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TITRE
Procédé hybride chimique et biologique de décontamination de boues
d'épuration municipales
DOMAINE DE L'INVENTION
La présente invention concerne une chaîne complète de décontamination des
boues d'épuration telles que les boues d'épuration municipales. Le procédé
comprend, dans
un premier temps, une étape de production par oxydation biologique de sulfate
ferreux,
d'une solution très concentrée de sulfate ferrique, préférablement entre 10 et
30 g Fe3+/L
1 o en milieu acide, i.e., avec un pH préférablement entre 1.0 à 2.4. Le
procédé comprend par
la suite une étape de solubilisation des métaux lourds et de destruction
simultanée des
bactéries indicatrices de pathogènes des boues. Cette étape, d'une durée
pouvant varier
entre 0.5 et 6 heures selon le cas, est effectuée par l'ajout aux boues
d'épuration de la
solution de sulfate fernque. L'ajout de la solution lixiviante doit être
suffisant pour
maintenir un potentiel d'oxydoréduction supérieur à environ 400 mV et garder
le pH des
boues entre environ 2.0 et 3Ø Après traitement des boues en réacteur, les
boues lixiviées
sont conditionnées par ajout d'un floculant tel qu'un polymère cationique, et
optionnellement un aide-coagulant, puis déshydratées (séparation liquide-
solide) au moyen
d'un équipement de déshydratation mécanique des boues, par exemple une unité
de filtres-
2 o presses à plateaux. Les boues déshydratées sont ensuite neutralisées par
ajout de chaux vive
ou inerte et acheminées au lieu d'épandage agricole. Le lixiviat acide
contenant les métaux
est neutralisé par ajout d'une solution de chaux et laissé décanté jusqu'à
obtention d'une boue
métallique. Un ajout facultatif d'un polyélectrolyte peut aussi être effectué
pour faciliter la
séparation des métaux. Ce dernier résidu métallique est déshydraté, puis séché
avant d'être
2 5 acheminé pour disposition ou recyclage des métaux.
ART ANTÉRIEUR
La production annuelle mondiale de boues d'épuration provenant du traitement
des eaux usées domestiques peut être estimée sur une base sèche à près de 50
millions de
3 o tonnes. Les modes d'élimination les plus utilisés pour la disposition de
ces boues sont
l'incinération, l'enfouissement sanitaire et l'épandage agricole. Le coût de
traitement et de
disposition des boues par ces méthodes conventionnelles d'élimination varie
entre 250 et
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725 $ CAN/tonne. Sur cette base, on peut estimer le marché mondial de la
gestion des
boues d'épuration à environ 15 milliards de dollars annuellement.
L'incinération et l'enfouissement permettent l'élimination des boues.
Cependant, l'augmentation des volumes de boues à éliminer et la raréfaction
des lieux de
disposition, ainsi qu'une opposition sociale croissante à ces méthodes
d'élimination, ont
tendance à favoriser les méthodes de valorisation, notamment comme
fertilisants
agricoles ou sylvicoles. La valorisation agricole des boues, l'option
privilégiée par les
autorités gouvernementales, est de plus en plus pratiquée à travers le monde.
Aux États-
1 o Unis, en 1976, cette pratique a été utilisée pour la disposition de 26 %
des boues
d'épuration produites par les municipalités. En 1990, elle passait à 33 % du
volume total
des boues produites. En Europe en général, environ 37 % des boues sont
utilisées en
agriculture. Au Royaume-Uni, plus de 51 % des boues produites sont employées
en
agriculture, alors que près de 40 % sont disposées de cette manière au Japon.
Au Canada,
29 % du volume total estimé de boues municipales est déposé sur des terres
agricoles.
La présence de micro-organismes pathogènes et de concentrations élevées en
métaux toxiques dans les boues constitue toutefois un obstacle restreignant de
manière
importante cette pratique. Il est bien connu que les procédés conventionnels
de traitement
2 o des boues, tels la stabilisation aérobie ou anaérobie, sont inopérants
pour l'enlèvement des
métaux toxiques et peu efficaces pour la destruction des micro-organismes
pathogènes.
En Amérique du Nord et en Europe, plus de 50 % des boues produites par les
usines
d'épuration municipales contiennent des concentrations en métaux lourds qui
excèdent les
normes recommandées pour l'épandage agricole.
L'intérêt de réduire les concentrations en métaux toxiques des boues
d'épuration est aujourd'hui un fait bien reconnu. Pour ce faire, deux types
d'intervention
sont envisagés, soit l'enlèvement des métaux lors de l'épuration des eaux
usées et/ou le
contrôle à la source des rejets industriels. Depuis plusieurs années, diverses
techniques
3 o d'extraction des métaux ont été examinées, mais jusqu'à maintenant, aucun
procédé n'a été
jugé compétitif au plan économique avec les techniques conventionnelles de
disposition
des boues d'épuration. Quant à la réduction à la source, bien que souhaitable,
cette
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approche est non seulement coûteuse, mais porteuse de résultats incertains,
car elle peut
difficilement circonscrire les sources diffuses de pollution qui contribuent à
l'enrichissement des boues en métaux toxiques. Plusieurs études démontrent en
effet
qu'une grande partie des métaux provient des résidences et du ruissellement
urbain.
