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Dans les stations d'épuration des eaux usées (STEP), les nitrites (NO2-) sont formés biologiquement lors de la dégradation biologique de l'azote en tant que produit intermédiaire dans la nitrification et la dénitrification, et sont normalement aussi largement dégradés biologiquement. Cependant, les nitrites s'accumulent parfois, typiquement pendant la nitrification, et parviennent ainsi dans les processus suivants et dans l'écoulement des STEP. Selon les dernières estimations, la valeur indicative pour les nitrites (0,3 mg NO2--N/l) est régulièrement dépassée dans 50 à 80% des STEP en Suisse [1].
Les nitrites sont toxiques pour de nombreux organismes et présentent une forte réactivité avec les métaux et les substances organiques [2]. L'accumulation de nitrites peut avoir des effets négatifs sur la qualité des effluents, le bilan des gaz à effet de serre et la consommation d'énergie des STEP [3]. Le nitrite augmente l'écotoxicité dans les eaux usées des STEP en raison des effets toxiques aigus et des effets mutagènes des nitrites et des nitrosamines [2]. Il a des effets aigus sur la respiration des vertébrés (animaux vertébrés) et en particulier sur les organismes aquatiques tels que les poissons. Des effets mutagènes (cancérigènes) se produisent lors de la réaction des nitrites avec des substances organiques et par réaction directe avec l'ADN des organismes [4]. En cas d'ozonation comme quatrième étape d'épuration, l'accumulation de nitrites augmente encore la mutagénicité dans l'effluent. De plus, il y a une nette augmentation de la consommation d'ozone et d'énergie dans l'ozonation [5]. Dans les étapes de traitement biologique, l'accumulation de nitrites entraîne la formation de gaz hilarant (N2O) nuisible au climat [6], qui domine souvent le bilan des gaz à effet de serre d'une STEP [7]. En raison de l'effet toxique des nitrites sur certains microorganismes, on a en outre observé des effets négatifs sur les propriétés de décantation des boues par exemple. Malgré tous ces effets négatifs, il n'existe qu'une valeur indicative (0,3 NO2--N/l) dans l'ordonnance sur la protection des eaux actuellement en vigueur (RS 814.201, 1998) et aucune valeur limite pour les nitrites. Ceci est lié à l'absence de méthode d'analyse fiable en laboratoire pour les nitrites dans les STEP au moment de l'entrée en vigueur du règlement (1998). Bien que des tests rapides fiables soient aujourd'hui disponibles, les concentrations de nitrites dans les effluents des STEP ne sont pas systématiquement relevées dans toute la Suisse en raison de leur caractère volontaire. Dans le cadre de la révision actuelle de l'ordonnance sur la protection des eaux, la question se pose de savoir si la valeur indicative actuelle pour les nitrites est encore adaptée à notre époque ou si elle peut être appliquée en termes de procédure, car les causes de l'accumulation de nitrites sont en partie peu claires.
L'accumulation de nitrites se produit typiquement lorsque la capacité de dégradation des bactéries oxydant les nitrites (NOB) est réduite, notamment en comparaison avec la capacité de dégradation des bactéries oxydant l'ammonium (NH4+) (AOB). Alors que l'accumulation ciblée de nitrites a été bien étudiée pour son utilisation dans les systèmes Anammox [8], il existe comparativement peu d'études sur l'accumulation involontaire de nitrites dans les systèmes à boues activées avec nitrification et dénitrification. Selon des études de l'Eawag et d'autres groupes de recherche, les températures basses associées à un âge des boues trop bas dans les STEP qui ne sont pas nitrifiantes toute l'année sont à l'origine d'une nitrification incontrôlée avec accumulation de nitrites [9]. Dans les stations d'épuration qui nitrifient toute l'année, la dynamique de population des NOB peut être à l'origine des valeurs élevées de nitrites à la sortie. Ainsi, dans une installation (STEP d'Uster), on a observé une relation de cause à effet entre les changements microbiologiques saisonniers dans la population de NOB et l'accumulation de nitrites [3]. L'espèce de NOB typiquement la plus fréquente (Nitrospira) a été remplacée, en raison de facteurs inconnus, par une espèce de NOB présentant un avantage de croissance à basse température (Ca. Nitrotoga) après une phase de fortes concentrations de nitrites. Actuellement, il manque cependant une analyse systématique de la fréquence des changements de population de NOB ainsi qu'une discussion des causes et des mesures adaptées pour contrer l'accumulation de nitrites.
