Meilleures pratiques de gestion dans l’utilisation des nutriments pour le traitement des effluents

Meilleures pratiques de gestion dans l’utilisation des nutriments pour le traitement des effluents

25 avril 2008

Avant-propos : Le présent rapport a été produit par Rick Marshall, Marshall Environmental Training and Consulting (METC) Group en vertu d’un contrat signé avec l’Association des produits forestiers du Canada.

Nous désirons remercier les sociétés membres de l’APFC qui ont participé aux travaux du comité d’orientation de l’APFC sur les meilleures pratiques de gestion (MPG) et remercier NCASI et FP Innovations – Paprican pour leur conseils techniques et leur participation aux travaux de ce comité tout au long de ce projet.

Nous désirons également remercier Greg Kaminski et les autres membres du personnel d’Environnement Canada pour leur participation au processus de révision du présent rapport.

Table des matières 1.0 Contexte .................................................................................................................................................1 2.0 Objectif ..................................................................................................................................................2 3.0 Nutriments..............................................................................................................................................3 3.1 Formes d'azote et de phosphore présentes dans les eaux usées .........................................................3 3.1.1 Azote ...........................................................................................................................................3 3.1.2 Phosphore....................................................................................................................................4 3.2 Quantités de N et de P dans les systèmes de traitement biologique ..................................................4 3.2.1 Boues activées .............................................................................................................................5 3.2.2 Boues activées à l'oxygène pur ...................................................................................................6 3.2.3 Étangs aérés ................................................................................................................................7 3.3 Sources d'azote et de phosphore ........................................................................................................7 3.3.1 Usines de pâte kraft .....................................................................................................................7 3.3.2 Usines utilisant de la fibre recyclée ............................................................................................8 3.3.3 Adjuvants ....................................................................................................................................8 3.3.4 Produits d'appoint .......................................................................................................................8 3.3.5 Rejets biologiques .......................................................................................................................9 3.3.6 Surcharges ponctuelles................................................................................................................9 3.3.7 Sources secondaires ..................................................................................................................10 3.3.8 Cendres des chaudières .............................................................................................................10 4.0 Gestion des nutriments .........................................................................................................................10 4.1 Échantillonnage................................................................................................................................11 4.1.1 Boues activées ...........................................................................................................................11 4.1.2 Étangs aérés ..............................................................................................................................11 4.2 Méthodes analytiques.......................................................................................................................11 4.2.1 Méthodes analytiques pour l'azote ............................................................................................13 4.2.2 Méthodes analytiques pour le phosphore ..................................................................................13 4.2.3 Analyseurs en ligne ...................................................................................................................13 4.3 Équipement de dosage .....................................................................................................................14 5.0 Stratégies pour contrôler N et P ...........................................................................................................14 5.1 Contrôle du dosage des nutriments en fonction d’une cible de concentration résiduelle ................14 5.2 Contrôle du dosage des nutriments en fonction du ratio DBO:N:P .................................................16

5.3 Contrôle du dosage des nutriments par la mesure de la charge organique dans l'affluent ..............16 5.3.1 DBO1 .........................................................................................................................................17 5.3.2 DCO ..........................................................................................................................................17 5.3.3 COT...........................................................................................................................................18 5.3.4 Débit d'oxygène dans un réacteur à l'oxygène pur ....................................................................18 5.4 Contrôle du dosage des nutriments par la mesure en continu de la concentration résiduelle ..........19 5.5 Contrôle du dosage des nutriments par la mesure du débit de l'affluent .........................................20 5.5.1 Contrôle du dosage des nutriments par la mesure du débit de l'affluent combinée à la mesure de DCO/COT .....................................................................................................................................21 5.6 Contrôle du dosage des nutriments en fonction de la production ....................................................22 5.6.1 Contrôle du dosage des nutriments en fonction d'une catégorie de produit .............................22 5.7 Contrôle du dosage des nutriments dans les étangs aérés ................................................................23 6.0 Réduction des rejets d'azote et de phosphore .......................................................................................23 6.1 Contrôle des MES dans l'effluent ....................................................................................................24 6.1.1 Boues activées ...........................................................................................................................24 6.1.2 Étangs aérés ..............................................................................................................................25 6.2 Gestion adéquate du dosage des produits d'appoint.........................................................................25 6.3 Remplacement des produits chimiques utilisés dans l'usine ............................................................26 6.4 Impact d'un arrêt d'usine ..................................................................................................................26 6.5 Modifications dans la façon d'exploiter le système de traitement ...................................................27 6.5.1 Bassins d'urgence ou d'égalisation ............................................................................................27 6.5.2 Sources secondaires ..................................................................................................................28 6.5.3 Clarificateurs secondaires .........................................................................................................28 6.6 Modifications physiques au système de traitement .........................................................................28 6.6.1 Boues activées ...........................................................................................................................28 6.6.2 Étangs aérés ..............................................................................................................................28 6.7 Ajout d'un traitement d'élimination des nutriments .........................................................................29 7.0 Mise en oeuvre .....................................................................................................................................30 7.1 Formation des opérateurs .................................................................................................................30 7.2 Élaboration d'un plan d'exploitation et définition de cibles .............................................................31 7.2.1 Outils de décision pour la gestion de l'azote et du phosphore ..................................................31 7.3 Ajustements......................................................................................................................................36 Annexes......................................................................................................................................................38 Références ..................................................................................................................................................43

1

1.0 Contexte Les résultats du programme canadien de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) ont montré un enrichissement de certains milieux récepteurs en aval des usines de pâtes et papiers. Ces résultats découlent de l’évaluation nationale des données recueillies au cours des Cycles 1 à 3 dans les études sur les poissons et sur les invertébrés benthiques [2].

L’évaluation nationale montre que les poissons exposés aux effluents ont un foie plus gros, un taux de croissance plus élevé et un facteur de condition plus grand, et que les communautés d’invertébrés benthiques exposées aux effluents sont plus abondantes et présentent une richesse taxonomique croissante dans certains cas, décroissante ou stable dans d’autres cas. On ne connaît pas l’origine et le type d’enrichissement dans tous les cas, mais on soupçonne que l’azote et le phosphore sont en cause.

L’apport d’azote et de phosphore dans les milieux aquatiques provient de rejets ponctuels et non ponctuels. Il est possible de réduire en partie cet apport en contrôlant les rejets ponctuels, car ils sont en soi plus faciles à contrôler. Par contre, les rejets non ponctuels tels que ceux provenant du ruissellement des eaux pluviales dans les zones agricoles et urbaines sont beaucoup plus difficiles à contrôler.