II est bien connu que le cuivre, le nickel et le zinc sont phytotoxiques et
leurs
concentrations élevées dans le sol peuvent affecter fortement le rendement des
récoltes.
L'accumulation des métaux dans les plantes à la suite de l'épandage de boues
d'épuration a
été démontrée pour le cadmium, le cuivre, le nickel, le plomb et le zinc. La
présence de
1 o ces métaux dans la partie comestible des végétaux peut s'avérer un risque
pour la santé
humaine et animale. Par exemple, le cadmium est un élément particulièrement
redouté
puisque les symptômes de sa phytotoxicité apparaît à des concentrations près
de 10 fois
supérieures à celles où apparaissent les symptômes de sa zootoxicité. Chez
l'homme et
les animaux, l'absorption excessive de cadmium favorise son accumulation dans
les reins
1 s et le foie, engendrant ainsi des dommages histologiques et fonctionnels.
Les effets
biologiques du cadmium incluent aussi des interférences avec des systèmes
enzymatiques
fondamentaux, tel la phosphorylase oxydative, par blocage des groupements
thiols, ainsi
que des interférences avec la synthèse des acides nucléiques. Le plomb est
aussi un
élément qui présente un potentiel de zootoxicité plus élevé que celui de
phytotoxicité.
2 o Bien que le potentiel d'accumulation de cet élément dans la chaîne
alimentaire soit
relativement faible, des effets toxiques ont été rapportés chez des bovins
ayant mangé de
la terre amendée avec des boues fortement polluées par le plomb.
Depuis 1975, plusieurs techniques d'enlèvement des métaux lourds des boues
25 d'épuration ont été examinées, mais jusqu'à présent, aucun procédé
économique et
efficace n'a été implanté. De nombreuses tentatives de solubilisation chimique
des
métaux ont été étudiées, telles que la chloration, l'échange d'ion,
l'utilisation d'agents
chélateurs tels l'acide éthylènediaminetétraacétique (EDTA) et l'acide
nitrilotriacétique
(NTA), et la digestion aérobie thermophile auto-chauffée (AATD) couplée à une
3 o acidification par l'acide chlorhydrique. Les coûts élevés d'opération,
certaines difficultés
opératoires, et quelques fois des rendements insatisfaisants de lixiviation
des métaux ont
compromis l'émergence de ces techniques.
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L'ajout de différents acides organiques (CH3COOH) et inorganiques (HzS04,
HCI, HN03) aux boues est la technique qui a été la plus considérée par
différents
chercheurs. L'utilisation d'acides organiques ne permet que de faibles
rendements de
solubilisation des métaux, tout en étant fort dispendieuse.
L'emploi d'acides inorganiques ne permet pas une solubilisation efficace du
cuivre et du plomb, malgré une acidification considérable (pH 1.5) des boues.
La
solubilité des métaux dans les boues est affectée principalement par le pH,
mais aussi par
1 o d'autres facteurs tout aussi importants qui doivent être pris en
considération, tels que le
potentiel d'oxydoréduction du milieu, la concentration des métaux et des
ligands (anions
et molécules non-chargées) et l'équilibre chimique entre les constituants. La
solubilisation du cuivre et du plomb dans les boues requiert une augmentation
importante
du potentiel d'oxydoréduction, ce qui ne peut être obtenue rapidement par
oxydation
15 chimique lors de l'aération des boues. Les quantités importantes d'acide
nécessaires pour
solubiliser les métaux rendent ces techniques peu attrayantes économiquement.
L'utilisation combinée d'un acide et d'un agent oxydant fort a également été
examinée. Plusieurs chercheurs ont suggéré l'utilisation d'acide chlorhydrique
et de
2 o peroxyde d'hydrogène, ce qui permet l'obtention de meilleurs rendements de
solubilisation des métaux que l'ajout de seulement un acide. Toutefois, les
coûts
d'opération de cette technique demeurent prohibitifs.
Le procédé décrit dans US 5,051,191 comprend une acidification très
2s importante des boues (pH 1.0 à 2.0) par un ajout d'acide sulfurique ou
chlorhydrique,
couplée à un apport d'agent oxydant sous forme de sels ferriques (sulfate ou
chlorure) à
une concentration variant entre 0.5 et 3.0 g Fe3+/L (sulfate ou chlorure) et
l'addition d'un
régénérant de l'agent oxydant tel que le peroxyde d'hydrogène, fhypochlorite
de sodium
ou de calcium, l'air compressé, l'oxygène, l'ozone, le dioxyde de soufre, le
chlore ou les
3 o composés chlorés. Une période de traitement de 10 à 30 minutes est
suffisante avec cette
technologie pour une solubilisation adéquate des métaux lourds. La chaîne de
décontamination comprend également une étape de conditionnement des boues par
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floculation avec un polymère cationique ou anionique, suivie de la
déshydratation des
boues sur un filtre à tambour sous vide avec lavage des boues décontaminées.
