Procédé chimique d'élimination de l'azote ammoniacal de l'eau
1. Qu'est-ce que l'azote ammoniacal ?
L'azote ammoniacal désigne l'ammoniac sous forme d'ammoniac libre (ou ammoniac non ionique, NH₃) ou d'ammoniac ionique (NH₄⁺). Un pH élevé indique une forte proportion d'ammoniac libre ; à l'inverse, la proportion de sel d'ammonium est élevée.
L'azote ammoniacal est un nutriment présent dans l'eau, qui peut entraîner l'eutrophisation de l'eau, et constitue le principal polluant consommateur d'oxygène dans l'eau, ce qui est toxique pour les poissons et certains organismes aquatiques.
Le principal effet nocif de l'azote ammoniacal sur les organismes aquatiques est dû à l'ammoniaque libre, dont la toxicité est des dizaines de fois supérieure à celle du sel d'ammonium et augmente avec l'alcalinité. La toxicité de l'azote ammoniacal est étroitement liée au pH et à la température de l'eau des bassins : en général, plus le pH et la température sont élevés, plus la toxicité est importante.
Deux méthodes colorimétriques de sensibilité approximative couramment utilisées pour le dosage de l'ammoniac sont la méthode classique au réactif de Nessler et la méthode au phénol-hypochlorite. Le titrage et les méthodes électriques sont également fréquemment employés. Lorsque la teneur en azote ammoniacal est élevée, la méthode de titrage par distillation peut aussi être utilisée. (Les normes nationales incluent la méthode au réactif de Nath, la spectrophotométrie à l'acide salicylique et la méthode de titrage par distillation.)
2. Procédé physique et chimique d'élimination de l'azote
① Méthode de précipitation chimique
La méthode de précipitation chimique, également appelée méthode MAP, consiste à ajouter du magnésium et de l'acide phosphorique ou du phosphate d'hydrogène aux eaux usées contenant de l'azote ammoniacal. Les ions NH₄⁺ présents dans les eaux usées réagissent alors avec les ions Mg²⁺ et PO₄³⁻ en solution aqueuse pour former un précipité de phosphate d'ammonium et de magnésium (MgNH₄PO₄·6H₂O), permettant ainsi l'élimination de l'azote ammoniacal. Ce phosphate d'ammonium et de magnésium, communément appelé struvite, peut être utilisé comme compost, amendement de sol ou retardateur de flamme pour les matériaux de construction. L'équation de la réaction est la suivante :
Mg++ NH4 + + PO4 – = MgNH4PO4
Les principaux facteurs influençant l'efficacité du traitement par précipitation chimique sont le pH, la température, la concentration en azote ammoniacal et le rapport molaire (n(Mg+) : n(NH4+) : n(PO4-)). Les résultats montrent qu'un pH de 10 et un rapport molaire magnésium/azote/phosphore de 1,2:1:1,2 offrent les meilleurs résultats.
En utilisant le chlorure de magnésium et le phosphate disodique comme agents précipitants, les résultats montrent que l'effet du traitement est meilleur lorsque la valeur du pH est de 9,5 et que le rapport molaire du magnésium, de l'azote et du phosphore est de 1,2:1:1.
Les résultats montrent que le mélange MgCl₂ + Na₃PO₄·12H₂O est supérieur aux autres combinaisons d'agents précipitants. À pH 10,0 et à 30 °C, avec un rapport n(Mg⁺) : n(NH₄⁺) : n(PO₄⁻) = 1:1:1, la concentration massique d'azote ammoniacal dans les eaux usées, après 30 minutes d'agitation, passe de 222 mg/L avant traitement à 17 mg/L, soit un taux d'élimination de 92,3 %.
La méthode de précipitation chimique et la méthode de membrane liquide ont été combinées pour le traitement des eaux usées industrielles fortement concentrées en azote ammoniacal. Dans des conditions optimales de précipitation, le taux d'élimination de l'azote ammoniacal a atteint 98,1 %. Un traitement complémentaire par membrane liquide a ensuite permis de réduire la concentration d'azote ammoniacal à 0,005 g/L, respectant ainsi la norme nationale d'émission de classe 1.
