois et demi (phases 5 et 6). Toutes les phases précédentes ont été réalisées à 26°C. La température a été abaissée progressivement jusqu'à 14°C. Cette période a malheureusement souffert de problèmes techniques sur les équipements qui ont compromis le bon fonctionnement des réacteurs. Durant ces cinq premières phases, R1 et R2 ont fonctionné comme réplica l’un de l’autre. En phase 6, la température a été repassée a 20°C uniquement dans R1 , R2 restant à 14°C, pour tester la reprise de l’activité bactérienne.

Des analyses ont été effectuées pour contrôler les performances des processus sur les deux réacteurs. Elles portent sur le NH4+, le N02-, le N03-, le pH, la conductivité. Elles ont été effectuées quotidiennement pour les échantillons prélevés dans la cuve au début et à la fin du batch de réaction et chaque semaine pour la solution d’alimentation. Des kits de microtubes Hach ont été utilisés.

Tableau 6

Résultats et discussion

1.1 Démarrage et augmentation de la charge

Pendant toute cette période, la température dans les deux réacteurs a été constante et égale à 26°C. La figure 3 illustre la NLR appliquée et les abattements en azote (RR) observés dans chaque réacteur pour les quatre premières phases. Aucun RR n'a été mesuré les six premiers jours car les bioréacteurs fonctionnaient en mode batch. La charge a progressivement augmenté (phase 1), puis s'est stabilisée à environ 0,13 kgl\l/m ³ /j pour que la biomasse s'adapte à une matrice lixiviat (phase 2). Pendant cette période, les taux d’abattement ont lentement progressé de 70 à 85 %, ce qui est très proche du RR maximal stoechiométrique de 89 %.

Par la suite, à partir du jour 82, le débit d'entrée quotidien a été augmenté (phase 3) par une augmentation du nombre de cycles par jour et du volume à chaque alimentation. Ainsi, en 53 jours, la charge a été multipliée par 3. Malgré cette augmentation très importante de la NLR associée à une réduction de 2,5 fois du temps de rétention hydraulique (HRT), les RR ont toujours été maintenus entre 80 et 90%.

A partir de la phase 4, la concentration de TN dans l’alimentation a été progressivement augmentée jusqu'à 800 mgN/L (345 mgN-NH /L et 455 mgN-N0 ₂ /L). De façon cohérente avec l'augmentation de la concentration d'azote, le débit d'entrée a été diminué et le HRT a augmenté afin de maintenir la NLR constante. Le RR mesuré, stable entre 80 et 90% avec une valeur moyenne de 88% pour les deux réacteurs, a reflété la très bonne performance malgré l'augmentation de la concentration en TN. Il faut également noter que durant la phase 4, la conductivité de la solution d’alimentation est passée d'environ 4 à 8 mS.cm ¹ . La concentration de TN en sortie, correspondant à la somme de trois espèces d'azote (ammonium, nitrites, nitrates) a toujours été maintenue en dessous de 100 mgN/L. Cette phase met donc en évidence l'adéquation du traitement à base d'Anammox pour une large gamme de concentrations d'azote dans les lixiviats (jusqu'à 800 mg/L) et de conductivité (jusqu'à 8 mS.cm ¹ ).

Les activités Anammox mesurées dans les deux réacteurs ont également confirmé la bonne acclimatation et la croissance de la population bactérienne (non montré). Des activités de plus de 300 mgN/L/j ont été obtenues à la fin de la troisième phase. Au cours de la quatrième phase, la modification de la qualité de l’alimentation en termes de concentration et de conductivité de la TN n'a pas eu d'incidence sur les activités. On a même observé une augmentation jusqu'à 390 mgN/L/j pour R1 et plus de 700 mgN/L/j pour R2.

1.2 Essai de température

À partir du 176e jour, la température a été progressivement abaissée de 26°C à 14°C dans les deux réacteurs R1 et R2 (phase 5). Dans la phase 6, la récupération de R1 après le rétablissement d'une température de 20°C a été étudiée, tandis que R2 est resté à 14°C. Pour l'ensemble de cet essai de température, la même NLR que dans la phase 4 a été ciblé (0,4 kgN/m ³ /j) et la même solution d’alimentation a été utilisée (800 mgN/L). De plus, certains problèmes techniques ont eu un impact critique sur le fonctionnement des réacteurs du jour 208 au jour 235 et du jour 261 jusqu'à la fin. Ces périodes sont représentées par une ligne rouge sur l'axe des X dans les figures 4 et 5.