Un certain nombre des problèmes observés dans les cours d’eau peuvent être causés par la présence d’une quantité excessive d’azote et de phosphore. L’azote peut causer des problèmes tels que la toxicité aquatique (ammoniac), un appauvrissement en oxygène (conversion de l’ammoniac en nitrate) et une croissance excessive des plantes et des algues (phénomène d’eutrophisation). Le phosphore peut aussi causer des problèmes d’eutrophisation. Ce phénomène peut entraîner un appauvrissement de l’oxygène diurne en raison du cycle de la photosynthèse et peut aussi donner lieu à des problèmes d’odeur et de goût occasionnés par la biodégradation des algues et des plantes aquatiques. Il est important de noter que seules les formes solubles d’azote et de phosphore peuvent mener au phénomène d’eutrophisation [8]. L’azote et le phosphore dans les solides ne peuvent donner naissance au phénomène d’eutrophisation à moins que ces solides ne soient pour une raison ou une autre décomposés ou dégradés, ce qui aurait pour effet de libérer de l’azote ou du phosphore soluble dans les milieux aquatiques.

Certaines usines dont l’effluent se déverse dans un cours d’eau vulnérable ont déjà des normes d’azote et de phosphore dans leur permis les autorisant à rejeter leur effluent dans ce type de cours d’eau. On demande maintenant à de nombreuses usines qui n’ont présentement pas de normes d’azote et de phosphore dans leur permis de suivre ces deux éléments dans leurs rejets. Dans ce dernier cas, il est possible que les organismes de règlementation veuillent recueillir des renseignements sur l’azote et le phosphore afin d’évaluer l’impact potentiel de ces nutriments sur le milieu récepteur et de déterminer si des normes sont nécessaires pour réduire cet impact sur le milieu récepteur.

Quels sont donc les avantages associés à une réduction des concentrations d’azote et de phosphore dans l’effluent final? Selon les milieux récepteurs, une réduction des concentrations d’azote et de phosphore améliore la santé du cours d’eau et l’habitat du poisson, améliore l’aspect esthétique du cours d’eau, réduit la prolifération des algues, améliore la qualité de l’eau potable et, en plus, entraîne des économies de coûts découlant d’une réduction dans l’achat de produits d’appoint contenant de l’azote ou du phosphore.

2 Le défi auquel font face les usines dans la gestion des nutriments est de maintenir un niveau suffisant de traitement de l’effluent tout en réduisant les concentrations résiduelles de ces nutriments. Si la quantité de nutriments fournis au système de traitement est insuffisante, l’efficacité du traitement diminue, ce qui entraîne une augmentation de la DBO et des MES dans l’effluent. Chose intéressante, cette situation peut générer temporairement des concentrations résiduelles en azote et en phosphore plus élevées en raison de la perte dans l’effluent final des biosolides qui contiennent de l’azote et du phosphore.

2.0 Objectif Le présent guide a pour objectif d’aider les usines à élaborer un plan sur l’utilisation des nutriments qui leur soit propre et qui incorpore les meilleures pratiques de gestion (MPG). Dans le guide, on y trouve différents exemples qui illustrent les points importants à considérer dans la gestion des nutriments et ce, pour les systèmes de traitement par boues activées et les étangs aérés. Au Canada, environ les deux tiers des systèmes de traitement biologique sont des systèmes par boues activées de conception diverse. Les étangs aérés, utilisés surtout par les usines de pâte kraft, constituent l’autre tiers. Le tableau ci-dessous montre la répartition des systèmes de traitement.

Tableau I Systèmes de traitement dans les usines canadiennes [11] Boues activées:

70

– Conventionnel :

48

– Avec oxygène : – Réacteur biologique séquentiel :

12 10

Étangs aérés :

34

Anaérobie (UASB ou IC) :

2

Culture bactérienne fixe (Acticontact, Anoxkaldnes):

3

Le personnel des usines devrait utiliser les renseignements dans le présent document qui correspondent à leur situation, c’est-à-dire selon les caractéristiques de leur usine et leur type de système de traitement, pour élaborer un plan des meilleures pratiques de gestion qui soit adapté à leur situation.

Le guide se veut le plus pratique possible et met l’accent sur le système de traitement luimême. On y fait mention de l’importance de contrôler le procédé, mais on n’y aborde pas les aspects particuliers car cette question ne fait pas partie de la portée du présent guide.

Le personnel de chaque usine doit analyser lui-même la charge en DBO acheminée au système de traitement, tout en étant conscient du lien important qui existe entre le rendement du système de traitement et ses exigences en matière de nutriments.

3 Cependant, il existe un point d’équilibre entre le bon fonctionnement du système (c’est-àdire que le système permet à l’usine de se conformer à la réglementation en matière de toxicité et de normes de DBO/MES) et la réduction de l’impact associé au rejet dans l’environnement d’un excès de nutriments.

3.0 Nutriments 3.1 Formes d’azote et de phosphore présentes dans les eaux usées L’azote et le phosphore peuvent être présents sous différentes formes dans les eaux usées d’une usine. Il est donc important de bien comprendre les aspects suivants : 1) quelles sont les différentes formes d’azote et de phosphore présentes dans les eaux usées; 2) quelles sont les formes de nutriments utilisées par les bactéries du système de traitement; et 3) quelles sont les formes qui peuvent traverser le système de traitement sans être utilisées par les bactéries. En sachant sous quelles formes se trouvent ces nutriments dans l’effluent final, il est alors possible pour l’usine de mieux cerner leur(s) source(s).

3.1.1 Azote

L’azote peut se présenter sous les formes suivantes : azote organique, ammoniac, nitrite et nitrate. La somme de ces quatre formes constitue l’azote total. [1] L’ammoniac est la principale forme d’azote utilisée par les bactéries pour l’oxydation de la DBO. Les bactéries commencent leur travail dès qu’ils entrent en contact avec la DBO. C’est pourquoi il est très important que l’ammoniac soit présent au début du processus de traitement biologique.

Quant à l’azote organique, il doit d’abord être converti en ammoniac avant de pouvoir servir comme nutriment. Au cours de cette conversion, les bactéries travaillent sans azote, à moins qu’il n’y ait une certaine quantité d’ammoniac présente.