L'effet d'élimination des ions métalliques divalents (Ni+, Mn+, Zn+, Cu+, Fe+), autres que Mg+, sur l'azote ammoniacal en présence de phosphate a été étudié. Un nouveau procédé de précipitation de CaSO4-MAP a été proposé pour le traitement des eaux usées contenant du sulfate d'ammonium. Les résultats montrent que la chaux peut remplacer le régulateur NaOH traditionnel.
L'avantage de la précipitation chimique réside dans son application aux eaux usées fortement concentrées en azote ammoniacal. En effet, d'autres méthodes, telles que les procédés biologiques, la chloration au point de rupture, la séparation membranaire ou l'échange d'ions, sont alors limitées. La précipitation chimique peut ainsi être utilisée en prétraitement. Son efficacité d'élimination est supérieure, elle n'est pas limitée par la température et sa mise en œuvre est simple. Les boues précipitées, contenant du phosphate d'ammonium et de magnésium, peuvent servir d'engrais composé, valorisant ainsi les déchets et réduisant partiellement les coûts. Son application conjointe avec les entreprises produisant des eaux usées phosphatées et des saumures permettrait de diminuer les coûts pharmaceutiques et de faciliter son déploiement à grande échelle.
L'inconvénient de la méthode de précipitation chimique réside dans le fait que, du fait de la faible solubilité du phosphate d'ammonium et de magnésium, au-delà d'une certaine concentration d'azote ammoniacal dans les eaux usées, l'élimination est peu efficace et le coût de production augmente considérablement. Par conséquent, cette méthode doit être utilisée en combinaison avec d'autres procédés de traitement plus poussés. Elle nécessite une quantité importante de réactifs, produit une quantité considérable de boues et engendre un coût de traitement élevé. L'introduction d'ions chlorure et de phosphore résiduel lors du dosage des produits chimiques peut facilement provoquer une pollution secondaire.
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② Méthode de soufflage
L'élimination de l'azote ammoniacal par injection de gaz consiste à ajuster le pH à une valeur alcaline afin de convertir les ions ammonium présents dans les eaux usées en ammoniac libre. Ce dernier est ensuite extrait des eaux usées par un gaz vecteur, permettant ainsi l'élimination de l'azote ammoniacal. Les principaux facteurs influençant l'efficacité de l'injection de gaz sont le pH, la température, le rapport gaz/liquide, le débit de gaz et la concentration initiale. Actuellement, cette méthode est largement utilisée pour le traitement des eaux usées à forte concentration en azote ammoniacal.
L'élimination de l'azote ammoniacal des lixiviats de décharge par la méthode de dégazage par injection de gaz a été étudiée. Il a été constaté que les principaux facteurs influençant l'efficacité de cette méthode étaient la température, le rapport gaz/liquide et le pH. Lorsque la température de l'eau est supérieure à 259 °C, le rapport gaz/liquide est d'environ 3500 et le pH d'environ 10,5, le taux d'élimination peut atteindre plus de 90 % pour des lixiviats de décharge présentant une concentration en azote ammoniacal de 2000 à 4000 mg/L. Les résultats montrent qu'à un pH de 11,5, une température de dégazage de 80 °C et une durée de dégazage de 120 minutes, le taux d'élimination de l'azote ammoniacal dans les eaux usées peut atteindre 99,2 %.
L'efficacité du dégazage des eaux usées à forte concentration d'azote ammoniacal a été évaluée à l'aide d'une tour de dégazage à contre-courant. Les résultats ont montré que cette efficacité augmentait avec le pH. Plus le rapport gaz/liquide est élevé, plus la force motrice du transfert de masse lors du dégazage de l'ammoniac est importante, et plus l'efficacité du dégazage est grande.
L'élimination de l'azote ammoniacal par soufflage est efficace, simple à mettre en œuvre et facile à contrôler. L'azote ammoniacal soufflé peut être utilisé comme absorbeur d'acide sulfurique, et l'acide sulfurique produit peut servir d'engrais. Le soufflage est actuellement une technique couramment utilisée pour l'élimination physico-chimique de l'azote. Cependant, cette méthode présente certains inconvénients, tels que l'entartrage fréquent de la tour de soufflage, une faible efficacité d'élimination de l'azote ammoniacal à basse température et une pollution secondaire due aux gaz de soufflage. Le soufflage est généralement combiné à d'autres méthodes de traitement des eaux usées ammoniacales pour prétraiter les eaux usées à forte concentration en azote ammoniacal.
