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CA 02379928 2002-01-18
WO 01/09045 PCT/CAOO/00884
TITRE
Procédé hybride chimique et biologique de décontamination de boues
d'épuration municipales
DOMAINE DE L'INVENTION
La présente invention concerne un procédé de décontamination des boues
d'épuration telles que les boues d'épuration municipales. La technologie
permet de réduire
considérablement les teneurs en métaux toxiques dans les boues et, ce faisant,
d'en
conserver les propriétés fertilisantes, de détruire les germes pathogènes
qu'elles
renferment et de réduire significativement la production d'odeurs lors de leur
manipulation durant ou après le traitement. Les boues provenant des eaux usées
pouvant
être traitées par le procédé de la présente invention incluent les boues de
type primaire,
secondaire, digérées aérobies ou anaérobies, les lagunes ou les fosses
septiques.
i s 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
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
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 sont des méthodes conventionnelles
d'élimination des boues. Cependant, l'augmentation des volumes dp 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-Unis, en 1976, cette pratique était utilisée pour la
disposition de 26 %
des boues d'épuration produites par les municipalités. En 1990, elle est
passée 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
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employées à cette fin, alors que près de 40 % sont disposées de la façon 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
des boues conune la stabilisation aérobie ou anaérobie, sont inopérants pour
l'enlèvement
des métaux toxiques et peu efficaces pour la destruction des micro-organismes
lo pathogènes. En Amérique du Nord et en Europe, plus de 50 % des boues
produites par
les usines d'épuration municipales selon un procédé de digestion conventionnel
contiennent des concentrations en métaux lourds qui excèdent les normes
recommandées
pour l'épandage agricole, ce qui les rend donc potentiellement toxiques. Il
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
l'antimoine, l'arsenic, le cadmium, le chrome, le cuivre, le fer, le mercure,
le molybdène, le
nickel, le plomb et le sélénium et le zinc. Les métaux peuvent également se
retrouver dans
la chaîne alimentaire par une adhésion à la surface des végétaux résultant de
l'application de
boues d'épuration sur les terres.
La présence des métaux lourds dans la partie comestible des végétaux peut
donc 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
apparaîssent 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 cause son accumulation dans les reins 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 cadmium présenterait aussi certaines
propriétés
cardiotoxiques. Le plomb est aussi un élément qui présente un potentiel de
zootoxicité
plus élevé que celui de phytotoxicité. Bien que le potentiel d'accumulation de
cet élément
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dans la chaîne alimentaire soit faible, des effets toxiques ont été rapportés
chez des bovins
ayant mangé de la terre amendée avec des boues fortement polluées par le
plomb.
L'exposition environnementale à de faibles teneurs en plomb est associée à
divers
désordres métaboliques et déficiences neuropsychologiques chez l'humain, tels
que des
effets nuisibles au niveau du métabolisme des cellules rouges du sang; des
perturbations
de l'homéostase du calcium dans les hépatocytes, les cellules osseuses et les
cellules du
cerveau; et des dommages neurologiques. Diverses études ont également mis en
évidence
l'effet nuisible du plomb dans l'hypertension artérielle humaine.
lo De manière générale, les métaux toxiques tels que Al, As, Sb, Be, Bi, Cd,
Hg,
Cr, Co, Mn, Ni, Pb, Ti, V, Se et Zn pourraient nuire à la reproduction humaine
ou être
initiateur ou promoteur de certains cancers, en agissant comme inhibiteur dans
la
biosynthèse de l'ADN ou de l'ARN, ou encore comme agent mutagène. Les
résultats de
nombreux travaux sur les risques associés à l'application de boues chargées en
métaux
lourds sur les terres agricoles ont été publiés ces dernières années.
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
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
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 retrouvés dans les boues provient des
résidences et du
ruissellement urbain.
Depuis 1975, plusieurs techniques d'enlèvement des métaux lourds des boues
d'épuration ont été examinées, mais jusqu'à présent, aucun procédé économique
et
efficace ne semble avoir été implanté sur une base commerciale. De nombreuses
tentatives de solubilisation chimique des métaux ont été étudiées, telles que
la chloration,
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l'échange d'ion, l'utilisation d'agents chélateurs tels l'acide
éthylènediaminetétraacétique
(EDTA) et l'acide nitrilotri acétique (NTA), et la digestion aérobie
thermophile
autochauffée (AATD) couplée à une 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.
L'ajout de différents acides organiques (CH3COOH) et inorganiques (H2SO4,
HC1, HNO3) aux boues est la technique qui a été la plus considérée par
différents
chercheurs. L'utilisation d'acides organiques ne permet toutefois que de
faibles
rendements de solubilisation des métaux, tout en engendrant des coûts
prohibitifs.
