EP3891103A1 - Procede de traitement des eaux pour l'abattement simultane du carbone, de l'azote et du phosphore, mis en ?uvre dans un reacteur a film biologique a lit mobile en mode sequentiel discontinu - Google Patents

Procede de traitement des eaux pour l'abattement simultane du carbone, de l'azote et du phosphore, mis en ?uvre dans un reacteur a film biologique a lit mobile en mode sequentiel discontinu

Info

Publication number
EP3891103A1
EP3891103A1 EP19816263.8A EP19816263A EP3891103A1 EP 3891103 A1 EP3891103 A1 EP 3891103A1 EP 19816263 A EP19816263 A EP 19816263A EP 3891103 A1 EP3891103 A1 EP 3891103A1
Authority
EP
European Patent Office
Prior art keywords
phase
aerobic
treatment
anoxic
nitrogen
Prior art date
Legal status (The legal status is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the status listed.)
Pending
Application number
EP19816263.8A
Other languages
German (de)
English (en)
Inventor
Aude FOURCANS
Philippe ZOZOR
Tristan GERMAIN
Hugues Humbert
Romain Lemaire
Current Assignee (The listed assignees may be inaccurate. Google has not performed a legal analysis and makes no representation or warranty as to the accuracy of the list.)
Veolia Water Solutions and Technologies Support SAS
Original Assignee
Veolia Water Solutions and Technologies Support SAS
Priority date (The priority date is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the date listed.)
Filing date
Publication date
Application filed by Veolia Water Solutions and Technologies Support SAS filed Critical Veolia Water Solutions and Technologies Support SAS
Publication of EP3891103A1 publication Critical patent/EP3891103A1/fr
Pending legal-status Critical Current

Links

Classifications

    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F3/30—Aerobic and anaerobic processes
    • C02F3/301—Aerobic and anaerobic treatment in the same reactor
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F3/02—Aerobic processes
    • C02F3/08—Aerobic processes using moving contact bodies
    • C02F3/085—Fluidized beds
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F3/30—Aerobic and anaerobic processes
    • C02F3/302—Nitrification and denitrification treatment
    • C02F3/307—Nitrification and denitrification treatment characterised by direct conversion of nitrite to molecular nitrogen, e.g. by using the Anammox process
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F3/30—Aerobic and anaerobic processes
    • C02F3/308—Biological phosphorus removal
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F2101/00—Nature of the contaminant
    • C02F2101/10—Inorganic compounds
    • C02F2101/105—Phosphorus compounds
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F2101/00—Nature of the contaminant
    • C02F2101/10—Inorganic compounds
    • C02F2101/16—Nitrogen compounds, e.g. ammonia
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F2209/00—Controlling or monitoring parameters in water treatment
    • C02F2209/14—NH3-N
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F2209/00—Controlling or monitoring parameters in water treatment
    • C02F2209/44—Time
    • Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
    • Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
    • Y02W—CLIMATE CHANGE MITIGATION TECHNOLOGIES RELATED TO WASTEWATER TREATMENT OR WASTE MANAGEMENT
    • Y02W10/00—Technologies for wastewater treatment
    • Y02W10/10—Biological treatment of water, waste water, or sewage