③ Chloration au point de rupture
Le mécanisme d'élimination de l'ammoniac par chloration au point de rupture repose sur la réaction du chlore gazeux avec l'ammoniac pour produire du diazote (N₂), un gaz inoffensif qui s'échappe dans l'atmosphère, prolongeant ainsi le cycle de réaction. La formule de la réaction est :
HOCl NH4 + + 1,5 – > 0,5 N2 H20 H++ Cl – 1,5 + 2,5 + 1,5)
Lorsque le chlore gazeux est injecté dans les eaux usées jusqu'à un certain seuil, la concentration de chlore libre dans l'eau est faible et celle d'ammoniac est nulle. Au-delà de ce seuil, la concentration de chlore libre dans l'eau augmente ; ce seuil est appelé point de rupture, et la chloration effectuée à ce stade est appelée chloration au point de rupture.
La méthode de chloration au point de rupture est utilisée pour traiter les eaux usées de forage après le soufflage d'azote ammoniacal. L'efficacité du traitement est directement influencée par le prétraitement par soufflage d'azote ammoniacal. Lorsque 70 % de l'azote ammoniacal présent dans les eaux usées est éliminé par soufflage, puis traité par chloration au point de rupture, la concentration massique d'azote ammoniacal dans l'effluent est inférieure à 15 mg/L. Zhang Shengli et al. ont utilisé des eaux usées simulées contenant 100 mg/L d'azote ammoniacal comme objet d'étude. Leurs résultats ont montré que les principaux facteurs influençant l'élimination de l'azote ammoniacal par oxydation à l'hypochlorite de sodium étaient le rapport molaire chlore/azote ammoniacal, la durée de la réaction et le pH.
La méthode de chloration au point de rupture présente une efficacité élevée d'élimination de l'azote, pouvant atteindre 100 %, et permet de réduire à zéro la concentration d'ammoniac dans les eaux usées. Son effet est stable et insensible aux variations de température. Elle nécessite peu d'équipements et offre une réponse rapide et complète. Elle assure également la stérilisation et la désinfection des milieux aquatiques. Cette méthode est particulièrement adaptée aux eaux usées dont la concentration en azote ammoniacal est inférieure à 40 mg/L, et est donc principalement utilisée pour le traitement avancé de ces eaux. Cependant, elle exige une utilisation et un stockage en toute sécurité, son coût est élevé et elle génère des sous-produits tels que des chloramines et des composés organiques chlorés, susceptibles d'entraîner une pollution secondaire.
④ Méthode d'oxydation catalytique
La méthode d'oxydation catalytique consiste, par l'action d'un catalyseur, sous une certaine température et pression, par oxydation à l'air, à oxyder et décomposer la matière organique et l'ammoniac présents dans les eaux usées en substances inoffensives telles que le CO2, le N2 et le H2O, afin d'atteindre l'objectif de purification.
Les facteurs influençant l'effet de l'oxydation catalytique sont les caractéristiques du catalyseur, la température, le temps de réaction, le pH, la concentration d'azote ammoniacal, la pression, l'intensité de l'agitation, etc.
Le processus de dégradation de l'azote ammoniacal ozoné a été étudié. Les résultats ont montré qu'une augmentation du pH induit la production d'un radical HO• à fort pouvoir oxydant, accélérant significativement la vitesse d'oxydation. Les études montrent que l'ozone peut oxyder l'azote ammoniacal en nitrites, puis les nitrites en nitrates. La concentration d'azote ammoniacal dans l'eau diminue avec le temps, et le taux d'élimination atteint environ 82 %. Un catalyseur composite, CuO-MnO₂-CeO₂, a été utilisé pour le traitement des eaux usées contenant de l'azote ammoniacal. Les résultats expérimentaux montrent que l'activité oxydante de ce catalyseur composite est nettement améliorée, les conditions opératoires optimales étant de 255 °C, 4,2 MPa et un pH de 10,8. Lors du traitement d'eaux usées contenant initialement 1023 mg/L d'azote ammoniacal, le taux d'élimination atteint 98 % en 150 minutes, respectant ainsi la norme nationale de rejet secondaire (50 mg/L).