La
nécessité d'ajouter des quantités considérables d'acide et d'agent oxydant, de
même que
l'utilisation d'un régénérant résulte en des coûts opératoires restreignant
fortement la mise
en marché de cette technologie, même si elle offre par ailleurs de bons
rendements de
décontamination des boues. Le lavage des boues lors de l'étape de
déshydratation sur un
filtre à tambour sous vide est également un besoin supplémentaire entraînant
une hausse
des coûts de traitement des boues. Il faut également considérer que
l'acidification
prononcée des boues entraîne une solubilisation excessive des éléments
nutritifs présents
1 o dans ces dernières (azote et phosphore), lesquels se retrouvent
inévitablement dans
l'effluent final après déshydratation des boues lixiviées. Ce phénomène
contribue
également à réduire la valeur agronomique des boues ainsi décontaminées.
Des essais de séparation des métaux par centrifugation ont été également été
1 s effectués. Deux étapes successives de centrifugation permettent de
concentrer les métaux
dans un culot. Les concentrations de métaux retrouvées dans le culot se
situent entre 60 et
73 % pour le cadmium, le nickel, le chrome, le cuivre et le zinc, alors que ce
procédé ne
permet pas d'extraire le plomb. Cette technique présente des problèmes au
niveau de la
récupération des solides, puisque les boues sans métaux ne constituent que 23
% du volume
2 o des boues totales. L'extraction des métaux au moyen d'un procédé
magnétique et de résine
échangeuse d'ions a aussi été étudié. Les métaux dans les boues sont captés
par la résine
échangeuse d'ions qui est régénérée par la suite en milieu acide. Les
rendements
d'enlèvement des métaux par cette approche technologique dans des boues
artificiellement
contaminées, sont de 57 % pour le cuivre, de 66 % pour le zinc et de 86 % pour
le cadmium.
2 s La faisabilité économique de cette approche n'a toutefois pas été
démontrée pour une
application à l'échelle réelle. Un nouveau procédé chimique incluant une
solubilisation des
métaux suivie d'une chélation sur un support solide a été mis au point pour la
décontamination des sols. Les auteurs du rapport final de développement de ce
procédé
prétendent être capables de décontaminer les boues d'épuration préalablement
digérées. Les
3 o détails donnés dans le rapport final ne permettent pas de juger de la
faisabilité technico-
économique de l'application de cette technologie pour la décontamination des
boues
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d'épuration. D'autre part, le fait de traiter des boues digérées augmente très
certainement le
coût du traitement global des boues et rend ce procédé économiquement moins
intéressant.
Suite aux différentes contraintes techniques et économiques rencontrées avec
les procédés chimiques d'enlèvement des métaux associés aux boues municipales,
l'intérêt
de mettre au point un procédé biologique d'extraction est apparu. Au cours des
dernières
années, quelques études de biolixiviation ont été réalisées.
Les travaux réalisés à l'INRS-Eau (Québec, Canada) ont conduit au
1 o développement d'un procédé biologique combiné de biolixiviation des métaux
lourds et
de digestion des boues d'épuration utilisant le soufre élémentaire (US
5,217,615 et US
5,454,948), d'un procédé de biolixiviation des métaux lourds utilisant le
sulfate ferreux, et
d'un procédé chimique de décontamination des boues d'épuration, chacun de ces
procédés
permettant des rendements élevés d'enlèvement des métaux toxiques, une
destruction
efficace des germes pathogènes et la conservation des propriétés fertilisantes
des boues.
L'application de ces procédés aux boues produites quotidiennement dans les
divers types de stations d'épuration (boues activées, biofiltres, physico-
chimiques)
apparaît prometteuse. En effet, les études technico-économiques réalisées au
cours des
2 o dernières années ont démontré que les procédés proposés sont performants,
en termes de
coût et d'efficacité, pour la décontamination des boues primaires et
secondaires produites
dans les stations d'épuration conventionnelles. De plus, il semble que le
procédé
chimique pour la décontamination des boues accumulées dans les systèmes
d'étangs aérés
puisse être possible.
Les technologies actuelles de décontamination des boues de fINRS-Eau ont été
appelées le procédé METIX, auquel est ajouté un suffixe signifiant la variante
technologique, par exemple METIX-BS (biolixiviation-digestion avec soufre
élémentaire), METIX-BF (lixiviation biologique avec sulfate ferreux), et METIX-
AC
3 0 (lixiviation chimique).
