Digestion améliorée des boues activées à l'aide d'un bioréacteur à membrane dynamique anaérobie immergé : performances, caractéristiques des boues et communauté microbienne

Rapports scientifiques volume 6, Numéro d'article : 20111 (2016) Citer cet article

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La digestion anaérobie (DA) joue un rôle important dans le traitement des déchets par boues activées (WAS) ; cependant, le procédé AD (CAD) conventionnel nécessite des améliorations substantielles, en particulier pour le traitement des WAS à faible teneur en solides et à faible biodégradabilité anaérobie. Ici, nous proposons un bioréacteur à membrane dynamique anaérobie immergé (AnDMBR) pour l'épaississement et la digestion WAS simultanés sans aucun prétraitement. Au cours de l'exploitation à long terme, l'AnDMBR a présenté une réduction améliorée des boues et une production de méthane améliorée par rapport au processus CAD. De plus, le biogaz généré dans l'AnDMBR contenait une teneur en méthane plus élevée que le procédé CAD. Les signatures isotopiques stables du carbone ont permis d'élucider l'occurrence de voies méthanogènes combinées dans le processus AnDMBR, dans lesquelles la voie méthanogène hydrogénotrophique a contribué davantage à la production totale de méthane. Il a également été constaté que la dégradation de la matière organique était améliorée dans l'AnDMBR, fournissant ainsi des substrats plus favorables pour les micro-organismes. Le pyroséquençage a révélé que les Proteobacteria et les Bacteroidetes étaient abondants dans les communautés bactériennes et Methanosarcina et Methanosaeta dans les communautés archaea, qui jouaient un rôle important dans le système AnDMBR. Cette étude a mis en lumière la digestion améliorée du WAS à l'aide de la technologie AnDMBR.

Les déchets de boues activées (WAS) sont générés pendant le processus de traitement biologique des eaux usées et constituent potentiellement un polluant secondaire s'ils ne sont pas correctement traités. Le traitement et l'élimination des WAS représentent jusqu'à 50 % des coûts d'exploitation des usines de traitement des eaux usées (WWTP), ce qui représente un défi pour la gestion des eaux usées municipales dans le monde entier1,2. Pour le traitement WAS, la digestion anaérobie (DA) est attrayante en raison de ses avantages tels que la réduction de la quantité de boues, la production de biogaz et la destruction des agents pathogènes2. Cependant, certains inconvénients existent dans les processus AD (CAD) conventionnels qui entravent leurs applications à grande échelle. Par exemple, l'épaississement des boues est nécessaire avant le processus AD afin de réduire le volume WAS. En outre, le temps de rétention hydraulique (HRT) est identique au temps de rétention solide (SRT), ce qui entraîne un plus grand volume de digesteur et le fonctionnement non flexible des processus CAD. D'autre part, le WAS, en particulier dans les systèmes de traitement biologique avec de longs SRT, présente une biodégradabilité anaérobie relativement faible par rapport aux boues primaires en raison de l'accumulation de résidus cellulaires et de matières inertes en suspension3,4, ce qui affecte également négativement les performances de la DA.

Afin d'améliorer les performances de la DA, certains procédés de DA à haut débit, tels que la couverture de boues de granules expansées (EGSB)5 et le bioréacteur à membrane anaérobie (AnMBR)1,6, ont été proposés. Pour la technologie EGSB, la granulation des boues est complexe et exigeante et le WAS, contrairement aux eaux usées, peut influencer les performances des granulés anaérobies5. Le processus AnMBR prévaut sur le processus CAD en termes de réduction de l'empreinte, d'épaississement et de digestion simultanés et de découplage HRT de SRT1. La séparation solide/liquide efficace des membranes retient bien les micro-organismes et favorise ainsi la dégradation des polluants7. Récemment, des systèmes AnMBR avec des membranes de microfiltration/ultrafiltration (MF/UF) ont été appliqués à la digestion WAS. Dagnew et al.8 ont utilisé des membranes tubulaires externes pour traiter le WAS épaissi dosé en polymère (solides totaux 17,0 g/L) dans un digesteur anaérobie à l'échelle pilote et ont observé environ 48 % du taux de réduction des solides volatils sous HRT 15 j et SRT 30 j. Un taux de destruction similaire des solides volatils (45 à 51 %) a été rapporté par Xu et al.9 en utilisant un système AnMBR externe pour la digestion de WAS épaissi à un flux de membrane de 1,3 à 3,5 L/(m2 h). Cependant, les principaux inconvénients des procédés AnMBR sont le faible flux membranaire des membranes MF/UF et le taux élevé d'encrassement des membranes6. De plus, la configuration de la membrane externe entraîne une grande consommation d'énergie car l'encrassement est contrôlé via des vitesses de circulation élevées, ce qui peut également inhiber l'activité méthanogène due au cisaillement intense de la pompe6,10.