Selon la complexité de la molécule d’azote organique, une certaine quantité de l’azote organique peut ne pas être accessible comme nutriment car sa conversion en ammoniac par les bactéries nécessite un certain temps. Dans les systèmes de traitement par boues activées où le temps de résidence hydraulique se mesure en heures, les bactéries n’ont probablement pas suffisamment de temps pour convertir tout l’azote organique en ammoniac. Par contre, dans les systèmes de plus grande taille où le temps de traitement est plus long (par ex. étangs aérés) et dans les systèmes par boues activées qui ont un temps de résidence qui s’étend sur plusieurs jours, les bactéries peuvent convertir tout l’azote organique en ammoniac et l’utiliser comme nutriment.

Selon le pH, l’ammoniac se présente sous forme d’ion ammonium (NH4+) ou sous forme d’azote ammoniacal (NH3-N). Lorsque le pH est supérieur à 7, l’ammoniac est présent sous forme d’azote ammoniacal (non ionisé) et, à des pH supérieurs à 8, devient toxique pour les poissons à de faibles concentrations (voir l’annexe). Si le pH est inférieur à 7, l’ammoniac est présent surtout sous forme d’ion ammonium (NH4+) qui est beaucoup moins toxique.

Le nitrite (NO2-) et le nitrate (NO3-) sont des formes d’azote que l’on trouve habituellement dans les systèmes de traitement aérobies dans lesquels on a ajouté trop

4 d’azote. Dans ce processus appelé nitrification, l’ammoniac est converti en nitrite puis en nitrate par les organismes nitrifiants habituels, soit Nitrosomonas et Nitrobacter. La nitrification est un processus aérobie qui intervient dans les étangs aérés. À moins d’ajouter du nitrite ou du nitrate au système de traitement, on ne devrait pas retrouver ces deux formes d’azote en quantités appréciables dans le système si l’on s’assure d’un dosage adéquat de l’azote. S’il y a dénitrification, présence de DBO et peu d’oxygène dissous, le nitrite et le nitrate disparaissent car la respiration aérobie des bactéries se transforme alors en respiration anoxique. Ce phénomène entraîne la formation d’azote gazeux qui est subséquemment libéré dans l’atmosphère. La dénitrification se produit lorsqu’il y a peu ou pas d’oxygène dissous (p. ex. dans les clarificateurs secondaires ou dans les zones quiescentes des étangs aérés.

Certaines usines ayant des étangs aérés ont constaté qu’il y avait fixation de l’azote dans leur système. [11] Cette situation survient lorsqu’il y a peu d’azote et peu d’oxygène et qu’il y a présence de bactéries ayant un système d’enzyme particulier qui favorise la fixation de l’azote. La plupart des usines n’ont pas un système de traitement qui permet de fixer l’azote et de devenir une source d’azote.

3.1.2 Phosphore

Le phosphore se présente sous les formes suivantes orthophosphate, polyphosphate et phosphate organique. La somme de ces trois formes constitue le phosphore total.

Les bactéries utilisent facilement l’orthophosphate (PO4-3) pour oxyder la DBO. Le polyphosphate doit d’abord être hydrolysé en orthophosphate avant d’être utilisé, et cette transformation nécessite un certain temps. Le phosphate organique doit aussi être converti en orthophosphate avant d’être utilisé, et cette conversion nécessite encore plus de temps. S’il n’y a pas d’orthophosphate au moment où les bactéries viennent en contact avec la DBO, elles travailleront avec une carence en phosphore.

3.2 Quantités de N et de P dans les systèmes de traitement biologique Les bactéries se servent de l’azote (ammoniac) et du phosphore (orthophosphate) pour métaboliser les molécules de carbone organique (DBO) et les transformer en nouvelles cellules, en dioxyde de carbone et en eau. L’azote et le phosphore leur permettent de fabriquer les enzymes qui leur serviront à rompre les liens entre les molécules de carbone organique. Chaque type de molécule organique nécessite une enzyme spécifique. C’est pourquoi il est nécessaire d’avoir une variété de bactéries afin de fabriquer les différents enzymes nécessaires à la dégradation des différentes matières organiques présentes dans les eaux usées.

Une carence en azote ou en phosphore chez les bactéries peut entraîner des problèmes de moussage ou de sédimentation. Certain types de bactéries filamenteuses peuvent même se développer au détriment des bactéries floculantes qui sont dans des conditions non propices à leur développement (elles n’ont pas suffisamment d’azote ou de phosphore pour se développer) ce qui nuit à la sédimentation des boues. Dans de telles conditions, les bactéries peuvent aussi générer des polysaccharides en excès qui causent des problèmes de moussage et nuisent à la sédimentation et à la déshydratation des boues. [4]

5 Un effluent final peut devenir toxique si les bactéries ne reçoivent pas la bonne quantité d’azote et de phosphore. Une carence en nutriments, même si elle n’est pas importante, peut empêcher les bactéries de décomposer les molécules organiques toxiques complexes en molécules plus simples. Ces molécules toxiques complexes peuvent alors se retrouver dans l’effluent final sans avoir subi de traitement. Il est donc très important que l’ammoniac et l’orthophosphate soient présents en quantités adéquates dans le système de traitement afin d’atteindre le bon taux d’enlèvement de la DBO et d’éviter que l’effluent final ne devienne toxique.

Les sections qui suivent traitent la question des ratios de nutriments pour différents types de traitement biologique : boues activées, boues activées à l’oxygène pur et étangs aérés.

3.2.1 Boues activées. En théorie, les bactéries dans les systèmes de traitement par boues activées ont besoin de 5 kg d’azote et de 1 kg de phosphore pour éliminer 100 kg de DBO, quantités qu’on désigne habituellement par un ratio, soit le ratio DBO:N:P de 100:5:1. En pratique, ce ratio est probablement plus bas (ratio probablement autour de 100:4,5-4,8:0,5-0,8 [3]). Le ratio exact est propre à chaque usine et ne peut être déterminé qu’en tenant compte des conditions d’exploitation de l’usine en situation réelle. Le ratio de 100:5:1 est un bon point de départ pour aider les usines à établir leur propre ratio.

Pour calculer le ratio DBO:N:P, vous devrez avoir en main les données suivantes: charge en DBO dans le traitement secondaire en kg/jour, la quantité d’azote ajoutée en kg/jour et la quantité de phosphore ajoutée en kg/jour. Si les eaux usées qui entrent dans l’unité de traitement biologique contiennent déjà une certaine quantité d’azote et de phosphore, il faut inclure ces quantités dans le calcul.