Definitions

  • TITLE PROCESS OF WATER TREATMENT FOR THE SIMULTANEOUS ABATMENT OF CARBON, NITROGEN AND PHOSPHORUS, IMPLEMENTED IN A BIOLOGICAL FILM REACTOR WITH MOBILE BED IN SEQUENTIAL SEQUENTIAL MODE.
  • the invention relates to the field of water treatment, in particular waste water for the purpose of purification.
  • the invention relates to a biological process for the simultaneous treatment of carbon, nitrogen and phosphorus in water.
  • a cycle of the biological water treatment process in a conventional type free biomass SBR reactor successively comprises the steps of:
  • Biological treatment under aerobic conditions allows the degradation of carbon as well as the transformation of ammonium (NH 4 + ) into nitrite ions (N0 2 ) and then into nitrate ions (N0 3 ) (nitrification) thanks to a specific nitrifying biomass.
  • Biological treatment under anoxic conditions allows the elimination of nitrate ions (N0 3 ) into gaseous dinitrogen (N 2 ) (denitrification) thanks to a denitrifying heterotrophic biomass.
  • the removal of phosphorus can be done either biologically or physicochemically by adding metal salts, such as iron or aluminum salts.
  • the biological elimination of phosphorus requires a phase with anaerobic conditions, during which the appropriate biomass releases phosphorus and consumes exogenous carbon to build up internal reserves, and a phase with aerobic and / or anoxic conditions during which even biomass on accumulates a large part of the phosphorus present in the reaction medium thanks to its internal carbon reserves which provide it with the required source of energy.
  • Variants of the process described above for optimizing treatment performance are obtained by compartmentalizing the activated sludge SBR reactor. This is then referred to as a treatment process in a compartmentalized type free biomass SBR reactor.
  • a treatment process in a compartmentalized type free biomass SBR reactor For example, when extensive denitrification of the effluent is necessary, it is possible to add to the head of the free biomass SBR reactor a compartment used under anoxic conditions and with agitation. This configuration requires the installation of a sequential recirculation of the mixed liquor (free and effluent biomass) using a pump between the head compartment used in anoxic conditions and the other compartment. Recirculation must be stopped, in particular during the decantation and emptying phases of the compartmentalized free biomass SBR reactor.
  • the compartment used under anoxic conditions makes it possible to obtain a more efficient biological denitrification of the water to be treated.
  • the water to be treated introduced into the head compartment is loaded with COD (Chemical Oxygen Demand), that is to say constitutes an abundant source of carbon, which makes it possible to maintain a high concentration of denitrifying bacteria.
  • COD Chemical Oxygen Demand
  • This configuration also requires the installation of a sequential recirculation of the mixed liquor (free and effluent biomass) using a pump between the head compartment used in anaerobic conditions and the other (s) compartment (s). Likewise, recirculation must be stopped, especially during the decantation and emptying phases of the SBR reactor.
  • a first drawback is that because of the slow settling speed of the suspended matter (consisting mainly of free purifying biomass), these processes require the use of reactors with a large volume.
  • a second disadvantage of these free biomass SBR processes is that they have limited treatment performance, in particular limited performance for nitrification. Indeed, the concentration of activated sludge in the SBR reactor is often limited, in practice strictly less than 5 g / L, in order not to alter the clarification step.
  • a third drawback of these conventional SBR processes is that it is necessary to maintain a high sludge age in the SBR reactor, in practice a sludge age strictly greater than 15 days at 12 ° C., in order to be able to obtain a level of sufficient nitrification. This implies a considerable increase in the size of the water treatment installations.
  • an SBR reactor by alternating anaerobic (s) / aerobic (s) / anoxic (s) phases. It can be used for the treatment of phosphorus in particular.
  • the absence of free biomass in the reactor makes it possible to carry out a total or almost total emptying of the liquid contained in the reactor at the end of the SBR cycle and this without prior decantation step, unlike SBR reactors with free biomass or with constituted biomass granules.
  • the reactor is fitted with perforated grids which allow the media to be retained in the biological tank while letting the purified water and the suspended matter pass through during the emptying phases. This feature makes it possible to obtain a very compact SBMBBR reactor.
  • the treated drained water contains suspended matter, of the order of 100 to 500 mg / L, coming from the water to be treated as well as from the detachment of the surface parts of the biofilm.
  • the water treated in an SBMBBR reactor generally requires a step of separation of these suspended solids downstream via a settling tank, a float or a filter.
  • the structure used for this separation step can be particularly compact due to the low MES concentrations.
  • Tests have been carried out in an SBMBBR reactor on synthetic or semi-synthetic municipal wastewater, using anaerobic / aerobic cycles without limitation of dissolved oxygen, in other words with uncontrolled aeration and therefore at very high concentrations of dioxygen, with KMT and also Kl type supports (cf. HELNESS H., “ Biological phosphorus removal in a moving bed biofilm reactor ”, Trondheim, Norwegian University of Science and Technology, 2007, pages 85-96; Figure 37).
  • the Helness results show promising results for the treatment of carbon, nitrogen and phosphorus in the tested waters.
  • the inventors of the present invention have repeated these tests on an SBMBBR reactor treating real municipal water, more concentrated in nitrogen than that tested by Helness, without exogenous supply of organic matter and with a COD: NTK ratio of between 5 and 8 (and therefore less favorable for the overall treatment of nitrogen). They were then able to confirm this difference between the time necessary to over-accumulate the phosphorus and to finish the nitrification during the aeration step of the SBMBBR reactor.
  • An object of the invention is to propose a method for the simultaneous improved biological treatment of carbon, nitrogen and phosphorus which is simple, flexible, stable and robust and which can be implemented in a particularly compact installation.
  • Another objective of the invention is to propose a process which makes it possible to improve the performance for removing total nitrogen and phosphorus by biological means while reducing the organic carbon requirements of the biomass.
  • the invention relates to a process for the simultaneous treatment of carbon, nitrogen and phosphorus in water, in a moving-bed biological film reactor in discontinuous sequential mode (SBMBBR), comprising supports capable of developing a biological film. .
  • SBMBBR discontinuous sequential mode
  • the method comprises successive treatment sequences, each treatment sequence comprising:
  • said initial anaerobic treatment phase being followed by at least one aerobic / anoxic cycle consisting of:
  • phase in which the biological film is placed, at least locally, in anoxic conditions this phase being concomitant or subsequent to said aerobic treatment phase; the threshold concentration of ammonium ions being calculated to allow the development of anammox microorganisms during the phase in which the biological film is placed, at least locally, in anoxic conditions.
  • anobic is meant the presence of oxygen in a reaction medium. The concentration of dissolved oxygen is then generally greater than or equal to 0.5 mg 0 2 / L.
  • anaerobic means the total or almost total absence of dioxygen in a reducing reaction medium, that is to say in particular not comprising oxidized forms of nitrogenous compounds, such as nitrates (N0 3 ) or nitrites ions ( N0 2 ) for example.
  • nitrogenous compounds such as nitrates (N0 3 ) or nitrites ions ( N0 2 ) for example.
  • concentration of dissolved oxygen is then close to 0 mg 0 2 / L.
  • “Anoxic” conditions are understood to mean the total or almost total absence of dioxygen dissolved in an oxidizing reaction medium, that is to say comprising oxidized forms of nitrogenous compounds, such as nitrates (N0 3 ) or nitrites (N0 2 ) for example.
  • the concentration of dissolved oxygen is then close to 0 mg 0 2 / L.
  • anoxic conditions By “locally” anoxic conditions is meant the fact that inside the SBMBBR, there are local zones in anoxic conditions while the SBMBBR is generally aerobic. This takes place in particular in particular embodiments where supports presenting a geometry allowing them to remain very close to each other when the intensity of aeration is moderate, and thus locally form anoxic zones.
  • anammox microorganisms is understood to mean microorganisms capable, under anaerobic conditions, of transforming ammonium and nitrite into dinitrogen according to the equation:
  • the present invention is therefore based on the implementation in a SBMBBR reactor of a biological treatment having an anaerobic initial phase followed by at least one aerobic / anoxic cycle in which the aerobic phase is implemented so as to create conditions favorable, in particular an appropriate concentration of ammonium ions in the biofilm, for the development of anammox microorganisms under anoxic conditions.
  • Anammox microorganisms advantageously allow the elimination of ammonium directly in the form of dinitrogen without passing through the nitrate form (N0 3 ) and without the need for carbon.
  • the method according to the invention also allows the development of denitrifying microorganisms capable of accumulating polyphosphates.
  • the method according to the invention can in particular be implemented with water to be treated having a relatively low COD compared to their nitrogen and phosphorus content.
  • the process according to the invention carried out without adding an external carbon source and / or an external source of metallic salts, can in particular treat water with COD / NTK ratios less than 7, preferably less than 10 (Chemical Oxygen Demand: Nitrogen) Total Kjeldhal).
  • COD / NTK ratios less than 7, preferably less than 10
  • Total Kjeldahl nitrogen is meant the sum of ammoniacal nitrogen (NH 4 ) and organic nitrogen.
  • Biofilm develops on supports adapted to its development. This provides many advantages over free biomass.
  • the supports make it possible in particular to obtain a higher concentration of biomass and therefore to reduce the size of the corresponding installations.
  • the supports allow an increased selection of the microorganisms of interest, in this case the microorganisms anammox and DPAO.
  • the supports also make it easier to obtain a higher sludge age than for an activated sludge process, by allowing microorganisms to develop better.
  • the biofilm has a better response to variations in COD and better resistance to possible toxic shocks.
  • the phase in which the biological film is placed in anoxic conditions is generally after the aerobic treatment phase.
  • the supports are able to remain very close to one another when the aeration is moderate, thus forming local anoxic conditions during an aerobic treatment phase, such as for example the “Z” supports of Anoxkaldnes TM .
  • the phase in which the biological film is placed in anoxic conditions can be concomitant or subsequent to the aerobic treatment phase.
  • Each treatment sequence of the process according to the invention comprises filling the SBMBBR with water to be treated under anaerobic conditions.
  • the filling step of the SBMBBR can be carried out more or less quickly.
  • the filling time can in particular be between 30 min to 5 hours and preferably between 90 and 180 minutes.
  • the SBMBBR can be more or less filled.
  • the SBMBBR has an exchange volume ratio (VER) of between 90% and 100%.
  • the exchange volume ratio is defined as the ratio between the volume of water discharged at the end of the cycle by the total volume of water in the SBMBBR after the feed phase.
  • the initial phase of anaerobic treatment lasts from 30 min to 5 hours.
  • the initial anaerobic phase notably makes it possible to initiate the mechanisms of biological dephosphatation thanks to the presence of DPAO microorganisms.
  • Degradation or reduction of the soluble organic carbon in the water present in the SBMBBR reactor and an increase in inorganic phosphorus is observed, the release of inorganic phospore by the DPAO microorganisms being an essential step for the dephosphatation.
  • the internal carbon stores built up during the initial anaerobic phase allow POA microorganisms to accumulate polyphosphates using nitrate ions or nitrites ions rather than dioxygen during the at least one aerobic / anoxic cycle.
  • the anaerobic treatment phase is followed by at least one aerobic / anoxic cycle, preferably 1 to 5 cycles.
  • An aerobic / anoxic cycle includes an aerobic treatment phase. This allows the transformation of ammonium (NH 4 + ) mainly into nitrite ions (N0 2 ) and to a lesser extent into nitrate ions (N0 3 ). So that the transformation of NH 4 + stops mainly at the N0 2 species without being transformed into N0 3 , low concentrations of 0 2 , a limited aeration period, "local" anoxic conditions, as well as a alternation of aerobic / anoxic phase are necessary and are levers to inhibit NOB ("Nitrite Oxydizing Bacteria" which transform nitrites into nitrates) thus allowing to accumulate nitrites.
  • NOB Nonitrite Oxydizing Bacteria
  • Microorganisms enabling this transformation to take place are, for example, ammonium oxidizing bacteria "Ammonia oxidizing bacteria", or AOB which can transform NH 4 + into N0 2 .
  • Ammonia oxidizing bacteria or AOB which can transform NH 4 + into N0 2 .
  • NOBs Nirite Oxydizing Bacteria
  • the aerobic treatment phase is implemented so as to obtain an ammonium ion concentration greater than a threshold concentration of ammonium ions, this threshold concentration being calculated to allow the development of anammox microorganisms during the phase during which the biological film is placed, at least locally, in anoxic conditions.
  • the threshold concentration depends on the COD: NTK: P ratio of the water to be treated.
  • the threshold concentration of ammonium ions is> 1 mg N / L, preferably> 2 mg N / L.
  • An aerobic / anoxic cycle also includes a phase during which the biological film is placed, at least locally, in anoxic conditions. This phase is concomitant or subsequent to the aerobic treatment phase. During this phase, the anammox and DPAO microorganisms transform NH 4 + , N0 2 and N0 3 into dinitrogen without requiring an external source of carbon. DPAO also ensures the phosphate removal of water by accumulation.
  • the at least one aerobic / anoxic cycle lasts from 1 hour to 10 hours.
  • each cycle of the at least one aerobic / anoxic treatment cycle, the phase in which the biological film is placed in predominantly anoxic conditions is subsequent to the aerobic phase.
  • the ratio between the duration of the aerobic phase and the duration of the phase in which the biological film is placed in predominantly anoxic conditions is advantageously between 1: 1 and 2: 1.
  • the duration of the aerobic phase may in particular be 1/2 and the duration of the phase in which the biological film is placed under predominantly anoxic conditions may be 1 / 2, relative to the total duration of the aerobic / anoxic cycle.
  • the duration of the aerobic phase may in particular be: 2/3 and the duration of the phase in which the biological film is placed in predominantly anoxic conditions may be 1/3 relative to the duration total aerobic / anoxic cycle.
  • the duration of each aerobic phase may in particular be: 1/4 and the duration of each phase in which the biological film is placed under predominantly anoxic conditions may be 1/4 relative to the total duration of aerobic / anoxic cycles.
  • the duration of each aerobic phase may in particular be: 1/3 and the duration of each phase in which the biological film is placed in predominantly anoxic conditions may be 1/6 relative to the total duration of the aerobic / anoxic cycles.
  • the anaerobic treatment phase lasts from 1 hour to 5 hours and, the at least one aerobic / anoxia cycle lasts from 1 hour to 10 hours.
  • the overall soluble nitrogen contents of the water to be treated are mainly ammoniacal nitrogen, the nitrites (N0 2 ) and nitrates (N0 3 ) contents being negligible at the entry of the SBM BBR.
  • FIG. 2 is a graph representing the nitrogen concentration of the ammoniacal ion (NH 4 + ) at the inlet of the SBMBBR (mg N / L), the concentration of overall soluble nitrogen (soluble NGL) at the outlet of the SBMBBR (mg N / L ) and the overall soluble nitrogen elimination yield (%) as a function of the days of operation in a process implemented according to the invention where the setting in anoxic conditions is after the aerobic phase.
  • the overall soluble nitrogen contents of the water to be treated are mainly ammoniacal nitrogen, the nitrites (N0 2 ) and nitrates (N0 3 ) contents being negligible at the input of the SBMBBR.
  • FIG. 3 is a graph representing the nitrogen concentration of the ammoniacal ion (NH 4 + ) at the inlet of the SBMBBR (mg N / L), the overall nitrogen concentration (soluble NGL) at the outlet of the SBMBBR (mg N / L) and the nitrogen elimination yield (%) as a function of the days of operation in a process implemented according to the invention where the setting in anoxic conditions is concomitant with the aerobic phase.
  • the overall soluble nitrogen contents of water at to treat are mainly ammoniacal nitrogen, the contents of nitrites (N0 2 ) and nitrates (N0 3 ) being negligible at the input of the SBMBBR.
  • FIG. 4 is a graph representing the number of NOB bacteria in the biofilm (ordinate on the left; NOB bacteria / m 2 of support to biofilm) and the number of Anammox bacteria in the biofilm (ordinate on the right; Anammox bacteria / m 2 of support biofilm) depending on the days of testing and for the three implementations of the SBMBBR (conventional implementation on the left, implementation according to the invention where the anoxic conditions are set after the aerobic phase in the middle, implemented according to the invention where the setting in anoxic conditions is concomitant with the aerobic phase on the right).
  • FIG. 5 is a graph representing the phosphate concentration (P0 4 ) in the SBMBBR (ordinate on the left; mg P / L), the nitrogen concentration of the ammoniacal ion (NH 4 + ) in the SBM BBR (ordinate on the left ; mg N / L) and the nitrogen concentration of the nitrite ion (N0 2 ) in the SBMBBR (ordinate on the right; mg N / L) during a single treatment cycle which took place during implementation of the SBMBBR process according to the invention where the setting in anoxic conditions is subsequent to the aerobic phase.
  • FIG. 6 is a graph representing the phosphate concentration (P0 4 ) in the SBMBBR (ordinate on the left; mg P / L), the nitrogen concentration of the ammoniacal ion (NH 4 + ) in the SBM BBR (ordinate on the left ; mg N / L) and the nitrogen concentration of the nitrite ion (N0 2 ) in the SBMBBR (ordinate on the right; mg N / L) during a single treatment cycle which took place during implementation of the SBMBBR method according to the invention where the setting in anoxic conditions is concomitant with the aerobic phase.
  • Tests were carried out according to two embodiments of the invention and compared to the results obtained by another test implementing the "conventional" method in an SBMBBR not forming part of the invention.
  • “conventional” supports were used such as, for example, “K5” supports from Anoxkaldnes TM. These supports are perfectly fluidized when the aeration necessary to obtain aerobic conditions is applied.
  • Classic SBR cycles include 2 phases: an anaerobic phase followed by an aerobic phase.
  • the supports are not sown with anammox batteries before the start of the tests.
  • the oxygen contents in the reaction medium, during the aerobic phase are maintained at values between 4 and 5 mg 0 2 / L.
  • the reduction in overall soluble nitrogen (soluble NGL) is between 33 and 67%, thus obtaining concentrations of overall soluble nitrogen in the treated water close to 25 mg N / L and always greater than 20 mg N / L over the 600 days of testing.
  • the number of NOB bacteria per m 2 of support is high and of the order of 10 9 per m 2 of support. That of Anammox bacteria remains low, of the order of 10 8 per m 2 of support corresponding to the limit of quantification of the analytical method.
  • Test 6.2 Implementation of a process according to the invention with the setting up of an anoxic phase after the aerobic phase.
  • “Classic” supports were used for this implementation, such as “K5” supports from Anoxkaldnes TM. These supports are perfectly fluidized when the aeration necessary to obtain aerobic conditions is applied.
  • the supports were not sown with anammox batteries before the start of the trials.
  • SBMBBR substyrene-maleic anhydride-semiconductor
  • the processing cycles alternate between an anaerobic phase of 2 hours and an aerobic phase of 6 hours. This period corresponds to a seeding of the biolfilm with dephosphating and nitrifying bacteria.
  • an anoxic phase is added after the aerobic phase.
  • the duration of the different operating phases is 2 to 3 hours for the anaerobic phase, 4 to 5 hours for the aerobic phase, and 1 to 2 hours for the anoxic phase.
  • the aeration conditions (duration and oxygen content) of the aerobic phase are adjusted to reach ammonia (NH 4 + ) contents in the reaction medium greater than or equal to 1 mg N / L before the anoxic phase.
  • the oxygen contents in the reaction medium being between 4 and 5 mg 0 2 / L for the aerobic phase, and 0 mg 0 2 / L for the anoxic phase.
  • the reduction in overall soluble nitrogen is between 25 and 45% to obtain contents in treated water between 30 and 45 mg N / L.
  • the aeration conditions of which are adjusted to reach ammonium (NH 4 + ) contents greater than 1 mg N / L we observe a gradual increase in this reduction which reaches 80% with overall nitrogen contents soluble in the treated water between 10 and 25 mg N / L
  • the number of NOB bacteria per m 2 of supports is high and of the order of 10 9 before the 350 th day of operation.
  • this number is of the same order of magnitude as for the conventional implementation described in paragraph 6.1.
  • the number of NOB decreases to reach a log less. NOB bacteria lose the competition against nitrites against Anammox and DPAOs bacteria and are gradually eliminated from the biofilm.
  • the number of Anammox bacteria remains low, of the order of 10 8 per m 2 of support corresponding to the limit of quantification of the analytical method.
  • anoxic phase posterior to the aerobic phase, the aeration conditions of which are adjusted to reach ammonium ion (NH 4 + ) contents greater than 1 mgN / L, the number of anammox bacteria gradually increases to 10 11 anammox bacteria / m 2 support. This number of bacteria is considered to be high and representative of a proven activity of the anammox bacteria in the biofilm.
  • the overall soluble nitrogen contents are 11 mgN / L, comprising respectively ammonium ion (NH 4 + ) contents of 1 mg N / L of the nitrite ion contents.
  • the concentration of P0 4 in the treated water is also less than 0.5 mg P / L, corresponding to a reduction in P0 4 greater than 90% for the cycle in question without adding chemicals.
  • the embodiment with an anoxic phase subsequent to the aeration phase is more effective in removing nitrogen than the conventional method.
  • the nitrogen elimination yields (soluble NGL) increased rapidly and stabilized at 75-80% over more than 200 days (days 450 to 650 days).
  • the content of soluble NGL at the outlet of the reactor decreased significantly to reach less than 15 mg N / L over this same period.
  • measurements of Anammox bacteria by qPCR do not make it possible to detect Anammox bacteria (quantities below the limit of quantification of the order of 5.10 8 ). From the implementation of the “anoxia” strategy around day 350, the quantities increased rapidly and significantly for reach values of the order of 1.10 11 .
  • the growth and activity of Anammox bacteria largely explains the good nitrogen removal yields.
  • “Corrugated” supports were used for this implementation, such as “Z” supports from Anoxkaldnes TM. These supports favoring the creation of anoxic local zones during the aeration phases.
  • the operation implemented consists of an anaerobic phase of 2 hours followed by an aerobic phase of 6 hours.
  • the dissolved oxygen contents during the aerobic phase being between 4 and 5 mg 0 2 / L.
  • supports "Z" by their geometry allow them to remain very close to each other, thus forming local anoxic conditions during the aerobic treatment phase.
  • the implementation of the invention comprising an anaerobic phase followed by an aerobic phase during which the concentration of ammonium ions is greater than 1 mg N / L and for which the biological film is placed locally anoxic conditions, we observe a reduction in the overall soluble nitrogen NGL of between 70 and 90% to obtain on average contents in the treated water of the order of 10 mg N / L.
  • the average number of NOB bacteria per m 2 of supports is of the order of 10 8 throughout the duration of the tests. Furthermore, the average number of Anammox bacteria per m 2 of supports is of the order of 10 13, that is to say a very high number for a process the treatment objectives of which do not relate exclusively to the reduction of global nitrogen by the bacteria. Anammox.
  • the concentration of soluble total nitrogen (NGL) soluble in the treated water has reached 10 mg N / L comprising respectively a concentration of ammonium ions (NH 4 + ) of 0.1 mg N / L, a concentration of nitrites ions (N0 2 ) of 0.9 mg N / L and a concentration of nitrites ions (N0 3 ) of 9 mg N / L.
  • the concentration of P0 4 in the treated water is also equal to 0.1 mg P / L, corresponding to a reduction in P0 4 greater than 95% for the cycle in question without adding chemicals.
  • Nitrogen content overall soluble (NGL) soluble at the outlet of the reactor fluctuated between 10 and 15 mg N / L with a number of Anamomox bacteria in the biofilm of the order of 10 12 -10 13 / m 2 of support.

