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Les systèmes à lit fluidisé hybride sont une technologie peu encombrante et rentable pour le traitement biologique des eaux usées. Ils sont particulièrement adaptés à la mise à niveau des installations de boues activées existantes qui ont atteint leurs limites de capacité. Pour atteindre une efficacité d'épuration élevée, cette technologie combine des supports mobiles avec des boues d'épuration. Les matériaux porteurs disposent d'une grande surface spécifique qui permet aux micro-organismes de s'installer à haute densité, ce qui entraîne une augmentation de la biomasse et une intensification du taux de biodégradation [1, 2].
L'un des avantages des systèmes à lit fluidisé hybride est qu'ils permettent d'augmenter facilement la capacité en ajoutant d'autres matériaux porteurs, sans avoir besoin de volumes de réacteur supplémentaires. Cela est particulièrement utile pour les installations qui atteignent leurs limites en raison de l'augmentation des charges ou du renforcement des réglementations. Les biofilms sur les matériaux de support créent en outre un environnement microbien stable qui résiste aux fluctuations de la qualité des eaux usées. Ces avantages sont particulièrement évidents dans les eaux usées industrielles ou en cas de fortes variations des flux entrants [1].
Les systèmes à lit fluidisé hybride offrent des conditions optimales pour la croissance de différentes bactéries en raison de la mise à disposition de différents systèmes de biomasse (boues activées et support de biofilm). Alors que les bactéries nitrifiantes se développent sur les supports, les bactéries dénitrifiantes se développent dans les boues activées. Le mélange et l'oxygénation continus des supports favorisent la nitrification tout en soutenant la dénitrification dans les zones anoxiques.
En plus de leurs avantages, les systèmes hybrides à lit fluidisé présentent certains défis pour garantir le fonctionnement optimal de deux systèmes de biomasse différents (boues activées et supports de biofilm). La surveillance et la gestion de la biologie sont différentes de celles des systèmes à boues activées.
Ainsi, les nitrifiants à croissance lente doivent être placés de manière ciblée sur les supports. Ceci est particulièrement important avant et pendant la saison froide, car la capacité de nitrification diminue à basse température et la colonisation des nitrifiants sur les supports est très lente à basse température. Les exploitants doivent donc s'assurer à tout moment de l'année qu'il reste suffisamment de nitrifiants sur les supports. Des adaptations supplémentaires de l'âge des boues, des temps d'aération et un monitoring régulier de la charge en azote jouent un rôle décisif dans l'exploitation optimale et stable du système [2, 3].
Cet article examine comment les analyses ADN des boues activées et des supports peuvent non seulement soutenir les vis de réglage techniques mentionnées ci-dessus, mais aussi optimiser le système dans son ensemble. Ces approches sont présentées à l'aide de données issues de campagnes de surveillance de l'ADN en cours à la STEP de Langmatt (Association des eaux usées de la région de Lenzbourg) et à la STEP de Bazenheid (commune de Kirchberg).
La STEP de Langmatt dispose d'un procédé en deux étapes avec une biologie à forte charge, une décantation intermédiaire, une biologie à faible charge avec cinq voies biologiques en lit fluidisé hybride et des bassins de décantation finale. Au lieu d'une pré-épuration classique, les eaux usées de la STEP de Langmatt sont pré-épurées dans une biologie à forte charge et acheminées vers la biologie à faible charge via une épuration intermédiaire. La biologie à faible charge est divisée en une petite zone sélective, une zone bivalente qui est aérée de manière dynamique et une zone porteuse qui est aérée en continu. La biologie à faible charge de la STEP de Langmatt est chargée d'environ 20 à 30% d'azote de plus que ce qui a été prévu lors du dimensionnement. Afin d'éviter les percées de nitrite et de favoriser la croissance des bactéries oxydant les nitrites (NOB) sur le support, le nitrite doit déjà être présent au début de la zone N, car le temps de séjour hydraulique dans la zone N est trop court. Pour cette raison, une partie de la nitrification doit déjà avoir lieu dans les boues activées. Cela s'oppose au fonctionnement régulier d'une installation à lit fluidisé dans laquelle la nitrification a lieu exclusivement sur les supports. C'est pourquoi les exigences posées au lit fluidisé hybride de la STEP de Langmatt sont particulièrement complexes et exigeantes.
