Élimination de la matière organique dans une nitrification simultanée

Rapports scientifiques volume 12, Numéro d'article : 1882 (2022) Citer cet article

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Une correction de l'auteur à cet article a été publiée le 17 novembre 2022

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Le traitement des eaux usées porcines est un défi complexe, en raison des fortes concentrations de matière organique (MO) et d'azote (N) qui nécessitent un processus efficace. Cette étude s'est concentrée sur l'évaluation de deux supports différents pour l'élimination de l'OM et de l'azote d'un réacteur à couverture de boues anaérobies à flux ascendant (UASB) alimenté avec des eaux usées de porc. Des tests d'activité de nitrification spécifique maximale (MSNA) et de dénitrification (MSDA) pour le biofilm et la biomasse en suspension ont été réalisés en utilisant comme supports : mousse de polyuréthane (R1) et anneaux en polyéthylène (R2). Les résultats ont montré que le système R2 était plus efficace que R1, atteignant une élimination de MO de 77 ± 8 % et de N de 98 ± 4 %, attribuée à une activité de dénitrification spécifique plus élevée enregistrée (5,3 ± 0,34 g NO3-N/g TVS∙h). De plus, 40 ± 5 % du N initial des eaux usées ont pu être transformés en azote moléculaire par le SND, dont seulement 10 ± 1 % se sont volatilisés. En ce sens, les tests MSDA ont indiqué que la biomasse en suspension était responsable d'au moins 70 % de l'élimination de l'azote et que seulement 20 % peuvent être attribués au biofilm. Le SND a pu être confirmé par l'analyse de la diversité microbienne, en raison de la présence du genre Pseudomonas qui dominait la communauté procaryote du système à 54,4 %.

L'azote est un nutriment biologique essentiel à la croissance et l'un des principaux constituants de tous les organismes vivants. Cependant, sa présence excessive doit être évitée pour les raisons suivantes : (a) L'azote sous forme réduite exerce une demande en oxygène dans la masse d'eau réceptrice1, (b) L'ammoniac et le nitrite sont toxiques pour les poissons à des concentrations supérieures à 0,045 et 0,20 mg/L, respectivement2, (c) Les eaux usées à forte concentration en azote nécessitent une grande quantité de chlore pour leur désinfection3, et (d) Les nitrites et les nitrates à des concentrations supérieures à 0,2 et 1,5 mg/L, respectivement, conjointement avec le phosphore à des concentrations supérieures à 0,10 mg/L peut entraîner l'eutrophisation des lacs et des plans d'eau, ce qui entraîne une croissance incontrôlée d'algues et d'autres plantes aquatiques4,5. L'azote peut apparaître dans les eaux usées sous différentes formes ionisées : ammonium (NH4+) et ammoniac (NH3+) qui dépendent de la concentration, du pH et de la température6.

En fait, différentes technologies ont été proposées pour l'élimination de l'azote de l'eau. Ces technologies comprennent des processus physico-chimiques tels que l'échange d'ions, l'adsorption, l'osmose inverse et des processus chimiques tels que les métaux actifs et les méthodes catalytiques7,8,9,10. Cependant, ces technologies ne sont pas axées sur l'élimination de fortes concentrations d'ammoniac et d'autres espèces de N, comme Jonoush et al.11 qui ont rapporté l'élimination de nitrate à de faibles concentrations (50 mg/L) à l'aide d'une cathode Ni-Fe non noble. Diverses technologies biologiques ont été développées pour l'élimination de l'azote, par exemple, (i) un système à réacteur unique pour une élimination élevée de l'ammonium sur le nitrite, mieux connu sous le nom de procédé SHARON, qui est basé sur l'oxydation de l'ammonium en nitrites de 50 %, dans des conditions de faible teneur en oxygène (< 0,7 mg d'O2/L) ; (ii) Oxydation anaérobie de l'ammonium (ANAMMOX), où l'ammonium fonctionne comme donneur d'électrons et l'oxygène du nitrite comme récepteur d'électrons pour obtenir de l'azote gazeux ; et (iii) la nitrification-dénitrification simultanée (SND), qui est obtenue en formant des microzones anoxiques à l'intérieur des consortiums bactériens trouvés dans le réacteur aérobie. La coexistence de zones aérobies et anoxiques conduit à l'auto-assemblage de microorganismes nitrifiants autotrophes et dénitrifiants hétérotrophes dans le SND en raison de la distribution de la DO. Par conséquent, il est très important d'effectuer un traitement anaérobie des eaux usées à haute teneur en carbone pour favoriser ultérieurement dans le système aérobie une nitrification-dénitrification et réduire la compétition pour l'OD avec les microorganismes hétérotrophes. Un affluent à rapport C/N élevé peut également influencer négativement l'abondance des bactéries nitrifiantes et l'efficacité du processus de nitrification, en raison de la domination des hétérotrophes. Des rapports indiquent que le taux d'élimination de l'azote total (TN) a atteint 77 % à un rapport C/N de 19,5 et un taux de 87 % à un rapport de 7,712. Par conséquent, le SND est devenu la technologie la plus prometteuse pour l'élimination de l'ammonium et d'autres composés azotés à des concentrations supérieures à 250 mg N/L, mais mérite l'attention et des recherches supplémentaires sont encore nécessaires13,14.