Exemple de calcul du ratio DBO:N:P Charge en DBO Ajout d’ammoniac (18% en solution, densité 0,93) Charge en azote total Kjeldahl (NTK) dans les eaux usées Ajout d’acide phosphorique (55% en solution, densité 1,52) Charge en phosphore dans les eaux usées

20 500 kg/jour 4 530 L/jour 323 kg/jour 610 L/jour 53 kg/jour

1) Calcul des kg de N par L de solution d’ammoniac ajoutée NH3 contient 82% N (masse moléculaire - N = 14, H = 1) N, kg/L = 0,82 x 0,18 x 0,93 = 0,137 kg N/L 2) Calcul des kg de N N ajouté, kg/jour = 0,137 kg/L x 4 530 L/jour = 622 kg/jour N total, kg/jour = N ajouté + NTK (eaux usées) = 622 kg + 323 kg = 945 kg N/jour 3) Calcul du ratio DBO:N N = (100 x kg N) / kg DBO = (100 x 945) / 20 500 = 4,6 Ratio DBO:N = 100:4,6

6 4) Calcul des kg de P par L de solution d’acide phosphorique ajoutée H3PO4 contient 32% P (masse moléculaire – H = 1, P = 31, O = 16) P, kg/L = 0,32 x 0,55 x 1,52 = 0,268 kg P/L 5) Calcul des kg de P P ajouté, kg/jour = 0,268 kg/L x 610 L/jour = 163 kg/jour P total, kg/jour = P ajouté + P (eaux usées) = 163 kg + 53 kg = 216 kg/jour 6) Calcul du ratio DBO:P P = (100 x kg P) / kg DBO = (100 x 216) / 20 500 = 1,05 Ratio DBO:P = 100:1,05 Ratio DBO:N:P = 100:4,6:1,05

Il faut aussi être conscient que les besoins en azote et en phosphore peuvent être différents en été et en hiver. Lorsqu’il fait plus froid, le rendement des boues est plus élevé car les bactéries se servent des nutriments pour leur croissance. Lorsqu’il fait plus chaud, le rendement des boues est plus bas car les bactéries utilisent moins de nutriments.

Si la température dans le bassin d’aération varie selon les saisons, les besoins en nutriments varieront aussi, ce qui signifie que le ratio DBO:N:P en hiver sera différent du ratio en été. Établir une corrélation entre les besoins en nutriments et la température dans le bassin permet aux opérateurs d’ajuster le ratio DBO:N:P en fonction des saisons.

Il est possible d’exploiter un système par boues activées conventionnel à un ratio DBO:N:P plus bas selon la charge organique et le temps de résidence des boues dans le bassin d’aération. Dans le cas des systèmes dont le temps de résidence est plus long, on les exploite habituellement à des ratios plus bas en raison d’une charge organique plus faible et d’une certaine quantité de nutriments recyclés provenant de la dégradation des cellules bactériennes, un phénomène qu’on appelle respiration endogène. Dans le cas des systèmes dont le temps de résidence est plus court, il faut les exploiter à un ratio d’environ 100:5:1 en raison d’une charge organique élevée et du peu de nutriments recyclés provenant de la dégradation des cellules bactériennes.

3.2.2 Boues activées à l’oxygène pur. On considère ces systèmes (UNOX, OASES) comme des systèmes à haut rendement, c’est-à-dire des systèmes qui acceptent des charges en DBO plus importantes et dont le temps de résidence des boues est beaucoup plus court que celui des systèmes aérés conventionnels. Les réactions biologiques sont beaucoup plus rapides car les bactéries travaillent dans un environnement riche en oxygène créé par un réacteur biologique légèrement pressurisé fonctionnant en vase clos.

C’est pourquoi on exploite habituellement ces systèmes à un ratio DBO:N:P d’environ 100:5:1.

7 3.2.3 Étangs aérés. On exploite un étang aéré à un ratio DBO:N:P plus bas que celui d’un système de traitement par boues activées parce qu’il y a un apport de nutriments provenant de la respiration endogène dans les zones aérées où la charge en matière organique est peu élevée et qu’il y a un apport de nutriments provenant de la décomposition anaérobie des boues décantées (couche benthique). Ces apports de nutriments constituent ce qu’on appelle une réaction benthique. Si cette réaction se produit après l’oxydation de la DBO, ces nutriments ne sont alors plus utilisables, ce qui signifie qu’il faut exploiter l’étang aéré à un ratio DBO:N:P légèrement plus élevé que celui d’un étang aéré où il y a dégradation benthique de la couche de boues qui se trouve sous la zone aérée. Le ratio typique d’un étang aéré est de 100:2,5-3,0:0,5-0,8. [4] S’il se produit une réaction benthique, il faut noter qu’il existe une possibilité que l’effluent final soit toxique en raison d’une trop grande concentration d’ammoniac et une possibilité que l’usine échoue l’essai règlementaire de toxicité sur les poissons.

3.3 Sources d’azote et de phosphore L’azote et le phosphore sont présents dans pratiquement toutes les eaux usées des usines.

La quantité et la forme d’azote et de phosphore présents dans les eaux usées varient suivant le type d’usine, la catégorie de produits fabriqués, les produits chimiques en usage dans l’usine, l’essence de bois utilisée et la source de la fibre recyclée.

Un certain pourcentage d’azote et de phosphore présents dans les eaux usées pourra être utilisé comme nutriment car ces deux éléments seront sous une forme que peuvent utiliser les bactéries ou sous une forme qui peut être convertie en une autre forme utilisable par les bactéries (par ex. l’ammoniac). Cependant, une certaine quantité d’azote et de phosphore sera rejetée avec l’effluent final car ces deux éléments seront sous une forme que ne peuvent utiliser les bactéries.

La plupart des eaux usées des usines ne contiennent pas suffisamment d’azote et/ou de phosphore pour combler les besoins métaboliques des bactéries. C’est pourquoi il faut ajouter des produits d’appoint pour parvenir à un traitement biologique adéquat. La quantité à ajouter est déterminée par la quantité de nutriments provenant des eaux usées et des autres sources, la charge organique acheminée à l’unité de traitement biologique et la quantité de nutriments provenant de la dégradation microbienne.

3.3.1 Usines de pâte kraft

Les sources d’azote dans les usines de pâte kraft [9] sont la lignine, la liqueur noire et les condensats. La concentration de l’azote dans la lignine (azote sous forme d’azote organique) varie selon l’essence de bois. La lignine résiduelle ne peut généralement pas être utilisée entièrement comme source d’azote car sa structure est trop complexe.

Cependant, une certaine partie de cette lignine peut se dégrader dans le système de traitement et former de l’ammoniac qui devient alors utilisable comme nutriment. De la même façon, il se peut qu’une certaine partie de l’azote dans la liqueur noire se dégrade dans le système de traitement et forme de l’ammoniac.