La STEP de Bazenheid dispose de trois voies biologiques réparties en zone C, nitrification 1 (N1) et nitrification 2 (N2), les supports se trouvant dans les zones N1 et N2. Jusqu'en 2024, la STEP était encore alimentée par des charges élevées en azote, principalement du sang provenant d'un abattoir. Entre-temps, le sang n'est plus envoyé, mais les boues de flottation apportent toujours des charges élevées en azote.
Les analyses d'ADN des deux STEP se concentrent sur la présence de nitrifiants dans les boues et sur les supports et sur la manière dont les changements de paramètres d'exploitation peuvent influencer les dynamiques. Dans le cadre du projet de promotion des technologies environnementales "ARAbiom", la composition microbienne de la biomasse en suspension et des échantillons de supports est déterminée chaque semaine à la STEP de Langmatt depuis 2023 et transmise aux exploitants. Les données microbiennes sont ajoutées comme "valeur de mesure" supplémentaire pour la gestion de l'exploitation.
En 2023, malgré des efforts intensifs, le nombre maximal de dépassements pour les nitrites (NO₂-) n'a pas pu être respecté à la STEP de Bazenheid. Après une recherche infructueuse des causes, un monitoring ADN a été effectué de juillet 2023 à février 2024, d'abord mensuellement puis, à la fin, hebdomadairement, afin de trouver une raison potentielle à l'augmentation des concentrations de NO₂-N dans l'effluent. Depuis octobre 2024, des analyses hebdomadaires sont à nouveau effectuées. Pour cela, les trois rues sont et ont toujours été échantillonnées.
Tous les échantillons ont été analysés en express sur sept jours chez upwater AG. La procédure à suivre à cet effet est décrite plus en détail dans Niederdorfer et al. (2023) [4].
Les deux paramètres d'exploitation les plus pertinents dans la STEP pour obtenir des conditions optimales de croissance des nitrifiants sont l'âge des boues (Schlammalter = SA) et les concentrations en oxygène (O₂) dans les différentes zones des lits fluidisés hybrides. Ces deux paramètres ont été suivis en continu dans les deux STEP et mis en corrélation avec les données ADN.
En 2024, le microbiome de la biomasse en suspension de Langmatt a subi de fortes variations saisonnières (Fig. 1). Les dénitrifiants (DEN) représentent la majeure partie de la fraction de dégradation de l'azote dans la biomasse en suspension, soit ~7%. Les bactéries oxydant l'ammoniac (AOB) varient en moyenne annuelle autour de 1,8 ± 0,7% et montrent une nette augmentation vers la fin de l'année. L'occurrence des NOB est de 2,9 ± 1,4% et le genre NOB dominant montre, comme pour les AOB, une nette augmentation vers la fin de l'année. Pendant le changement saisonnier du printemps à l'été, il y a eu un remplacement du genre NOB dominant. La présence du genre Nitrotoga diminue continuellement au cours du premier semestre et a complètement disparu à partir de juin, après avoir été successivement supplanté par le Nitrospira à partir du printemps. Ce changement est également précédé d'une augmentation accrue des nitrites dans l'écoulement (Fig. 1). Cette dynamique de population est connue dans les systèmes conventionnels à boues activées et a déjà pu être identifiée dans des études antérieures comme une conséquence de l'accumulation de nitrites [5]. Comme la STEP de Langmatt pratique également la nitrification par les boues activées, cette dynamique peut être observée ici. Elle est liée à la préférence de température de chaque genre de NOB [6]. Etant donné que dans le cas de la dynamique Nitrospira/Nitrotoga, il n'existe pas encore de contre-mesures élaborées, des analyses d'ADN ont au moins permis de surveiller le début et la durée de l'alternance [5]. Comme ces dynamiques se rencontrent chaque année, il peut être avantageux d'augmenter l'âge des boues deux à trois mois avant la dynamique de population attendue, afin d'avoir suffisamment de Nitrotoga (printemps) ou de Nitrospira (hiver) dans le système et de rendre leur phase de transition aussi douce que possible.
L'âge des boues de la STEP de Langmatt varie fortement, surtout au cours du premier semestre 2024 (Fig. 2). Comme la biomasse en suspension de la STEP de Langmatt doit également se nitrifier, on vise un âge des boues aérobie légèrement supérieur à l'âge des boues minimal pour les lits fluidisés hybrides [7]. L'âge des boues total est de 7 ± 3 jours en moyenne annuelle, dont 4 ± 2 jours pour l'âge des boues aérobie. L'âge des boues minimal dans le bassin d'aération est de 5 ± 2 jours en 2024. Pour déterminer l'âge des boues optimal, l'âge des boues minimal est soustrait de l'âge des boues aérobie. Si la différence est positive, les conditions de croissance des nitrifiants dans les boues activées sont réunies.