C'est pourquoi le projet de recherche Nitripop a étudié l'accumulation de nitrites dans des STEP nitrifiantes à boues activées fonctionnant toute l'année. Pour ce faire, la dynamique des nitrites et les compositions microbiologiques ont été relevées dans 9 STEP et complétées par des essais en laboratoire et des études de modélisation. La présente publication résume les résultats du projet Nitripop.
La sélection des STEP s'est focalisée sur des installations à boues activées nitrifiantes et dénitrifiantes dans différentes configurations de processus - conventionnelles, à alimentation alternée et aération intermittente (A/I), Sequencing Batch Reactor (SBR) - avec mesure régulière (tous les 5 jours) des nitrites. En outre, les STEP présentant des dépassements temporaires de nitrites ont été classées par ordre de priorité. La sélection finale a été effectuée sur la base des installations d'un projet antérieur de l'Eawag (N2Oara ; [7]) ainsi que sur la base d'entretiens d'experts avec Reto Manser, Remo Freimann et Thomas Hug. Les principales caractéristiques des STEP sélectionnées sont résumées dans le tableau 1. C'est sur celles-ci que les échantillons ont été prélevés pour déterminer les concentrations de nitrites et d'ammonium à la sortie des étapes de traitement biologique. Dans certains cas, les valeurs ainsi déterminées ne correspondent pas aux valeurs de sortie de la STEP en raison des processus de dégradation dans les étapes de filtration sur sable. Pour la détermination des concentrations, on a utilisé des méthodes de mesure photométriques ou chromatographiques. Dans la mesure du possible, des séries de données continues de 2017 à mi-2023 ont été utilisées. Des échantillons de boues pour les analyses microbiologiques ont été prélevés chaque semaine dans les bassins de boues activées et stockés temporairement à -20 °C jusqu'à leur utilisation ultérieure. Après extraction, l'ADN a été envoyé à la société Novogene pour l'analyse de la communauté d'espèces microbiennes par séquençage du gène de l'ARNr 16S. Les échantillons de la station d'épuration Werdhölzli ont été analysés par la société DNAsense avec la même méthode. Les données de séquences ont été comparées avec la banque de données de séquences Midas spécifique aux stations d'épuration, qui fournit des informations sur les fonctions des micro-organismes [10]. Des essais en laboratoire sur les déclencheurs possibles de l'accumulation de nitrites (chute de température, augmentation des concentrations de sel de cuisine à l'entrée des STEP) ont été réalisés à l'Eawag dans des réacteurs de 12 litres. Les données de base de l'étude Nitripop ainsi que les évaluations sont disponibles dans l'annexe numérique (SI) sous le lien suivant : https://doi.org/10.25678/000AN8
Tab. 1 Aperçu des STEP qui ont été étudiées dans le cadre du projet Nitripop.
Au total, 8096 valeurs d'effluents de nitrites provenant de 11 étapes de traitement biologique de 9 STEP ont été analysées. La médiane de tous les échantillons était de 0,05 mg de NO2--N/l avec un écart-type de 1,7 mg de NO2-N/l, ce qui reflète la forte variation des valeurs d'effluents de l'étape de traitement biologique (voir Fig. 1). Des dépassements de nitrites ont été observés dans les 9 installations (de 1,8% à 51,2% des échantillons par STEP). Sur l'ensemble de la période de prélèvement, une étape d'épuration (Richterswil_1) se situait en moyenne (médiane) au niveau de la valeur indicative légale, toutes les autres en dessous. Dans 4 des 11 étapes d'épuration biologique échantillonnées, la valeur indicative a été respectée dans 90% ou plus des mesures (percentile 90%, fig. 1) et la prescription légale a donc été respectée. Dans la sortie de la STEP avec filtration sur sable, la valeur indicative pour les nitrites a été respectée dans tous les cas, car les étapes de filtration sur sable réduisent davantage les concentrations de nitrites provenant de la biologie. Les dépassements de la valeur indicative n'ont généralement eu lieu que pendant quelques semaines par an. Une dynamique annuelle reproductible, avec des pics et des dépassements au cours du premier trimestre, était frappante (voir l'exemple de la figure 2). Les valeurs de pointe et le nombre de dépassements des valeurs limites différaient fortement d'une année à l'autre. La dynamique annuelle a pu être observée sur toutes les STEP certaines années et sur 6 des 9 installations chaque année. En conséquence, une dynamique marquée des nitrites est également apparue dans