Dans les procédés AnMBR, la formation de gâteau est un contributeur majeur à l'encrassement des membranes et préjudiciable aux performances de filtration11. Cependant, la formation de gâteaux sur les surfaces de la membrane peut être bénéfique pour l'opération de filtration de l'autre côté, appelée filtration dynamique sur membrane (DM)12,13,14. La couche de gâteau déposée in situ, à savoir une couche DM, réalise une séparation solide-liquide plutôt que le matériau de support. Par conséquent, les matériaux de support peuvent être constitués de mailles, de tissus et d'autres matériaux bon marché au lieu de membranes MF/UF coûteuses13. De plus, le nettoyage physique est suffisant pour restaurer la perméabilité du DM, ce qui épargne le réactif de nettoyage chimique pendant le fonctionnement à long terme15. Avec la combinaison de la technologie DM, le processus de bioréacteur à membrane dynamique anaérobie (AnDMBR) semble répondre aux pénuries de systèmes AnMBR.

Les AnDMBR ont été appliqués avec succès aux eaux usées municipales16, aux eaux usées synthétiques à haute résistance17 et au traitement des lixiviats de décharge18. Cependant, les études sur la technologie AnDMBR pour le traitement WAS sont très limitées. Dans notre publication précédente, un système AnDMBR pour la digestion WAS a été démarré avec succès19. Par rapport aux procédés de traitement des eaux usées, les systèmes de digestion WAS fonctionnent avec des concentrations de solides beaucoup plus élevées, ce qui peut remettre en cause les performances de la filtration DM. À ce jour, il y a un manque évident d'étude systématique sur les performances d'un AnDMBR pour la digestion WAS.

Dans le présent travail, nous avons donc cherché à étudier les performances à long terme d'un système AnDMBR pour le traitement WAS. Les objectifs de cette étude étaient : (1) de comparer les performances de digestion entre AnDMBR et CAD ; (2) caractériser les propriétés des boues digérées ; et (3) d'élucider les mécanismes par des analyses biochimiques et microbiennes.

La biodégradabilité anaérobie des boues d'alimentation est un facteur crucial affectant les performances de la DA. Dans cette étude, des tests de potentiel biochimique du méthane (BMP) ont été effectués pour identifier la biodégradabilité anaérobie WAS4,20. La production maximale de méthane de WAS dans notre étude était de 199,5 ± 6,4 mL/gVSS ajouté (voir Fig. S1 supplémentaire). Par rapport à d'autres BMP de WAS (206–427 mL/gVSS ajouté) dans la littérature disponible4, la valeur de BMP dans le présent travail était à un niveau bas, indiquant une biodégradabilité anaérobie relativement faible de l'aliment WAS.

Les performances de l'AnDMBR et du CAD ont été surveillées pendant 200 jours (Figs 1 et 2). Comme le montre la figure 1A, la concentration de VSS dans l'AnDMBR était 4,0 fois supérieure à celle du processus CAD, ce qui implique que l'AnDMBR avait la fonction d'épaississement des boues. Pendant ce temps, un taux de réduction de 50, 8 ± 6, 8% des solides volatils en suspension (VSS) a été atteint dans l'AnDMBR, supérieur à celui du CAD (Fig. 1B), indiquant l'amélioration de la destruction des VSS dans le système. Les résultats ont démontré que le processus AnDMBR pouvait réaliser un épaississement et une digestion WAS simultanés8. La concentration de la demande chimique en oxygène soluble (SCOD) dans l'AnDMBR était de 1,7 fois supérieure à celle de la CAD (Fig. 1C), ce qui montre que l'AnDMBR pourrait améliorer l'hydrolyse des boues21. L'analyse des acides gras volatils (AGV) a démontré que l'acétate était le composant le plus prédominant, représentant plus de 90 % des AGV totaux. Cependant, les concentrations d'acétate dans les deux systèmes étaient faibles (Fig. 1D), ce qui suggère que les AGV produits ont été rapidement utilisés pour la production de méthane. Après la digestion des boues, de grandes quantités d'ammoniac ont été produites (voir Fig. S2 supplémentaire). La concentration en ammonium dans l'AnDMBR était de 172,7 mg/L en moyenne, légèrement supérieure à celle du CAD. Cependant, il est toujours inférieur à la valeur seuil de 200 mg/L qui pourrait inhiber le processus de MA, comme indiqué ailleurs22.

Exécution des processus AnDMBR et CAO.

(A) Concentrations de VSS dans les réacteurs, (B) Taux de réduction de VSS, (C) Concentrations de SCOD dans les réacteurs et (D) Concentrations d'acétate dans les réacteurs. Les barres d'erreur représentent les écarts types (n = 30 pour le VSS, le taux de réduction du VSS et le SCOD et n = 19 pour l'acétate).

Production de méthane dans les procédés AnDMBR et CAD.