Ces dernières années, la combinaison de diverses technologies de traitement a permis d'améliorer l'élimination des polluants persistants. En ce sens, le système de traitement aérobie a été amélioré en combinant avec un matériau de support pour la croissance d'une grande variété de micro-organismes sous forme de biofilm, ce qui favorise un contrôle plus facile et est capable d'atteindre une plus grande efficacité15. Ce procédé offre certains avantages distincts par rapport aux procédés conventionnels à boues activées, notamment des concentrations de biomasse plus élevées, une simplicité de fonctionnement et une plus grande stabilité du procédé, une haute qualité des effluents associée aux systèmes de croissance en suspension et les barrières de diffusion du biofilm, impliquent que la biomasse est moins susceptible de subir des dommages irréversibles en raison de l'apparition potentielle de chocs ou de charges toxiques16. Dans le système à base de biofilm, la diffusion limitée de l'oxygène et la diffusion simultanée des NOx produits en tant qu'accepteurs d'électrons à l'intérieur du biofilm créent des zones macro-anoxiques au sein du même écosystème. Cela peut rendre possible que la nitrification-dénitrification simultanée puisse se produire dans le bioréacteur aéré en continu indépendamment du temps de rétention solide de la biomasse en suspension17. Il existe une large gamme de matériaux de support, certains d'entre eux pouvant être organiques ou synthétiques, par exemple : le bois, le gravier, la roche et les matériaux synthétiques : céramique, nylon, polyéthylène et polyuréthane18 Le polyéthylène et le polyuréthane sont les plus couramment utilisés en raison de leur surface (200-1200 m2/m3) et du nombre de pores favorisant l'adhérence des bactéries19. Certains avantages de ces supports supportent des densités plus faibles que l'eau qui peuvent influer sur les débits d'air, les vitesses hydrauliques et l'impact sur le transfert de masse et d'oxygène20 ainsi que la résistance, moins d'exigence de volume, pas de recyclage ni de rétrolavage et pas d'intervention mécanique en cas de fluctuations de charge.

Pour la mise en œuvre d'un processus biologique, la compréhension de la structure microbienne qui conforme le système biologique est nécessaire à son bon fonctionnement1. La nitrification est un processus aérobie biologique qui oxyde NH4+ en NO2− à l'aide de bactéries oxydantes de l'ammoniac (AOB) suivi de la conversion de nitrite en nitrate par des bactéries oxydantes (NOB), les deux groupes bactériens sont appelés bactéries nitrifiantes chimioautotrophes21. Nitrosomonas, Nitrosococcus et Nitrosospira sont les principales bactéries signalées pour l'oxydation de l'ammoniac, tandis que Nitrobacter, Nitrocystis et Nitrospira ont été signalés pour l'oxydation des nitrites22. La dénitrification est un processus de réduction non assimilable des formes oxydées d'azote (NO2− et NO3−) en azote moléculaire dans des conditions anoxiques. Ce processus est réalisé par des bactéries hétérotrophes utilisant une source de carbone organique pour leur métabolisme22. La dénitrification peut être réalisée par divers groupes de bactéries, mais il s'agit généralement de micro-organismes hétérotrophes (Phylum, Proteobacteria, Firmicutes, Thiobacillus versutus, etc.) et moins fréquemment d'organismes autotrophes (Thiobacillus denitrificans et Mocrococus denitrificans)23. Enterobacter cloacae, Vibrio diabolicus, Bacillus et Pseudomonas stutzeri sont des exemples de la diversité de la population bactérienne dans un système aérobie avec un support, à la fois dans la biomasse en suspension et dans les biofilms. La dernière bactérie a été isolée du fumier de porc et a la capacité d'éliminer les nitrates et les nitrites et la capacité de réduire l'ammonium en azote gazeux dans des conditions aérobies24, ce qui indique que cette souche peut effectuer une nitrification hétérotrophe et une dénitrification aérobie25. Bien que certains chercheurs aient étudié le SND dans les biofilms d'un point de vue métabolique et microbien26, il existe peu d'informations sur les systèmes à biomasse en suspension et fixe qui ont une nitrification-dénitrification simultanée.

Dans ce contexte, l'objectif de cette étude est d'évaluer l'élimination de l'azote et de la matière organique de deux systèmes aérobies à film fixe avec mousse de polyuréthane (R1) et anneaux de polyéthylène (R2). De plus, une analyse microbiologique du système de biofilm pack-bed le plus efficace est effectuée pour déterminer les principaux micro-organismes impliqués dans le processus d'élimination de l'azote.

La biomasse utilisée pour les expériences a été obtenue à partir d'un lagon aéré dans le cadre du processus d'une station d'épuration située au sud de Cd. Obregón, Sonora, au nord-ouest du Mexique. Les réacteurs ont été ensemencés avec le milieu support préalablement mis en contact pendant une semaine avec 1 L de biomasse aérobie 20,4 g/L de solides totaux (TS) et 7,66 g/L de Solides Volatiles Totals (TVS).

Les deux réacteurs aérobies à film fixe, R1 (rempli de mousse de polyuréthane) et R2 (rempli d'anneaux de polyéthylène) avaient une capacité de 0,9 L chacun et ont fonctionné en continu pendant 330 jours avec un temps de rétention hydraulique (HRT) de 0,4 à 0,5 jours et une concentration moyenne en oxygène dissous (DO) de 3,35 mg/L. Une aération ascendante a été effectuée dans les réacteurs par la pompe mammouth. La figure 1 montre le diagramme schématique des systèmes. Le tableau 1 montre les caractéristiques des matériaux de support.

Schéma de principe des systèmes aérobies à film fixe.

Les réacteurs à film fixe étaient alimentés avec l'effluent d'un UASB qui traitait les eaux usées porcines provenant d'une ferme avec un procédé de production de maternité. Le tableau 2 montre les caractéristiques physico-chimiques des deux systèmes d'alimentation à film fixe évalués, qui ont maintenu un taux de charge organique (OLR) de 0,6 ± 0,3 kg de demande chimique en oxygène (DCO)/m3jour.

Dans l'influent et l'effluent des réacteurs à film fixe, les techniques d'analyse suivantes ont été réalisées : demande chimique en oxygène (DCO) de la matière organique, solides totaux (TS), solides volatils totaux (TVS), nitrates (NO3−N), nitrites (NO2−N) et ammonium (NH4+-N) selon ce qui est établi dans l'American Public Health Association27.