les STEP qui respectaient la valeur limite dans l'épuration biologique. Cette dynamique prononcée souligne la nécessité d'un échantillonnage régulier pour garantir un contrôle suffisant des résultats, en particulier lorsqu'aucun filtre à sable n'est mis en œuvre. De plus, l'évolution saisonnière de la concentration présente de grandes similitudes avec la dynamique saisonnière observée des émissions de N2O provenant des étapes d'épuration biologique. Pour cette raison, la dynamique des nitrites dans l'épuration biologique est pertinente même si la valeur indicative est respectée à la sortie de l'installation et devrait être échantillonnée chaque semaine. Contrairement aux nitrites, l'ammonium ne présentait pas de dynamique annuelle marquée dans la sortie de la biologie des STEP étudiées et n'était corrélé aux nitrites ni dans la médiane ni dans les percentiles 90% (voir SI). Par conséquent, le respect de la valeur limite d'ammonium dans les STEP étudiées ne permet pas de se prononcer sur le respect de la valeur indicative de nitrites. En conséquence, on suppose qu'il n'existe pas de lien de causalité direct entre les valeurs élevées d'ammonium et de nitrites à la sortie des étapes de traitement biologique dans les stations d'épuration nitrifiantes fonctionnant toute l'année. En comparaison, un tel lien existe clairement dans les STEP à élimination C et à nitrification instable. Dans ces dernières, tant la valeur limite d'ammonium que la valeur indicative de nitrites ne peuvent pas être respectées, principalement en raison d'un âge des boues trop juste en fonction de la saison.
Pour étudier la dynamique microbiologique, 1008 échantillons d'ADN provenant de 9 STEP ont été analysés. Pour 8 installations, les données étaient disponibles sur 1,5 an (de 2022 à mi-2023). Pour la STEP de Werdhölzli, il a été possible de recourir à des données microbiologiques portant sur 2,5 ans. En raison de la faible fréquence des dépassements de nitrites à la sortie des étapes de traitement biologique des 9 STEP pendant la période d'étude en 2022 et 2023, l'intervalle de temps était plutôt défavorable pour étudier l'influence de la composition microbiologique sur l'accumulation de nitrites. Néanmoins, des tendances reproductibles ont été observées dans la population de NOB en relation avec l'accumulation de nitrites Dans 3 des 9 STEP, il y a eu un changement temporaire de l'espèce dominante de NOB entre Nitrospira et Nitrotoga avec une dynamique reproductible pendant la période d'observation. Typiquement, la présence de Nitrotoga a augmenté entre janvier et mars. Entre mai et juin, il y a eu à nouveau un changement et donc une dominance de Nitrospira (cf. Fig. 3). Un changement de population ne se produit toutefois pas nécessairement chaque année ou sur chaque installation.
A la STEP d'Uster, par exemple, Nitrospira a été dominante pendant toute la période de mesure de cette étude et, contrairement à l'année 2018, Nitrotoga n'a pas pu être trouvée. Une accumulation de nitrites dans l'épuration biologique s'est typiquement produite avant un changement de population dans la population de NOB (Fig. 4). Dans ce cas, l'augmentation de la concentration de nitrites était suivie d'un effondrement de la population de Nitrospira. La population de nitrotoga s'est ensuite établie et, parallèlement, la concentration de nitrites a diminué. Par conséquent, le changement de population est probablement une conséquence de la baisse de la capacité de dégradation de Nitrospira ou une perturbation de la population de Nitrospira. De légères tendances à l'accumulation de nitrites ont également été observées pendant ou après un fort déclin de Nitrotoga (voir Fig. 3). Mais comme celles-ci se produisent plutôt pendant les phases de températures plus chaudes et de dégradation plus élevée, les effets sont moins graves. L'augmentation dans la population du concurrent n'a lieu qu'après l'effondrement de la population qui vient de devenir dominante. Nitrospira n'est donc pas directement concurrencée par Nitrotoga, mais cette dernière profite de l'affaiblissement de la population de Nitrospira par d'autres facteurs. Un modèle cinétique de NOB aboutit au même résultat, dans lequel les différentes dépendances à la température des vitesses de croissance de Nitrotoga et de Nitrospira n'ont en aucun cas conduit à une accumulation de nitrites à basse température. Apparemment, les raisons de l'effondrement de Nitrospira sont plutôt liées à des facteurs externes de perturbation