Les performances catalytiques d'un photocatalyseur TiO₂ supporté sur zéolite ont été étudiées en analysant la vitesse de dégradation de l'azote ammoniacal en solution d'acide sulfurique. Les résultats montrent que la dose optimale de photocatalyseur TiO₂/zéolite est de 1,5 g/L et que le temps de réaction est de 4 h sous irradiation ultraviolette. Le taux d'élimination de l'azote ammoniacal des eaux usées atteint 98,92 %. L'effet de l'ajout de fer et de dioxyde de carbone nanométrique sous rayonnement ultraviolet sur l'élimination du phénol et de l'azote ammoniacal a également été étudié. Les résultats montrent que le taux d'élimination de l'azote ammoniacal atteint 97,5 % à pH 9,0 pour une solution d'azote ammoniacal à une concentration de 50 mg/L, soit respectivement 7,8 % et 22,5 % de plus qu'avec l'ajout de fer ou de dioxyde de carbone seuls.
L'oxydation catalytique présente l'avantage d'une grande efficacité de purification, d'un procédé simple et d'un faible encombrement. Elle est fréquemment utilisée pour le traitement des eaux usées fortement concentrées en azote ammoniacal. La difficulté d'application réside dans la prévention des pertes de catalyseur et la protection contre la corrosion des équipements.
⑤ Méthode d'oxydation électrochimique
L'oxydation électrochimique est une méthode d'élimination des polluants dans l'eau par électro-oxydation catalytique. Les facteurs influents sont la densité de courant, le débit d'entrée, le temps de sortie et le temps de séjour de la solution.
L'oxydation électrochimique des eaux usées ammoniacales a été étudiée dans une cellule électrolytique à flux circulant. Le pôle positif est constitué du réseau électrique Ti/RuO₂-TiO₂-IrO₂-SnO₂ et le pôle négatif du réseau Ti. Les résultats montrent que, pour une concentration en ions chlorure de 400 mg/L, une concentration initiale d'azote ammoniacal de 40 mg/L, un débit d'entrée de 600 mL/min, une densité de courant de 20 mA/cm² et une durée d'électrolyse de 90 min, le taux d'élimination de l'azote ammoniacal atteint 99,37 %. Ces résultats démontrent le fort potentiel d'application de l'oxydation électrolytique des eaux usées ammoniacales.
3. Procédé biochimique d'élimination de l'azote
① l'ensemble du processus de nitrification et de dénitrification
La nitrification et la dénitrification complètes constituent une méthode biologique largement utilisée depuis longtemps. Elles transforment l'azote ammoniacal présent dans les eaux usées en azote grâce à une série de réactions, telles que la nitrification et la dénitrification, sous l'action de divers micro-organismes, permettant ainsi le traitement des eaux usées. Le processus de nitrification et de dénitrification pour éliminer l'azote ammoniacal se déroule en deux étapes :
Réaction de nitrification : La réaction de nitrification est réalisée par des micro-organismes autotrophes aérobies. En milieu aérobie, l’azote inorganique sert de source d’azote pour convertir l’ion NH₄⁺ en ions NO₂⁻, puis ce dernier est oxydé en ions NO₃⁻. Le processus de nitrification se déroule en deux étapes. Lors de la seconde étape, les nitrites sont convertis en nitrates (NO₃⁻) par des bactéries nitrifiantes.
Réaction de dénitrification : La dénitrification est le processus par lequel des bactéries dénitrifiantes réduisent l’azote nitreux et nitrique en diazote (N₂) en milieu hypoxique. Ces bactéries sont des micro-organismes hétérotrophes, appartenant majoritairement au groupe des bactéries amphictiques. En milieu hypoxique, elles utilisent l’oxygène des nitrates comme accepteur d’électrons et la matière organique (composante de la DBO des eaux usées) comme donneur d’électrons pour produire l’énergie nécessaire à leur oxydation et à leur stabilisation.