Les condensats contiennent une importante quantité d’ammoniac. Cet ammoniac sera utilisable comme nutriment si les condensats sont acheminés directement au traitement biologique par un tuyau et n’ont pas fait l’objet d’une épuration.

8 La boue de chaux contiendra probablement une certaine quantité de phosphore, mais cette quantité sera déterminée par le type de chaux d’appoint acheté pour le système de caustification.

3.3.2 Usines utilisant de la fibre recyclée

Les eaux usées des usines utilisant de la fibre recyclée peuvent contenir d’importantes quantités d’azote et de phosphore selon le type de fibre recyclée. Cette quantité variera en fonction du produit dans lequel se trouve la fibre. Les produits contenant de l’amidon, notamment la fécule de pomme de terre, ont une concentration élevée en azote. [5] Les boîtes de savon pour la lessive peuvent contenir d’importantes quantités de phosphore.

Ainsi, il est probablement préférable de mesurer la concentration d’azote et de phosphore dans les eaux usées dans différentes conditions d’exploitation de l’usine (type de fibre, catégorie de pâte ou de papier fabriquée) et de créer une base de données contenant les concentrations attendues d’azote et de phosphore dans les eaux usées de l’usine et ce, pour les différentes conditions d’exploitation.

3.3.3 Adjuvants

Les produits chimiques utilisés par les usines qui contiennent de l’azote et/ou du phosphore sont nombreux, notamment les [9]: 

Antimousses (azote ou phosphore)



Conditionneurs d’eau (azote et/ou phosphore)



Antitartres (azote et/ou phosphore)



Agents chélatants (azote et/ou phosphore)



Biocides et fongicides (azote)



Agents de force sèche et de force humide (azote)



Colorants et pigments (azote)

Les usines doivent travailler avec leurs fournisseurs de produits chimiques pour identifier les produits qui contiennent de l’azote et/ou du phosphore. Dans certains cas, des fournisseurs ont été contraints de trouver des produits de remplacement pour abaisser les concentrations d’azote ou de phosphore dans les eaux usées des usines parce que la concentration en azote ou en phosphore dans le produit chimique utilisé par l’usine dépassait les besoins en nutriments du traitement secondaire ou parce que l’azote ou le phosphore se retrouvait dans l’effluent final sans avoir été utilisé par le système de traitement.

3.3.4 Produits d’appoint

La plupart des eaux usées des usines ne contiennent pas suffisamment d’azote et/ou de phosphore pour combler les besoins métaboliques des bactéries. C’est pourquoi il faut ajouter des produits d’appoint contenant de l’azote et du phosphore pour enlever adéquatement la DBO dans l’unité de traitement biologique.

Les produits d’appoint pour l’azote comprennent l’ammoniac anhydre, l’ammoniaque, l’urée (sous forme liquide ou sèche) et des composés tels que le nitrate d’ammonium, l’UAN (urée-ammonium-nitrate), le sulfate d’ammonium, le phosphate d’ammonium, le polyphosphate d’ammonium et le phosphate diammonique.

9 Le principal produit d’appoint pour le phosphore est l’acide phosphorique. Les autres produits d’appoint sont les composés combinant de l’azote et du phosphore qui sont mentionnés dans le paragraphe précédent.

Les produits d’appoint combinant à la fois de l’azote et du phosphore sont plus difficiles à gérer car on tente de combler deux besoins avec un seul produit. On aboutit souvent à une situation où l’on surdose ou sous-dose un des nutriments, alors qu’on comble adéquatement les besoins de l’autre nutriment.

3.3.5 Rejets biologiques

À mesure que meurent les cellules bactériennes, elles se détruisent par lyse et libèrent de l’azote et du phosphore dans l’eau. Ce phénomène s’appelle respiration endogène et se produit dans les bassins d’aération qui ont de longs temps de résidence hydraulique et dans les clarificateurs secondaires qui ont des boues d’âge élevé. Ce phénomène s’amplifie durant les arrêts d’usine lorsqu’il n’y a pas suffisamment de nourriture pour soutenir la croissance des bactéries.

Les rejets biologiques existent également dans les étangs aérés. Ils peuvent provenir de la respiration endogène des bactéries aérobies dans l’eau ou de la décomposition anaérobie des couches benthiques de boues.

3.3.6 Surcharges ponctuelles

Les surcharges ponctuelles sont des augmentations soudaines de matières organiques qui entrent dans le système de traitement. Elles sont habituellement associées à des déversements, mais peuvent aussi être reliées à certaines procédures d’usine qui génèrent des pertes à l’égout plus élevées. Le lavage à contre-courant des déminéralisateurs, par exemple, constitue une procédure de routine qui peut soudainement surcharger le système de traitement. Les surcharges ponctuelles s’appliquent particulièrement aux usines de pâte kraft et aux usines de pâte au bisulfite qui disposent d’un inventaire de matière organique (liqueur noire, etc.) dont la nature est telle qu’elle peut avoir un impact sur la charge organique acheminée au système de traitement, même s’il ne s’agit que d’une faible perte de liqueur noire à l’égout. De nombreuses usines possèdent déjà des dispositifs de confinement des déversements et, selon des critères qui leur sont propres, font dévier l’effluent vers le déversement ce qui atténue la surcharge.

Les autres types d’usine peuvent aussi créer des surcharges ponctuelles car elles ont des réservoirs de produits chimiques et de produits pétroliers qui peuvent se déverser dans l’égout de façon soudaine. Également, la plupart des usines ont des biocides sur place qui peuvent aussi être à l’origine d’une surcharge ponctuelle.

Toute surcharge ponctuelle perturbe les bactéries, notamment s’il s’agit d’un choc toxique ou si la surcharge a un effet inhibiteur. Dans ce dernier cas, les bactéries n’utiliseront pas tous les nutriments présents parce qu’elles ne dégraderont pas toute la DBO qui entre dans le système. S’il s’agit d’un choc toxique, les bactéries mourront et libéreront des nutriments dans l’eau. Le taux de respiration et la quantité résiduelle d’oxygène dissous permettront de confirmer s’il y a surcharge ponctuelle. Si tel est le cas, le taux de respiration diminuera et la quantité résiduelle d’oxygène dissous augmentera.

10 3.3.7 Sources secondaires

Le filtrat provenant de la déshydratation des boues est une source secondaire d’azote et de phosphore. Ces éléments sont libérés au cours du traitement des biosolides et leur quantité est déterminée par la méthode de conditionnement et de déshydratation utilisée par l’usine (presse à bande, presse à vis, presse à vis avec vapeur, acidification).