Comme le montre la figure 2, la production de méthane de l'AnDMBR était de 0, 15 ± 0, 05 L / (Lréacteur d), bien supérieure à celle du CAD. La production spécifique de méthane basée sur le VSS retiré pour l'AnDMBR était de 0,27 ± 0,07 L/gVSS retiré, ce qui est également beaucoup plus élevé que celui du CAD (0,02 ± 0,02 L/gVSS retiré). Afin d'expliquer les raisons de l'augmentation de la production de méthane dans l'AnDMBR, des tests d'activité méthanogène spécifique (SMA) des boues des deux systèmes ont été réalisés. L'acétate et le H2/CO2 ont été choisis comme substrats dans les tests SMA pour évaluer les activités des méthanogènes acétoclastiques et hydrogénotrophes, respectivement. Comme le montre le tableau supplémentaire S2, les deux valeurs de SMA basées sur l'acétate et le H2/CO2 pour l'AnDMBR étaient supérieures à celles du CAD. Les valeurs de SMA pourraient être liées à des abondances relatives de méthanogènes, qui seront discutées dans la section Analyses microbiennes. L'activité méthanogène plus élevée de la biomasse dans le procédé AnDMBR a validé la production accrue de méthane de l'AnDMBR. Dans les AnDMBR, une charge solide volumétrique élevée peut être obtenue grâce au découplage du HRT du SRT. Lors de la même opération SRT, la charge solide du système AnDMBR sous un HRT raccourci était cinq fois supérieure à celle du processus CAD (0,17 kgVSS/m3 j). De cette manière, suffisamment de substrats ont été fournis pour la digestion dans le système, contribuant à l'amélioration de la production de méthane. En outre, la recirculation du biogaz dans l'AnDMBR a non seulement contrôlé l'encrassement des membranes (comme indiqué dans la section suivante), mais a également fourni un effet de mélange supplémentaire23, ce qui a facilité les interactions entre les boues d'alimentation et la biomasse active et intensifié le transfert de masse pour améliorer encore les performances de digestion WAS.

Outre l'augmentation de la production totale de méthane, une teneur élevée en méthane (CH4) dans le biogaz a également été observée dans l'AnDMBR. Dans le système, le biogaz contenait 72,0 ± 8,2 % de CH4, plus élevé que les procédés AD comme indiqué dans la littérature2. Par conséquent, une plus grande proportion de CH4 dans le biogaz du système AnDMBR indique un potentiel de récupération d'énergie plus élevé. La teneur élevée en méthane dans le biogaz d'AnDMBR peut être étroitement liée aux voies méthanogènes. Afin de les identifier, des signatures isotopiques stables du carbone ont été analysées dans notre étude (Tableau 1). Les voies méthanogènes peuvent être estimées par le facteur de fractionnement apparent αc et une valeur αc plus élevée indique une plus grande contribution de la voie méthanogène hydrogénotrophique à la production totale de méthane. Habituellement αc > 1,065, αc < 1,025 et αc autour de 1,045 représentent respectivement la méthanogenèse hydrogénotrophique, la méthanogenèse acétoclastique et la combinaison des deux voies24,25. On peut déduire du tableau 1 que les deux processus AD contenaient la méthanogénèse combinée, mais que la voie hydrogénotrophique jouait un rôle plus important dans l'AnDMBR, entraînant une teneur plus élevée en CH4 et une teneur plus faible en CO2 dans le système.

La formation de couches dynamiques est la clé des performances de filtration dans les AnDMBRs11,13 ; cependant, une surcroissance de la couche de DM entraîne une augmentation rapide de la pression transmembranaire (TMP). Afin de contrôler la croissance rapide de DM, le barbotage de biogaz avec une intensité de barbotage de 37,5 m3/(m2 h), qui se situe dans une plage typique de 17,6 à 65 m3/m2 h dans les AnMBR26, a été adopté dans le présent travail. Nos études préliminaires ont montré que le barbotage continu de biogaz affectait de manière significative la formation de MS, entraînant une mauvaise qualité de l'effluent (turbidité de l'effluent> 1000 NTU). Par conséquent, le mode de barbotage intermittent du biogaz a été choisi pour faciliter la formation et le contrôle de la couche de DM dans le fonctionnement à long terme. De plus, le mode de recirculation intermittente du biogaz (120 minutes d'arrêt et 20 minutes de marche) a épargné la consommation d'énergie de recirculation du biogaz de 85,7 % par rapport au barbotage continu au même taux de barbotage du biogaz.

Les variations de la pression transmembranaire (TMP) en fonction du temps de fonctionnement sont illustrées à la Fig. 3. Au cours du fonctionnement à long terme, deux modes de perméation ont été adoptés dans l'AnDMBR, à savoir une filtration continue et une filtration intermittente (aspiration de 10 minutes et pause de 2 minutes). Dans les deux modes de filtration, le profil de TMP présentait un phénomène évident en deux étapes, comprenant une augmentation initiale lente de TMP et une augmentation ultérieure rapide de TMP sur une courte période18. Les augmentations soudaines des valeurs de TMP pourraient être dues à la surcroissance et au compactage rapide de la couche de DM16, en particulier avec des concentrations de solides beaucoup plus élevées dans le système de digestion des boues que les procédés de traitement des eaux usées. Dans l'AnDMBR, les particules plus grosses de la liqueur mixte ont été effectivement rejetées par la couche de DM dans les deux modes de filtration (Fig. S3 supplémentaire). La turbidité de l'effluent pour les deux modes de filtration était de 84,4 ± 60,8 NTU et 98,0 ± 66,6 NTU, respectivement, ce qui n'a montré aucune différence significative dans la turbidité de l'effluent (p = 0,40 dans le test t). Cependant, la filtration intermittente a présenté un cycle de fonctionnement plus long (16,6 ± 8,0 j) par rapport à la filtration continue (4,3 ± 1,3 j) (Fig. 3), démontrant son avantage dans le contrôle de la croissance rapide de DM. Cela pourrait être attribué au fait qu'en mode de filtration intermittente, une partie des salissures membranaires pouvait diffuser loin de la surface de la membrane en raison du gradient de concentration et des forces de cisaillement de surface lorsque l'aspiration de la pompe était interrompue27.