Pour connaître les activités nitrifiantes et dénitrifiantes des systèmes évalués, des dosages discontinus ont été réalisés selon la méthodologie proposée par Bassin et al.28. Dans le test d'activité nitrifiante, R1 et R2 ont été évalués (1) avec de la biomasse en suspension + biofilm dans le matériau de support et (2) uniquement avec de la biomasse en suspension (sans matériau de support). L'activité nitrifiante a été réalisée en discontinu, en arrêtant l'alimentation du système, puis en injectant une solution mère de 100 mg NH4+-N/L. Les échantillons ont été prélevés du surnageant de chaque réacteur toutes les heures pendant 10 h puis toutes les deux heures avec un total de 36 h. Pour connaître l'activité nitrifiante, les formes azotées solubles (NH4+-N, NO2-N et NO3-N) ont été déterminées à chaque temps établi. Après avoir déterminé l'élimination de NH4+-N au moment de l'échantillonnage final, son taux d'élimination volumétrique (VRR) a été calculé selon l'Eq. (1):

Le résultat de l'activité nitrifiante spécifique maximale (MSNA) en mg NH4+-N/g TVS∙h a été obtenu en divisant le taux d'élimination volumétrique (VRR) de l'azote sous forme d'ammonium par le TVS de la concentration en biomasse en suspension et fixe (Eq. 2) :

En ce qui concerne l'activité dénitrifiante, elle a été développée de manière similaire à celle nitrifiante, également réalisée dans les deux systèmes aérobies arrêtant leur alimentation de manière discontinue. Pendant l'activité dénitrifiante spécifique maximale (MSDA), les systèmes R1 et R2 ont été injectés avec une solution mère concentrée de NaNO3 et C2H3NaO2. En conséquence, des concentrations au temps zéro de 82 ± 0,17 et 77,71 ± 2,02 mg de NO3− N/L et 261,42 ± 8,75 et 250 ± 5,41 mg DCO/L ont été obtenues pour R1 et R2, respectivement, dans le but d'atteindre une valeur théorique de 80 mg de NO3− N/L et 250 mg de DCO/L, simulant les conditions de l'influent dans le systèmes continus.

Les temps d'échantillonnage dans cette expérience étaient égaux à ceux de l'activité nitrifiante. Après avoir déterminé les concentrations d'azote dans les nitrates au moment de l'échantillonnage final, le VRR de NO3−N a été calculé et obtenu en divisant la concentration d'azote sous forme de nitrate éliminé en mg/L par le temps en heures (Eq. 3) :

Par la suite, le MSDA a été obtenu en divisant le VRR d'azote en nitrates par le TVS de la concentration de biomasse dans les systèmes (Eq. 4) :

Des volumes de biofilm de 1,5 ml ont été prélevés dans des microtubes coniques stériles et centrifugés à 5000 tr/min pendant 15 min. Le surnageant de chaque microtube a été jeté et le culot final a été utilisé dans l'extraction de l'acide nucléique. L'extraction totale de l'ADN a été réalisée à partir de 0,1 à 0,12 g de pastilles avec le kit DNeasy PowerSoil (Qiagen, Hiden, DE) selon les instructions du fabricant. Suite à l'extraction, l'ADN a été quantifié dans un fluoromètre Qubit 3.0 (ThermoFisher Scientific, Waltham, MA, USA), en conservant les échantillons à -20 °C jusqu'à leur traitement ultérieur. La diversité des bactéries et des archées a été déterminée en amplifiant la région d'ARNr 16S V4 avec les amorces spécifiques 515F (5'-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3') et 806R (5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3'). Les réactions en chaîne par polymérase (PCR) en point final ont été réalisées dans un volume total de 25 μL, dont la concentration pour chaque réaction consistait en : ~ 10 ng d'ADN, tampon PCR 1X (sans Mg2+), 0,4 μM de chaque amorce oligonucléotidique, 800 μM de mélange de désoxynucléoside triphosphate (dNTP) (dATP, dCTP, dTTP et dGTP), 5 % de diméthylsulfoxyde (DMSO ), 1,5 mM de MgCl2 et 1 U d'ADN Taq polymérase ExTaKaRa Taq (Takara Bio Inc. Kusatsu, Shiga, JP). Le protocole d'amplification consistait en une dénaturalisation initiale de l'ADN à 95 °C pendant 3 min, suivie de 35 cycles de dénaturalisation (95 °C, 30 s), d'hybridation (52 °C, 40 s) et d'extension (72 °C, 90 s), avec une extension finale à 72 °C pendant 10 min. Les amplicons obtenus ont été purifiés avec des billes magnétiques à l'aide du kit Agencourt AMPure XP PCR Purification System (Beckman Coulter, Brea, CA, USA) et expédiés pour séquençage dans la plateforme Illumina MiSeq (Yale University, USA). Les séquences obtenues ont été analysées avec la plateforme QIIME2 (https://qiime2.org)29. Le variant de séquence d'amplicon (ASV) a été classé taxonomiquement à l'aide de la base de données Silva (https://www.arb-silva.de/). Les diagrammes et l'abondance relative des principaux groupes microbiens ont été réalisés avec le programme 'phyloseq'30 dans l'environnement RStudio (1.2.5042) de la plateforme R (The R Core Team 2012).

Les résultats ont été exprimés en écart-type moyen (ET) ±. Les données ont été analysées à l'aide d'une analyse de variance à deux facteurs (ANOVA) avec le logiciel Minitab (version 17.0). Lorsque l'ANOVA a identifié les différences entre les groupes, une comparaison multiple des moyennes a été effectuée à l'aide de l'honnête de Tukey avec un niveau de signification de p <0,05.