Landscapes

  • Life Sciences & Earth Sciences (AREA)
  • Biodiversity & Conservation Biology (AREA)
  • Microbiology (AREA)
  • Hydrology & Water Resources (AREA)
  • Engineering & Computer Science (AREA)
  • Environmental & Geological Engineering (AREA)
  • Water Supply & Treatment (AREA)
  • Chemical & Material Sciences (AREA)
  • Organic Chemistry (AREA)
  • Health & Medical Sciences (AREA)
  • Molecular Biology (AREA)
  • Purification Treatments By Anaerobic Or Anaerobic And Aerobic Bacteria Or Animals (AREA)
  • Carbon And Carbon Compounds (AREA)

Abstract

Procédé de traitement des eaux pour l'abattement simultané du carbone, de l'azote et du phosphore, mis en œuvrée dans un réacteur à film biologique à lit mobile en mode séquentiel discontinu (SBMBBR) comprenant des supports aptes au développement d'un film biologique. Le procédé comprend des séquences de traitements successifs, chaque séquence de traitement comprenant: une phase initiale de traitement anaérobie, ladite phase initiale de traitement anaérobie étant suivie par au moins un cycle aérobie/anoxie constitué de : une phase de traitement aérobie de telle sorte à obtenir une concentration en ions ammonium ne passant pas en-dessous d'une concentration seuil en ions ammonium; et, une phase dans laquelle le film biologique est mis, au moins localement, en conditions anoxiques, cette phase étant concomitante ou postérieure à ladite phase de traitement aérobie; la concentration seuil en ions ammonium étant calculée pour permettre le développement de micro-organismes anammox pendant la phase dans laquelle le film biologique est mis, au moins localement, en conditions anoxiques.