Le lixiviat provenant d’un site d’enfouissement peut aussi contenir de l’azote et du phosphore, notamment s’il contient des boues déshydratées et des cendres de chaudière.

Les boues se décomposent au fil du temps et libèrent des nutriments et de la DBO qui aboutissent dans le lixiviat.

Certaines usines font appel à l’acidification pour conditionner leurs boues et retirer le plus d’eau possible avant la déshydratation. L’acidification des boues libère les nutriments dans l’eau, laquelle retourne éventuellement au système de traitement.

Il faut porter une attention particulière aux nutriments des sources secondaires acheminés au système de traitement afin d’éviter les erreurs dans le calcul du dosage des nutriments.

3.3.8 Cendres des chaudières

Les cendres de chaudière contiennent du phosphore. Par conséquent, le système de manutention des cendres peut constituer une source de nutriments. Certaines usines acheminent leurs cendres au clarificateur primaire plutôt que de les acheminer à un site d’enfouissement. Le phosphore se dissous alors dans l’eau du clarificateur primaire, c’est-à dire dans l’affluent du traitement secondaire.

4.0 Gestion des nutriments Pour gérer adéquatement l’ajout des nutriments, les usines doivent bien choisir leurs points d’échantillonnage, manipuler correctement les échantillons afin de s’assurer que les concentrations résiduelles de nutriments ne changent pas avant l’analyse, procéder aux essais analytiques appropriés et ce, pour les différentes formes de nutriments, et avoir l’équipement adéquat pour l’ajout des nutriments. La mesure approximative des concentrations résiduelles est l’une des principales raisons pour laquelle il est difficile de contrôler l’ajout des nutriments.

En raison de la présence de microorganismes dans les échantillons biologiques, les concentrations résiduelles de nutriments varient au fil du temps. Il est donc préférable de filtrer les échantillons immédiatement après leur prélèvement afin de mesurer la concentration résiduelle réelle des nutriments. L’autre option consiste à réfrigérer les échantillons afin de ralentir l’activité biologique. Par contre, cette approche nécessite un certain temps car il faut refroidir des échantillons qui ont été prélevés dans des bassins chauds. Il est donc préférable de filtrer les échantillons. La plupart des usines utilisent le filtre en papier standard dont elles se servent pour filtrer les MES. Quelques usines utilisent un dispositif filtrant jetable et stérile en plastique sur le terrain qui donne un filtrat ne contenant aucune cellule bactérienne. Selon la dimension des pores du filtre en papier standard, ce dernier peut parfois laisser passer une certaine quantité de bactéries au travers du filtre.

11

4.1 Échantillonnage Bien choisir ses points d’échantillonnage et manipuler correctement les échantillons pour ne pas modifier les concentrations résiduelles des nutriments avant l’analyse constituent les principaux éléments d’un bon programme d’échantillonnage. Le choix de l’emplacement des points d’échantillonnage appartient à chaque usine car il est déterminé par le type de système de traitement et de sa configuration.

4.1.1 Boues activées

Dans les systèmes de traitement par boues activées, les échantillons servant à la détermination de la concentration résiduelle des nutriments sont habituellement prélevés de l’effluent du bassin d’aération parce qu’on considère que l’oxydation de la DBO est complète à cet endroit. Cependant, dans les bassins d’aération qui ont de longs temps de résidence, la concentration résiduelle à l’endroit où l’oxydation est complète sera probablement différente de celle de l’effluent du bassin d’aération en raison de la libération de nutriments provenant de la respiration endogène.

Prélever les échantillons de l’effluent du clarificateur secondaire n’est probablement pas utile pour le contrôle du procédé parce que les concentrations résiduelles changeront s’il y a de l’activité biologique dans les clarificateurs. La concentration des nitrates diminuera à mesure que diminuera le taux d’oxygène dissous en raison de la respiration anoxique (dénitrification). Les concentrations résiduelles changeront si la phase de respiration anaérobie se poursuit davantage en raison d’un long temps de résidence des boues.

Pour un enlèvement optimal de la DBO, il faut donc porter une attention particulière aux concentrations résiduelles à la fin du traitement et mesurer ces concentrations dans l’effluent du bassin d’aération. Les concentrations mesurées à la sortie des très grands bassins d’aération peuvent toutefois donner de fausses valeurs élevées. Par contre, ces valeurs sont probablement représentatives des concentrations résiduelles des nutriments dans l’effluent final.

4.1.2 Étangs aérés

Dans les étangs aérés, prélever les échantillons pour mesurer la concentration résiduelle des nutriments à deux endroits. Le premier point d’échantillonnage devrait se situer à la sortie de la zone de traitement aérobie afin de s’assurer qu’une quantité adéquate de nutriments a été utilisée pour oxyder la DBO. Le deuxième point d’échantillonnage devrait se situer à la sortie de la zone quiescente en raison de la présence de nutriments libérés par la dégradation anaérobie des solides décantés.

4.2 Méthodes analytiques Les méthodes analytiques servant à déterminer les concentrations d’azote et de phosphore varient selon le type de paramètre désiré. [8] Dans la plupart des méthodes, on mesure la forme inorganique de l’azote ou du phosphore. Les formes inorganiques de l’azote sont l’ammoniac, le nitrite et le nitrate. La principale forme inorganique du phosphore est l’orthophosphate. Il existe d’autres formes insolubles de phosphate inorganique et il faut les considérer également (le phosphate de calcium, de fer et d’aluminium peuvent aussi être présents dans l’échantillon sous forme de précipités inorganiques).

12 Les méthodes analytiques pour les formes organiques de l’azote et du phosphore comprennent habituellement une étape de digestion dans laquelle on convertit d’abord la forme organique en une forme inorganique, puis on détermine la concentration de la forme inorganique. Ces échantillons ne sont pas filtrés afin de mesurer à la fois la concentration de ces éléments dans les matières solides et leur concentration dans l’eau.

Pour déterminer les concentrations d’azote total et de phosphore total, il faut utiliser plus d’une méthode pour les deux éléments. La concentration d’azote total est la somme de la concentration de l’azote organique et de la concentration de ses formes inorganiques (ammoniac, nitrite et nitrate). La concentration de phosphore total est la somme de la concentration d’orthophosphate, de la concentration de phosphate organique et de la concentration de polyphosphate.