Si la différence est négative, les conditions de croissance constituent un défi majeur et les bactéries ont du mal à rester dans le système ou peuvent même être éliminées par lavage. Les changements de l'âge des boues ont un impact sur la présence de nitrifiants en l'espace de quelques jours. Les effets sur les nitrifiants peuvent être suivis en temps réel par des analyses ADN (Fig. 3).
La forte variation de l'âge des boues au cours du premier semestre est le résultat de la contre-mesure à l'augmentation des concentrations de nitrites et à la baisse des populations de NOB (Fig. 1). Comme le montrent les données, l'augmentation de l'âge des boues en mars et avril n'a pas eu d'influence positive sur la dynamique de croissance des deux NOB. La différence de l'âge des boues trop faible avant cette période et également entre les deux a visiblement eu un effet négatif sur la population de nitrifiants. L'augmentation drastique en avril a surtout eu un effet positif sur la population d'AOB (Fig. 3). A partir du second semestre, une régulation active de l'âge des boues a été introduite à la STEP de Langmatt. Les variations de la différence de l'âge des boues sont nettement plus faibles par rapport à la première moitié de l'année, ce qui est dû aux mois d'été, mais l'âge des boues bas en août a entraîné successivement une perte de nitrifiants. Ce n'est que fin octobre que l'on a pu rétablir une présence moyenne de NOB (Fig. 3).
Les concentrations d'oxygène de la biologie à faible charge sont réglées de manière dynamique sur la base de l'hydraulique d'entrée et de la charge en ammonium et s'élèvent en moyenne annuelle à 1 ± 0,5 mg/l. C'est surtout pendant l'alternance Nitrospira/Nitrotoga que l'on a essayé d'inverser la tendance avec SA et un temps d'aération plus long (Fig. 4). Même avec des valeurs de consigne O₂ plus élevées, le changement de population de Nitrospira vers Nitrotoga n'a pu être ni accéléré ni empêché. Surtout qu'en janvier/février, au moment du faible âge des boues (Fig. 3), il y avait aussi des concentrations moyennes élevées de O₂ (Fig. 4).
L'abondance des AOB et des NOB sur les supports est respectivement de 5,2 ± 1,6% et 25,5 ± 5,3% en moyenne annuelle. Aucun changement de population d'AOB ou de NOB n'est observé sur les supports. Il est intéressant de noter ici le comportement opposé à celui de la biomasse en suspension. Alors qu'il y a une augmentation de l'abondance des nitrifiants dans la biomasse en suspension en été, la présence de nitrifiants sur les supports diminue globalement, puis augmente à nouveau à partir de septembre en raison de l'augmentation de la charge (Fig. 5). La saison chaude et la réduction de la charge due à la saison des vacances, ainsi que la vitesse de diffusion plus élevée de la biomasse en suspension par rapport au biofilm plus épais sur le support, n'incitent pas les nitrifiants à migrer de la vase vers les supports. Ce n'est qu'à partir du milieu de l'automne, lorsque les températures commencent à baisser et que la charge de la biologie augmente, que les nitrifiants commencent à se développer à nouveau en plus grand nombre sur le support. Durant cette phase, il est particulièrement important de maintenir un équilibre entre les nitrifiants sur le support et dans les boues activées. Si l'équilibre est trop favorable aux boues activées, la biologie du support perd une importante capacité de nitrification. Il est donc conseillé de prendre des mesures dès l'été et l'automne pour assurer la survie des nitrifiants sur le support. Ceci peut être réalisé entre autres par une aération dynamique de la zone des boues activées en combinaison avec une régulation de l'âge des boues et une bonne surveillance du processus (capteurs dans la zone de support + monitoring ADN).
Contrairement à la biomasse en suspension, on trouve également sur les supports une grande proportion de l'espèce NOB Nitrospira nitrosa [8]. Cette espèce fait partie des bactéries Comammox (CMX) et est capable d'effectuer l'oxydation complète de l'ammonium en nitrate. Les micro-organismes CMX combinent les fonctions AOB/AOA (bactéries et archées oxydant l'ammoniac) et NOB dans un seul organisme et peuvent oxyder directement l'ammoniac en nitrate [9, 10]. C'est pourquoi ils peuvent être en concurrence directe avec les AOB présents sur le support.