Les applications d'ingénierie du processus complet de nitrification et de dénitrification comprennent principalement l'AO, l'A2O, le fossé d'oxydation, etc., qui est une méthode plus mature utilisée dans l'industrie de l'élimination biologique de l'azote.
La méthode de nitrification et de dénitrification complète présente l'avantage d'une grande stabilité, d'une mise en œuvre simple, de l'absence de pollution secondaire et d'un faible coût. Elle comporte cependant certains inconvénients : l'ajout d'une source de carbone est nécessaire lorsque le rapport C/N des eaux usées est faible ; les exigences en matière de température sont relativement strictes ; l'efficacité est faible à basse température ; la surface requise est importante ; la demande en oxygène est élevée ; et certaines substances nocives, comme les ions de métaux lourds, peuvent nuire aux micro-organismes et doivent être éliminées avant la mise en œuvre du traitement biologique. De plus, une forte concentration d'azote ammoniacal dans les eaux usées inhibe la nitrification. Un prétraitement est donc nécessaire pour les eaux usées fortement concentrées en azote ammoniacal, afin de ramener cette concentration à moins de 500 mg/L. La méthode biologique traditionnelle convient au traitement des eaux usées faiblement concentrées en azote ammoniacal et contenant des matières organiques, telles que les eaux usées domestiques et les eaux usées chimiques.
②Nitrification et dénitrification simultanées (SND)
Lorsque la nitrification et la dénitrification sont réalisées simultanément dans un même réacteur, on parle de digestion-dénitrification simultanée (DDS). La concentration d'oxygène dissous dans les eaux usées est limitée par la vitesse de diffusion, ce qui crée un gradient d'oxygène dissous dans le microenvironnement du floc microbien ou du biofilm. Ce gradient, à la surface externe du floc ou du biofilm, favorise la croissance et la prolifération des bactéries nitrifiantes aérobies et des bactéries ammoniacantes. Plus on pénètre profondément dans le floc ou la membrane, plus la concentration d'oxygène dissous diminue, créant ainsi une zone anoxique où les bactéries dénitrifiantes sont prédominantes. Ce processus de digestion et de dénitrification simultanées est ainsi mis en œuvre. Les facteurs influençant la digestion et la dénitrification simultanées sont le pH, la température, l'alcalinité, la source de carbone organique, la concentration d'oxygène dissous et l'âge des boues.
Dans le bassin d'oxydation Carrousel, la nitrification et la dénitrification se déroulaient simultanément. La concentration d'oxygène dissous entre les agitateurs d'aération diminuait progressivement, et était plus faible dans la partie inférieure du bassin que dans la partie supérieure. Les taux de formation et de consommation d'azote nitrique étaient quasiment identiques dans les deux parties du canal, et la concentration d'azote ammoniacal restait toujours très faible, ce qui indique que les réactions de nitrification et de dénitrification se produisent simultanément.
L'étude sur le traitement des eaux usées domestiques montre que plus la DCOcr est élevée, plus la dénitrification est complète et meilleure est l'élimination de l'azote total. L'oxygène dissous a un impact significatif sur la nitrification et la dénitrification simultanées. Lorsque sa concentration est maintenue entre 0,5 et 2 mg/L, l'élimination de l'azote total est optimale. Par ailleurs, cette méthode de nitrification et de dénitrification permet de réduire la taille du réacteur, le temps de réaction et la consommation d'énergie, de limiter les coûts d'investissement et de stabiliser facilement le pH.
③Digestion et dénitrification à courte portée
Dans le même réacteur, des bactéries oxydant l'ammoniac transforment ce dernier en nitrite en conditions aérobies. Le nitrite est ensuite dénitrifié directement pour produire de l'azote, en utilisant de la matière organique ou une source de carbone externe comme donneur d'électrons en conditions hypoxiques. Les facteurs influençant la nitrification et la dénitrification à courte distance sont la température, la concentration d'ammoniac libre, le pH et la concentration d'oxygène dissous.