L'élimination de la matière organique a été évaluée en mesurant le taux de charge organique à la fois dans l'influent et l'effluent des systèmes (Fig. 2). La concentration de l'influent a été maintenue à 300 ± 100 mg DCO/L et R1 et R2 ont indiqué une élimination similaire de la DCO de la matière organique de 72 ± 7 et 77 ± 8 %, respectivement. Il convient de mentionner que l'alimentation du système a été arrêtée pour effectuer les tests d'activité nitrifiante avec le biofilm de biomasse en suspension (jour 150) uniquement avec la biomasse en suspension (jour 200) et l'activité dénitrifiante (jour 250). De plus, des échantillons de biomasse en suspension et de biofilm ont été prélevés après chaque essai pour quantifier les solides volatils en suspension (VSS). Ainsi, une déstabilisation dans R1 et R2 a été observée ces jours-ci, entraînant une diminution de l'efficacité d'élimination (Fig. 2). Les analyses statistiques ont montré qu'aucune différence significative n'a été observée dans l'élimination de la matière organique entre R1 et R2 (p ≤ 0,05), atteignant un état stationnaire après les 50 premiers jours de fonctionnement.

Efficacité d'élimination du taux de charge organique (OLR) (kg DCO/m3∙d) avec effluent UASB. Où : (a) est R1 avec de la mousse de polyuréthane et (b) est R2 avec des anneaux en polyéthylène. (cercle plein) Pourcentage d'élimination de la demande chimique en oxygène (DCO) ; (triangle plein) influent et (losange plein) effluent. Les lignes montrent les jours au cours desquels les activités de nitrification et de dénitrification ont été réalisées dans les deux réacteurs discontinus.

Des résultats similaires ont été atteints par des bioréacteurs mobiles à lit fixe couplés à des bioréacteurs à membrane (MBBR-MBR) alimentés avec des eaux usées domestiques avec une concentration en DCO de 185,80 ± 45,8 mg/L et fonctionnant avec un temps de rétention hydraulique (HRT) de 0,5 jours. Ces systèmes à lit fixe avec un Kaldnes commercial de type « K1 », dans un taux de remplissage de 35 % du volume total, ont montré une efficacité globale d'élimination de la DCO de 83 ± 2,11 %31. Mazioti et al.32 ont rapporté une efficacité d'élimination de la DCO de 86,6 % lorsqu'ils utilisaient un système MBBR de 4,5 L de volume utile avec des eaux usées domestiques et une concentration d'influent de 270 mg de DCO/L, fonctionnant avec un THS de 1,1 jour, emballé avec le matériau de support commercial AnoxKaldnes de type " k3" dans un rapport de volume de remplissage de 30 %. Boutet et al.33 ont obtenu des efficacités d'élimination de la DCO de 47 %, en exploitant des systèmes à lit fixe avec un matériau inerte "BIONEST" utilisant des eaux usées municipales avec une concentration moyenne de 457 mg/L de DCO et un HRT de 0,5 jour.

En général, les systèmes évalués dans cette étude ont atteint une efficacité similaire ou supérieure à ceux rapportés par d'autres auteurs, qui dépendaient non seulement de variables telles que le pourcentage de matériau de remplissage, la concentration de DCO dans l'influent ou le type de matériau de support, mais également de la concentration de biomasse développée à l'intérieur du système. La biomasse développée à la surface du matériau était de 18 ± 5 et 21 ± 3 g TVS/L de R1 et R2, respectivement. Ce biofilm engendre éventuellement des gradients de concentration en oxygène différents vers l'intérieur de ces matériaux. Les différences de concentration en oxygène dans le système pourraient favoriser l'apparition de zones anoxiques dans les zones les plus profondes du biofilm où l'oxygène ne peut pas pénétrer facilement. Le précédent permet aux organismes hétérotrophes d'assimiler le carbone organique pour leur métabolisme et leur croissance, donnant lieu à des processus de dénitrification et favorisant l'élimination de la matière organique sous forme de COD13,34.

La figure 3 montre les performances du système à film fixe pour l'élimination du NH4+-N. Il convient de souligner que cette performance représente le comportement du système lorsqu'il est alimenté avec l'effluent UASB, tandis que les activités de nitrification et de dénitrification ont été réalisées avec des solutions synthétiques comme indiqué dans la méthodologie. La concentration de l'influent a été maintenue dans 100 ± 35 mg de NH4+-N/L pendant 330 jours de fonctionnement des systèmes R1 et R2 montrant une efficacité d'élimination complète de NH4+-N (99,9 %). Selon le faible rapport C/N dans l'influent de R1 et R2 (⁓7), cela peut avoir eu un effet positif sur l'abondance des bactéries nitrifiantes et dénitrifiantes et favoriser un processus SND.

Efficacité d'élimination du NH4+-N avec l'effluent UASB. Où (a) est la mousse de polyuréthane R1 et (b) est les anneaux de polyéthylène R2. (cercle plein) pourcentage d'élimination de la demande chimique en oxygène (DCO) ; (triangle plein) affluent et (fille losange) effluent. Les lignes montrent les jours au cours desquels les activités de nitrification et de dénitrification ont été réalisées de manière discontinue dans les deux réacteurs.

De plus, Lo et al.35 ont conclu qu'une efficacité élevée est possible grâce à l'activité nitrifiante réalisée dans les systèmes aérobies avec support. L'activité nitrifiante est réalisée à la fois grâce à la biomasse en suspension dans les systèmes et à la biomasse fixée adhérant aux supports. Cependant, Bassin et al.28 ont démontré que la biomasse en suspension joue le rôle le plus important dans le processus d'élimination de l'ammonium, montrant une activité nitrifiante relativement supérieure à celle du biofilm, qui joue le rôle principal dans le processus de dénitrification. De plus, l'élimination totale de l'azote peut être obtenue indirectement en raison à la fois du processus SND et de l'assimilation de l'azote par les organismes hétérotrophes pour la formation de nouvelles cellules. Lo et al.35 ont rapporté qu'environ 34 % de l'azote initial total était utilisé pour la formation de la biomasse lorsqu'un processus SND était effectué dans un système de biofilm hybride avec un HRT de huit heures. Ce résultat implique un procédé où la plus grande partie de l'azote est éliminée par un procédé SND, mais avec un rendement en formation de biomasse. Couplées à ce processus, les bactéries impliquées dans la SND, telles que Pseudomonas, ont des temps de réplication faibles allant jusqu'à 30 min34, c'est pourquoi l'assimilation de l'azote par ces bactéries joue peut-être un rôle important dans les performances de R1 et R2.