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Le procédé de biolixiviation-digestion (METIX-BS) exploite la présence dans
les boues d'épuration d'une microflore indigène (thiobacilles peu acidophiles
et
acidophiles) capable d'oxyder le soufre élémentaire en acide sulfurique. Cette
production
d'acide, qui se fait sans production d'intermédiaires de polysulfures,
entraîne une baisse
s considérable du pH des boues et une hausse des conditions oxydantes du
milieu, causant
ainsi une solubilisation importante des métaux toxiques retrouvés dans cette
biomasse.
Le procédé peut être opéré en mode cuvée, semi-continu ou continu dans un
bioréacteur à
cuve agitée et aérée avec addition de soufre élémentaire en poudre, ou en
colonnes aérées
avec utilisation de soufre granulaire immobilisé. La concentration initiale
optimale de
1 o solides des boues pour ce procédé se situe entre 30 et 40 g/L. Cette
biotechnologie
permet dans une même étape, une stabilisation efficace des boues par la
réduction de la
biomasse, l'élimination des micro-organismes pathogènes et la réduction des
odeurs, de
même qu'un enlèvement efficace des métaux toxiques. Un temps de rétention
hydraulique de l'ordre de 8 à 12 jours est requis pour permettre une
stabilisation adéquate
15 des boues municipales. Afin de hausser les rendements de solubilisation des
métaux et de
précipiter une fraction importante du phosphore solubilisé lors de
l'acidification des
boues, un ajout de chlorure ferrique peut être effectué à la fin de la période
de
biolixiviation-digestion.
2 o De manière similaire au procédé biologique avec soufre, la biolixiviation
avec
sulfate ferreux (METIX-BF) profite de la présence dans les boues d'épuration
d'une flore
bactérienne indigène (Thiobacillus ferrooxidans) capable d'oxyder l'ion
ferreux en ion
fernque. Le procédé opère dans un réacteur aéré et agité, mécaniquement ou par
aération,
en mode de fonctionnement cuvée, semi-continu ou continu après pré-
acidification des
25 boues avec de l'acide sulfurique. Le procédé est utilisé pour la
décontamination de boues
d'épuration n'ayant pas subi d'étape de stabilisation par digestion aérobie ou
anaérobie.
Le temps de réaction dans le bioréacteur varie entre 1 et 2 jours selon le
mode de
fonctionnement et la boue spécifique à traiter. Un ajout de sulfate ferreux
est nécessaire
comme source de substrat énergétique. Les conditions d'acidité ainsi créées et
la hausse
3o des conditions oxydantes du milieu lors de l'oxydation de l'ion ferreux en
ion ferrique,
permettent une solubilisation importante des métaux toxiques retrouvés dans
les boues, de
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même qu'une élimination efficace des bactéries indicatrices de pathogènes. Le
contenu
initial optimal de solides des boues est compris entre 20 et 25 g/L.
Le procédé de lixiviation chimique METIX-AC utilise l'acide sulfurique et le
chlorure fernque. L'ajout de chlorure fernque aux boues acidifiées par ajout
d'acide
sulfurique permet d'une part, d'accélérer la solubilisation des métaux par une
hausse des
conditions oxydantes (potentiel d'oxydoréduction > 350 mV) et d'autre part, de
diminuer
de façon significative la mise en solution des éléments nutritifs (phosphore
et azote).
Contrairement au procédé du brevet US 5,051,191, cette technologie ne
nécessite pas
lo l'ajout d'un régénérant de (agent oxydant. Un contenu en solides des boues
se situant
entre 30 et 40 g/L représente la gamme optimale d'opération pour cette
technologie. Ce
procédé peut être opéré facilement en mode cuvée, semi-continu ou continu,
dans un
réacteur de type cuve agitée, avec un temps de traitement compris entre 1 et 6
heures.
L'acide chlorhydrique peut également être utilisé dans les mêmes conditions
que l'acide
sulfurique pour l'acidification des boues. De même, le sulfate fernque
industriel peut
remplacer, à la même concentration, le chlorure fernque industriel.
La Figure 1 présente les diverses étapes de traitement faisant partie de la
chaîne
de décontamination utilisant le procédé de biolixiviation avec sulfate
ferreux. Les chaînes
2 o de décontamination utilisant les autres procédés sont similaires, à
l'exception de la partie
associée à l'étape de lixiviation ou biolixiviation en réacteur.
Après traitement des boues en réacteur, les boues lixiviées sont conditionnées
par ajout d'aide-coagulant et de floculant (polymère cationique), puis
déshydratées
2 s (séparation liquide-solide) sur une unité de filtres-presses à plateaux.
D'autres modes de
séparation, tel que le pressoir rotatif, la centrifugation, etc. peuvent aussi
être envisagés.