dynamique (par exemple la température, le débit d'alimentation, les charges en nutriments) dans l'alimentation ainsi qu'au mode de fonctionnement de l'épuration biologique. Il semble donc que les accumulations de nitrites soient liées à des situations de stress des populations dominantes de NOB (généralement Nitrospira), ce qui entraîne des problèmes temporaires d'oxydation des nitrites et un avantage pour le concurrent concerné. Dans la pratique, les événements pluvieux associés à des températures basses ou à la neige et à l'application de sel de cuisine (NaCl) sur les routes sont souvent évoqués comme déclencheurs possibles de l'accumulation de nitrites dans l'écoulement. En effet, les épisodes de pluie en hiver peuvent entraîner de fortes chutes de température de plusieurs degrés Celsius en une journée. Une apparition simultanée de concentrations élevées de nitrites et de débits accrus à basses températures a pu être observée sur plusieurs installations étudiées ici (cf. Fig. 5). Toutefois, cela ne s'applique qu'à certains événements pluvieux froids et il n'y a pas de corrélation entre les débits ou la température des eaux usées et les concentrations journalières de nitrites à l'égout. Trois facteurs peuvent être à l'origine de la réduction de la performance et de la perte potentielle de Nitrospira lors d'événements pluvieux avec une forte diminution de la température, au cours desquels les salinités sont éventuellement plus élevées:
Pour que la valeur indicative soit dépassée, il suffit typiquement que quelques pour cent de la charge d'azote s'accumulent sous forme de nitrites à l'entrée. Il est donc plausible qu'une légère perturbation de l'activité ou un déplacement des boues vers le bassin de décantation secondaire (voir Fig. 5) puisse déjà entraîner une accumulation de nitrites. Des essais par lots à l'échelle de 12 litres ont montré qu'une baisse de température de plusieurs degrés et une augmentation de la concentration en sel, surtout si elles sont combinées, ralentissent la dégradation des nitrites. Ces deux facteurs ne peuvent cependant pas être considérés comme la seule cause de la perte de nitrospira ou de l'accumulation de nitrites, car une baisse de rendement est également observée chez les AOB. Par temps de pluie, la nitrification a lieu plus tard dans le processus et il est possible que l'oxydation des nitrites ne soit pas complètement achevée si la puissance de l'AOB est réduite. Ainsi, Nitrospira est le maillon le plus faible de la nitrification dans des conditions hivernales avec temps de pluie. Cette hypothèse est étayée par des mesures microbiologiques sur un système de lit fluidisé hybride (voir SI), où un changement de population de Nitrospira vers Nitrotoga se produit dans la boue, mais pas sur le support. Alors que Nitrosomonas (AOB) peut se maintenir toute l'année dans la boue, Nitrospira se trouve toute l'année en grande abondance uniquement sur le matériau support, où les bactéries à croissance lente peuvent s'établir. Dans un système de boues granulaires (procédé inDENSE®), des abondances élevées de Nitrospira ont également été trouvées dans les granules. La perte de Nitrospira n'est cependant pas toujours liée aux conditions hivernales. A la STEP d'Uster, l'accumulation de nitrites s'est produite typiquement entre mars et mai, alors que les températures des eaux usées étaient déjà en train de remonter. Parallèlement, on a observé une décomposition des boues activées avec des valeurs de turbidité plus élevées dans l'écoulement. Dans tous les cas, une niche écologique s'ouvre pour Nitrotoga lorsque les concentrations de nitrites augmentent. Nitrotoga a une affinité plus faible pour les nitrites que Nitrospira et ne se développe à un taux maximal qu'à des concentrations élevées de nitrites, mais déjà à des températures plus basses. En cas d'accumulation très importante de nitrites (10 mg de NO2--N/l), on observe en outre une inhibition de Nitrospira par l'acide nitrique (HNO2). Il convient de noter que les concentrations de nitrites dans les flocs de boues activées ou les biofilms peuvent être localement substantiellement supérieures aux concentrations mesurées dans le liquide environnant en raison de la production locale et de la limitation simultanée de la diffusion [14]. Cependant, une inhibition ne joue probablement un rôle qu'en cas de forte accumulation de nitrites et nécessite en fin de compte un remplacement de la biomasse. Cela a pu être observé en 2018 et 2019 à la STEP d'Uster.