L'emploi d'acides inorganiques seuls ne permet pas une solubilisation efficace
du cuivre et du plomb, malgré une acidification considérable des boues, i.e.,
à un pH de
l'ordre de pH 1,5. La solubilité des métaux dans les boues est affectée
principalement par
le pH, mais aussi par 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, e.g. les anions et les 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 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
peroxyde d'hydrogène à un pH variant entre 1,0 et 1,5, 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 sont élevés puisque la
quantité d'acide
requise pour abaisser le pH à une telle valeur est très grande, sans compter
que les
éléments fertilisants et nutritifs des boues sont alors dégradés ou
solubilisés.
Le procédé décrit dans US 5,051,191 comprend une acidification très
importante des boues (pH 1,0 à 2,0) par un ajout d'acide sulfurique ou
chlorhydrique,
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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, l'hypochlorite
de sodium
ou de calcium, l'air compressé, l'oxygène, l'ozone, le dioxyde de soufre, le
chlore ou des
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
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. A titre d'exemple, l'acidification
des boues à
un pH de 1,5 requiert environ 90 % plus d'acide sulfurique que l'acidification
des boues à
un pH de 2,5. Une telle hausse de la consommation d'acide double presque le
coût requis
pour l'acide et diminue d'autant l'attrait du procédé. 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 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
significativement la valeur agronomique des boues ainsi décontaminées. Par
exemple,
des essais comparatifs sur des boues physico-chimiques d'épuration des eaux
usées ont
montré que l'acidification des boues à un pH 1,5 a résulté en une perte du
phosphore total
de 44 %, alors que dans les mêmes conditions expérimentales mais avec un pH de
2,5,
pour les mêmes boues, la perte de cet élément est seulement de 6%.
Un autre désavantage du procédé de US 5,051,191 est la difficulté importante
de floculer adéquatement les boues lixiviées à un pH inférieur à 2,0. Dans de
telles
conditions d'acidité, les flocs obtenus par conditionnement avec des polymères
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organiques sont de faibles dimensions et sont fragiles. La déshydratation de
ces boues
ainsi floculées est très difficile avec les équipements standards employés
pour la
déshydratation des boues (filtres à bandes presseuses, filtres-presses à
plateaux,
centrifugeuses). De fait, le brevet suggère l'emploi d'un filtre à tambour
sous vide pour la
déshydratation des boues traitées par leur procédé. Or, ce type d'équipements
n'est pas
employé pour la déshydratation de boues d'épuration d'eaux usées municipales.
Le lavage
des boues lors de l'étape de déshydratation sur un filtre à tambour sous vide,
technique qui
semble mal adaptée à la déshydratation des boues d'épuration, constitue
également un
besoin supplémentaire qui entraîne une hausse additionnelle des coûts de
traitement des
boues.
Des essais de séparation des métaux par centrifugation ont également été
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 et de la valorisation des solides, puisque les boues réduites en
métaux ne
constituent que 23 % du volume des boues totales.
L'extraction des métaux au moyen d'un procédé magnétique et de résine
échangeuse d'ions a aussi été étudiée. 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.
La faisabilité économique de cette approche ne semble toutefois pas avoir été
démontrée
pour une application à l'échelle industrielle.
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
(voir Mourato D. et D.D. Lan(Y (1994) The Toronto harbour commissioners soil
recycling
demonstration project, sumnzary of operations and test results. Final report.
The Toronto
harbour commissioners et Zenon Environmental inc., 46 pages.) Les auteurs de
ce rapport
de développement de ce procédé prétendent être capables de décontaminer les
boues
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d'épuration préalablement digérées. Les détails donnés dans le rapport ne
permettent pas de
juger de la faisabilité technico-économique de l'application de cette
technologie pour la
décontamination des boues d'épuration. D'autre part, l'obligation de traiter
des boues
digérées en diminue l'applicabilité et augmente certainement le coût du
traitement global des
boues, rendant le procédé économiquement moins intéressant.
L'utilisation dans les procédés de traitement acide des boues d'acides
organiques
ou de fortes quantités d'acides inorganiques nécessaires pour abaisser le pH
fait en sorte de
hausser de manière importante les coûts opératoires associés aux produits
chimiques. Ainsi,
les coûts élevés de ces procédés, l'inadéquation des équipements requis à la
réalité des
stations d'épuration, les rendements insuffisants d'enlèvement des métaux
toxiques et les
pertes de valeurs fertilisantes sont les principaux obstacles à la mise en
marché des
technologies de décontamination des boues qui ont été proposées jusqu'à
présent.
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.