Description

DESCRIPTION
TITRE : PROCEDE DE TRAITEMENT DES EAUX POUR L'ABATTEMENT SIMULTANE DU CARBONE, DE L'AZOTE ET DU PHOSPHORE, MIS EN ŒUVRE DANS UN REACTEUR A FILM BIOLOGIQUE A LIT MOBILE EN MODE SEQUENTIEL DISCONTINU.
Domaine de l'invention
L'invention concerne le domaine du traitement des eaux, notamment des eaux usées en vue de leur épuration.
Plus précisément, l'invention concerne un procédé biologique de traitement simultané du carbone, de l'azote et du phosphore des eaux.
Art antérieur et ses inconvénients
Il est connu de l'art antérieur, un procédé de traitement des eaux usées dans un réacteur séquentiel discontinu à biomasse libre (notamment à boues activées) de type conventionnel. Le terme « réacteur séquentiel discontinu » est également connu dans l'état de la technique par le terme anglais « sequencing batch reactor » ou par l'acronyme SBR. Ce procédé est aujourd'hui largement utilisé à travers le monde et est notamment apprécié car il peut être mis en œuvre avec un seul bassin biologique sans besoin d'un ouvrage de clarificateur en aval, contrairement à un procédé à boues activées classique qui, du fait d'une alimentation continue en eaux, nécessite la disposition d'un ouvrage de clarification en aval du bassin biologique et l'instauration d'une recirculation des boues vers le bassin biologique. Ainsi, l'empreinte au sol d'une installation mettant en œuvre un procédé SBR à biomasse libre de type conventionnel est plus faible que celle d'une installation mettant en œuvre un procédé à boues activées classique. En fonction de la quantité d'eaux usées à traiter, plusieurs de ces bassins biologiques peuvent éventuellement être disposés en parallèle.
Un cycle du procédé de traitement biologique des eaux dans un réacteur SBR à biomasse libre de type conventionnel comporte successivement les étapes de :
remplissage du réacteur avec une eau à traiter ;
traitement biologique dans le réacteur, consistant en une alternance de conditions anaérobies, anoxiques et aérobies, avec ou sans aération ;
décantation de la biomasse libre et des matières en suspension ; et,
clarification/ vidange de l'eau traitée.
Le traitement biologique en conditions aérobies permet la dégradation du carbone ainsi que la transformation de l'ammonium (NH4 +) en ions nitrites (N02 ) puis en ions nitrates (N03 ) (nitrification) grâce à une biomasse spécifique nitrifiante. Le traitement biologique en conditions anoxiques permet l'élimination des ions nitrates (N03 ) en diazote gazeux (N2) (dénitrification) grâce à une biomasse hétérotrophe dénitrifiante. Si nécessaire, l'élimination du phosphore peut se faire soit par voie biologique, soit par voie physico-chimique par ajout de sels métalliques, tels des sels de fers ou d'aluminium. L'élimination du phosphore par voie biologique nécessite une phase avec des conditions anaérobies, pendant laquelle la biomasse appropriée relargue du phosphore et consomme du carbone exogène pour se constituer des réserves internes, et une phase avec des conditions aérobies et/ou anoxiques pendant laquelle la même biomasse sur accumule une grande partie du phosphore présent dans le milieu réactionnel grâce à ses réserves internes de carbone qui lui fournissent la source d'énergie requise.
Des variantes du procédé décrit ci-dessus permettant d'optimiser les performances de traitement sont obtenues en compartimentant le réacteur SBR à boues activées. On parle alors de procédé de traitement dans un réacteur SBR à biomasse libre de type compartimenté. Par exemple, lorsqu'une dénitrification poussée de l'effluent est nécessaire, il est possible d'ajouter en tête du réacteur SBR à biomasse libre un compartiment utilisé en conditions anoxiques et avec agitation. Cette configuration nécessite la mise en place d'une recirculation séquentielle de la liqueur mixte (biomasse libre et effluent) à l'aide d'une pompe entre le compartiment de tête utilisé en conditions anoxiques et l'autre compartiment. La recirculation doit être arrêtée notamment pendant les phases de décantation et de vidange du réacteur SBR à biomasse libre de type compartimenté. Le compartiment utilisé en conditions anoxiques permet d'obtenir une dénitrification biologique de l'eau à traiter plus performante. En effet, l'eau à traiter introduite dans le compartiment de tête est chargée en DCO (Demande Chimique en Oxygène), c'est à dire constitue une source de carbone abondante, ce qui permet de maintenir une forte concentration en bactéries dénitrifiantes. Autre exemple, lorsqu'une dé-phosphatation biologique est nécessaire, il est possible d'utiliser un réacteur SBR à biomasse libre à deux compartiments avec un premier compartiment en conditions anaérobies et un second compartiment en conditions alternativement anoxiques et aérobies ou alors un réacteur SBR à biomasse libre à 3 compartiments avec un premier compartiment en conditions anaérobies, un deuxième compartiment en conditions anoxiques et un troisième compartiment en conditions aérobies. Cette configuration nécessite également la mise en place d'une recirculation séquentielle de la liqueur mixte (biomasse libre et effluent) à l'aide d'une pompe entre le compartiment de tête utilisé en conditions anaérobies et l'(les) autre(s) compartiment(s). De même la recirculation doit être arrêtée notamment pendant les phases de décantation et de vidange du réacteur SBR.
Les procédés de traitement biologique des eaux dans un réacteur SBR à biomasse libre de type conventionnel ou de type compartimenté présentent néanmoins plusieurs inconvénients. Un premier inconvénient est qu'à cause de la faible vitesse de décantation des matières en suspensions (constituées principalement de la biomasse libre épuratrice), ces procédés nécessitent la mise en œuvre de réacteurs ayant un volume important. Un second inconvénient de ces procédés SBR à biomasse libre est qu'ils ont des performances de traitement limitées, en particulier des performances limitées pour la nitrification. En effet, la concentration en boues activées dans le réacteur SBR est souvent limitée, en pratique strictement inférieure à 5 g/L, afin de ne pas altérer l'étape de clarification. Un troisième inconvénient de ces procédés SBR de type conventionnel est qu'il est nécessaire de maintenir un âge de boues élevé dans le réacteur SBR, en pratique un âge de boues strictement supérieur à 15 jours à 12°C, pour pouvoir obtenir un niveau de nitrification suffisant. Ceci implique une augmentation considérable de la taille des installations de traitement des eaux.
Il est également connu de l'art antérieur un procédé de traitement biologique dans un réacteur à film biologique à lit mobile (MBBR) opéré en mode SBR, autrement appelé réacteur séquentiel discontinu à film biologique à lit mobile. Ce type de réacteur est également connu en anglais sous le terme « sequencing batch moving-bed biofilm reactor » ou sous l'acronyme SBMBBR. Il permet de s'affranchir des problèmes liés à l'utilisation d'une biomasse libre décantant trop lentement. Ce procédé à culture fixée sur media allie les avantages du procédé MBBR (résistance aux variations de charges, absence de bulking, hétérogénéité physique et biologique de la biomasse, préservation de la biomasse sur les supports) à l'intérêt du phasage temporel des réactions biologiques du cycle d'un réacteur SBR par l'alternance de phases anaérobie(s)/aérobie(s)/anoxique(s). Il peut être utilisé pour le traitement du phosphore en particulier. L'absence de biomasse libre dans le réacteur permet de réaliser une vidange totale ou quasi-totale du liquide contenu dans le réacteur à la fin du cycle SBR et ce sans étape de décantation préalable, contrairement aux réacteurs SBR à biomasse libre ou à biomasse constituée de granules. Le réacteur est muni de grilles perforées qui permettent de retenir les média dans la cuve biologique tout en laissant passer l'eau épurée ainsi que les matières en suspensions durant les phases de vidanges. Cette particularité permet d'obtenir un réacteur SBMBBR très compact. Néanmoins, l'eau traitée vidangée contient des matières en suspensions, de l'ordre de 100 à 500 mg/L, provenant de l'eau à traiter ainsi que du détachement des parties superficielles du biofilm. Les eaux traitées dans un réacteur SBMBBR nécessitent généralement une étape de séparation de ces matières en suspension en aval via un décanteur, un flottateur ou un filtre. L'ouvrage utilisé pour cette étape de séparation peut être particulièrement compact du fait des faibles concentrations en MES.
Des tests ont été réalisés dans un réacteur SBMBBR sur une eau usée municipale synthétique ou semi synthétique, en mettant en œuvre des cycles anaérobies/aérobies sans limitation de l'oxygène dissous, autrement dit avec une aération non contrôlée et donc à très fortes concentrations en dioxygène, avec des supports de type KMT et aussi Kl (cf. HELNESS H., « Biological phosphorus removal in a moving bed biofilm reactor », Trondheim, Norwegian University of Science and Technology, 2007, pages 85-96 ; Figure 37). Les résultats de Helness montrent des résultats prometteurs pour le traitement du carbone, de l'azote et du phosphore des eaux testées. Cependant, les tests ont été réalisés avec une eau municipale faiblement concentrée en N H4 et P04, dopée en acétate (favorable au traitement biologique du phosphore car il s'agit d'un carbone organique facilement utilisable par les bactéries déphosphatantes) et ayant un ratio DCO:NTK (Demande Chimique en Oxygène:Azote Total Kjeldhal) avantageux pour le traitement de l'azote (Ratio DCO:NTK supérieur ou égal 10). Par ailleurs, les résultats de profils de concentrations au cours d'un cycle de traitement montrent un décalage dans le temps entre l'assimilation biologique du phosphore et la nitrification. En effet, l'étape limitante est la nitrification qui nécessite de continuer l'aération pendant 75 min alors que le Phosphore (P04) est déjà consommé. Les inventeurs de la présente invention ont renouvelé ces tests sur un réacteur SBMBBR traitant une eau municipale réelle, plus concentrée en azote que celle testée par Helness, sans apport exogène de matière organique et avec un ratio DCO:NTK compris entre 5 et 8 (et donc moins favorable pour le traitement global de l'azote). Ils ont alors pu confirmer ce décalage entre le temps nécessaire pour sur-accumuler le phosphore et pour finir la nitrification lors de l'étape d'aération du réacteur SBMBBR.
Ainsi les procédés de traitements biologiques du carbone, de l'azote et du phosphore des eaux dans un réacteur séquentiel discontinu à film biologique à lit mobile connus de l'art antérieur présentent comme inconvénient d'avoir une étape d'aération particulièrement longue, ce qui entraîne une surconsommation de dioxygène et donc une surconsommation énergétique de l'installation correspondante et, ce qui entraîne également un allongement du cycle de traitement de l'eau et donc un surdimensionnement nécessaire de l'installation correspondante.
En outre, les eaux usées municipales contiennent souvent des quantités de DCO soluble biodégradable qui peuvent être limitantes pour réaliser à la fois la dénitrification anoxie et l'élimination biologique du phosphore. Il est ainsi souvent nécessaire d'ajouter soit une source de carbone externe pour améliorer la dénitrification ou des sels métalliques pour réaliser la précipitation du phosphore. Ainsi, les procédés de l'art antérieur ne sont pas complètement adaptés à pour éliminer efficacement par voie biologique l'azote de certaines eaux à traiter, notamment pour des eaux comprenant une charge en azote trop élevée ou un ratio C/NTK trop faible.
Objectifs de l'invention
La présente invention a pour objectif de pallier au moins certains des inconvénients de l'art antérieur cité. Un objectif de l'invention est de proposer un procédé de traitement biologique amélioré simultané du carbone, de l'azote et du phosphore qui soit simple, flexible, stable et robuste et qui puisse être mis en œuvre dans une installation particulièrement compacte.
Un autre objectif de l'invention est de proposer un procédé qui permette d'améliorer les performances d'élimination de l'azote total et du phosphore par voie biologique tout en diminuant les besoins en carbone organique de la biomasse.
Exposé de l'invention
L'invention concerne un procédé de traitement simultané du carbone, de l'azote et du phosphore des eaux, dans un réacteur à film biologique à lit mobile en mode séquentiel discontinu (SBMBBR), comprenant des supports aptes au développement d'un film biologique.