Formes d’azote :

Azote total (NT) = Azote organique + Azote inorganique total (NIT) Azote organique = NTK (Azote total Kjeldahl) – Ammoniac (NH3) Azote inorganique total (NIT) = Ammoniac (NH3) + Nitrite (NO2-) + Nitrate (NO3-) Formes de phosphore :

Phosphore total (PT) = Orthophosphate (PO4-) + Polyphosphates + P organique Bon nombre des méthodes analytiques pour déterminer les concentrations d’azote et de phosphore sont des méthodes colorimétriques. Comme les eaux usées des usines de pâtes et papiers sont colorées, il est difficile de déterminer la concentration résiduelle de ces nutriments à l’aide d’une méthode colorimétrique. Les méthodes colorimétriques pour l’azote qui produisent un complexe jaune au point de virage permettent difficilement de détecter l’azote. Les méthodes colorimétriques pour l’orthophosphate produisent un complexe bleu au point de virage, ce qui permet de détecter l’orthophosphate plus facilement.

Les autres méthodes analytiques font appel à des sondes pour des ions spécifiques (ammoniac, nitrate) ou à la chromatographie par échange d’ions (ammoniac, nitrite, nitrate, orthophosphate). Les sondes nécessitent un étalonnage avec des étalons préparés qui doivent être entreposés dans l’obscurité. Il faut préparer un étalon frais pour les concentrations les plus basses pour s’assurer d’un bon étalonnage. Si les concentrations dans les étalons sont différentes de celles dans les échantillons des eaux usées, l’étalonnage de la sonde entraînera des mesures inexactes des concentrations résiduelles.

La chromatographie par échange d’ions est une méthode plus coûteuse en raison du prix de l’instrument. Cependant, on l’utilise couramment car elle donne des résultats précis pour différentes formes d’azote et de phosphore. En ayant des données précises sur les concentrations résiduelles, les usines peuvent gérer leur utilisation de nutriments de façon plus serrée. Ainsi, elles peuvent compenser le prix de l’instrument par les économies de coûts qu’elles réalisent en utilisant un dosage de nutriments plus bas.

Vous trouverez dans l’annexe une liste des méthodes analytiques servant à mesurer les différentes formes d’azote et de phosphore ainsi que les éléments potentiels d’interférence pour chacune des méthodes.

13 4.2.1 Méthodes analytiques pour l’azote

Ammoniac. La mesure de la concentration de l’ammoniac peut se faire par colorimétrie, à l’aide de sondes ou par chromatographie par échange d’ions. La turbidité et la couleur influencent les méthodes colorimétriques. C’est pourquoi il faut d’abord filtrer les échantillons avant de procéder à l’analyse. Il est possible de mesurer l’ammoniac en utilisant une sonde conçue pour les ions d’ammoniac, mais la sonde nécessite un étalonnage avec une série d’étalons préparés (100 mg/L, 10 mg/L, 1 mg/L et 0,1 mg/L). Il est important d’utiliser des étalons dont la concentration en ammoniac se situe près de la concentration résiduelle attendue. L’utilisation d’étalons ayant une concentration en ammoniac plus élevée pour effectuer l’étalonnage ne donnera pas de résultats précis à des concentrations plus basses.

Nitrite/Nitrate. La concentration du nitrite et du nitrate se mesure par colorimétrie. Il existe une sonde pour les ions nitrate, mais elle détecte aussi d’autres ions. Il faut alors supprimer ces autres ions à l’aide d’un suppresseur chimique afin de ne mesurer que le nitrate. On peut aussi utiliser la chromatographie par échange d’ions pour mesurer la concentration résiduelle.

Azote inorganique total (NIT). Il existe une méthode colorimétrique qui mesure une concentration qui comprend les trois formes d’azote inorganique. Cette méthode provoque la formation d’un complexe vert qui permet de détecter l’azote plus facilement qu’avec la méthode qui produit un complexe jaune pâle. Il faut d’abord convertir le nitrite et le nitrate en ammoniac, puis mesurer la concentration d’ammoniac.

Azote organique total. L’azote total Kjeldahl (NTK) sert à déterminer la concentration de l’azote organique. La méthode pour mesurer NTK est une méthode de digestion qui mesure une concentration qui comprend l’azote organique et l’ammoniac. Pour déterminer la concentration d’azote organique, il faut soustraire la concentration de l’ammoniac de la concentration de NTK. Azote total. La méthode la plus courante pour déterminer la concentration d’azote total est d’additionner les concentrations d’azote organique et d’azote inorganique mesurées de la façon décrite dans les paragraphes précédents.

4.2.2 Méthodes analytiques pour le phosphore

Orthophosphate. La concentration de l’orthophosphate se mesure par colorimétrie et par chromatographie par échange d’ions. La méthode colorimétrique produit un complexe bleu qui permet de détecter l’orthophosphate plus facilement dans un effluent coloré.

Phosphore total. La concentration du phosphore total nécessite une étape de digestion pour convertir les formes organique, inorganique insoluble et polyphosphate en une forme inorganique soluble, soit en orthophosphate. Par la suite, on analyse l’échantillon pour déterminer la concentration d’orthophosphate.

4.2.3 Analyseurs en ligne

Les analyseurs de nutriments en ligne se sont considérablement améliorés depuis leur introduction sur le marché. Les modèles plus anciens présentaient des problèmes de précision, de fiabilité, d’étalonnage et nécessitaient des nettoyages fréquents et le renouvellement fréquent des réactifs.

14 Les modèles plus récents nécessitent moins d’attention car certains possèdent des dispositifs de nettoyage et d’étalonnage automatiques. Ils sont plus précis et nécessitent moins d’entretien, ce qui les rend de plus en plus intéressants. Comme il existe de nombreux fournisseurs d’analyseurs, choisissez un analyseur qui, sur une longue période de temps, a fait ses preuves en matière de fonctionnement et nécessite peu d’entretien.

4.3 Équipement de dosage Il faut dimensionner correctement l’équipement de dosage des nutriments afin de fournir les dosages recherchés de nutriments, ce qui signifie que l’équipement doit avoir une plage de fonctionnement approprié et doit être en mesure de répondre à de petits ajustements de dosage.

La pompe devrait être munie d’un contrôleur à vitesse variable. S’il s’agit d’une pompe volumétrique à membrane, elle devrait être munie d’un système de réglage de la course.

La pompe devrait également comprendre des tubes de prélèvement afin de pouvoir vérifier les débits. Pour régler les dosages, utilisez la courbe caractéristique de la pompe, courbe qui montre les paramètres de la pompe versus les débits.