Une technologie développée par l'INRS consiste en un procédé de
biolixiviation des métaux lourds utilisant le sulfate ferreux. Le procédé est
utilisé pour la
décontamination des boues d'épuration ayant subi préalablement une étape de
stabilisation
microbiologique 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 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.
Les procédés biologiques susmentionnés permettent de contourner en bonne
partie les problèmes inhérents aux procédés chimiques, en réduisant
appréciablement les
coûts attribuables aux produits chimiques. Toutefois, les temps de traitement
demeurent
longs (1,5 à 12 jours) par rapport aux procédés chimiques (0,02 à 0,25 jour)
et font en
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sorte d'augmenter les investissements initiaux, comme le 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 comprenant un temps de traitement relativement court et ne
nécessitant pas l'achat d'équipement dispendieux afin de le mettre en oeuvre.
SOMMAIRE DE L'INVENTION
La présente invention concerne un procédé hybride chimique et biologique de
décontamination des boues d'épuration contenant des métaux lourds et des micro-
organismes pathogènes, comprenant les étapes suivantes :
- mélange des boues avec une solution lixiviante acide pour acidifier les
boues à un pH
suffisamment bas pour solubiliser la majorité des métaux lourds et détruire la
majorité des
micro-organismes pathogènes, mais suffisamment haut pour minimiser la
solubilisation
des éléments fertilisants;
- maintien d'un potentiel d'oxydoréduction supérieur à +400 mV;
- séparation liquide-solide pour donner une fraction solide comprenant des
boues
acides décontaminées, et une fraction liquide comprenant les métaux lourds
dissous dans
la solution lixiviante;
- neutralisation des boues; et
- récupération des boues décontaminées neutralisées dont le contenu en
éléments
fertilisants, tels que le carbone, l'azote et le phosphore, est demeuré
substantiellement
inchangé par rapport aux boues initialement contaminées.
Préférablement, les boues sont acidifiées à un pH variant 2 et 3 et maintenues
à
un potentiel d'oxydoréduction supérieur à +400 mV. Le procédé peut être mis en
oeuvre
en mode cuvée, semi-continu et continu.
Dans une mise en oeuvre particulièrement préférentielle, la solution
lixiviante
comprend un acide inorganique tels que l'acide sulfurique, l'acide
chlorhydrique et leurs
mélanges, et un agent oxydant. La solution lixiviante peut également
comprendre un
précurseur d'un agent oxydant, de sorte que l'agent oxydant puisse être généré
in situ. Par
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exemple, le sulfate ferreux, en présence de flore bactérienne indigène des
boues est
convertie en sulfate ferrique, qui agit comme agent oxydant. Cette oxydation
biologique
est réalisée par une culture de Thiobacillus ferrooxidans présente dans la
biomasse
indigène des boues ou par l'ajout dans le mélange de souches de collection.
DANS LES DESSINS
La Figure 1 illustre une chaîne de décontamination selon un mode de
réalisation
de l'invention dans lequel la solution lixiviante est ajoutée directement dans
les boues;
La Figure 2 illustre une chaîne de décontamination selon un second mode de
lo réalisation de l'invention dans lequel la solution lixiviante de sulfate
ferrique est produite
de façon externe, suivi de l'ajout d'acide sulfurique et d'un agent oxydant;
et
La Figure 3 illustre une chaîne de décontamination selon un troisième mode de
réalisation de l'invention dans lequel la production de sulfate ferrique se
fait directement
dans les boues, suivi de l'ajout de l'agent oxydant.
DESCRIPTION DÉTAILLÉE DE L'INVENTION
Le procédé de la présente invention représente une évolution importante par
rapport aux procédés actuels, puisqu'il permet de tirer profit des avantages
des procédés
biologiques comme le faible coût en produits chimiques, et des procédés
chimiques
comme l'investissement moindre attribuable à un court temps de traitement, la
stabilité
des réactions, un meilleur contrôle des intrants, une résistance aux
variations des
conditions d'exploitation du procédé comme la température, la présence de
réactifs
chimiques agressants, la force ionique etc. De plus, le présent procédé peut
compétitionner avantageusement les chaînes actuelles de traitement des boues,
qui ne
permettent qu'une stabilisation microbiologique relative des boues, et ce,
sans permettre
l'extraction des métaux toxiques. Encore plus important et avantageux est le
fait que le
procédé permet de conserver les propriétés fertilisantes des boues de façon
presque
intactes grâce à la présence de carbone, d'azote et de phosphore, tout en
détruisant les
germes pathogènes et en réduisant substantiellement les odeurs gênantes
générées lors du
traitement et de la manutention des boues. Finalement, en égard à la méthode
de
production de flocs à l'étape de la séparation solide/liquide, permettant
l'utilisation des
équipements conventionnels de déshydratation et du faible temps de résidence
dans un
réacteur, le procédé peut être mis en oeuvre avec des modifications légères et
peu
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11-U7-2001 CA 02379928 2002-01-18 CA0000884
intactes grâce ~ la présence de carbone, d'azote et de phosphore, tout en
détruisant les
germes pathogènes et en réduisant substantieilement les odeurs gênantes
générées lors du
traitement et de la manutention des bouea. Finalement, en égard à la méthode
de
production de flocs à l'étape de la séparation solide/liquide, permettant
l'ntilisadon des
s équipements conventionnels de déshydratation et du faible temps de résidence
dans un
réacteur, le procédé peut être mis en oeuvre avec des modifications Iégénes et
peu
FEUILLE MODIFIÉE
EmpfansùLcit
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coûteuses sur pratiquement toute chaîne de traitement de boues actuellement en
opération
dans les stations d'épuration, rendant donc son implantation et son
exploitation simple,
peu coûteuse et rapide. Le procédé est également applicable à tout type de
boues
d'origine urbaine ou industrielle.