Comme le montre la figure 6, les dynamiques annuelles des bactéries Comammox et des AOB sont donc comparables. Les Comammox se développent très bien dans les systèmes à base de biofilms tels que les systèmes de lits fluidisés hybrides, car l'âge des boues y est infini [10]. De plus, les Comammox ont besoin de moins d'oxygène que les processus de nitrification conventionnels, car il n'y a pas d'accumulation intermédiaire de nitrites. De plus, ils ont un potentiel plus faible d'émissions de protoxyde d'azote (N₂O), car Comammox minimise le détour par les nitrites, qui constituent une source majeure d'émissions dans les processus conventionnels [11, 12].
Après les valeurs d'effluents non atteintes à la STEP de Bazenheid, la composition microbienne a été analysée au 3e trimestre. et 4e trimestres sur les trois routes, des boues activées (BB) ainsi que des supports issus de la nitrification 1 (N1) et de la nitrification 2 (N2) ont été analysés.
La composition du microbiote varie fortement au sein des bassins BB, N1 et N2, mais des occurrences comparables ont été constatées entre les routes. Les nitrifiants sont principalement présents en grande quantité sur les supports, alors que les dénitrifiants sont dominants dans la boue, comme prévu. Comme toutes les routes présentent des dynamiques microbiennes comparables, seules les analyses de la route 3 sont présentées ci-dessous par souci de simplification.
Les premières analyses effectuées en été ont montré une population d'AOB très faible voire inexistante dans la boue comme sur les supports (Fig. 6). Au moment des mesures, on trouvait sur les supports ~8% de NOB et ~0,1% d'AOB. Dans la boue, la présence de nitrifiants était de <0,1%. En revanche, comme prévu, il y avait une quantité acceptable de dénitrifiants (~6%). Sur la base des analyses ADN, l'âge des boues et la concentration en oxygène ont été augmentés dès la fin du mois d'août afin de reconstituer la population de nitrifiants tôt dans la saison chaude et de préparer l'installation pour l'hiver. Les premiers changements ont pu être observés dès la mi-août. On y a constaté une nette augmentation des nitrifiants dans le BB, le N1 et le N2 (Fig. 6). Cette tendance s'est poursuivie tout au long de l'automne et l'installation a pu atteindre d'excellentes valeurs d'effluents pendant l'hiver. La présence de NOB a atteint ~15% dans N1 et ~20% dans N2. Comme dans la STEP de Langmatt, on trouve des NOB et CMX classiques sur les supports, mais en quantités moindres. Il est intéressant de constater que les mesures ont eu une influence plus positive sur les CMX que sur les AOB sur les supports, surtout dans les zones N2. Il est probable que les porteurs voient de plus petites concentrations de NH₄+ et de NO₂- dans N2, ce qui donne aux CMX un avantage sur les AOB. De plus, contrairement aux AOB, les CMX sont capables de traiter l'urée directement à partir de l'urine comme source d'ammonium [13].
Les installations de la STEP de Langmatt et de la STEP de Bazenheid utilisent les analyses d'ADN comme outil central pour optimiser leur fonctionnement. Les résultats montrent que les communautés microbiennes des deux stations d'épuration sont fortement influencées par les conditions environnementales et de processus telles que la température, l'apport d'oxygène et l'âge des boues. Des analyses d'ADN supplémentaires fournissent des informations précieuses sur le système. Elles permettent de déterminer dans quelles zones du système les nitrifiants s'installent de préférence et si leur répartition correspond aux exigences. Ces connaissances permettent de procéder à des adaptations ciblées de l'exploitation, d'augmenter encore l'efficacité du système et de stabiliser l'exploitation. Des ajustements précoces de l'âge des boues ou d'autres changements opérationnels peuvent ainsi être surveillés pour en évaluer les effets. Ceci est essentiel pour garantir la stabilité de la nitrification même dans des conditions difficiles telles que des températures hivernales basses.