TMP et variations de la turbidité des effluents de l'AnDMBR.

La flèche bleue vers le bas indique où le nettoyage physique a été effectué.

Dans le procédé AD, l'hydrolyse des boues conduit à la rupture des parois cellulaires et à la libération de substances polymères extracellulaires (EPS), qui fournissent des substrats organiques solubles, tels que la matière organique dissoute (DOM), pour les microorganismes acidogènes2. Par conséquent, les teneurs en DOM et en EPS liés dans les flocs de boues sont des indicateurs significatifs pour caractériser le processus de DA. La distribution de trois fractions, c'est-à-dire DOM, EPS faiblement lié (LB-EPS) et EPS étroitement lié (TB-EPS), est illustrée à la Fig. La différence de teneur en EPS entre les boues AnDMBR et WAS était plus importante que celle entre les boues CAD et WAS, ce qui montre que l'AnDMBR a permis une destruction améliorée de l'EPS. Pendant ce temps, les teneurs en DOM dans les boues AnDMBR étaient également inférieures à celles des boues CAD, ce qui suggère que la DOM produite provenait d'EPS et de substances polymères intracellulaires, étant des donneurs d'électrons28, était efficacement utilisée in situ pour générer du biogaz. L'amélioration de la dégradation de la matière organique extracellulaire pourrait s'expliquer par la plus grande abondance de bactéries fonctionnelles dans le processus AnDMBR, qui sera discutée dans la section Analyse microbienne.

Répartition de la matière organique extracellulaire des échantillons de boues.

(A) MOM ; (B) LB-EPS ; (C) TB-EPS. PS, PN et HS désignent respectivement les polysaccharides, les protéines et les substances humiques.

Les propriétés de fluorescence des échantillons de DOM ont également été explorées à l'aide d'une matrice d'excitation-émission (EEM) avec analyse d'intégration régionale de fluorescence (FRI) (Fig. S4 supplémentaire). Les substrats des régions II et IV présentent une biodégradabilité élevée, tandis que ceux des régions III et V présentent une faible biodégradabilité29. Des pourcentages plus élevés de régions II et IV, ainsi que des pourcentages plus faibles de régions III et V, ont été observés dans la fraction DOM de l'AnDMBR par rapport au CAD, indiquant que le système AnDMBR a fourni des substrats plus favorables pour le métabolisme ultérieur des microbes anaérobies. Cela explique également en partie pourquoi l'AnDMBR avait une production de méthane accrue.

Dans le traitement WAS, l'étape suivante après AD est normalement la déshydratation. Dans le présent travail, les propriétés de déshydratation des boues ont été comparées sur la base du temps d'aspiration capillaire normalisé (CSTn)30. Comme le montre la Fig. S5 supplémentaire, les valeurs CSTn des échantillons de boues dans l'AnDMBR et le CAD n'ont montré aucune différence statistique (p = 0,65 dans le test t), ce qui implique que les boues AnDMBR présentaient des propriétés de déshydratation similaires à celles des boues CAD. De plus, nous avons analysé les relations entre les compositions de DOM et les valeurs de CSTn et avons constaté que la teneur en protéines dans la DOM était significativement liée aux valeurs de CSTn (Fig. S6 supplémentaire), ce qui indiquait l'influence notable de la teneur en protéines de la DOM sur la déshydratation des boues31. Des quantités de protéines similaires dans les fractions DOM des deux systèmes AD (p = 0, 95 dans le test t, Fig. 4A) pourraient expliquer les résultats CSTn des boues digérées.

Afin d'élucider les communautés microbiennes pour la digestion WAS, 6 bibliothèques au total ont été construites pour les domaines des bactéries et des archées pour les trois échantillons de boues. Comme indiqué dans le tableau supplémentaire S1, les valeurs de couverture des échantillons de boues étaient supérieures à 0,98 dans la communauté bactérienne et archéenne, ce qui implique que les groupes phylogénétiques les plus courants ont été détectés dans nos bibliothèques32. Les indices de Chao et de Shannon ont montré des diversités bactériennes décroissantes et des diversités archéennes croissantes au cours de la digestion WAS.