Décontamination et stabilisation des boues
La lixiviation des métaux peut être accomplie selon 3 variantes distinctes
l'une
de l'autre.
lo Dans une première variante telle qu'illustrée à la Figure 1, la lixiviation
est
accomplie par l'ajout direct dans les boues d'une solution lixiviante composée
d'un acide
inorganique, préférablement l'acide sulfurique ou l'acide chlorhydrique, avec
au moins un
agent oxydant, préférablement le chlorure ferrique, le sulfate ferrique, le
peroxyde
d'hydrogène, l'ozone, le permanganate de potassium etc. Les boues doivent être
maintenues à un pH compris préférentiellement entre 2,0 et 3,0 par l'ajout de
l'acide, mais
ne doit pas descendre sous une valeur de 2, puisque cela entraînerait une
dissolution ou
une dégradation indésirable des éléments fertilisants contenus dans les boues.
L'agent
oxydant est ajouté au besoin de manière à conserver les boues à un potentiel
d'oxydo-
réduction (POR) supérieur à 400 mV. L'agent oxydant 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 ou
fertilisant
comme le phosphore et l'azote. L'ajout simultané de l'acide et de l'agent
oxydant permet
également de diminuer substantiellement les odeurs émanant des boues
d'épuration, tout
en causant la destruction des germes pathogènes (indicateurs bactériens). Un
temps de
rétention hydraulique compris entre 0,5 et 6 heures est préférable pour la
mise en solution
des métaux et la stabilisation de la biomasse.
Dans une seconde variante telle qu'illustrée à la Figure 2, lorsque l'agent
oxydant est le sulfate ferrique, la mise en solution des métaux présents dans
les boues est
réalisée par l'ajout d'une solution lixiviante contenant l'agent oxydant et
l'acide, la solution
lixiviante étant produite en bioréacteur par l'oxydation biologique du fer
ferreux en fer
ferrique. Cette solution lixiviante permet ainsi d'abaisser le pH et
d'augmenter le potentiel
d'oxydoréduction des boues dans des conditions propices à la mise en solution
des métaux
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toxiques. De l'acide sulfurique et un autre agent oxydant comme le peroxyde
d'hydrogène
peuvent être ajoutés directement dans les boues avec la solution lixiviante
produite par le
bioréacteur pour ajuster les conditions de solubilisation des métaux et aider
à réduire les
dégagements d'odeurs. A nouveau, le pH des boues est préférentiellement
maintenu entre
2,0 et 3,0 mais ne doit en aucun temps descendre sous une valeur de 2,0, alors
que le
potentiel d'oxydoréduction demeure préférentiellement supérieur à 400 mV. Un
temps de
rétention hydraulique compris entre 0,5 et 6 heures est préférable pour
l'opération de cette
étape.
Finalenlent, dans une troisième variante telle qu'illustrée à la Figure 3,
l'étape
de mise en solution des métaux peut aussi être effectuée produisant l'agent
oxydant, en
l'occurrence le sulfate ferrique, directement dans les boues. Dans ce cas,
l'oxydation du
fer (FeSO4, 7H,0) ajouté dans les boues s'effectue par la flore bactérienne
indigène qui
comprend par exemple Thiobacillus ferrooxidans, capable d'oxyder l'ion ferreux
en ion
ferrique. Les mêmes conditions de pH que dans les deux autres alternatives
susmentionnés doivent prévaloir. Le temps de réaction dans le bioréacteur se
situe entre 1
et 2 jours selon le mode de fonctionnement et la boue spécifique à traiter.