Les boues déshydratées sont ensuite neutralisées à pH 7 par ajout de chaux
vive ou inerte, et acheminées par camion au lieu d'épandage agricole. Le
lixiviat acide
3o contenant les métaux est neutralisé à un pH compris entre 7 et 8 par ajout
d'une solution
de chaux saturée, et laissé décanté (environ 4 heures) jusqu'à l'obtention
d'une boue
métallique. Un ajout facultatif de polyélectrolyte permet, dans certains cas,
de hausser les
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rendements de précipitation des métaux. Ce dernier résidu est déshydraté tout
d'abord sur
une unité de filtres-presses, puis séché à l'air ou dans un séchoir avant
d'être acheminé à
un site de disposition de produits dangereux.
Les trois procédés de décontamination précités permettent un enlèvement
efficace des métaux lourds. En effet, des rendements d'enlèvement du cuivre et
du zinc se
situant entre 70 et 90 % sont observés, alors que pour le manganèse, un
pourcentage
d'extraction compris entre 75 et 95 % est aisément atteint. Les autres métaux
lourds tels
que le cadmium et le nickel sont également solubilisés lorsqu'ils sont
présents en
1 o concentration élevée dans les boues. Les procédés de décontamination
peuvent aussi être
opérés de façon adéquate dans les diverses conditions climatiques rencontrées
en
Amérique du Nord.
Les performances de destruction des indicateurs bactériens et viraux des
procédés de décontamination sont nettement supérieures à celles atteintes avec
les
procédés conventionnels de digestion aérobie et anaérobie. De plus, les
procédés de
décontamination entraînent une réduction importante de la production d'odeurs
désagréables dans les boues produites en comparaison aux boues brutes.
2 o Le procédé de biolixiviation-digestion avec soufre permet également une
réduction appréciable de la biomasse des boues. Les cinétiques de digestion
des boues
sont pratiquement similaires à celles prévalant lors de la stabilisation
aérobie
conventionnelle.
2 5 La caractérisation chimique des boues traitées par ces procédés de
décontamination indique que les boues décontaminées possèdent une valeur
fertilisante
comparable à celles de boues digérées par voie aérobie conventionnelle. La
décontamination mène à un enrichissement appréciable des boues en fer et en
soufre. Des
études en serre sur de l'orge avec les boues décontaminées par le procédé
biologique au
3 o sulfate ferreux ont démontré que les boues conservaient une bonne valeur
fertilisante et
qu'elles ne causaient pas de problèmes environnementaux ou agronomiques. En
fait, ces
essais ont indiqué que le potentiel de valorisation des boues ainsi
décontaminées s'avère
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plus élevé que celui de la plupart des boues conventionnelles. De même,
l'épandage
agricole des boues décontaminées pourrait être particulièrement intéressant,
en ce qui
concerne les besoins nutritifs en soufre des cultures végétales. Il faut
d'ailleurs noter à ce
sujet qu'une portion appréciable des terres agricoles retrouvées à travers le
monde, ont des
carences en soufre.
Les coûts élevés des procédés et, dans certains cas, les rendements
insuffisants
d'enlèvement des métaux lourds sont les principaux obstacles à la mise en
marché des
technologies de décontamination des boues ayant été proposées jusqu'à présent.
1 o L'utilisation des acides organiques ou des fortes quantités d'acides
inorganiques
nécessaires pour abaisser le pH des boues à un niveau permettant la
solubilisation
adéquate des métaux lourds (environ 1.5), fait en sorte de hausser de manière
importante
les coûts opératoires associés aux produits chimiques. L'emploi d'agent
oxydant tel que le
peroxyde d'hydrogène est également à proscrire sur une base économique.
Le procédé chimique décrit dans US 5,051,191 nécessite l'ajout de quantités
considérables d'acide et d'agent oxydant, de même que l'utilisation d'un
régénérant, ce qui
résulte en des coûts opératoires restreignant fortement la mise en marché de
cette
technologie. Il faut également considérer que l'acidification prononcée des
boues entraîne
2 o une solubilisation excessive des éléments nutritifs présents dans les
boues (azote et
phosphore), lesquels se retrouvent inévitablement dans l'effluent final après
déshydratation des boues lixiviées. Ce phénomène contribue à réduire la valeur
agronomique des boues décontaminées.
2 5 Le procédé chimique METIX-AC précité permet de résoudre en partie les
problèmes associés à la technologie du brevet US 5,051,191. Toutefois,
(économique de
cette technologie demeure sensible à la consommation et aux coûts des produits
chimiques.
3 o Les procédés biologiques METIX-BS et METIX-BF précités permettent de
contourner en bonne partie les problèmes inhérents aux procédés chimiques, en
réduisant
appréciablement les coûts inhérents aux produits chimiques. Toutefois, les
temps de
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traitement demeurent longs (1.5 à 12 jours) par rapport aux procédés chimiques
(0.02 à
1 jour) et font en sorte d'augmenter les investissements initiaux (coût
d'achat des
bioréacteurs) et les frais d'opération (particulièrement au niveau de
l'électricité).