Dans les communautés bactériennes, Proteobacteria et Bacteroidetes étaient les deux phylums les plus prédominants dans les échantillons de boues digérées (Fig. 5A), qui sont également signalés dans d'autres systèmes AD33,34. Les protéobactéries sont capables de dégrader une large gamme de macromolécules33 ; Les bactéroïdes, connus pour être des bactéries protéolytiques, sont impliqués dans la dégradation des protéines et capables de fermenter les acides aminés en acétate32. Les protéobactéries et les bactéroïdes représentaient une proportion plus importante dans le processus AnDMBR, ce qui pourrait expliquer l'amélioration de la dégradation de la matière organique (Fig. 4). Parmi ces embranchements, les protéobactéries étaient les mieux classées et les distributions des cinq subdivisions (c'est-à-dire alpha-, bêta-, gamma-, delta- et epsilon-) sont illustrées à la figure 5B. Les bêtaprotéobactéries constituaient la classe la plus prédominante dans les échantillons de boues digérées, qui constitueraient le groupe central de la dégradation de la matière organique32. Une abondance relative plus élevée de Betaproteobacteria dans l'AnDMBR pourrait valider ses performances de dégradation améliorées. De plus, les bêtaprotéobactéries seraient également prédominantes dans les communautés microbiennes utilisant le propionate, le butyrate et l'acétate35, ce qui pourrait être lié aux faibles concentrations d'AGV dans les deux systèmes AD (Fig. 1D). D'autre part, des bactéries productrices de biohydrogène, telles que des genres de Rhodobacter appartenant à Alphaproteobacteria36, ont été observées dans la présente étude, suggérant que des voies méthanogènes polyvalentes, par exemple la méthanogénèse hydrogénotrophe, pourraient se produire dans les processus de MA.

Communautés bactériennes.

(A) Niveau de l'embranchement ; (B) subdivisions de Proteobacteria au niveau de la classe. L'abondance relative est définie comme le nombre de séquences affiliées à ce taxon divisé par le nombre total de séquences par échantillon (%). Les embranchements représentant moins de 1 % de l'abondance relative sont considérés comme les autres.

Afin d'illustrer les similitudes de diverses communautés d'archées, des analyses de Venn ont été effectuées sur les trois échantillons de boues basés sur les OTU à un niveau de dissimilarité de 0, 03 (Fig. 6A). Le nombre total d'OTU observés était de 112, avec 26 OTU (représentant 23,2 %) communément partagés par les trois échantillons de boues. Par rapport aux boues CAD, les boues AnDMBR ont montré un plus grand nombre d'OTU uniques et partagé un plus petit nombre d'OTU avec WAS. Il semble que les communautés archées se soient modifiées de manière plus significative dans le système AnDMBR. De plus, une comparaison statistique par paires entre les deux processus AD a été réalisée au niveau du genre (Fig. 6B, C). Deux genres méthanogènes majeurs dans l'AnDMBR étaient Methanosarcina et Methanosaeta. Methanosarcina représentait 46,4% du total des lectures au niveau du genre dans l'AnDMBR. Methanosaeta était le deuxième genre le plus abondant dans l'AnDMBR, alors qu'il était le genre le plus abondant dans le CAD. En comparaison, l'AnDMBR contenait des Methanosarcina plus abondants et des Methanosaeta moins abondants que le CAD d'une manière statistiquement notable. Les méthanosarcines sont signalées comme des méthanogènes robustes qui peuvent tolérer des facteurs de stress tels que des niveaux élevés d'ammonium et de sel, un choc de pH et une surcharge organique37. Par conséquent, Methanosarcina pourrait submerger d'autres genres vulnérables pendant le fonctionnement à long terme du système AnDMBR. En outre, les abondances relatives totales de Methanosarcina et Methanosaeta dans l'AnDMBR étaient supérieures à celles du CAD, ce qui est cohérent avec les résultats de la SMA (tableau supplémentaire S2).

Communautés archéennes.

(A) Diagramme de Venn basé sur les OTU (3 % de distance) ; (B) abondances relatives des genres phylogénétiques ; (C) analyse statistique des différences entre les abondances relatives. L'abondance relative est définie comme le nombre de séquences affiliées à ce taxon divisé par le nombre total de séquences par échantillon (%).

Les genres Methanosarcina et Methanosaeta consomment différents types de substrats pour la méthanogénèse38. Methanosarcina est capable d'utiliser une grande variété de substrats organiques tels que l'acétate, le H2, le CO2, le méthanol et le formiate37, ce qui a soutenu l'apparition d'une voie méthanogène combinée (acétoclastique et hydrogénotrophique) dans l'AnDMBR. D'autre part, les Methanosaeta sont des méthanogènes acétoclastiques, dont l'abondance relative plus élevée pourrait conduire à la dominance de la méthanogenèse acétoclastique dans la DAC. Les communautés archéennes des deux systèmes AD (Fig. 6B, C) correspondent à l'identification de la voie méthanogène, comme indiqué dans le tableau 1.