Matsumoto et al.36 et Wu et al.37 ont observé le processus SND dans des systèmes de biofilm avec des matériaux inertes, tels que des membranes en plastique et en céramique, mettant en évidence ces processus par la présence de bactéries AOB et NOB dans la zone interne du biofilm et de bactéries hétérotrophes dans la même surface de biofilm. En ce sens, selon Bassin et al.28, jusqu'à 20 % de l'élimination de NH4+-N pourrait être attribuée au biofilm tandis que la biomasse en suspension a contribué jusqu'à 70 % de ce processus. Enfin, la Fig. 3 montre également que l'efficacité d'élimination de NH4+-N atteinte par chaque système était stable et sans différences significatives entre eux, selon les analyses statistiques (p < 0,05).

Sahariah et al.38 exploitaient un bioréacteur mobile séquentiel à lit fixe avec support en mousse polymère avec un volume de remplissage de 15,7 % et alimenté avec une concentration de 125 mg NH4+-N/L. Les systèmes rapportés ont montré une efficacité d'élimination de 68 % de NH4+-N, une valeur inférieure à celle obtenue dans cette étude. D'autre part, Bassin et al.28 ont opéré deux bioréacteurs mobiles à lit fixe de 1 L de volume utile, l'un garni avec le support synthétique commercial "Kaldnes K1" et l'autre avec "MutagBiochip" au volume de remplissage de 50%, fonctionnant avec un HRT de 0,5 jours et alimenté avec une concentration de 100 mg NH4+-N/L. Les auteurs ont atteint une efficacité d'élimination de NH4+-N supérieure à 90 %. Il convient de mentionner que les matériaux de support évalués dans cette étude occupaient un volume de remplissage allant de 15 à 50 %, atteignant une efficacité d'élimination de NH4+-N > 99 %. En ce sens, les systèmes évalués dans cette étude ont démontré une efficacité beaucoup plus élevée par rapport à des systèmes similaires. Comme mentionné précédemment, cette excellente performance pourrait être due à la présence de biofilm (18 ± 5 et 21 ± 3 g TVS/L pour R1 et R2, respectivement), qui a été mesurée à la fin des essais. Ødegaard et al.39 et Bassin et al.28 ont suggéré que la quantité de biomasse adhérant à un support dépend non seulement de la surface superficielle mais aussi de sa forme ou de sa configuration matérielle. Ces résultats indiquent que les supports, comme Mutag Biochip qui a la forme d'une antenne parabolique, sont fréquemment soumis à des forces d'attrition dues au contact intense avec le liquide environnant, favorisant le détachement du biofilm et la quantité de solides adhérents. Tandis que les types de support de forme cylindrique ou anneaux favorisent l'accumulation de biofilm.

L'activité nitrifiante et dénitrifiante des systèmes a été évaluée sur une période de 36 h pour R1 et R2. Les systèmes fonctionnaient en continu et pour ces essais, ils étaient réglés en mode discontinu, arrêtant le flux d'alimentation. La figure 4 montre l'élimination de l'ammonium au cours des dosages MSNA. L'élimination de NH4+ était de 20 ± 5 % pour les deux systèmes à l'heure 10 du test ; cinq heures plus tard, les systèmes ont atteint une double suppression. À partir de l'heure 10, l'élimination a commencé à augmenter de manière significative jusqu'à atteindre 90 ± 6 et 98 ± 4 % d'élimination de NH4+-N pour R1 et R2, respectivement (Fig. 4). Ce résultat pourrait indiquer un processus d'adaptation des micro-organismes dans les systèmes lorsqu'ils sont passés d'un fonctionnement continu à un fonctionnement discontinu. Bien qu'il n'ait pas inhibé le processus de nitrification, il l'a ralenti.

Comportement de la concentration de NH4+-N dans les essais de biomasse en suspension et fixe (SB + FB), où : (a) R1 est une mousse de polyuréthane (b) R2 est des anneaux de polyéthylène. (X) suivi de l'efficacité d'élimination de mg NH4+-N/L (cercle plein).

Bien que le comportement soit similaire pour les deux tests (R1 et R2), le système R2 a atteint une plus grande élimination de NH4+-N, tandis que R1 a montré une élimination légèrement inférieure mais non significative selon les analyses statistiques effectuées (p > 0,05). De plus, à la fin de l'essai, la perte d'azote était évidente dans les deux systèmes, mais elle n'a été trouvée dans aucune des formes solubles déterminées, environ 60 % et 65 % pour R1 et R2, respectivement. Vraisemblablement, ces pourcentages d'azote non quantifiés ont été convertis en azote moléculaire au moyen de SND. Garzón-Zuñiga et al.13 ont expliqué que les systèmes d'aération à biomasse fixée dans les matériaux de support sont capables de développer des processus de dénitrification à partir de bactéries hétérotrophes qui parviennent à se développer dans des environnements anoxiques. De leur côté, Lo et al.35 ont étudié la transformation de l'azote sous forme d'ammonium en azote, gaz dans un système de biofilm hybride. Les résultats ont montré qu'environ 60 % de l'azote soluble était converti en azote gazeux par un procédé SND. D'autre part, certaines espèces de Pseudomonas ont été signalées capables de réduire les composés azotés dans le processus de dénitrification40. Zhang et al.25 ont isolé un Pseudomonas stutzeri YZN-001 à partir d'effluents de lisier de porc et ont évalué la réduction de toutes les espèces azotées. Par exemple, cette souche avait la capacité d'éliminer 275,08 mg/L de nitrate et 171,40 mg/L de nitrite dans des conditions aérobies. De plus, 39% de l'ammonium éliminé était complètement oxydé en azote gazeux, indiquant que cette souche pouvait réaliser une nitrification hétérotrophe et une dénitrification aérobie.