Le procédé comprend des séquences de traitements successifs, chaque séquence de traitement comprenant:
une phase initiale de traitement anaérobie,
ladite phase initiale de traitement anaérobie étant suivie par au moins un cycle aérobie/anoxie constitué de :
une phase de traitement aérobie de telle sorte à obtenir une concentration en ions ammonium ne passant pas en-dessous d'une concentration seuil en ions ammonium; et,
une phase dans laquelle le film biologique est mis, au moins localement, en conditions anoxiques, cette phase étant concomitante ou postérieure à ladite phase de traitement aérobie; la concentration seuil en ions ammonium étant calculée pour permettre le développement de micro-organismes anammox pendant la phase dans laquelle le film biologique est mis, au moins localement, en conditions anoxiques.
On entend par « aérobie », la présence de dioxygène dans un milieu réactionnel. La concentration en dioxygène dissous est alors généralement supérieure ou égale à 0.5 mg 02/L.
On entend par « anaérobie», l'absence totale ou quasi-totale de dioxygène dans un milieu réactionnel réducteur, c'est à dire ne comprenant notamment pas de formes oxydées de composés azotés, comme des ions nitrates (N03 ) ou nitrites (N02 ) par exemple. La concentration en dioxygène dissous est alors proche de 0 mg 02/L.
On entend par conditions « anoxiques », l'absence totale ou quasi-totale de dioxygène dissous dans un milieu réactionnel oxydant, c'est à dire comprenant des formes oxydées de composés azotés, comme des ions nitrates (N03 ) ou nitrites (N02 ) par exemple. La concentration en dioxygène dissous est alors proche de 0 mg 02/L.
On entend par conditions « localement » anoxiques le fait qu'à l'intérieur du SBMBBR, il existe des zones locales en conditions anoxiques alors que le SBMBBR est globalement aérobie. Ceci a notamment lieu dans des modes de réalisations particuliers où des supports présentant une géométrie leur permettant de rester très proches les uns des autres lorsque l'intensité de l'aération est modérée, et de former ainsi localement des zones anoxiques.
On entend par micro-organismes « anammox », des micro-organismes capables, en conditions anaérobies de transformer l'ammonium et le nitrite en diazote selon l'équation :
NH4 + + N02 -> N2 + 2 H20 ;
La présente invention repose donc sur la mise en œuvre dans un réacteur SBMBBR d'un traitement biologique ayant une phase initiale anaérobie suivie d'au moins un cycle aérobie/anoxie dans lequel la phase aérobie est mise en œuvre de telle sorte a créer des conditions favorables, notamment une concentration en ions ammonium dans le biofilm adaptée, pour le développement de micro-organismes anammox en conditions anoxiques. Les micro organismes anammox permettent de manière avantageuse de réaliser l'élimination de l'ammonium directement sous forme de diazote sans passer par la forme nitrate (N03 ) et sans besoin de carbone. Le procédé selon l'invention permet également le développement de micro organismes dénitrifiants capables d'accumuler des polyphosphates. Ils sont également connus en anglais sous le terme « denitrifying polyphosphate accumulative organism » ou sous l'acronyme DPAO. Ils permettent d'éliminer les nitrates (dénitrification) sans nécessiter l'ajout supplémentaire de source de carbone et de traiter le phosphore de manière biologique sans nécessiter l'ajout supplémentaire de sels métalliques.
Ainsi, dans le procédé selon l'invention, il n'y a préférentiellement pas d'ensemencement préalable avec des micro-organismes anammox ou DPAO.
En outre, dans le procédé selon l'invention, il n'y a préférentiellement pas d'ajout de source externe de carbone et/ou de source externe de sels métalliques.
Le procédé selon l'invention peut notamment être mis en œuvre avec des eaux à traiter ayant une DCO relativement faible par rapport à leur contenu en azote et en phosphore. Le procédé selon l'invention, effectué sans ajout de source de carbone externe et/ou de source externe de sels métalliques, peut notamment traiter des eaux avec des ratios DCO/NTK inférieurs à 7 préférentiellement inférieurs à 10 (Demande Chimique en Oxygène:Azote Total Kjeldhal). Par « Azote Total Kjeldahl » on entend la somme de l'azote ammoniacal (NH4) et azote organique.
Le film biologique, ou biofilm, se développe sur des supports adaptés à son développement. Ceci procure de nombreux avantages par rapport à une biomasse libre. Les supports permettent notamment d'obtenir une concentration plus élevée de biomasse et donc de réduire la taille des installations correspondantes. Les supports permettent une sélection accrue des micro-organismes d'intérêt, en l'occurrence des micro-organismes anammox et DPAO. Les supports permettent également d'obtenir facilement un âge de boues plus élevé que pour un procédé à boues activées, en permettant aux micro-organismes de mieux se développer. Le biofilm a une meilleure réponse aux variations en DCO et une meilleure résistance à d'éventuels chocs toxiques.
Avec les supports usuels utilisés dans un réacteur SBMBBR, comme par exemple les supports « K5 » de Anoxkaldnes™, la phase dans laquelle le film biologique est mis en conditions anoxiques est généralement postérieure à la phase de traitement aérobie.
Dans certains modes de réalisation, les supports sont aptes à rester très proches les un des autres quand l'aération est modérée formant ainsi des conditions anoxiques locales lors d'une phase de traitement aérobie, comme par exemple les supports « Z» de Anoxkaldnes™ . Selon ces modes de réalisation, la phase dans laquelle le film biologique est mis en conditions anoxiques peut être concomitante ou postérieure à la phase de traitement aérobie.
Chaque séquence de traitement du procédé selon l'invention comprend le remplissage du SBMBBR avec une eau à traiter en conditions anaérobies.
L'étape de remplissage du SBMBBR peut être effectuée plus ou moins rapidement. La durée de remplissage peut notamment être comprise entre 30 min à 5 heures et préférentiellement entre 90 et 180 minutes. A l'issu de l'étape de remplissage, le SBMBBR peut être plus ou moins rempli. Avantageusement, le SBMBBR a un ratio de volume d'échange (VER) compris entre 90% et 100%. Le ratio de volume d'échange est défini comme étant le rapport entre le volume d'eau évacué à la fin du cycle par le volume d'eau total dans le SBMBBR après la phase d'alimentation.
La phase initiale de traitement anaérobie dure de 30 min à 5 heures. La phase initiale anaérobie permet notamment d'initier les mécanismes de déphosphatation biologique grâce à la présence de micro-organismes DPAO. Une dégradation ou réduction du carbone organique soluble de l'eau présente dans le réacteur SBMBBR et une augmentation de phosphore inorganique est observée, le relargage de phospore inorganique par les micro-organismes DPAO étant une étape essentielle pour la déphosphatation. Les réserves de carbone internes constituées durant la phase initiale anaérobie permettent aux micro-organismes DPAO d'accumuler des polyphosphates en utilisant des ions nitrates ou des ions nitrites plutôt que du dioxygène pendant le au moins un cycle aérobie/anoxie.
Dans chaque séquence de traitement du procédé selon l'invention, la phase de taitement anaérobie est suivie par au moins un cycle aérobie/anoxie, préférentiellemnet 1 à 5 cycles.
Un cycle aérobie/anoxie comprend une phase de traitement aérobie. Ceci permet d'assurer la transformation de l'ammonium (NH4 +) principalement en ions nitrites (N02 ) et dans une moinde mesure en ions nitrates (N03 ). Afin que la transformation de NH4 + s'arrête majoritairement à l'espèce N02 sans être transformée en N03 , de faibles concentrations en 02, une durée d'aération limitée, des conditions anoxiques « locales », ainsi qu'une alternance de phase aérobie/anoxie sont nécessaires et sont des leviers pour inhiber les NOB (« Nitrite Oxydizing Bacteria » qui transforment les nitrites en nitrates) permettant ainsi d' accumuler des nitrites.
La présence de DPAOs apporte une compétition supplémentaire contre les NOB vis-à-vis des nitrites. Ainsi, le duo Anammox et DPAO permet de limiter le dévelopement des NOB.
Des micro-organismes permettant d'assurer cette transformation sont par exemple des bactéries oxydantes de l'ammonium « Ammonia oxydizing bacteria », ou AOB qui peuvent transformer le N H4 + en N02 . Pour de faibles concentrations en oxygène, les cinétiques apparentes de croissances sont plus importantes pour les AOB que pour les NOB (« Nitrite Oxydizing Bacteria ») permettant ainsi d'accumuler et/ou de produire des nitrites.
La phase de traitement aérobie est mise en œuvre de telle sorte à obtenir une concentration en ions ammonium supérieure à une concentration seuil en ions ammonium, cette concentration seuil étant calculée pour permettre le développement de micro-organismes anammox pendant la phase durant laquelle le film biologique est mis, au moins localement, en conditions anoxiques. La concentration seuil dépend du ratio en DCO:NTK:P de l'eau à traiter. Avantageusement, la concentration seuil en ions ammonium est de >lmg N/L, préférentiellement >2mg N/L.
Un cycle aérobie/anoxie comprend également une phase durant laquelle le film biologique est mis, au moins localement, en conditions anoxiques. Cette phase est concomitante ou postérieure à la phase de traitement aérobie. Pendant cette phase, les micro-organismes anammox et DPAO transforment NH4 +, N02 et N03 en diazote sans nécessiter de source extérieure de carbone. Les DPAO assurent également la déphosphatation de l'eau par accumulation.
Avantageusement, le au moins un cycle aérobie/anoxie dure de 1 heure à 10 heures.
Dans des modes de réalisation particuliers, chaque cycle du au moins un cycle de traitement aérobie/anoxie, la phase dans laquelle le film biologique est mis en conditions majoritairement anoxiques est postérieure à la phase aérobie.
Dans ces modes de réalisation, le ratio entre la durée de la phase aérobie et la durée de la phase dans laquelle le film biologique est mis en conditions majoritairement anoxiques est avantageusement compris entre 1:1 et 2:1. Autrement dit, pour un procédé ne comprenant qu'un seul cycle aérobie/anoxie, la durée de la phase aérobie peut notamment être de 1/2 et la durée de la phase dans laquelle le film biologique est mis en conditions majoritairement anoxiques être de 1/2, par rapport à la durée totale du cycle aérobie/anoxie. Alternativement, la durée de la phase aérobie peut notamment être de : 2/3 et la durée de la phase dans laquelle le film biologique est mis en conditions majoritairement anoxiques être de 1/3 par rapport à la durée totale du cycle aérobie/anoxie. Pour un procédé comprenant deux cycles aérobie/anoxie, la durée de chaque phase aérobie peut notamment être de : 1/4 et la durée de chaque phase dans laquelle le film biologique est mis en conditions majoritairement anoxiques être de 1/4 par rapport à la durée totale des cycles aérobie/anoxie. Alternativement, la durée de chaque phase aérobie peut notamment être de : 1/3 et la durée de chaque phase dans laquelle le film biologique est mis en conditions majoritairement anoxiques être de 1/6 par rapport à la durée totale des cycles aérobie/anoxie.
Selon un mode préféré de l'invention, pour chaque cycle de traitement biologique, la phase de traitement anaérobie dure de 1 heure à 5 heures et, le au moins un cycle aérobie/anoxie dure de 1 heure à 10 heures.
Liste des figures
L'invention, ainsi que les différents avantages qu'elle présente, seront plus facilement compris grâce à la description qui va suivre de deux modes non limitatifs de réalisation de celle-ci ainsi que d'un mode de réalisation d'un procédé conventionnel ne faisant pas partie de l'invention, en référence aux figures suivantes :
[fig. 1] est un graphique représentant, la concentration en azote de l'ion ammoniacal (NH4 +) en entrée du SBMBBR (ordonnée de gauche ; mg N/L), la concentration en azote global soluble (NGL soluble = NTK soluble + N02- + N03 ) en sortie du SBMBBR (ordonnée de gauche ; mg N/L) et le rendement d'élimination en azote global soluble (ordonnée de droite ; %) en fonction des jours de fonctionnement dans un procédé conventionnel SBMBBR. Les teneurs en azote global soluble de l'eau à traiter sont principalement l'azote ammoniacal, les teneurs en nitrites (N02 ) et nitrates (N03 ) étant négligeables en entrée du SBM BBR.