Il serait donc avantageux de développer un procédé regroupant les avantages
des procédés de lixiviation chimique et biologique, ce qui permettrait
d'obtenir un
procédé peu coûteux et comprenant un temps de traitement relativement court.
DANS LES DESSINS
1 o La Figure 1 illustre une chaîne de décontamination du procédé METIX-BF de
l'art
antérieur; et
La Figure 2 illustre une chaîne de décontamination du procédé selon la
présente
W vention.
DESCRIPTION DÉTAILLÉE DE L'INVENTION
Le nouveau procédé proposé représente une évolution importante par rapport
aux procédés actuels, puisqu'il permet de tirer profit des avantages des
procédés
biologiques (faible coût en produits chimiques) et des procédés chimiques
(investissement
moindre attribuable à un court temps de traitement), tout en évitant les
contraintes de ces
2 o derniers (investissement plus important des procédés biologiques et coûts
d'opération
élevés des procédés chimiques). De plus, cette technologie peut compétitionner
avantageusement les chaînes actuelles de traitement des boues, ces dernières
ne
permettant qu'une faible stabilisation microbiologique des boues sans
permettre d'extraire
les métaux toxiques.
Production d'une solution lixiviante
Le procédé comprend dans un premier temps la production, par oxydation
biologique de sulfate ferreux, d'une solution très concentrée de sulfate
ferrique en milieu
fortement acide (pH préférablement entre 1.2 et 1.8). Cette étape peut être
accomplie en
3 o mode cuvée, semi-continu et continu, dans un réacteur de type cuve agitée
et aérée.
D'autres types de réacteurs pourraient être employés afin d'accroître la
cinétique
d'oxydation du sulfate ferreux, notamment l'emploi de bioréacteurs à cellules
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immobilisées, tels que des disques biologiques rotatifs avec support de PVC,
ou encore
des colonnes de percolation avec support en mousse de polyuréthane, résines
échangeuses
d'ions, billes de verre ou particules de charbon activé.
Le pH de réaction doit être ajusté de manière à permettre une cinétique
adéquate de l'oxydation du fer ferreux et éviter la précipitation du fer
ferrique produit. Un
pH compris entre 1.0 et 2.4 est possible pour la production de fer fernque.
Toutefois, il
est suggéré de maintenir le pH sous une valeur de 1.8 afin d'éliminer la
précipitation
importante de fer dans le bioréacteur. Le pH maintenu dans le réacteur peut
également
lo être ajusté pour que la solution lixiviante produite soit suffisante à elle
seule pour réduire
le pH des boues au niveau souhaitable, i.e., pH compris entre 2.0 et 3.0, sans
avoir à
ajouter de l'acide sulfurique.
La concentration de substrat, i.e. le sulfate ferreux de qualité industriel,
doit
1 s être la plus élevée possible afin de réduire au minimum la quantité de
solution lixiviante à
ajouter aux boues et ainsi, de réduire le plus possible la dimension du
bioréacteur
d'oxydation du fer. La plupart des recherches portant sur l'oxydation
biologique du fer
ferreux ont été effectuées en présence de teneurs en substrat inférieures à 10
g Fez+/L.
Dans ces conditions, le taux maximal d'oxydation du fer par des cellules
libres se situe
2 o entre 0.3 et 0.4 g Fe/L.h. Toutefois, certaines recherches ont montré
qu'il est possible
d'atteindre des taux d'oxydation de 2.2 g Fe/L.h en utilisant des fortes
teneurs en sulfate
ferreux (70 g Fez+/L) et un taux de dilution de 0.077 h-' (temps de rétention
hydraulique
TRH de 13 heures). Par contre, dans ces conditions, le rendement d'oxydation
demeure
faible (environ 40 % de fer oxydé). En utilisant des concentrations plus
faibles de fer
2 5 ferreux et un taux de dilution plus faible, il est possible d'obtenir des
rendements élevés
d'oxydation du fer et des cinétiques forts intéressantes. Par exemple, il est
possible
d'obtenir un taux d'oxydation de 1.0 g Fe/L.h et un rendement d'oxydation
d'environ
80 %, en présence de 30 g Fez+/L et avec un taux de dilution de 0.04 h-' (TRH
de 25
heures). Pour l'opération du procédé proposé, des teneurs en substrat
comprises entre 10
3o et 30 g Fez+/L représentent des mises en oeuvre préférentielles.
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Il est également suggéré d'opérer le bioréacteur d'oxydation du fer avec un
temps de rétention hydraulique préférablement compris entre 12 et 36 heures.