Effet de la température sur la nitrification à courte distance des eaux usées municipales sans eau de mer et des eaux usées municipales contenant 30 % d'eau de mer. Les résultats expérimentaux montrent que, pour les eaux usées municipales sans eau de mer, l'augmentation de la température favorise la nitrification à courte distance. Lorsque la proportion d'eau de mer dans les eaux usées domestiques atteint 30 %, la nitrification à courte distance est optimale à température moyenne. L'Université de Technologie de Delft a développé le procédé SHARON, qui utilise une température élevée (environ 30-409 °C) pour favoriser la prolifération des bactéries nitrifiantes, réduisant ainsi la compétition entre ces dernières. En contrôlant l'âge des boues, on élimine les bactéries nitrifiantes, ce qui permet à la réaction de nitrification de se concentrer sur la phase nitritique.
En se basant sur la différence d'affinité pour l'oxygène entre les bactéries nitritantes et les bactéries nitritantes, le Laboratoire d'écologie microbienne de Gand a développé le procédé OLAND pour parvenir à l'accumulation d'azote nitreux en contrôlant l'oxygène dissous afin d'éliminer les bactéries nitritantes.
Les résultats des essais pilotes de traitement des eaux usées de cokerie par nitrification et dénitrification à courte portée montrent que, pour des concentrations initiales de DCO, d'azote ammoniacal, d'azote total et de phénol de respectivement 1201,6, 510,4, 540,1 et 110,4 mg/L, les concentrations moyennes en sortie sont de 197,1, 14,2, 181,5 et 0,4 mg/L. Les taux d'élimination correspondants sont respectivement de 83,6 %, 97,2 %, 66,4 % et 99,6 %.
Le procédé de nitrification-dénitrification à courte portée ne passe pas par l'étape des nitrates, préservant ainsi la source de carbone nécessaire à l'élimination biologique de l'azote. Il présente certains avantages pour les eaux usées ammoniacales à faible rapport C/N. Ce procédé permet de réduire la production de boues, le temps de réaction et le volume du réacteur. Cependant, il requiert une accumulation stable et durable de nitrites ; par conséquent, l'inhibition efficace de l'activité des bactéries nitrifiantes devient cruciale.
④ Oxydation anaérobie de l'ammoniac
L'ammoxydation anaérobie est un processus d'oxydation directe de l'azote ammoniacal en azote par des bactéries autotrophes dans des conditions d'hypoxie, avec l'azote nitreux ou l'azote nitreux comme accepteur d'électrons.
Les effets de la température et du pH sur l'activité biologique de l'anammox ont été étudiés. Les résultats ont montré que la température de réaction optimale était de 30 °C et le pH de 7,8. La faisabilité d'un réacteur anaérobie ammox pour le traitement des eaux usées à forte salinité et à forte concentration en azote a été étudiée. Les résultats ont montré qu'une forte salinité inhibait significativement l'activité de l'anammox, et que cette inhibition était réversible. L'activité ammox anaérobie des boues non acclimatées était inférieure de 67,5 % à celle des boues témoins à une salinité de 30 g·L⁻¹ (NaCl). L'activité ammox des boues acclimatées était inférieure de 45,1 % à celle des témoins. Lorsque les boues acclimatées ont été transférées d'un environnement à forte salinité à un environnement à faible salinité (sans saumure), l'activité ammox anaérobie a augmenté de 43,1 %. Cependant, le réacteur est susceptible de voir son fonctionnement se dégrader lorsqu'il fonctionne longtemps dans une eau à forte salinité.
Comparée au procédé biologique traditionnel, la réaction anaérobie AmmoX est une technologie d'élimination biologique de l'azote plus économique, ne nécessitant aucune source de carbone supplémentaire, avec une faible demande en oxygène, sans réactifs de neutralisation et produisant moins de boues. Ses inconvénients résident dans sa lenteur, le volume important du réacteur requis et la difficulté à utiliser certaines sources de carbone. Elle présente toutefois un intérêt pratique certain pour le traitement des eaux usées ammoniacales peu biodégradables.
4. Procédé d'élimination de l'azote par séparation et adsorption
① méthode de séparation membranaire
La séparation membranaire repose sur la perméabilité sélective de la membrane pour séparer les composants d'un liquide, notamment l'azote ammoniacal. Parmi les méthodes de séparation, on trouve l'osmose inverse, la nanofiltration, la désammoniation membranaire et l'électrodialyse. Les facteurs influençant la séparation membranaire sont les caractéristiques de la membrane, la pression ou la tension, le pH, la température et la concentration en azote ammoniacal.