[fig. 2] est un graphique représentant la concentration en azote de l'ion ammoniacal (NH4 +) en entrée du SBMBBR (mg N/L), la concentration en azote global soluble (NGL soluble) en sortie du SBMBBR (mg N/L) et le rendement d'élimination en azote global soluble (%) en fonction des jours de fonctionnement dans un procédé mis en œuvre selon l'invention où la mise en conditions anoxiques est postérieure à la phase aérobie. Les teneurs en azote global soluble de l'eau à traiter sont principalement l'azote ammoniacal, les teneurs en nitrites (N02 ) et nitrates (N03 ) étant négligeables en entrée du SBMBBR.
[fig. 3] est un graphique représentant la concentration en azote de l'ion ammoniacal (NH4 +) en entrée du SBMBBR (mg N/L), la concentration en azote global (NGL soluble) en sortie du SBMBBR (mg N/L) et le rendement d'élimination en azote (%) en fonction des jours de fonctionnement dans un procédé mis en œuvre selon l'invention où la mise en conditions anoxiques est concommittante à la phase aérobie. Les teneurs en azote global soluble de l'eau à traiter sont principalement l'azote ammoniacal, les teneurs en nitrites (N02 ) et nitrates (N03 ) étant négligeables en entrée du SBMBBR.
[fig. 4] est un graphique représentant le nombre de bactéries NOB dans le biofilm (ordonnée de gauche ; bactéries NOB/m2 de support à biofilm) et le nombre de bactéries Anammox dans le biofilm (ordonnée de droite ; bactéries Anammox/m2 de support à biofilm) en fonction des jours d'essais et pour les trois mises en œuvre du SBMBBR (mise en œuvre conventionnelle à gauche, mise en œuvre selon l'invention où la mise en conditions anoxiques est postérieure à la phase aérobie au milieu, mise en œuvre selon l'invention où la mise en conditions anoxiques est concommittante à la phase aérobie à droite).
[fig. 5] est un graphique représentant la concentration en phosphates (P04) dans le SBMBBR (ordonnée de gauche ; mg P/L), la concentration en azote de l'ion ammoniacal (N H4 +) dans le SBM BBR (ordonnée de gauche ; mg N/L) et la concentration en azote de l'ion nitrite (N02 ) dans le SBMBBR (ordonnée de droite ; mg N/L) au cours d'un cycle unique de traitement ayant eu lieu pendant la mise en œuvre du procédé SBMBBR selon l'invention où la mise en conditions anoxiques est postérieure à la phase aérobie.
[fig. 6] est un graphique représentant la concentration en phosphates (P04) dans le SBMBBR (ordonnée de gauche ; mg P/L), la concentration en azote de l'ion ammoniacal (N H4 +) dans le SBM BBR (ordonnée de gauche ; mg N/L) et la concentration en azote de l'ion nitrite (N02 ) dans le SBMBBR (ordonnée de droite ; mg N/L) au cours d'un cycle unique de traitement ayant eu lieu pendant la mise en œuvre du procédé SBMBBR selon l'invention où la mise en conditions anoxiques est concommittante à la phase aérobie.
Description de modes détaillés de réalisation de l'invention
Des essais ont été réalisés selon deux modes de réalisation de l'invention et comparés aux résultats obtenus par un autre essai mettant en œuvre le procédé « conventionnel » dans un SBMBBR ne faisant pas partie de l'invention.
Essai 6.1 - Mise en œuvre conventionnelle du « SBMBBR » utilisé à titre comparatif et ne faisant pas partie de l'invention.
Pour cette mise en œuvre, des supports « classiques » ont été utilisés comme par exemple des supports « K5 » de Anoxkaldnes™. Ces supports sont parfaitement fluidisés lorsque l'aération nécessaire à l'obtention de conditions aérobies est appliquée.
Les cycle SBR « classiques » comprennent 2 phases : une phase anaérobie suivie d'une phase aérobie.
Les supports ne sont pas ensemencés avec les batéries anammox avant le début des essais. Les teneurs en oxygène dans le milieu réactionnel, pendant la phase aérobie sont maintenues à des valeurs comprises entre 4 et 5 mg 02/L.
En référence à la figure 1, dans ces conditions de fonctionnement, l'abattement de l'azote global soluble (NGL soluble) est compris entre 33 et 67 %, obtenant ainsi des concentrations en azote global soluble de l'eau traitée proches de 25 mg N/L et toujours supérieures à 20 mg N/L sur les 600 jours d'essais.
En référence à la figure 4 (partie gauche du graphique), le nombre de bactéries NOB par m2 de supports est élevé et de l'ordre de 109 par m2 de support. Celui des bactéries Anammox reste faible, de l'ordre 108 par m2 de support correspondant à la limite de quantification de la méthode analytique.
Essai 6.2 - Mise en œuvre d'un procédé selon l'invention avec mise en place d'une phase anoxique postérieure à la phase aérobie.
Pour cette mise en œuvre des supports « classiques » ont été utilisés comme par exemple des supports « K5 » de Anoxkaldnes™. Ces supports sont parfaitement fluidisés lorsque l'aération nécessaire à l'obtention de conditions aérobies est appliquée.
Les supports n'ont pas été ensemencés avec les batéries anammox avant le début des esais.
Jusqu'au 350eme jour, le fonctionnement du SBMBBR est de type conventionnel, les cycles de traitement alternent entre une phase anaérobie de 2 heures et une phase aérobie de 6 heures. Cette période correspond à un ensemencement du biolfilm en bactéries déphosphatantes et nitrifiantes.
A compter du 350eme jour, une phase anoxique est ajoutée après la phase aérobie. Typiquement, la durée des différentes phases de fonctionnement est de 2 à 3 heures pour la phase anaérobie, 4 à 5 heures pour la phase aérobie, et 1 à 2 heures pour la phase anoxique. Les conditions d'aération (durée et teneur en oxygène) de la phase aérobies sont ajustées pour atteindre des teneurs en ammoniaque (NH4 +) dans le milieu réactionnel supérieures ou égales à 1 mg N/L avant la phase anoxique. Les teneurs en oxygène dans le milieu réactionnel étant compris entre 4 et 5 mg 02/L pour la phase aérobie, et de 0 mg 02/L pour la phase anoxique.
En référence à la figure 2, jusqu'au 350eme jour avant la mise en œuvre de l'invention, l'abattement de l'azote global soluble (mg N/L) est compris entre 25 et 45% pour obtenir des teneurs dans l'eau traitée comprises entre 30 et 45 mg N/L. Après la mise en œuvre de l'invention par l'ajout d'une phase anoxique postérieure à la phase aérobie dont les conditions d'aération sont ajustées pour atteindre des teneurs en ammonium (NH4 +) supérieures à 1 mg N/L nous observons une augmentation progressive de cet abattement qui atteint 80% avec des teneurs en azote global soluble dans l'eau traitée comprises entre 10 et 25 mg N/L En référence à la figure 4 (partie du milieu du graphique), le nombre de bactéries NOB par m2 de supports est élevé et de l'ordre de 109 avant le 350eme jour de fonctionnement. Après un ensemcement du biolfilm avec des bactéries nitrifiantes et l'obtention de la nitrification complète, ce nombre est du même ordre de grandeur que pour la mise en œuvre conventionnelle décrite au paragraphe 6.1. Après la mise en œuvre de la phase anoxique, le nombre des NOB diminue pour atteindre un log de moins. Les bactéries NOB perdent la compétition vis-à-vis des nitrites contre les bactéries Anammox et DPAOs et sont progressivement éliminéee du biofilm.
Avant le 350eme jour, et jusqu'à la mise en œuvre de l'invention, le nombre de bactéries Anammox reste faible, de l'ordre 108 par m2 de support correspondant à la limite de quantification de la méthode analytique.
Apres la mise en œuvre de l'invention par l'ajout d'une phase anoxique postérieure à la phase aérobie dont les conditions d'aération sont ajustées pour atteindre des teneurs en ions ammonium (NH4 +) supérieures à 1 mgN/L, le nombre de bactéries anammox augmente progressivement pour atteindre 1011 bactéries anammox / m2 support. Ce nombre de bactéries étant considéré comme élevé et représentatif d'une activité avérée des bactéries anammox dans le biofilm.
En référence à la figure 5, on observe notamment la consommation des ions ammonium (NH4 +) et l'accumulation des ions nitrites (N02 ) pendant la phase aérobie puis une consommation simultanée des ions ammonium (NH4 +) et des ions nitrites (N02 ) pendant la phase anoxie. En fin de cycle de traitement par l'activité des bactéries Anammox, les teneurs en azote global soluble sont de 11 mgN/L, comprenant respectivement des teneurs en ions ammonium (NH4 +) de 1 mg N/L des teneurs en ions nitrites (N02 +) de 2 mg N/L et des teneurs en ions nitrates N03 de 8 mg N/L. La concentration en P04 dans l'eau traitée est par ailleurs inférieure à 0,5 mg P/L, correspondant à un abattement en P04 supérieur à 90% pour le cycle en question sans ajout de produits chimiques.
Il a donc été démontré que le mode de réalisation avec une phase anoxique postérieure à la phase d'aération est plus efficace en matière d'élimination de l'azote que le procédé conventionnel. En effet, après avoir mis en place la stratégie « anoxie » aux alentours du jour 350 les rendements d'élimination en azote (NGL soluble) ont augmenté rapidement et se sont stabilisés à 75-80% sur plus de 200 jours (jours 450 à jours 650). La teneur en NGL soluble en sortie du réacteur a diminuée significativement pour atteindre moins de 15 mg N/L sur cette même période. Avant la mise en place de la stratégie « anoxie », les mesures en bactéries Anammox par qPCR ne permettent pas de détecter de bactéries Anammox (quantités inférieures à la limite de quantification de l'ordre de 5.108). A partir de la mise en place de la stratégie « anoxie » vers le jour 350, les quantités ont augmentées rapidement et significativement pour atteindre des valeurs de l'ordre de 1.1011. Le développement et l'activité des bactéries Anammox expliquent en grande partie les bons rendements d'élimination de G azote.
6.3- Mise en œuvre d'un procédé selon l'invention où la création de zones locales anoxiques est concommittante à la phase aérobie.
Pour cette mise en œuvre des supports « ondulés » ont été utilisés comme par exemple des supports « Z » de Anoxkaldnes™. Ces supports favorisant la création de zone locales anoxiques lors des phases d'aération.
Le fonctionnement mis en œuvre consiste en une phase anaérobie de 2 heures suivie d'une phase aérobie de 6 heures. Les teneurs en oxygène dissous au cours de la phase aérobie étant comprises entre 4 et 5 mg 02/L.
L'utilisation des supports « Z » de par leur géométrie permettent qu'ils restent très proches les uns des autres, formant ainsi des conditions anoxiques locales lors de la phase de traitement aérobie.
En référence à la figure 3, la mise en œuvre de l'invention comprenant une phase anaérobie suivie d'une phase aérobie au cours de laquelle la concentration en ions ammonium est supérieure à lmg N/L et pour laquelle le film biologique est mis en conditions anoxiques localement, nous observons un'abattement de l'azote global soluble NGL compris entre 70 et 90% pour obtenir en moyenne des teneurs dans l'eau traitée de l'ordre de 10 mg N/L.
En référence à la figure 4 (partie de droite du graphique), le nombre moyen de bactéries NOB par m2 de supports est de l'ordre de 108 pendant toute la durée des essais. Par ailleurs le nombre moyen de bactéries Anammox par m2 de supports est de l'ordre de 1013 soit un nombre très élevé pour un procédé dont les objectifs de traitement ne portent pas exclusivement sur l'abattement de l'azote global par les bactéries Anammox.
En référence à la figure 6, malgré une concentration en oxygène dissous de 5 mg 02/L dans le liquide pendant toute la phase aérobie, la concentration en azote global soluble (NGL) soluble dans l'eau traitée a atteint 10 mg N/L comprenant respectivement une concentration en ions ammonium (NH4 +) de 0.1 mg N/L, une concentration en ions nitrites (N02 ) de 0,9 mg N/L et une concentration en ions nitrites (N03 ) de 9 mg N/L. La concentration en P04 dans l'eau traitée est par ailleurs égale à 0,1 mg P/L, correspondant à un abattement en P04 supérieur à 95% pour le cycle en question sans ajout de produits chimiques.
En référence à la figure 3, il a été démontré qu'en mettant en place des conditions « anoxie » locales concommittantes à la phase aérobie, le développement d'espèces telles que les bactéries Anammox et les performances du traitement de l'azote sont largement améliorées tout en garantissant une élimination satisfaisante du carbone et du phosphore. La teneur en azote global soluble (NGL) soluble en sortie du réacteur a fluctué entre 10 et 15 mg N/L avec une nombre de bactéries Anamomox dans le biofilm de l'ordre de 1012-1013/m2 de support.