Dans le présent travail, le processus AnDMBR a présenté des performances de digestion WAS améliorées par rapport au processus CAD. Les analyses du bilan énergétique des deux systèmes AD (Informations supplémentaires Section 2 et Fig. S7) ont montré que par rapport au processus CAD, environ 37,3 % de la demande nette d'énergie a été réduite, ce qui indique l'amélioration de l'efficacité énergétique du système AnDMBR. Par exemple, dans une usine de traitement des eaux usées à grande échelle avec une production quotidienne de boues excédentaires de 2 000 kg (boues sèches), l'utilisation de la technologie AnDMBR au lieu du processus de CAO pourrait permettre d'améliorer considérablement la digestion des boues et d'économiser environ 6,6 × 105 kWh de consommation annuelle nette d'énergie (Informations supplémentaires, section 2). Cependant, d'autres améliorations sont nécessaires avant les applications pratiques de la technologie AnDMBR dans les aspects suivants. Le plus grand défi est la production d'énergie nette négative (Fig. S7 supplémentaire). Le chauffage représente la plus grande proportion de la consommation totale d'énergie en raison de la différence de température entre le réacteur et les boues d'alimentation. Afin de relever le défi, 65 % de l'énergie récupérée via la combustion du méthane qui est dégagée sous forme de chaleur39 peut être utilisée pour compenser la consommation d'énergie de chauffage. Des tentatives peuvent également être faites pour optimiser le fonctionnement de l'AnDMBR dans des conditions de température ambiante afin de réduire la demande d'énergie de chauffage. Outre les considérations énergétiques, des méthodes de prétraitement AD telles que les ultrasons peuvent être adoptées pour améliorer la dégradabilité anaérobie des boues d'alimentation avant le procédé AnDMBR40.

En résumé, nous avons étudié les performances à long terme d'un système AnDMBR submergé pour traiter le WAS avec une faible biodégradabilité anaérobie. Un taux de réduction de VSS de 50,8 % et une production spécifique de méthane de 0,27 L/gVSS éliminé ont été atteints. Du biogaz de haute qualité avec une teneur en CH4 de 72,0 % a été produit à partir du système, attribué à une plus grande contribution de la voie méthanogène hydrogénotrophe, comme l'a révélé l'analyse de la signature isotopique stable. Le système AnDMBR a présenté des performances de filtration efficaces en utilisant des modes de barbotage intermittent de biogaz et de filtration intermittente. De plus, l'AnDMBR a favorisé la dégradation de la matière organique extracellulaire et fourni des substrats plus favorables que le CAD. Les boues digérées dans l'AnDMBR présentaient une capacité de déshydratation similaire à celle du CAD. Le pyroséquençage a révélé que des abondances relatives plus élevées de protéobactéries et de bactéroïdes dans les communautés bactériennes ont été observées dans le processus AnDMBR, ce qui pourrait être lié à sa dégradation accrue de la matière organique. Dans les communautés archées, Methanosarcina et Methanosaeta étaient les principaux genres responsables de la production de méthane dans l'AnDMBR, conformément à l'identification de la voie méthanogène. L'amélioration des performances de digestion WAS dans les AnDMBR pourrait être due au découplage du HRT du SRT, à la recirculation du biogaz, à la charge élevée de solides organiques et à la communauté microbienne unique induite.

Le système AnDMBR pour le traitement direct du WAS est illustré à la Fig. 7. Les boues en excès de la station d'épuration de Quyang (Shanghai, Chine, 31,3 °N 121,5 °E) ont été utilisées comme affluent après avoir traversé un maillage (taille des pores = 0,9 mm). Les caractéristiques de l'influent WAS sont les suivantes : VSS 3,47 ± 0,82 g/L, SCOD 30 ± 17 mg/L, acétate 3,5 ± 2,4 mg/L, ammonium 4,9 ± 5,2 mg/L et CSTn 3,3 ± 0,5 s L/gTSS. Le niveau de liqueur dans le système était contrôlé à l'aide d'un réservoir d'influent surélevé. Le système AnDMBR consistait en un digesteur anaérobie complètement mixte (volume effectif de 67 L) couplé à un réacteur à membrane dynamique anaérobie immergé (volume effectif de 2 L). La configuration a facilité le nettoyage et le remplacement pratiques de la membrane dans la zone de la membrane tout en maintenant le digesteur principal strictement anaérobie à tout moment. HRT et SRT du système étaient de 5 jours et 20 jours, respectivement. Un module de membrane dynamique à feuille plate a été monté dans la zone de la membrane, qui était constituée de mailles en Dacron (taille des pores = 39 μm). Une pompe péristaltique a été installée pour recycler les boues du digesteur anaérobie vers la zone de membrane dynamique à un taux de recirculation de 300 % et une autre pompe péristaltique a été utilisée pour retirer le perméat du module de membrane dynamique. Le débit de l'effluent était contrôlé par un débitmètre. La pression transmembranaire (TMP) a été surveillée quotidiennement à l'aide d'un manomètre et une valeur moyenne a été rapportée. La production de biogaz a été mesurée en fonction du volume de biogaz collecté dans le collecteur de gaz mouillé (LMF-1, Duoyuan Instrument Technology Co., Ltd., Chine), dans lequel la pression du gaz était maintenue à une pression de 1 atm. Des radiateurs électriques contrôlés par des capteurs de température ont été utilisés pour maintenir la température du système à 35 ± 2 °C. Le biogaz a été recyclé à l'aide d'une pompe à gaz à membrane (KNF, Allemagne) en mode de fonctionnement intermittent (120 minutes d'arrêt et 20 minutes de marche) pour récurer les surfaces de la membrane pour le contrôle de l'encrassement et le taux de barbotage du biogaz par unité de surface projetée de la zone de la colonne montante a été contrôlé à 37,5 m3/(m2 h). Le module de membrane dynamique a fonctionné à un flux instantané de ~ 15 L/(m2 h). Dans notre étude, deux modes de fonctionnement de la pompe d'aspiration des effluents ont été appliqués. De 51 jours à 117 jours, une filtration continue a été appliquée avec une surface de membrane de 0,038 m2. De 118 j à 200 j, une filtration intermittente (10 min d'aspiration et 2 min de pause) a été adoptée. Afin de maintenir le même HRT, la surface de la membrane a été augmentée à 0,046 m2. Un nettoyage physique a été effectué pour la membrane dynamique lorsque le TMP a augmenté à 30 kPa.