Compte tenu de la qualité des eaux usées azotées issues d'une fonderie de terres rares, une expérience d'osmose inverse a été menée avec des eaux usées simulées contenant du NH₄Cl et du NaCl. Il a été constaté que, dans les mêmes conditions, l'osmose inverse présente un taux d'élimination du NaCl plus élevé, tandis que le NH₄Cl offre un taux de production d'eau plus important. Le taux d'élimination du NH₄Cl atteint 77,3 % après traitement par osmose inverse, ce qui permet d'envisager son utilisation comme prétraitement des eaux usées azotées. La technologie d'osmose inverse présente l'avantage d'être économe en énergie et d'offrir une bonne stabilité thermique, mais sa résistance au chlore et à la pollution est faible.
Un procédé de séparation par nanofiltration biochimique a été utilisé pour traiter le lixiviat de la décharge, permettant ainsi de rejeter 85 à 90 % du liquide perméable conformément aux normes, tandis que seulement 0 à 15 % des eaux usées concentrées et des boues ont été réinjectées dans la fosse septique. Ozturki et al. ont traité le lixiviat de la décharge d'Odayeri, en Turquie, par nanofiltration, obtenant un taux d'élimination de l'azote ammoniacal d'environ 72 %. La nanofiltration nécessite une pression inférieure à celle de l'osmose inverse et est plus simple à mettre en œuvre.
Le système de filtration membranaire pour l'élimination de l'ammoniac est généralement utilisé pour le traitement des eaux usées riches en azote ammoniacal. L'équilibre de l'azote ammoniacal dans l'eau est le suivant : NH₄⁺ + OH⁻ = NH₃ + H₂O. En fonctionnement, les eaux usées contenant de l'ammoniac circulent dans l'enveloppe du module membranaire, tandis que la solution d'absorption d'acide circule dans la canalisation de ce module. Lorsque le pH des eaux usées augmente ou que la température s'élève, l'équilibre se déplace vers la droite et l'ion ammonium NH₄⁺ se transforme en NH₃ gazeux. Ce NH₃ gazeux peut alors passer de la phase aqueuse contenue dans l'enveloppe à la phase liquide d'absorption d'acide, à travers les micropores présents à la surface des fibres creuses. Il est absorbé par la solution acide et se transforme immédiatement en ion NH₄⁺. Pour que le pH des eaux usées soit maintenu au-dessus de 10 et la température entre 35 °C et 50 °C, le NH₄⁺ présent dans les eaux usées se transforme continuellement en NH₃ et migre vers la phase liquide d'absorption. Par conséquent, la concentration d'azote ammoniacal dans les eaux usées a diminué continuellement. La phase liquide d'absorption acide, composée uniquement d'acide et d'ions NH₄⁺, forme un sel d'ammonium très pur qui atteint une concentration donnée après circulation continue et peut être recyclé. D'une part, l'utilisation de cette technologie permet d'améliorer considérablement le taux d'élimination de l'azote ammoniacal dans les eaux usées et, d'autre part, de réduire le coût total d'exploitation du système de traitement des eaux usées.
② Méthode d'électrodialyse
L'électrodialyse est une méthode d'élimination des matières solides dissoutes dans les solutions aqueuses par application d'une tension électrique entre des paires de membranes. Sous l'effet de cette tension, les ions ammonium et autres ions présents dans les eaux usées azotées sont concentrés à travers la membrane dans l'eau concentrée en ammoniac, permettant ainsi leur élimination.
L'électrodialyse a été utilisée avec succès pour traiter des eaux usées inorganiques à forte concentration d'azote ammoniacal. Pour des eaux usées contenant entre 2 000 et 3 000 mg/L d'azote ammoniacal, le taux d'élimination peut dépasser 85 %, permettant d'obtenir une solution d'ammoniaque concentrée à 8,9 %. La consommation électrique lors de l'électrodialyse est proportionnelle à la concentration d'azote ammoniacal dans les eaux usées. Ce procédé de traitement des eaux usées par électrodialyse est indépendant du pH, de la température et de la pression, et sa mise en œuvre est simple.