Claims

REVENDICATIONS
1. Procédé de traitement des eaux pour l'abattement simultané du carbone, de l'azote et du phosphore, mis en œuvre dans un réacteur à film biologique à lit mobile en mode séquentiel discontinu (SBMBBR) comprenant des supports aptes au développement d'un film biologique, ledit procédé comprenant des séquences de traitements successifs, chaque séquence de traitement comprenant:
une phase initiale de traitement anaérobie,
ladite phase initiale de traitement anaérobie étant suivie par au moins un cycle aérobie/anoxie constitué de :
une phase de traitement aérobie de telle sorte à obtenir une concentration en ions ammonium ne passant pas en-dessous d'une concentration seuil en ions ammonium; et,
une phase dans laquelle le film biologique est mis, au moins localement, en conditions anoxiques, cette phase étant concomitante ou postérieure à ladite phase de traitement aérobie; la concentration seuil en ions ammonium étant calculée pour permettre le développement de micro-organismes anammox pendant la phase dans laquelle le film biologique est mis, au moins localement, en conditions anoxiques.
2. Procédé selon la revendication 1, dans lequel la concentration seuil en ions ammonium est > lmg N/L et préférentiellement > 2mg N/L.
3. Procédé selon la revendication 1 ou 2 dans lequel, pour chaque séquence de traitement le SBMBBR a un ratio de volume d'échange (VER) compris entre 90% et 100%.
4. Procédé selon l'une quelconque des revendications 1 à 3, dans lequel pour chaque cycle de traitement biologique, la phase de traitement anaérobie dure de 30 min à 5 heures et, le au moins un cycle aérobie/anoxie dure de 1 heure à 10 heures.
5. Procédé selon l'une quelconque des revendications 1 à 4, dans lequel pour chaque cycle du au moins un cycle de traitement aérobie/anoxie, la phase dans laquelle le biofilm est mis en conditions majoritairement anoxiques est postérieure à la phase aérobie, et,
le ratio entre la durée de la phase aérobie et la durée totale de la phase Aérobie-anoxique est comprise entre 0,2 et 0,8.
6. Procédé selon l'une quelconque des revendications 1 à 5, dans lequel lesdits supports sont aptes de par leur géométrie à rester très proches les uns des autres lorsque l'intensité de l'aération est modérée, formant ainsi des conditions anoxiques locales lors d'une phase de traitement aérobie.
7. Procédé selon l'une quelconque des revendications 1 à 6, dans lequel il n'y a pas d'ensemencement préalable avec des micro-organismes anammox et DPAO.
8. Procédé selon l'une quelconque des revendications 1 à 7, dans lequel il n'y a pas d'ajout de source externe de carbone et/ou il n'y a pas d'ajout de source externe de sels métalliques.
EP19816263.8A 2018-12-06 2019-12-02 Procede de traitement des eaux pour l'abattement simultane du carbone, de l'azote et du phosphore, mis en ?uvre dans un reacteur a film biologique a lit mobile en mode sequentiel discontinu Pending EP3891103A1 (fr)