Le tableau 3 montre les résultats de MSNA, ainsi que ceux rapportés par différents auteurs, où les valeurs obtenues se trouvent dans la plage rapportée bibliographiquement pour des systèmes exploités dans des conditions similaires. Les résultats permettent d'observer l'importance de la biomasse en suspension dans l'ANSM : 3,13 et 2,05 mg NH4+-N/g TVS∙h pour R1 et R2 respectivement, voire plus élevée y compris celle atteinte par les systèmes avec les deux types de biomasse (suspendue et fixée) : 0,352 et 0,253 mg NH4+-N/g TVS∙h pour R1 et R2, respectivement. Lo et al.35 ont observé que dans un système de biofilm hybride, la nitrification se produisait principalement dans la biomasse en suspension tandis que le biofilm jouait le rôle principal dans la dénitrification. De cette manière, l'interaction du biofilm et des boues en suspension dans le même réacteur a donné comme résultat un meilleur rendement général d'élimination de l'azote par un SND. Les informations précédentes peuvent être observées dans les essais de nitrification (tableau 3). D'autre part, Mašić et Eberl41 ont trouvé des preuves grâce à des modèles mathématiques que la biomasse en suspension contribue de manière plus importante à l'élimination de l'ammonium dans les systèmes de biofilm. Cependant, l'activité nitrifiante n'est pas considérée fréquemment dans la biomasse en suspension, en supposant que la nitrification n'a lieu que dans le biofilm42.

D'une part, la MSDA était de 4,64 ± 0,13 et 5,3 ± 0,34 mg de NO3−N/g TVS∙h, pour R1 et R2, respectivement, des résultats qui se situent dans la fourchette rapportée pour les systèmes d'élimination biologique de l'azote (BNR). En revanche, la MSDA déterminée concorde avec celle rapportée pour les procédés SND (1,6–30 mg de NO3−N/g TVS h) pour les systèmes BNR inoculés avec de la biomasse aérobie et alimentés avec de vraies eaux usées. Alors que des valeurs MSDA plus faibles ont été signalées pour les voies de dénitrification conventionnelles et ANAMMOX (0,5–1,56 mg de NO3− N/g TVS h)43. Dans le cas de R1 et R2, l'activation du métabolisme de la nitrification et de la dénitrification est effectuée dans le même système simultanément SND et non dans des réacteurs différents ou séquentiels comme classiquement rapporté31. La précédente est due à la présence de microzones anoxiques dans le système aérobie, résultant en des gradients d'oxygène dissous qui limitent leur diffusion à travers les systèmes43.

En ce sens, la principale explication du SND est que les organismes de dénitrification peuvent exister à la fois dans le biofilm et dans la biomasse en suspension du système. De plus, il a été prouvé l'existence de micro-organismes facultatifs qui utilisent NH4+-N comme donneur d'électrons et NO2−N comme récepteur d'électrons, produisant N2 et NOX dans SND13.

Dans le cas du MSDA, les anneaux en polyéthylène ont montré une supériorité sur la mousse de polyuréthane, ce qui était directement lié à la quantité de biofilm développé. Ainsi, les anneaux de polyéthylène ont été sélectionnés comme matériau de support le plus efficace pour l'élimination de NH4+-N. De plus, les analyses statistiques ont indiqué une différence significative et plus élevée (p ≤ 0,05) dans l'activité de dénitrification, où les anneaux pourraient favoriser les itinéraires alternatifs SDN en raison de facteurs, tels que la configuration et le type de matériau, qui pourraient créer de meilleures conditions pour former des zones anoxiques où le processus de dénitrification se déroule principalement.

La figure 5 montre les résultats obtenus à partir de la surveillance du comportement du NO3−N, de la matière organique sous forme de DCO et de l'efficacité d'élimination pour les dosages MSDA. Contrairement à MSNA, R1 et R2 avaient un comportement différent, dont le système R2 était le plus efficace en éliminant 91 ± 2,24 % de NO3−N et 67,86 ± 0,4 % de COD, tandis que le système R1 éliminait 52,32 ± 0,6 % de NO3−N et 57,42 ± 1,24 % de COD. Les résultats indiquent que 2,54 g DCO/g de NO3−N réduit ont été utilisés, ce qui correspond aux besoins organiques rapportés par Chatterjee et al.44 pour la dénitrification hétérotrophe (2,86 g DCO/g de NO3−N éliminé), et plus précisément 2,08 g DCO/g de NO3−N réduit lors de l'utilisation de C2H3NaO2 comme source de carbone12.

Chronogramme du comportement de consommation de NO3−N et de la demande chimique en oxygène (DCO) pendant les essais d'activité de dénitrification spécifique maximale (MSDA) pour (a) R1 et (b) R2. Où (cercle plein) est la concentration de NO3−N ; (o) est le pourcentage d'élimination de NO3−N ; (triangle plein) concentration de DCO (mg/L) et (ӿ) est l'élimination de DCO dans les systèmes.

Le résultat des formes azotées mesurées dans les effluents R1 et R2, a mis en évidence une concentration en azote non quantifiable (~ 40 ± 5 %) par rapport au NH4+-N mesuré dans l'influent. Le bilan matière indique qu'il est quantifié dans les effluents de R1 et R2 : 55 ± 11 % et 54 ± 10 % sous forme de NO3−N ; 2,58 ± 2 et 3,4 ± 2,5 % en NO2−N et 3,03 ± 4,02 % et 5,07 ± 6,84 % en NH4+-N. Sur la base de ces résultats, les systèmes exploités pourraient avoir montré un processus SND.