L'oxydation du
fer peut également être accélérée par l'ajout d'une culture de
Thiobacillusferrooxidans, ou
d'autres microorganismes oxydant l'ion ferreux, ajoutée directement aux boues
afin de
réduire le temps de résidence des boues dans le bioréacteur et de favoriser la
stabilité du
système. Le temps de rétention hydraulique des boues doit être ajusté de
manière à
maintenir dans les boues un POR supérieur à 400 mV. Pour une opération en mode
semi-
continu ou continu, un agent oxydant comme le peroxyde d'hydrogène, ou encore
un sel
de nitrate peut être ajouté à une étape subséquente à une concentration
suffisante pour
réduire les odeurs résiduelles dans un réacteur adjacent. En mode cuvée,
l'ajout de
peroxyde peut être effectué au terme de la période de traitement dans le
bioréacteur.
Les diverses variantes de l'étape de mise en solution des métaux décrites
précédemment peuvent être exécutées en mode d'opération cuvée, semi-continu ou
continu. Le type préférentiel de réacteur utilisé pour cette étape est une
cuve agitée
mécaniquement ou aérée, bien que d'autres configurations de réacteur puissent
tout aussi
bien être employées. Un contenu en solides des boues se situant entre 30 et 40
g/L
représente la gamme optimale d'opération pour cette technologie. Toutefois,
toute
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personne du métier sera en mesure d'adapter ledit contenu selon la capacité de
traitement
des équipements de la station.
Production d'une solution lixiviante
La solution lixiviante mentionnée précédemment consiste préférablement en
une solution très concentrée de sulfate ferrique en milieu fortement acide,
i.e.,
pH préférablement entre 1,0 et 2,5. Cette solution est générée par l'oxydation
biologique
de sulfate ferreux, et peut être réalisée en 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 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.
Bien qu'un pH compris entre 1,0 et 2,5 permette la production de fer ferrique,
il est
préférable de maintenir le pH sous une valeur de 1,8 afin de réduire au
minimum, voir
éliminer la précipitation importante de fer dans le bioréacteur. Le pH
maintenu dans le
réacteur peut également être ajusté pour que la solution lixiviante produite
soit suffisante
à elle seule pour réduire le pH des boues au niveau souhaitable, i.e.,
supérieur à 2,0, et
préférablement entre 2,0 et 3,0, sans avoir à y ajouter de l'acide sulfurique
additionnel ou
tout autre acide susmentionné.
La concentration de substrat, i.e. le sulfate ferreux, doit être la plus
élevée
possible afin de réduire au minimum la quantité de solution lixiviante à
ajouter aux boues
et ainsi, de réduire au minimum la dimension du bioréacteur requis pour
l'oxydation du
fer. Des teneurs en substrat comprises entre 10 et 30 g Fez+/L sont
préférables pour l'étape
de production de la solution lixiviante.
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
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6 à 18 heures, est généralement suffisant. Le temps de rétention hydraulique
(TRH) 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 m3 pouvant traiter 10 tbs/jr (teneur en solides de
30 Kg/m3,
s 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
(rendement d'oxydation du fer de 90 %, concentration de substrat de 15 g
Fe'+/L, teneurs
finales de fer fernque de 0,8 g/L dans le bassin de traitement des boues,
facteur de
sécurité de 20 %).
Le bioréacteur d'oxydation du fer peut être maintenu à la température
ambiante. Le taux d'aération du bioréacteur est préférablement 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 la biomasse
indigène des
boues ou à partir de souches de collection qui sont préalablement ajoutées au
mélange.
Aucun apport d'éléments nutritifs pour la prolifération de Thiobacilllus
ferrooxidans n'est requis, puisque les boues contiennent tous les éléments
nutritifs
nécessaires à cette fin. La proportion du filtrat final de déshydratation
employée pour
l'opération du bioréacteur d'oxydation du fer devrait être de l'ordre de 5 à
10 %.
Conditionnement et déshydratation des boues
Après traitement des boues en réacteur, ces dernières sont conditionnées par
ajout d'un floculant commercial tel qu'un polymère organique cationique ou
anionique.
Ces floculants sont bien connus de la personne du métier. Toutefois, l'ajout
d'un aide-
coagulant permet dans certains cas d'améliorer grandement la qualité de
floculation des
boues. Des exemples de coagulants préférentiels qui ont été testés avec succès
dans ces
conditions sont les argiles, tel que la bentonite, ou encore les sels de
ferrocyanure tels que
le ferrocyanure de potassium ou de sodium.