Dans la STEP de Bazenheid, des analyses ADN ont permis d'identifier des déficits dans la population de nitrifiants, qui ont pu être comblés par des modifications ciblées des paramètres d'exploitation tels que l'âge des boues et l'apport d'oxygène. En peu de temps, une grande population de nitrifiants s'est réinstallée dans le système porteur. Ainsi, l'installation a pu être stabilisée après des problèmes de taux de nitrites élevés et une nitrification réussie a été maintenue pendant l'hiver. Il convient de souligner que les analyses ont permis d'identifier non seulement les NOB classiques, mais aussi les bactéries Comammox, qui effectuent une nitrification complète et pourraient être d'un grand avantage pour ce système, car elles ne sont pas associées à la production de protoxyde d'azote.
Les analyses d'ADN pourraient être utilisées plus largement à l'avenir pour améliorer encore l'efficacité des stations d'épuration. Elles pourraient par exemple aider à mieux comprendre les interactions entre différents groupes microbiens et à développer des mesures ciblées pour favoriser certaines espèces. De plus, elles offrent un potentiel d'amélioration de la stabilité des processus par la détection précoce de changements dans la composition microbienne, avant même que des problèmes visibles n'apparaissent. Cela pourrait augmenter encore la robustesse de l'installation et optimiser la consommation d'énergie et de ressources.
[1] Mannina, G. et al. (2020) : Integrated Fixed Film Activated Sludge (IFAS) membrane BioReactor : The influence of the operational parameters, Bioresour Technol, vol. 301. doi : 10.1016/j.biortech.2020.122752
[2] Wang, D. et al. (2021) : A novel pilot-scale IFAS-MBR system with low aeration for municipal waste treatment : Linkages between nutrient removal and core functional microbiota, Science of the Total Environment, vol. 776. doi : 10.1016/j.scitotenv.2021.145858
[3] Vergine, P. et al. (2018) : Sludge cake and biofilm formation as valuable tools in wastewater treatment by coupling Integrated Fixed-film Activated Sludge (IFAS) with Self-Forming Dynamic Membrane BioReactors (SFD-MBR), Bioresour Technol, vol. 268, pp. 121-127. doi : 10.1016/j.biortech.2018.07.120
[4] Niederdorfer, R. et al. (2024) : MicROcensus : analyses microbiomiques en temps réel sur les STEP, Aqua & ; Gas, vol. 103, no. 9, pp. 54-59, Accessed : Dec. 10, 2024. [En ligne]. https://www.dora.lib4ri.ch/eawag/islandora/object/eawag%3A31840
[5] Gruber, W. (2021) : Linking seasonal N2O emissions and nitrification failures to microbial dynamics in a SBR wastewater treatment plant. Water Res X, vol. 11, p. 100098, doi : 10.1016/j.wroa.2021.100098
[6] Keuter, S. et al. (2022) : Some like it cold : the cellular organization and physiological limits of cold-tolerant nitrite-oxidizing Nitrotoga. Environ Microbiol, vol. 24, no. 4, pp. 2059-2077. doi : 10.1111/1462-2920.15958[7] D. Houweling, D. ; Daigger, G. T. (2019) : Intensification des boues activées à l'aide de biofilms supportés par un milieu. CRC Press. doi : 10.1201/9780429260278
[8] Cotto, I. et al. (2023) : La faible diversité et la microdiversité des bactéries comammox dans les systèmes d'eaux usées suggèrent des adaptations spécifiques au sein du cluster Ca. Nitrospira nitrosa. Water Res, vol. 229, doi : 10.1016/j.watres.2022.119497
[9] Palomo, A. et al. (2020) : Evolutionary Ecology of Natural Comammox Nitrospira Populations. mSystems, doi : 10.1128/msystems.01139-21
[10] Cotto, I.et al. (2020) : Long solid retention times and attached growth phase favor prevalence of comammox bacteria in nitrogen removal systems. Water Res, vol. 169, Feb. 2020, doi : 10.1016/j.watres.2019.115268
[11] Koch, H. et al. (2018) : Nitrification complète : insights into the ecophysiology of comammox Nitrospira. Appl Microbiol Biotechnol, pp. 1-13, http://link.springer.com/10.1007/s00253-018-9486-3
[12] Chao, Y. et al. (2016) : Novel nitrifiers and comammox in a full-scale hybrid biofilm and activated sludge reactor revealed by metagenomic approach. Appl Microbiol Biotechnol, vol. 100, no. 18, pp. 8225-8237, sep. 2016, doi : 10.1007/s00253-016-7655-9
[13] KVilardi, K. et al. (2023) : Comammox bacterial preference for urea influences its interactions with aerobic nitrifiers. Juillet 2023, doi : 10.1101/2023.07.11.548560
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