Selon Matsumoto et al.36, le SND est associé aux réacteurs qui ont de la biomasse en suspension et du biofilm et présentent une perte d'azote dans l'effluent. Les conditions d'anoxie activent le métabolisme dénitrifiant, qui est donné par les microzones anoxiques à l'intérieur du consortium bactérien du biofilm. Dans ces microzones, l'oxygène ne peut pas pénétrer, mais les NOx générés par les bactéries nitrifiantes le peuvent. Selon Garzón-Zúñiga13, les nitrates produits par les bactéries nitrifiantes dans les couches superficielles du biofilm peuvent pénétrer vers les couches les plus profondes par un gradient de concentration. Lorsqu'elles pénètrent vers ces couches les plus profondes où la concentration en oxygène est très faible ou nulle, les bactéries dénitrifiantes utilisent les nitrites et les nitrates comme récepteurs et les transforment en azote moléculaire (N2), qui s'échappe du système avec l'effluent gazeux, permettant d'être compté sous forme soluble.

Les informations précédentes concordent avec les essais de volatilisation qui ont été effectués en plus où une perte de NH4+-N dans l'environnement sous forme gazeuse a été déterminée de 10 ± 1 %. Il convient de mentionner que certains auteurs ont également signalé une perte par décapage de 8 à 15 %11,37. En ce sens, Garzón-Zúñiga et al.13 ont découvert que dans un biofiltre à lit fixe avec matière organique, la perte d'azote était réalisée par des mécanismes biologiques de sorption, de filtration et d'assimilation. Ces auteurs ont rapporté qu'à partir d'un total de NH4+-N trouvé dans l'influent, 10 % de NO2-N oxydé et 10 % supplémentaires en NO3-N, 40 % ont été perdus au cours des processus SND, 10 % se sont volatilisés, 6 % ont été retenus dans le système et 3,5 % ont été trouvés sous forme de NH4+-N résiduel. Zhao et al.26 ont également rapporté des processus SND dans des systèmes à lit fixe, examinant la combinaison de différents supports, tels que la peau de pamplemousse et plusieurs plastiques conventionnels comme le polyuréthane, la suspension SPR-1 et le remplissage élastique TA-II. Les résultats ont montré qu'en combinant ces matériaux, des processus SND efficaces pouvaient être obtenus avec une élimination totale d'ammonium et d'azote de 96,8 ± 4,0 % et 78,9 ± 9,5 %, respectivement. De plus, l'analyse microbienne a mis en évidence les genres dominants de Thiothrix, Gemmata et Comanonadaceae, ce qui indiquait une nitrification hétérotrophe, la même qui favorisait le processus SND. De plus, Walters et al.45 ont utilisé un système discontinu avec de la biomasse en suspension et un biofilm collés à un support biodégradable. Les résultats et les expériences de ces auteurs ont clairement indiqué que la nitrification peut être réalisée dans la biomasse en suspension tandis que la dénitrification est effectuée à l'intérieur des pores de la structure de support.

La communauté microbienne retrouvée dans les biofilms des anneaux de polyéthylène a été analysée. Ce système a été sélectionné pour l'analyse pour montrer une meilleure performance quant à la capacité d'élimination de l'azote et des matières organiques en plus d'une plus grande concentration par rapport à la mousse de polyuréthane. Cette étude a été réalisée grâce à l'analyse des fragments d'ARNr 16S. Une classification taxonomique de la diversité totale de la communauté microbienne a été réalisée, qui a mis en évidence les micro-organismes obtenus au niveau du phylum et du genre. L'abondance bactérienne obtenue à partir de l'échantillon était de 99 %. Le tableau 4 montre que les protéobactéries étaient le phylum dominant auquel les anneaux de biofilm se conformaient, suivis des bactéroïdes et des firmicutes qui sont courants dans les eaux usées des porcs46. Ce résultat concorde avec celui rapporté par Alzate47, qui mentionne que la microbiologie typique des systèmes aérobies à boues activées est composée d'environ 95 % de bactéries. En revanche, une certaine abondance d'archées a été observée, non significative (~ 1%).

Au sein de ces embranchements, la présence de Pseudomonas a été détectée dans les anneaux du biofilm. Ce genre bactérien est associé à des processus de dénitrification en présence d'aération48,49. Zhang et al.25 ont identifié P. stutzeri dans les eaux usées des porcs. Ces auteurs ont conclu que ce type de Pseudomonas peut transformer non seulement le nitrate et le nitrite mais aussi l'ammonium avec la capacité d'éliminer complètement jusqu'à 200 mg/L de NO3−N et 170 mg/L de NO2−N en conditions aérobies. Ils ont également observé une élimination de NH4+-N d'environ 95 % par un processus de dénitrification et à partir de celui-ci, 39 % de NH4+-N éliminé ont été complètement oxydés en azote gazeux en un total de 18 h. Ce résultat indique que la souche a des capacités de nitrification hétérotrophe et de dénitrification aérobie avec la capacité notable d'éliminer efficacement l'azote sous forme d'ammonium. Ce pourcentage s'accorde notamment avec 40% à l'azote non retrouvé dans les systèmes d'effluents de cette étude sous aucune de ses formes solubles.

En revanche, la présence de Clostridium (2,43 %) dans les anneaux du biofilm indiquerait des processus de nitrification23. De manière intéressante, les bactéries de type Nitrosomonas et Nitrobacter -responsables de la nitrification en conditions aérobies n'ont pas été retrouvées dans l'analyse taxonomique bien qu'ayant obtenu une efficacité d'élimination de NH4+ supérieure à 95% dans le système R2. Il convient de souligner que selon les dosages MSNA, seulement 20 % de l'élimination de NH4+-N peut être attribuée au biofilm, alors que 80 % de ce processus aurait été effectué par la biomasse en suspension, qui n'a pas été analysée microbiologiquement.

La figure 6 montre un arbre phylogénétique des 50 bactéries les plus abondantes trouvées dans les anneaux de polyéthylène biofilm. Les cercles de taille différente correspondent à l'abondance dans les lectures de chaque micro-organisme, tandis que la couleur indique l'ordre auquel appartient le genre représenté dans l'arbre. Enfin, les bactéries non classées au niveau de l'ordre et/ou du genre sont indiquées.