Les boues sont par la suite déshydratées sur une unité de filtres-presses à
plateaux. D'autres méthodes de déshydratation mécanique, tels que les filtres
à bandes
presseuses, les centrifugeuses ou les pressoirs rotatifs, peuvent aussi être
employés.
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Les boues déshydratées sont finalement neutralisées près du point de
neutralité
(pH = 7) ou, pour certaines applications particulières, à un pH plus élevé,
par ajout d'une
base, telles que la chaux vive (CaO), la chaux inerte (Ca(OH)2), la chaux
agricole
(CaCO3) ou la chaux dolomitique (mélange CaO - MgO), et acheminées par camion
au
lieu d'épandage. Des procédés complémentaires de séchage et de granulation des
boues,
de compostage ou de formulation et d'agglomération comprenant l'ajout de
produits
chimiques ou d'engrais organiques aux boues avec agglomération pour des
applications
de fertilisation spécifiques peuvent aussi être appliqués sur les boues
décontaminées avant
leur valorisation soit en agriculture, sylviculture, horticulture, cultures en
serres ou hors
serres de légumes ou de fruits, la réhabilitation des sols, ou la constitution
et l'entretien
des pelouses. Les boues décontaminées peuvent aussi être mélangées à d'autres
matériaux d'origine organique comme la tourbe, le compost, les fumiers, etc.,
avant d'être
valorisées.
Neutralisation du lixiviat et récupération des métaux
Le lixiviat acide contenant les métaux est neutralisé à un pH basique,
préférentiellement compris entre 7 et 10, par ajout d'une solution d'un
composé basique
tel que la chaux saturée, l'hydroxyde de sodium, le carbonate de calcium, le
bicarbonate de
sodium, l'hydroxyde d'ammonium et l'hydroxyde de magnésium. Des mélanges de
bases
peuvent aussi être employés, de même que certains agents précipitants, comme
le
trimercapto-s-triazine. Le lixiviat est subséquemment laissé décanté jusqu'à
obtention
d'une boue métallique. Un ajout facultatif de polyélectrolyte permet, dans
certains cas, de
hausser les rendements de précipitation des métaux. Ce dernier résidu est
initialement
déshydraté 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 déchets dangereux. D'autres
méthodes de
déshydratation mécanique peuvent aussi être utilisées dont les filtres à
bandes presseuses,
les centrifugeuses et les pressoirs rotatifs.
Il est également possible de réaliser la précipitation des métaux en plusieurs
étapes de inanière à produire un ou des résidus caractérisés de non-dangereux
et un ou des
résidus classés comn7e déchets dangereux. Cette précipitation sélective
s'effectue par une
neutralisation du lixiviat en plusieurs étapes selon des procédés bien connus
de la
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personne du métier, chacune des étapes de précipitation étant entrecoupée
d'une
séparation liquide-solide.
De plus, dans certains cas, il peut s'avérer plus intéressant de ne pas
récupérer
les métaux par neutralisation et précipitation, mais plutôt de recycler le
lixiviat acide ou
partiellement neutralisé dans la chaîne de production ou de traitement de
l'usine.
Une autre possibilité consiste à récupérer les métaux solubilisés par
adsorption
sur des résines échangeuses d'ions. Diverses techniques bien connues de la
personne du
métier sont utilisées à cette fin.
Le procédé de la présente invention permet 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 dans les boues. Le
procédé peut
aussi être opéré de façon adéquate dans les diverses conditions climatiques
rencontrées en
Arnérique du Nord ou en Europe.
Les performances de destruction des indicateurs bactériens et viraux du
procédé sont nettement supérieures à celles atteintes avec les procédés
conventionnels de
digestion aérobie et anaérobie. De plus, le présent procédé entraîne une
réduction
importante de la production d'odeurs désagréables dans les boues produites en
comparaison aux boues brutes.
La caractérisation chimique des boues traitées par le présent procédé de
décontamination indique que les boues décontaminées possèdent une valeur
fertilisante
comparable à celles de boues digérées par voie aérobie conventionnelle. De
plus, la
décontamination selon le procédé de l'invention 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 de l'invention utilisant le sulfate ferreux comme
agent
oxydant 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
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ont indiqué que le potentiel de valorisation des boues ainsi décontaminées
s'avère 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
s portion appréciable des terres agricoles retrouvées à travers le monde, ont
des carences en
soufre.
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
d'épuration. Des procédés de valorisation supplémentaires, tels qu'une
déshydratation
avancée, un séchage thermique à froid ou à l'air libre, une bonification par
addition de
potasse, de dolomie, 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.
Les exemples suivants sont fournis afin d'illustrer certains modes de
réalisation
préférentiels de la présente invention, et ne doivent pas être considérés
comme en limitant
la portée.