Applications Claiming Priority (2)

Application Number Priority Date Filing Date Title
FR1872437A FR3089512B1 (fr) 2018-12-06 2018-12-06 Procede de traitement des eaux pour l’abattement simultane du carbone, de l’azote et du phosphore, mis en œuvre dans un reacteur a film biologique a lit mobile en mode sequentiel discontinu
PCT/EP2019/083345 WO2020114979A1 (fr) 2018-12-06 2019-12-02 Procede de traitement des eaux pour l'abattement simultane du carbone, de l'azote et du phosphore, mis en œuvre dans un reacteur a film biologique a lit mobile en mode sequentiel discontinu

Publications (1)

Publication Number Publication Date
EP3891103A1 true EP3891103A1 (fr) 2021-10-13

Family

ID=67262362

Family Applications (1)

Application Number Title Priority Date Filing Date
EP19816263.8A Pending EP3891103A1 (fr) 2018-12-06 2019-12-02 Procede de traitement des eaux pour l'abattement simultane du carbone, de l'azote et du phosphore, mis en ?uvre dans un reacteur a film biologique a lit mobile en mode sequentiel discontinu

Country Status (8)

Country Link
US (1) US11820688B2 (fr)
EP (1) EP3891103A1 (fr)
CN (1) CN113226996A (fr)
AU (1) AU2019393988A1 (fr)
CA (1) CA3121344A1 (fr)
FR (1) FR3089512B1 (fr)
SG (1) SG11202105902VA (fr)
WO (1) WO2020114979A1 (fr)

Families Citing this family (3)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
CN111908606A (zh) * 2020-08-28 2020-11-10 桂林理工大学 一种厌氧氨氧化-a/o耦合处理生活污水的方法
CN112978902A (zh) * 2021-03-29 2021-06-18 国环科技发展(湖北)有限公司 一种提标升级mbbr生化处理设备及其方法
CN116102166A (zh) * 2022-12-14 2023-05-12 北京城市排水集团有限责任公司 一种基于微型悬浮载体投加的强化一体化自养脱氮方法

Family Cites Families (7)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
NL1021466C2 (nl) 2002-09-16 2004-03-18 Univ Delft Tech Werkwijze voor het behandelen van afvalwater.
US8864993B2 (en) 2012-04-04 2014-10-21 Veolia Water Solutions & Technologies Support Process for removing ammonium from a wastewater stream
US20150321937A1 (en) 2014-05-07 2015-11-12 Veolia Water Solutions & Technologies Support Method and system for treating wastewater in an integrated fixed film activated sludge sequencing batch reactor
CN105540844B (zh) * 2015-12-22 2019-03-05 安徽大学 一种基于移动床序批式反应器的污水同步脱氮除磷方法
CN105692900B (zh) * 2016-02-23 2018-10-26 浙江清华长三角研究院 一种短程硝化-反硝化间歇曝气序批式生物反应装置及处理高氨氮污水的方法
CN107010727B (zh) * 2017-05-22 2019-05-03 广州大学 一种全程低氧曝气sbmbbr同步脱氮除磷方法
FR3067024B1 (fr) * 2017-06-02 2020-07-31 Veolia Water Solutions & Tech Procede de traitement des eaux dans un systeme comprenant au moins un reacteur sequentiel discontinu et un reacteur a film biologique a lit mobile.

Also Published As

Publication number Publication date
SG11202105902VA (en) 2021-07-29
WO2020114979A1 (fr) 2020-06-11
US20220017392A1 (en) 2022-01-20
AU2019393988A1 (en) 2021-06-17
CN113226996A (zh) 2021-08-06
FR3089512B1 (fr) 2020-11-20
FR3089512A1 (fr) 2020-06-12
CA3121344A1 (fr) 2020-06-11
US11820688B2 (en) 2023-11-21

Similar Documents

Publication Publication Date Title
EP3630685B1 (fr) Procédé de traitement des eaux dans un système comprenant au moins un réacteur séquentiel discontinu et un réacteur à film biologique à lit mobile
EP3891103A1 (fr) Procede de traitement des eaux pour l'abattement simultane du carbone, de l'azote et du phosphore, mis en ?uvre dans un reacteur a film biologique a lit mobile en mode sequentiel discontinu
CA2701786C (fr) Procede et installation de traitement d'effluents contenant de l'azote dans un reacteur biologique sequentiel
CN110921820B (zh) 利用苄索氯铵快速启动城市污水常温短程硝化的方法
CA2616624A1 (fr) Procede et installation de traitement d'effluents concentres en azote dans un reacteur biologique sequentiel a cycles fractionnes
US8323487B2 (en) Waste water treatment apparatus
FR2969596A1 (fr) Procede de traitement d'eau comprenant au moins une etape aeree et une etape de controle de l'apport en oxygene au cours de l'etape aeree
US20160207807A1 (en) Wastewater treatment system
EP3692000B1 (fr) Procédé de traitement biologique de l'azote des effluents par nitritation
Suhr et al. End-of-pipe single-sludge denitrification in pilot-scale recirculating aquaculture systems
Krhutkova et al. In situ bioaugmentation of nitrification in the regeneration zone: practical application and experiences at full-scale plants
Tran et al. Anaerobic baffled reactor coupled with membrane bioreactor treating tannery wastewater
JP5055670B2 (ja) 脱窒方法及び脱窒装置
EP0550367B1 (fr) Procédé d'épuration d'effluents industriels et/ou urbains du type boues activées
Kapagiannidis et al. Comparison between UCT type and DPAO biomass phosphorus removal efficiency under aerobic and anoxic conditions
JP4867099B2 (ja) 生物脱窒処理方法
RU2492148C2 (ru) Способ окисления аммония и труднодоступного органического вещества сточных вод в аэробно-аноксидных условиях (варианты)
Choi et al. Increased hydrazine during partial nitritation process in upflow air-lift reactor fed with supernatant of anaerobic digester effluent
GUMELAR et al. NITROGEN REMOVAL PERFORMANCE IN BIOREACTOR FILTERS USING INTENSIVE SHRIMP POND SOLID WASTE AND ANAMMOX BACTERIAL INOCULUM
KONDO et al. Improvement of nutrient removal and phosphorus recovery in the anaerobic/oxic/anoxic process combined with sludge ozonation and phosphorus adsorption
GUMELAR et al. FAST START-UP MARINE ANAMMOX PROCESS USING INTENSIVE SHRIMP POND SOLID WASTE AS INOCULUM IN FILTER BIOREACTOR
Zhang et al. Fast start-up and enhancement of CANON process for the low-strength wastewater treatment: tactic and action of ultrasonic
FR2725193A1 (fr) Procede de traitement biologique d'un effluent incluant une etape de post-denitrification et installation pour la mise en oeuvre de ce procede
FR3132519A1 (fr) Procédé de traitement de l’eau usée
Tawfik et al. POTENTIALS OF ROTATING BIOLOGICAL CONTACTOR SYSTEMS FOR POST-TREATMENT OF A GOOD QUALITY ANAEROBICALLY PRE-TREATED DOMESTIC SEWAGE.

Legal Events

Date Code Title Description
STAA Information on the status of an ep patent application or granted ep patent

Free format text: STATUS: UNKNOWN

STAA Information on the status of an ep patent application or granted ep patent

Free format text: STATUS: THE INTERNATIONAL PUBLICATION HAS BEEN MADE

PUAI Public reference made under article 153(3) epc to a published international application that has entered the european phase

Free format text: ORIGINAL CODE: 0009012

STAA Information on the status of an ep patent application or granted ep patent

Free format text: STATUS: REQUEST FOR EXAMINATION WAS MADE

17P Request for examination filed

Effective date: 20210531

AK Designated contracting states

Kind code of ref document: A1

Designated state(s): AL AT BE BG CH CY CZ DE DK EE ES FI FR GB GR HR HU IE IS IT LI LT LU LV MC MK MT NL NO PL PT RO RS SE SI SK SM TR

DAV Request for validation of the european patent (deleted)
DAX Request for extension of the european patent (deleted)
STAA Information on the status of an ep patent application or granted ep patent

Free format text: STATUS: EXAMINATION IS IN PROGRESS

17Q First examination report despatched

Effective date: 20230419