Les avantages de la séparation membranaire sont un taux de récupération élevé de l'azote ammoniacal, une mise en œuvre simple, un traitement stable et l'absence de pollution secondaire. Cependant, lors du traitement des eaux usées à forte concentration en azote ammoniacal, à l'exception des membranes de désammoniation, les autres membranes s'entartrent et se colmatent facilement, nécessitant des régénérations et des lavages à contre-courant fréquents et augmentant ainsi le coût du traitement. Par conséquent, cette méthode est plus adaptée au prétraitement ou au traitement des eaux usées à faible concentration en azote ammoniacal.
③ Méthode d'échange d'ions
L'échange d'ions est une méthode d'élimination de l'azote ammoniacal des eaux usées grâce à l'utilisation de matériaux présentant une forte capacité d'adsorption sélective des ions ammonium. Les matériaux d'adsorption couramment utilisés sont le charbon actif, la zéolite, la montmorillonite et les résines échangeuses d'ions. La zéolite est un silico-aluminate à structure spatiale tridimensionnelle, présentant une porosité régulière. Parmi ces matériaux, la clinoptilolite se distingue par sa forte capacité d'adsorption sélective des ions ammonium et son faible coût, ce qui explique son utilisation fréquente dans le traitement des eaux usées contenant de l'azote ammoniacal. L'efficacité du traitement par la clinoptilolite dépend de plusieurs facteurs, notamment la granulométrie, la concentration en azote ammoniacal à l'entrée, le temps de contact et le pH.
L'effet d'adsorption de la zéolite sur l'azote ammoniacal est marqué, suivi par celui de la ranite. L'effet de la terre et de la céramisite est faible. L'élimination de l'azote ammoniacal de la zéolite se fait principalement par échange d'ions, l'adsorption physique étant très limitée. L'effet d'échange d'ions de la céramisite, de la terre et de la ranite est comparable à l'adsorption physique. La capacité d'adsorption des quatre charges diminue avec l'augmentation de la température entre 15 et 35 °C, et augmente avec l'augmentation du pH entre 3 et 9. L'équilibre d'adsorption est atteint après 6 heures d'oscillation.
La faisabilité de l'élimination de l'azote ammoniacal des lixiviats de décharge par adsorption sur zéolite a été étudiée. Les résultats expérimentaux montrent que chaque gramme de zéolite possède un potentiel d'adsorption limité à 15,5 mg d'azote ammoniacal. Lorsque la granulométrie de la zéolite est de 30-16 mesh, le taux d'élimination de l'azote ammoniacal atteint 78,5 %. À durée d'adsorption, dosage et granulométrie de zéolite constants, plus la concentration initiale en azote ammoniacal est élevée, plus le taux d'adsorption est important. L'utilisation de la zéolite comme adsorbant pour l'élimination de l'azote ammoniacal des lixiviats s'avère donc prometteuse. Cependant, il est à noter que le taux d'adsorption de l'azote ammoniacal par la zéolite reste faible et qu'il est difficile pour cette dernière d'atteindre sa capacité d'adsorption maximale en conditions réelles d'utilisation.
L'efficacité d'un lit de zéolite biologique pour l'élimination de l'azote, de la DCO et d'autres polluants dans des eaux usées villageoises simulées a été étudiée. Les résultats montrent que le taux d'élimination de l'azote ammoniacal par ce lit de zéolite biologique est supérieur à 95 %, et que l'élimination de l'azote nitrique est fortement influencée par le temps de séjour hydraulique.
La méthode d'échange d'ions présente l'avantage d'un faible investissement, d'un procédé simple, d'une mise en œuvre aisée, d'une insensibilité aux substances toxiques et aux variations de température, et de la possibilité de réutiliser la zéolite par régénération. Cependant, lors du traitement d'eaux usées fortement concentrées en azote ammoniacal, la régénération est fréquente, ce qui complexifie l'exploitation. Il est donc nécessaire de la combiner à d'autres méthodes de traitement de l'azote ammoniacal, ou de l'utiliser pour traiter des eaux usées faiblement concentrées en azote ammoniacal.
Fabricant et fournisseur de zéolite 4A en gros | EVERBRIGHT (cnchemist.com)