Exemple 1
Le procédé de la présente invention a été testé pour le traitement de boues
physico-chimiques générées lors du traitement d'eaux usées municipales à
l'aide de
chlorure ferrique. Un total de 47 essais ont été réalisés en mode d'opération
cuvée. Un
volume de 143 m3 de boues ayant un contenu en solides totaux moyen de 29,3 g/L
a été
traité en utilisant une étape de lixiviation par ajout direct dans les boues
d'acide sulfurique
et de peroxyde d'hydrogène comme agent oxydant. Des conditions de pH variant
entre
2,0 et 2,6 ont été employées, alors que le potentiel d'oxydo-réduction a été
ajusté entre
400 et 500 mV lors de ces essais, avec des temps de lixiviation variant entre
1 et 4 heures.
Les résultats montrent qu'il est possible de réduire les teneurs en métaux
toxiques dans les boues de manière à se conformer aux critères pour la
valorisation de
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cette biomasse. Le contenu moyen des éléments suivants par kg de boues
déshydratées et
décontaminées a été obtenu pour l'ensemble des boues générées lors des tests:
Cd 5,83 2,93 mg/kg Cr 127 ~ 36 mg/kg
Cu 273 56 mg/kg Ni 29,5 ~ 9,7 mg/kg
Pb 98,6 ~ 20,4 mg/kg Zn 285 115 mg/kg.
Il est important de souligner que de telles boues physico-chimiques sont
généralement difficiles à décontaminer puisque les rendements d'extraction ou
encore de
solubilisation des métaux, sont en général plus faibles que ceux obtenus sur
des boues
biologiques de stations d'épuration municipales. Les rendements suivants de
solubilisation des métaux ont été atteints en se basant sur les concentrations
de métaux en
solution mesurées dans les filtrats de déshydratation des boues décontaminées
Al 45.9 7.8 % Cd 57.1 12.8%
Cr 35.7 23.9 % Cu 50.0 10.9%
Fe 19.1 12.1% Ni 58.7 32.0%
Zn 70.4 16.1 %
Les mesures d'ammonium (NH4) montrent que l'application de conditions
selon le procédé de la présente invention affectent peu les concentrations
d'azote
ammoniacal en solution lors du traitement. En fait, la concentration moyenne
de NH4
soluble mesurée dans les boues lixiviées est inférieure (147 74 mg/L) à
celle obtenue
pour les boues initiales (268 125 mg/L). D'autre part, les mesures du
contenu en azote
total dans les boues démontrent que les boues lixiviées et déshydratées
contiennent autant
d'azote total (2.97 0.54 % p/p) que les boues non-traitées (2.26 0.78 %
p/p).
Les mesures de phosphore total dans les boues décontaminées et déshydratées
selon le procédé de l'invention témoignent que cet élément demeure en presque
totalité
dans les boues. Ainsi, des valeurs moyennes respectives de 1.63 0.27 %(p/p)
et de
1.72 0.27 % (p/p) ont été déterminées dans les boues initiales et les boues
décontaminées respectivement pour l'ensemble des essais pilotes. Les mesures
de
phosphore soluble montrent également que le traitement des boues selon le
procédé de
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l'invention ne perd pas de soluble. En fait, la concentration moyenne de
phosphore
soluble mesurée dans les boues lixiviées est de 15.1 7.2 mg/L, alors qu'elle
n'est
seulement que de 1.44 2.63 mg/L pour les boues initiales.
Les mesures de carbone organique dissous (COD) montrent de plus que très
peu de matière organique est mise en solution lors du traitement: la
concentration
moyenne de COD mesurée dans les boues lixiviées est de 981 336 mg/L, alors
qu'elle
est de 1310 399 mg/L pour les boues non-traitées. De mêm, l'application du
procédé ne
contribue pas à modifier de manière significative la teneur en carbone total
des boues.
Ainsi, une teneur moyenne en carbone total de 27.5 8.5 %(p/p) a été
déterminée pour
les boues non-traitées, alors qu'une teneur moyenne de 33.3 4.3 %(p/p) a été
établie
pour les boues décontaminées et déshydratées.
La tecl-inique utilisée pour quantifier la diminution des odeurs suite à
l'application du procédé consiste à mesurer le flux d'odeur émis par les
boues. Le flux
d'odeur se définit comme le débit d'odeur par unité de surface. Des
échantillons de flux
d'odeurs ont été prélevés à l'aide d'une chambre de flux OdofluxTM. Cette
chambre de flux
permet de quantifier le flux d'odeur émis à la surface des boues. Il devient
ainsi possible
de comparer avec précision et de façon répétitive l'émission surfacique des
différents
types de boues sur une même base. Un volume d'environ 70 litres de boues a été
utilisé
pour les échantillonnages. Les boues étaient déposées dans un réservoir de
plastique de
76 cm de diamètre, avec une épaisseur de boues de 10 cm. Par la suite, la
chambre de
flux était déposée sur les boues puis insérée à une profondeur de 5 cm. Les
échantillons
d'odeurs ont été conservés dans des sacs de TedlarTM pour être transportés au
laboratoire.