Arbre phylogénétique des bactéries les plus abondantes présentes dans le biofilm R2.

Les bactéries suivantes au niveau de l'ordre et par abondance sont : Pseudomonadales (54,81%), Bacteroidales (24,17%), Clostridiales (8,59%), Acholeplasmatales (3,01%), Spirochaetales (2,01%). Le reste des organismes qui apparaissent sur la figure 6 ont été trouvés dans un pourcentage inférieur à 1 %. Contrairement aux résultats mentionnés, Nascimento et al.50 ont rapporté que les bactéries de l'ordre des Clostridiales sont généralement les plus abondantes dans la biomasse aérobie. Cependant, les Pseudomonales ont la capacité de se développer dans des milieux limités. En d'autres termes, ce phylum qui a montré une plus grande proportion au niveau du genre (56,10%) pourrait supprimer le développement de taxons comme Clostridium y compris les bactéries responsables de l'oxydation de l'ammonium dans des conditions nitrifiantes comme Nitrosomonas spp.

Dans cet article, un système à film fixe combinant à la fois le biofilm et la biomasse en suspension a été envisagé pour évaluer le processus SND. Les anneaux de polyéthylène ont été sélectionnés comme le meilleur support avec des efficacités d'élimination de la matière organique et de l'azote supérieures à 70 et 95 %, respectivement. Quel que soit le matériau de support, l'activité nitrifiante spécifique maximale dans la biomasse en suspension était supérieure de 88 % à l'activité dans la biomasse fixée. Les activités dénitrifiantes spécifiques maximales étaient plus élevées dans les anneaux de polyéthylène (5,3 ± 0,34 mg de NO3-N/g TVS∙h) que dans la mousse de polyuréthane (4,64 ± 0,13 mg de NO3-N/g TVS∙h), associées à la profondeur du biofilm développé. Les procédés SND ont été réalisés pour les raisons suivantes : environ 30 ± 1 % des composés azotés ont été transformés en azote moléculaire, soutenu par le faible rapport C/N de l'influent traité, et selon l'analyse moléculaire, 50 % des genres bactériens sont associés à Pseudomonas contribuant à la fois à la nitrification hétérotrophe et à la dénitrification aérobie.

Une correction à cet article a été publiée : https://doi.org/10.1038/s41598-022-23965-5

Oxydation anaérobie de l'ammonium

Analyse de variance

Bactéries oxydant l'ammoniac

Variante de séquence d'amplicon

La demande chimique en oxygène

Diméthylsulfoxyde

Oxygène dissous

Biomasse fixe

Temps de rétention hydraulique

Bioréacteurs mobiles à lit fixe couplés à des bioréacteurs à membrane

Dénitrification spécifique maximale

Nitrification spécifique maximale

Ammoniac ionisé

Ammoniac syndiqué

Nitrite

Nitrate

Nitrate par bactéries oxydantes

Non signalé

Taux de charge organique

Réactions en chaîne par polymérase

Polyéthylène

Désoxynucléoside triphosphate

Polyuréthane

Chlorure de polyvinyle

Mousse de polyurethane

Anneaux en polyéthylène

Biomasse en suspension

Écart-type

Nitrification-dénitrification simultanée

Système à réacteur unique pour une élimination élevée de l'ammonium sur le nitrite

Solides totaux

Solides volatils totaux

Couverture de boue anaérobie à flux ascendant

Solides volatils en suspension

Taux d'élimination volumétrique

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Ce travail a été soutenu par le fonds CONACYT Projects of Basic Science CB-2017-2018 [Grant number A1-S-43472] également par PROFAPI _2021_0047.

Département des sciences de l'eau et de l'environnement, Institut technologique de Sonora, Calle 5 de febrero 818 Sur. Col. Centre. Cd. Obregon, Sonora, Mexique

[ PubMed ] Gonzalez-Tineo P., Aguilar A., Reynoso A., Meza-Escalante E. & Serrano D

Institut d'ingénierie, UNAM, PO Box 70-186, 04510, Mexico, Mexique

U. Duran

Institut national polytechnique (IPN) CIIDIR-DURANGO, Sigma 119, 20 novembre II, 34220, Durango, Mexique

M. Garzon-Zúñiga

Département des sciences agronomiques et vétérinaires, Institut technologique de Sonora, Cuidad Obregón, Mexique

L. Alvarez

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P. Gonzalez-Tineo, A. Aguilar et A. Reynoso ont réalisé la partie expérimentale décrite dans ce travail. U. Durán et M. Garzón-Zúñiga ont soutenu une partie de la conception expérimentale de l'œuvre. P. Gonzalez-Tineo, A. Reynosa et D. Serrano ont rédigé le manuscrit principal. E. Meza-Escalante et L. Álvarez ont aidé à l'édition et à la révision de l'anglais et des figures. Enfin, tous les auteurs ont examiné le manuscrit.

Correspondance à D. Serrano.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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La version originale en ligne de cet article a été révisée : la version originale de cet article contenait une erreur dans l'Affiliation 3, qui était incorrectement indiquée comme "Centro Interdisciplinario de Investigación para el Desarrollo Integral Regional (CIIDIR), Sigma 119, 20 de noviembre II, 34220 Durango, México". L'affiliation correcte est "Instituto Politécnico Nacional (IPN) CIIDIR-DURANGO, Sigma 119, 20 novembre II, 34220 Durango, Mexique".

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Réimpressions et autorisations

González-Tineo, P., Aguilar, A., Reynoso, A. et al. Élimination de la matière organique dans un processus simultané de nitrification-dénitrification utilisant un système à film fixe. Sci Rep 12, 1882 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-05521-3

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Reçu : 07 octobre 2021

Accepté : 28 décembre 2021

Publié: 03 février 2022

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-022-05521-3

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