En utilisant
un bioréacteur à cellules immobilisées, un temps de rétention plus court, soit
de l'ordre de
6 à 18 heures, pourrait sans doute être envisageable. Le temps de rétention
hydraulique et
la concentration de substrat employée sont les deux paramètres importants pour
le
dimensionnement du bioréacteur. Par exemple, en considérant un bassin de
lixiviation
des métaux des boues de 25 m~ pouvant traiter 10 tbs/jr (teneur en solides de
30 Kg/m3,
TRH de 1.5 heures et un facteur de sécurité de 20 %), le bioréacteur
d'oxydation du fer
serait de dimension égale à 24 m3 pour un temps de rétention hydraulique de 24
heures
l o (rendement d'oxydation du fer de 90 %, concentration de substrat de 15 g
Fe2+/L, teneurs
finales de fer ferrique de 0.8 g/L dans le bassin de traitement des boues,
facteur de
sécurité de 20 %).
Le bioréacteur d'oxydation du fer est maintenu à la température ambiante. Il a
1 s été démontré dans la littérature que les cinétiques d'oxydation sont peu
affectées dans la
gamme de température comprise entre 15 et 30°C, alors que l'oxydation
du fer ferreux est
possible jusqu'à une température voisine de 4°C. Le taux d'aération du
bioréacteur doit
être ajusté de façon à maintenir une concentration en oxygène dissous
supérieure à
1 mg/L. Les cultures de bactéries oxydant l'ion ferreux peuvent être préparées
à partir de
2 0 la biomasse indigène des boues ou à partir de souches de collection.
Aucun apport d'éléments nutritifs n'est prévu puisqu'il est suggéré d'utiliser
le
filtrat final de la déshydratation des boues comme milieu de culture. Il a été
démontré
lors de travaux antérieurs que les boues contiennent tous les éléments
nutritifs nécessaires
2 5 à la prolifération de cultures de Thiobacillus ferroxidans. La proportion
du filtrat final de
déshydratation employée pour l'opération du bioréacteur d'oxydation du fer
devrait être de
l'ordre de S à 10 %.
Lixiviation des métaux des boues
3 o La solution lixiviante produit par l'oxydation biologique du fer ferreux
est
utilisée pour abaisser le pH et pour augmenter le potentiel d'oxydoréduction
des boues
dans des conditions propices à la mise en solution des métaux toxiques. Un
temps de
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rétention hydraulique compris entre 0.5 et 6 heures est préférable pour
l'opération de cette
étape. Le pH des boues doit être préférentiellement maintenu entre 2.0 et 3.0,
alors que le
potentiel d'oxydoréduction devrait demeurer préférentiellement supérieur à 400
mV.
Optionnellement, la lixiviation des métaux peut aussi être accomplie par
l'ajout
direct dans les boues de l'acide et d'un agent oxydant comme le chlorure ou
sulfate
fernque. L'ajout de chlorure ou sulfate fernque, dans des proportions
préférentielles
variant entre 10 à 30 Kg Fe3+/tonne de boues sèches (tbs) aux boues
acidifiées, i.e.,
maintenue à un pH variant préférentiellement entre 2.0 et 3.0, par l'ajout
d'acide
1 o sulfurique ou chlorhydrique permet d'une part, d'accélérer la
solubilisation des métaux par
une hausse des conditions oxydantes et d'autre part, de diminuer de façon
significative la
mise en solution des éléments nutritifs (phosphore et azote).
De plus, l'étape de mise en solution des métaux peut être effectuée en faisant
produire la solution lixiviante directement dans les boues. Dans ce cas,
l'oxydation du fer
(de 20 à 40 Kg/Fe2+/tbs sous forme de FeS04.7H20) ajouté dans les boues
s'effectue par la
flore bactérienne indigène (comprenant par exemple Thiobacillus ferrooxidans)
capable
d'oxyder l'ion ferreux et ion ferrique. Le pH des boues doit
préférentiellement être
maintenu entre 2.0 et 3.5 avec de l'acide sulfurique. Le temps de réaction
dans le
2o bioréacteur se situe entre 1 et 2 jours selon le mode de fonctionnement et
la boue
spécifique à traiter.
Déshydratation des boues lixiviées et précipitation des métaux
Après traitement des boues en réacteur, les boues lixiviées sont conditionnées
par ajout d'aide-coagulant et de floculant tel qu'un polymère cationique, puis
déshydratées
sur une unité de filtres-presses à plateaux. D'autres modes de déshydratation
mécanique,
tels que les filtres à bandes presseuses ou les pressoirs rotatifs, pourraient
aussi être
envisagés.
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Les boues déshydratées sont ensuite neutralisées à pH 7 par ajout de chaux
vive ou inerte et acheminées par camion au lieu d'épandage agricole. Le
lixiviat acide
contenant les métaux est neutralisé à un pH compris entre 7 et 8 par ajout
d'une solution
de chaux saturée, et laissé décanté pendant environ 4 heures jusqu'à obtention
d'une boue
s métallique. Un ajout facultatif de polyélectrolyte permet, dans certains
cas, de hausser les
rendements de précipitation des métaux. Ce dernier résidu est déshydraté tout
d'abord sur
une unité de filtres-presses, puis séché à l'air ou dans un séchoir avant
d'être acheminé à
un site de disposition de produits dangereux.