Schéma du processus AnDMBR.

Pendant ce temps, un réacteur de digestion anaérobie conventionnel (CAD) à l'échelle du laboratoire avec un volume effectif de 5 L a été utilisé comme test de contrôle. La vitesse et la température d'agitation ont été fixées à 50 tr/min et 35 ± 2 ° C, respectivement, pour conserver les mêmes conditions que l'AnDMBR. Le WAS mentionné ci-dessus a également été utilisé comme boue d'alimentation du CAD. Dans les processus CAO, HRT et SRT sont identiques1,2. Par conséquent, 5 jours et 20 jours de SRT (HRT) étaient tous deux nécessaires pour établir la comparaison d'AnDMBR. Cependant, il a été rapporté que des temps de rétention inférieurs à 5 jours sont insuffisants pour une digestion stable en CAD et que les performances de digestion augmentent avec une augmentation du SRT lorsque le SRT est inférieur à 20 d2. Ainsi, nous avons choisi 20 jours comme SRT (HRT) du CAD pour obtenir de meilleures performances de digestion. Les deux réacteurs ont été soumis à une acclimatation pendant 50 jours avant les expériences de ce travail.

Afin de caractériser la biodégradabilité anaérobie du WAS, des tests BMP ont été réalisés selon le protocole rapporté par Angelidaki et al.20. Les échantillons de boue WAS et AnDMBR entrants ont été choisis respectivement comme substrat et inoculum et le rapport inoculum/substrat VSS était de 141. Les tests BMP ont été effectués en triple à 35 ± 2 °C. Pendant ce temps, le SMA a été mesuré pour évaluer la capacité méthanogène de la biomasse dans l'AnDMBR et le CAD. L'acétate et le H2/CO2 ont été utilisés comme substrats, respectivement. Les tests SMA ont été réalisés en triple selon notre précédente étude19.

La matière organique extracellulaire a été divisée en fractions de matière organique dissoute (DOM) et de substances polymères extracellulaires liées (EPS). Le DOM a été extrait sur la base de notre étude précédente42, tandis que les EPS liés, y compris les EPS faiblement liés (LB-EPS) et les EPS étroitement liés (TB-EPS), ont été extraits selon Han et al.43. Trois composants principaux de la DOM et de l'EPS, à savoir les polysaccharides, les protéines et les substances humiques44, ont été déterminés et normalisés à la teneur en solides des échantillons de boues. Les polysaccharides ont été déterminés par la méthode de l'anthrone avec le glucose comme référence standard45, tandis que les protéines et les substances humiques ont été mesurées en utilisant les méthodes de Lowry modifiées en utilisant respectivement l'albumine de sérum bovin et l'acide humique comme références standard44.

De plus, des spectres de fluorescence de matrice d'émission d'excitation tridimensionnelle (EEM) ont été obtenus à l'aide d'une spectrométrie de luminescence (spectrophotomètre F-4500 FL, HITACHI, Japon). Après avoir partiellement supprimé les dispersions Rayleigh et Raman, la méthode d'intégration régionale de fluorescence (FRI) a été appliquée pour calculer les pourcentages de cinq régions d'excitation-émission46,47.

Dans cette étude, 454 pyroséquençage à haut débit ont été utilisés pour révéler les structures de la communauté microbienne de différents systèmes. Des échantillons de boues d'affluent, d'AnDMBR et de CAD ont été prélevés au jour 180 lorsque les réacteurs ont été jugés avoir atteint leur état de fonctionnement stable après avoir fonctionné pendant plus de 3 fois SRT. Des analyses microbiennes ont été réalisées selon notre précédente étude19. Les procédures de pyroséquençage ont été documentées dans les informations supplémentaires. Une comparaison statistique par paires de la taxonomie entre les deux échantillons a été réalisée à l'aide du STAMP (test t de Welch bilatéral sur le niveau alpha de 0,05)48.