Bien que les raisons de l'accumulation de nitrites dans le projet Nitripop n'aient pas pu être entièrement élucidées, des mesures peuvent néanmoins être recommandées pour empêcher l'accumulation de nitrites dans les effluents des STEP. Ces mesures peuvent être classées en trois catégories:
Alors que sur les installations éliminant le C, une augmentation substantielle de l'âge des boues aérobies associée à une extension est nécessaire pour obtenir une nitrification stable, sur les installations nitrifiantes toute l'année, c'est plutôt une amélioration de la rétention des boues qui est efficace. Dans l'exemple de la STEP d'Uster, le dosage d'adjuvants de floculation (à partir de 2021) a suffi, ce qui a entraîné une accumulation de nitrites nettement moins prononcée, comme le montre la figure 6. Une population de Nitrospira stable tout au long de l'année a ainsi été obtenue. De plus, à partir de 2021, aucune augmentation des valeurs de turbidité n'a été observée dans l'effluent. Bien qu'aucune perte sélective de NOB n'ait pu être constatée via la partie finement suspendue dans l'effluent, l'amélioration de la rétention des boues s'est néanmoins révélée utile pour maintenir suffisamment de NOB dans le système. Le dosage des adjuvants de floculation a en outre entraîné une phase de sédimentation plus courte dans le cycle SBR, ce qui a permis des phases de réaction plus longues. Ainsi, des réserves ont pu être créées pour la nitrification. D'une manière générale, des réserves plus importantes en ce qui concerne l'âge des boues aérobies et le volume des bassins sont utiles pour respecter la valeur indicative des nitrites dans les STEP qui nitrifient toute l'année, car Nitrospira peut ainsi être maintenue plus facilement dans le système (cf. Nitrospira dans le lit fluidisé hybride et dans les boues granulaires).
L'effet positif d'un temps de réaction plus long sur la dégradation des nitrites souligne l'importance d'un âge suffisant des boues aérobies dans la nitrification. En raison de la séquence du processus, l'oxydation des nitrites se termine au plus tôt en même temps que l'oxydation de l'ammonium. Si les phases d'aération sont trop courtes ou si l'âge des boues aérobies est trop bas, le NH4+ peut être dégradé tandis que le nitrite s'accumule. L'apparition simultanée d'une accumulation de nitrites et de phases de réaction raccourcies par l'augmentation des débits d'alimentation souligne l'importance de phases d'aération suffisamment longues. En cas de pluie, qui déclenche des phases d'aération trop courtes, des mesures préventives peuvent être prises à l'aide de prévisions météorologiques [12]. Dans les infrastructures existantes, la répartition entre les volumes anoxiques et aérobies doit être optimisée. Pour obtenir des taux de dégradation de l'azote suffisants et de faibles émissions de protoxyde d'azote dans le cadre d'une exploitation optimisée en nitrites, il est recommandé de mettre en œuvre un concept de régulation dynamique selon LUIW [15]. Le volume anoxique est alors adapté à la charge instantanée dans l'alimentation et à la puissance instantanée de l'installation. C'est pourquoi les mesures de nitrite en ligne sont essentielles dans les systèmes à régulation dynamique, comme les procédés SBR ou A/I. Les mesures donnent des indications importantes lorsque les cycles d'aération sont trop courts pour décomposer complètement les nitrites et aident ainsi à détecter l'accumulation de nitrites à un stade précoce. Les méthodes de mesure en ligne des nitrites sont toutefois entachées d'incertitudes et nécessitent des phases de test avant l'installation. De plus, le point de mesure est critique lors de la mesure des nitrites. Dans les réacteurs à courant bouchon, l'emplacement de la nitrification dans le réacteur peut varier en fonction de la température et de la charge hydraulique. En conséquence, une mesure à l'extrémité de la cuve est préférable. Pour le développement de contre-mesures, des séries de données systématiques et plus longues de la concentration en nitrites permettraient à l'avenir une meilleure compréhension. Comme alternative, le gradient de nitrate peut être utilisé comme approximation de la dégradation complète des nitrites [12].