Les échantillons prélevés ont été analysés pour obtenir les mesures
olfactométriques par
dilution dynamique au seuil de perception olfactif selon la norme ASTM E679-
91. Le
seuil de perception se définit comme étant le taux de dilution avec de l'air
pur pour lequel
50 % d'un jury chargé de flairer perçoivent ou ne perçoivent pas l'odeur. Par
définition, le
seuil de perception olfactif est équivalent à 1 u.o./m3. Le nombre de
dilutions du mélange
odorant nécessaires afin d'obtenir 1 u.o./m3 indique la concentration
"d'odeur" en unité
odeur par mètre cube d'air (u.o./m3). Les résultats démontrent une suppression
appréciable des odeurs pour les boues déshydratées et décontaminées par
rapport aux
boues non-décontaminées (> 97 %). De même, un rendement élevé d'élimination
des
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odeurs a été obtenu pour les boues lixiviées liquides (> 93 %), par rapport
aux boues
liquides non-traitées prélevées dans un bassin de mélange.
Trois méthodes de déshydratation mécanique des boues lixiviées ont été
testées, soit l'utilisation d'un filtre-presse à plateaux, d'un pressoir
rotatif et d'une
centrifugeuse. Selon les essais, le conditionnement des boues a été réalisé
par l'ajout (1 à
5 kg/tbs) d'un polymère cationique ou d'un polymère anionique. Lors des essais
de
déshydratation sur filtre-presse, des siccités du gâteau se situant entre 18
et 31 % de
solides totaux ont été atteintes, alors qu'un taux de capture moyen des MES de
97 2 % a
été mesuré. Avec le pressoir rotatif, des siccités fluctuant entre 15 et 53 %
ont été
obtenues, avec un taux de capture moyen des MES de 93 2 %. Finalement,
l'emploi de
la centrifugeuse a pennis d'atteindre des siccités se situant entre 20 et 31
%, avec un taux
de capture moyen des MES de 92 2%.
Exemple 2
Le procédé de décontamination et stabilisation a été testé pour le traitement
de
boues biologiques issues du traitement d'eaux usées municipales. Au cours de
ces
travaux, un total de 4 essais ont été complétés en mode d'opération cuvée. Un
volume de
16 m3 de boues ayant un contenu en solides totaux moyen de 20.5 g/L a été
traité en
utilisant une étape de lixiviation par ajout direct dans les boues d'acide
sulfurique et de
chlorure ferrique comme agent oxydant. Des conditions de pH variant entre 2.0
et 2.5 ont
été employées, alors que le potentiel d'oxydo-réduction a été ajusté entre 400
et 490 mV
aux cours des essais, avec des temps de lixiviation se situant entre 1 et 4
heures.
Pour ces essais, les rendements suivants de solubilisation des métaux ont été
atteints et ce, en se basant sur les concentrations de métaux en solution
mesurées dans les
filtrats de déshydratation des boues décontaminées
Cd 90,8 11,4 % Cr 63,0 23,2 %
Cu 75,5 12,7 % Mn 99,3 2,4 %
Ni 84,0 11,7 % Pb 30,5 7,6 %
Zn 91,8 4,5 %
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Des mesures de réduction des concentrations de coliformes totaux, de
coliformes fécaux et de streptocoques fécaux ont été effectuées dans les boues
après 1 h
de traitement dans les conditions de lixiviation décrites précédemment. Les
résultats ont
montré une diminution moyenne des coliformes totaux de 4,90 0,93 unités
logarithmiques, ou 99,9987 %. En ce qui concerne les coliformes fécaux, une
réduction
moyenne de 4,80 0,88 unités logarithmiques a été obtenue, ou 99,9984 %. Pour
ce qui
est des streptocoques fécaux, une moyenne d'enlèvement de 2,14 0,24 unités
logarithmiques a été déterminée, ou 99,28 %. Dans la plupart des cas, les
concentrations
des indicateurs bactériens ont été abaissées sous le seuil de détection de 10
UFC/mL.
Bien que la présente invention ait été décrite à l'aide de mises en oeuvre
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
qui peut s'appliquer aux éléments essentiels mentionnés ci-haut, en accord
avec la portée
des revendications suivantes.