Dans la digestion anaérobie, les voies méthanogènes peuvent être quantifiées par fractionnement isotopique stable du carbone24. Une fois le fonctionnement en régime permanent des réacteurs atteint, des échantillons de gaz d'AnDMBR et de CAD ont été prélevés par des sacs d'échantillonnage de gaz pour mesurer les signatures isotopiques stables de CH4 (δCH4) et de CO2 (δCO2). Les analyses isotopiques ont été réalisées à l'aide d'un spectromètre de masse à rapport isotopique (Isoprime, GV, UK) couplé à un chromatographe en phase gazeuse (6890N, Agilent Technologies, USA) avec une colonne CP-poraplot Q (25 m × 0,32 mm × 20 μm) selon le protocole rapporté par ailleurs49.

Le facteur de fractionnement du carbone apparent (αc) a été calculé à l'aide de l'équation (1) 24 :

où δCH4 et δCO2 sont les signatures isotopiques 13C du CH4 et du CO2 totaux.

Les paramètres analytiques des échantillons de boues, tels que la demande chimique en oxygène soluble (SCOD), l'azote ammoniacal (NH4+-N), le total des solides en suspension (TSS) et les solides volatils en suspension (VSS), ont été déterminés selon les méthodes standard50. La turbidité de l'effluent a été testée par un turbidimètre portable (2100Q, Hach Company, USA). La composition des gaz (CH4 et CO2) a été mesurée à l'aide d'une chromatographie en phase gazeuse (6890N, Agilent, US) équipée d'un détecteur à conductivité thermique (TCD). Les compositions d'acides gras volatils (AGV) (principalement de l'acétate dans notre étude) ont été analysées via une chromatographie en phase gazeuse (6890N, Agilent, US) équipée d'un détecteur à ionisation de flamme (FID). Le temps d'aspiration capillaire (CST) a été testé par une minuterie d'aspiration capillaire (modèle 304M CST, Triton Electronics Ltd., Angleterre). Étant donné que les valeurs de CST sont liées aux concentrations de biomasse, pour une comparaison équitable, les valeurs de CST ont été divisées par la concentration de TSS et exprimées en tant que CST normalisé (CSTn) avec une unité de s L/gTSS31. Un test t bilatéral non apparié a été appliqué pour comparer les différences entre deux groupes de données (à l'exception des données microbiennes) au niveau alpha de 0, 05 à l'aide de SigmaPlot (version 11.0, Systat Software, Inc., États-Unis).

Les taux de réduction VSS des réacteurs ont été calculés selon l'équation (2):

où VSSRR est le taux de réduction de VSS (%) et VSS0, VSS1 et VSS2 sont les concentrations de VSS du WAS d'alimentation, des boues digérées et du perméat membranaire, respectivement (g/L) et Q0, Q1 et Q2 sont les débits du WAS d'alimentation, des boues digérées et du perméat membranaire, respectivement (L/j). Pour le réacteur CAD, les valeurs VSS2 et Q2 sont égales à zéro.

Comment citer cet article : Yu, H. et al. Digestion améliorée des boues activées à l'aide d'un bioréacteur à membrane dynamique anaérobie immergé : performances, caractéristiques des boues et communauté microbienne. Sci. 6, 20111 ; doi : 10.1038/srep20111 (2016).

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Nous remercions le State Key Laboratory Funding of Tongji (PCRRY14002), le Shanghai Rising-Star Program (14QA1403800) et les Fundamental Research Funds for the Central Universities pour le soutien financier de cette étude.

State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, School of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai, 200092, République populaire de Chine

Hongguang Yu, Zhiwei Wang et Zhichao Wu

Académie chinoise de recherche sur les sciences environnementales, Pékin, 100012, République populaire de Chine

Chaowei Zhu

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ZWW et ZCW ont conçu et conçu les expériences. HGY a réalisé les expériences, analysé les données. HGY, ZWW et CWZ ont co-écrit le manuscrit.

Les auteurs déclarent une absence d'intérêts financiers en compétition.

Ce travail est sous licence internationale Creative Commons Attribution 4.0. Les images ou tout autre matériel tiers dans cet article sont inclus dans la licence Creative Commons de l'article, sauf indication contraire dans la ligne de crédit ; si le matériel n'est pas inclus dans la licence Creative Commons, les utilisateurs devront obtenir l'autorisation du titulaire de la licence pour reproduire le matériel. Pour voir une copie de cette licence, visitez http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/

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Yu, H., Wang, Z., Wu, Z. et al. Digestion améliorée des boues activées à l'aide d'un bioréacteur à membrane dynamique anaérobie immergé : performances, caractéristiques des boues et communauté microbienne. Sci Rep 6, 20111 (2016). https://doi.org/10.1038/srep20111

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Reçu : 11 novembre 2015

Accepté : 24 décembre 2015

Publié: 01 février 2016

DOI : https://doi.org/10.1038/srep20111

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