En plus de l'optimisation de l'épuration biologique, les filtres à sable sont un moyen très efficace pour respecter les valeurs de nitrites à la sortie. Dans les installations étudiées, il apparaît clairement qu'un filtre à sable peut abaisser les valeurs de nitrites jusqu'à 0,5 mg de NO2--N/l (cf. Fig 7). En cas de valeurs d'élimination des nitrites très élevées(> ; 5 mg NO2--N/l), des taux de dégradation de plus de 2 mg NO2--N/l ont pu être observés. De manière générale, il convient toutefois de noter que des valeurs d'effluents d'ammonium élevées peuvent également entraîner la formation de nitrites dans le filtre à sable. En raison de la construction croissante de procédés d'élimination des micropolluants et de la construction de filtres à sable, on peut néanmoins s'attendre globalement à une réduction future des valeurs d'effluents de nitrites dans les installations aménagées en conséquence.
Dans les installations étudiées, il apparaît clairement que le respect de la valeur indicative actuelle des nitrites (percentile 90% < ; 0,3 mg NO2--N/l) est possible en tenant compte des mesures proposées (augmentation du taux de boues sur les installations éliminant le C, optimisation de la nitrification, mesure des nitrites, filtres à sable). Cependant, le manque d'exigences légales et l'absence d'obligation de mesure constituent actuellement un obstacle à la mise en œuvre des différentes mesures. Une transformation de la valeur indicative en valeur limite mériterait donc d'être étudiée. Nous considérons qu'un abaissement de la valeur limite de l'ammonium dans le but de respecter la valeur indicative des nitrites n'est pas pertinent. Une valeur limite plus basse que 0,3 mg de NO2--N/l ne peut pas être mise en œuvre sur l'ensemble du territoire avec la compréhension actuelle des processus. En ce qui concerne l'augmentation discutée de l'élimination nécessaire de l'azote, il peut y avoir un besoin d'optimisation dans une installation existante entre un volume aérobie suffisamment élevé pour la dégradation complète des nitrites par NOB et une augmentation du volume anoxique. Dans de telles situations, une régulation dynamique de la biologie peut apporter une solution. Les exigences accrues en matière d'élimination des micropolluants pour différents types d'installations devraient avoir un effet positif sur les valeurs d'effluent de nitrites, car ces étapes du processus réduisent les valeurs d'effluent. Néanmoins, la dynamique des nitrites dans l'épuration biologique ne doit pas être négligée, notamment en raison de la forte corrélation avec N2O et les objectifs de zéro net.
La présente étude montre que l'accumulation de nitrites sur les installations nitrifiantes se produit typiquement au premier trimestre de l'année. On observe alors des phases prolongées avec des valeurs d'effluents de nitrites élevées. Les causes de ce phénomène sont probablement une réduction de la capacité de dégradation du NOB le plus fréquent (Nitrospira) et une durée trop courte du processus de nitrification. Dans ce contexte, des perturbations métaboliques même minimes peuvent conduire à une accumulation de nitrites, car pour qu'il y ait dépassement, il suffit qu'un pour cent de l'azote s'échappe sous forme de nitrites. Pour éviter l'accumulation de nitrites, il est recommandé de prévoir des réserves au niveau de la rétention des boues et du volume aéré. En outre, les filtres à sable et les procédés de dégradation des micropolluants peuvent contribuer à réduire les taux de nitrites dans les effluents. Pour obtenir néanmoins des taux de dégradation de l'azote suffisants et de faibles émissions de protoxyde d'azote, il est recommandé de mettre en œuvre une régulation dynamique dans la biologie en tenant compte d'une mesure en ligne des valeurs de nitrites à l'effluent.
Les auteurs remercient les partenaires financiers suivants du projet : Office fédéral de l'environnement (OFEV), canton de Berne (AWA), canton de Bâle-Campagne (AIB), canton de Zurich (AWEL), REAL Abwasser Luzern, Entsorgung St. Gallen, ARA Werdhölzli (ERZ) et ARA Junholz (Uster). Un remerciement particulier est adressé aux exploitants des STEP participantes : Birs (Birsfelden), Buholz (Emmen), Furt (Bülach), Hofen (Wittenbach), Mitteles Emmental (Rüegsau), Richterswil (Richterswil), Thunersee (Uetendorf), Jungholz (Uster), Werdhölzli (Zurich). En outre, un grand merci à Damian Dominguez (OFEV), Tobias Bührer (Kuster & ; Hager), Xingzhou Lyu (DTU/Eawag), Benjamin Vetsch (ETH/Eawag), Jörg Ringwald (ARA Jungholz), Manuela Kaufmann (Rittmeyer AG), Reto Pfendsack (ARA Reinach) et Roman Bieri (ARA Langmatt).
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