1 o Adsorption des métaux solubilisés
Une autre possibilité consiste à récupérer les métaux solubilisés dans le
réacteur chimique de lixiviation des métaux par adsorption sur des résines
échangeuses
d'ions. Diverses techniques bien connues de la personne du métier peuvent être
utilisées
pour accomplir cette étape. Une première technique est de plonger dans le
réacteur
15 chimique de lixiviation des résines retenues dans un support solide et
mobile. Une fois
saturées, les résines sont enlevées du réacteur de lixiviation et félution des
métaux peut
être effectuée dans un bassin contenant des acides dilués (chlorhydrique,
sulfurique,
nitrique etc.), puis elles sont remises en place dans le réacteur de
lixiviation. L'ajout de
polymères cationiques peut être effectué afin de floculer les boues avant de
mettre les
2 o boues en contact avec les résines échangeuses d'ions.
Une variante à cette approche consiste à placer l'unité d'échanges d'ions dans
un réacteur placé en aval du réacteur de lixiviation. De cette manière, il est
possible de
neutraliser partiellement les boues (pH 3.0 à 4.0), afin de précipiter une
proportion
2 5 importante du fer ferrique pouvant nuire à l'adsorption des métaux
toxiques. La
neutralisation partielle des boues peut alors se faire dans une cuve agitée où
est plongée
l'unité d'échanges ioniques, ou encore, dans un bassin situé entre l'étape de
lixiviation des
métaux et celle de récupération des métaux sur les résines.
3 o Une autre approche consiste à faire percoler les boues traitées dans une
colonne d'échanges d'ions. Périodiquement, la conduite d'alimentation en boues
de la
colonne d'échanges d'ions est fermée et un circuit de lavage à l'acide
concentrée est ouvert
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pour félution des métaux présents dans la colonne. La solution de lavage peut
être
recyclée plusieurs fois, puis celle-ci fortement chargée en métaux doit être
disposée
comme déchet dangereux ou réutilisée dans l'industrie métallurgique.
Neutralisation et déshydratation des boues décontaminées
Une innovation importante du concept technologique proposé réside dans la
possibilité de neutraliser les boues tout de suite après l'étape de
lixiviation des métaux en
milieu acide. De cette manière, il est possible de ne pas devoir modifier les
chaînes de
traitement existantes pour les rendre apte à résister à la corrosion. Ainsi,
la neutralisation
1 o à pH 7 des boues, préférablement par une solution de lait de chaux,
s'effectue dans un
bassin situé à proximité du réacteur de lixiviation acide. Par la suite, les
boues
neutralisées subissent les étapes conventionnelles de conditionnement aux
polymères et
de déshydratation mécanique (filtres-presses, filtres à bandes presseuses,
pressoirs
rotatifs, etc.). Cette innovation permet également d'éviter l'installation et
l'opération d'une
chaîne de précipitation des métaux.
Le procédé de la présente invention peut être mis en oeuvre et intégré de
manière permanente dans les chaînes de traitement des eaux usées ou des boues,
ou
encore installé sur des plates-formes mobiles pour le traitement occasionnel
des boues
2 o d'épuration. Des procédés de valorisation supplémentaires, tels qu'une
déshydratation
avancée, un séchage thermique, une bonification par addition de potasse ou
d'autres
fertilisants organique ou inorganique, un mélange avec d'autres biomasses,
etc., peuvent
être ajoutés en aval de l'étape de déshydratation des boues dans la chaîne
complète de
décontamination.
Le procédé peut également être modifié de manière à récupérer les métaux
solubilisés dans le réacteur chimique de lixiviation des métaux par adsorption
sur des
résines échangeuses d'ions. Dans ce cas, l'ajout d'un ou plusieurs polymères
cationiques
peut être effectué afin de floculer les boues avant de mettre les boues en
contact avec les
3 o résines échangeuses d'ions. Dans ce cas aussi, la neutralisation des boues
s'effectue dans
un bassin situé entre l'étape de lixiviation et de déshydratation mécanique
des boues.
Ainsi, après neutralisation les boues subissent les étapes conventionnelles de
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conditionnement aux polymères et de déshydratation mécanique (filtres-presses,
filtres à
bandes presseuses, pressoirs rotatifs, etc.).
Bien que la présente invention ait été décrite à l'aide de mises en oeuvre
s spécifiques, il est entendu que plusieurs variations et modifications
peuvent se greffer aux
dites mises en oeuvre, et la présente demande vise à couvrir de telles
modifications,
usages ou adaptations de la présente invention suivant, en général, les
principes de
l'invention et incluant toute variation de la présente description qui
deviendra connue ou
conventionnelle dans le champ d'activité dans lequel se retrouve la présente
invention, et
1 o qui peut s'appliquer aux éléments essentiels mentionnés ci-haut, en accord
avec la portée
des revendications suivantes.