La figure 4 montre la NLR et le RR (en haut) ainsi que l'évolution de la température dans les réacteurs (en bas). Aucun RR n'a été calculé pour la première période de dysfonctionnement. La température a commencé à baisser à partir du jour 176 et a progressivement atteint 18°C le jour 189, soit une perte d'environ un degré tous les deux jours. La température a été maintenue à 18°C jusqu'au 196e jour. Pendant cette première période, le RR était encore très élevé, avec des valeurs moyennes de 87 % pour R1 et R2. Ainsi, pour cette plage de température, 18°C-26°C, les performances sont restées stables.

Lorsque la température a été fixée à 16°C (jour 196), le RR, en particulier pour R1, a légèrement diminué. Le RR moyen entre le 196e et le 206e jour (avant les problèmes techniques) était en effet de 81 et 83 % pour R1 et R2, respectivement. Cette perte de performances a été amplifiée par la suite, mais pas seulement en raison du dysfonctionnement de l'équipement. Différentes raisons peuvent expliquer ce comportement et la concentration totale d'azote dans la sortie présentée dans la figure 5 aide à comprendre l'évolution des performances décrites ci-dessus. Tout d'abord, la concentration d'azote total au début de la phase 5 (jusqu'au 196e jour) s'est stabilisée autour de 100 mgN/L. A partir du 196e jour, la concentration en TN a augmenté jusqu'à des valeurs supérieures à 150 mg/L. De plus, alors que le pourcentage de N-N0 ₃ dans la concentration de TN à la sortie entre le 176e et le 196e jour était de 87 et 85 %, ce rapport est tombé à 48 et 66 % dans R1 et R2, respectivement, les jours suivants. Cela prouve que davantage de substrats se sont accumulés dans le réacteur plutôt que d'être transformés en N ₂ et N-N0 ₃ . Il met en évidence une diminution de l'activité de l'Anammox à 16°C. En conséquence, des concentrations élevées de nitrites, potentiellement inhibiteurs de la réaction de l'Anammox, ont été mesurées (supérieures à 100 mgN-N0 ₂ /L). Couplé à la baisse de température, cela a entraîné une accumulation encore plus prononcée et une boucle préjudiciable se terminant par la perte totale de l'activité de l'Anammox.

A partir du jour 236, les deux réacteurs ont été à nouveau opérationnels. Une NLR de 0,07 kgN/m ³ /j a été appliquée afin de récupérer progressivement l'activité Anammox. Les RR étaient très élevés, mais c'était une conséquence directe des lavages manuels des réacteurs. Pour les deux réacteurs, des activités comprises entre 50 et 150 mgN/L/j ont été constatées. Aucune activité stable ni aucune performance n'a été retrouvée rapidement, comme l'a démontré le R2 qui a poursuivi l'essai à 14°C jusqu'au jour 290. Des activités maximales de 150 mgN/L/j ont été obtenues à 14°C avec un RR de 80 % pour une NLR comprise entre 0,12 et 0,15 kgN/m ³ /j.

Le jour 253, R1 a été ramené à 20°C pour tester la capacité de récupération de la biomasse Anammox. Des activités de 225 mgN/L/j ont été rapidement obtenues. Néanmoins, les performances n'ont pas été totalement récupérées par rapport au début de la phase 5. Des RR entre 70 et 85% ont été mesurés pour NLR dans une plage de 0,15 à 0,3 kgN/m ³ /j.

Conclusions

Ces essais ont confirmé que la biomasse Anammox est adaptée à une élimination de l'azote dans les lixiviats. Les lixiviats matures constituent la matrice la plus pertinente compte tenu de leur faible teneur en DB05. Les lixiviats plus jeunes présentent une concentration importante de DB05 et un rapport DB05/azote réduit plus difficile à obtenir. Un traitement préalable d’un lixiviat jeune par digestion anaérobie devrait donc permettre leur traitement par la biomasse Anammox, après nitritation partielle.

Les essais réalisés dans le cadre de ce mode de réalisation particulier sur les lixiviats matures et ont confirmé en premier lieu que cette matrice n'était pas préjudiciable à l'activité Anammox.