Il faut également dimensionner correctement le système de contrôle afin qu’il assure des débits constants. Les actionneurs doivent avoir la capacité de répondre rapidement à des changements de débit. Les débitmètres doivent être installés conformément aux indications du fabricant pour qu’ils puissent mesurer le débit avec précision. Un débitmètre installé selon les règles de l’art permettra aux soupapes de contrôle de fonctionner correctement.

Le suivi du niveau d’un liquide pose un défi considérable lorsqu’il s’agit d’essayer de détecter quotidiennement de petites variations dans le niveau des très grands réservoirs de stockage des nutriments. Utilisez des instruments de mesure de niveau qui peuvent détecter les plus petites variations possibles dans le niveau du réservoir. Faites un suivi quotidien des variations de l’inventaire versus les dosages recherchés pour confirmer les bonnes doses de nutriments.

5.0 Stratégies pour contrôler N et P Il existe différentes stratégies de contrôle de dosage de l’azote et du phosphore. Certaines peuvent présenter des avantages que d’autres n’ont pas, mais ces avantages sont déterminés par le type et la dimension du système de traitement. Les avantages et les désavantages des différentes stratégies sont présentés dans les paragraphes qui suivent.

5.1 Contrôle du dosage des nutriments en fonction d’une cible de concentration résiduelle La plupart des usines mesurent la concentration résiduelle des nutriments et contrôlent le dosage en comparant chaque concentration résiduelle à une cible de contrôle. Cette stratégie peut s’avérer acceptable si l’on suppose que les bonnes concentrations résiduelles sont mesurées au bon endroit et à une fréquence adéquate. La fréquence d’échantillonnage minimum est d’une fois par jour.

15 Notez que cette stratégie est une stratégie réactive car les opérateurs réagissent aux variations qui surviennent dans les concentrations résiduelles en modifiant les doses de nutriments. Si la concentration résiduelle d’un nutriment augmente, les opérateurs diminuent les doses de ce nutriment. Si la concentration résiduelle diminue, les opérateurs augmentent les doses.

Pour l’azote, prélevez des échantillons du bassin d’aération, puis filtrez-les avant de procéder à la mesure de la concentration résiduelle de l’ammoniac, du nitrite et du nitrate.

Des cibles typiques sont : 0,5 – 1 mg/L (ammoniac), 0 – < 1 mg/L (nitrite et nitrate).

Pour le phosphore, prélevez des échantillons du bassin d’aération, puis filtrez-les avant de procéder à la mesure de la concentration résiduelle de l’orthophosphate. Une cible typique pour l’orthophosphate est de 0,5 – 1 mg/L. Notez que la valeur des cibles de concentration résiduelle est déterminée par chaque usine et qu’elle doit être vérifiée dans des conditions d’exploitation réelles. Les usines qui ont un système de traitement à haut rendement ou un système dont le temps de résidence est court ont tendance à se fixer des cibles de 1 mg/L ou légèrement plus élevées pour l’exploitation du système. Les usines qui ont un système dont le temps de résidence est plus long ont tendance à se fixer des cibles plus basses.

Si les cibles sont trop basses, il y aura des changements dans la qualité des boues et de l’effluent. Dans le cas des boues, il y aura développement de bactéries filamenteuses et une augmentation de la production de polysaccharides. Un consultant chevronné ou du personnel interne pourra confirmer ces changements en effectuant des analyses microscopiques. Une augmentation importante du temps de filtration des échantillons utilisés pour la mesure des matières solides en suspension dans la liqueur mixte (MLSS) est un indice de la présence d’une substance polymérique (polysaccharide ou polymère utilisé pour la sédimentation/déshydratation) et d’une situation qui devrait faire l’objet d’un examen plus poussé.

Certaines usines ont déterminé que leurs cibles doivent être > 1 mg/L. [11] Elles ont pu établir qu’en exploitant leur système de traitement en dessous d’une certaine concentration résiduelle au cours de plusieurs cycles, leur système présentait une carence en nutriments. Lorsqu’elles exploitaient leur système au-dessus de cette concentration, la carence disparaissait et le système produisait un effluent faible en DBO et en MES. Ce seuil est différent d’un système à l’autre et est propre à chacun.

Avantages : Cette stratégie diminue les risques de surdoser ou de sous-doser les nutriments puisqu’on relie les besoins en nutriments (déterminés selon la charge organique) au rendement du bassin d’aération.

Désavantages : Cette stratégie mène à une mauvaise gestion des nutriments si les valeurs des concentrations résiduelles sont imprécises. Dans les très grands bassins qui ont des temps de résidence de plusieurs jours, cette stratégie peut aussi mener à une carence en nutriments si les concentrations résiduelles ne sont mesurées qu’à la sortie du bassin et non au terme du traitement aérobie. Dans ce cas, il pourrait y avoir libération de nutriments en raison du phénomène de respiration endogène qui survient près de la sortie du bassin d’aération et qui donne de fausses valeurs élevées de concentrations résiduelles dans l’effluent.

16

5.2 Contrôle du dosage des nutriments en fonction du ratio DBO:N:P La règle empirique couramment utilisée pour déterminer le dosage des nutriments est un ratio DBO:N:P de 100:5:1. Dans des conditions d’exploitation réelles, ce ratio varie selon le type d’usine et de système de traitement. Dans bon nombre d’usines, le ratio pour un système de traitement par boues activées peut varier de 100:4,5-4,8:0,5-0,8. Le ratio pour un étang aéré peut varier de 100:2,5-3,0:0,5-0,8.

Prenez note que la plupart des usines calculent ce ratio en fonction du dosage des produits d’appoint qu’elles ajoutent au système. Les usines pour qui les produits d’appoint ne constituent pas la principale source d’azote et de phosphore noteront que les ratios calculés seront plutôt bas. Utilisez ces ratios à des fins de contrôle sachant qu’ils seront près du ratio 100:5:1 lorsque vous aurez inclus les autres sources dans vos calculs.

Les usines qui tentent d’exploiter leur système en utilisant le ratio d’une autre usine parce que ce ratio est plus bas et qu’il répond aux besoins de cette usine feront probablement face à des problèmes de sédimentation et de traitement des boues. Souvenez-vous qu’un ratio reflète les conditions particulières d’une usine. Ce ratio doit être déterminé pour chaque système de traitement en faisant des ajustements saisonniers pour tenir compte des variations de température.

Avantages : Cette stratégie relie les doses de nutriments à la charge organique et ce, en fonction d’un ratio DBO:N:P défini par l’usine. Cette stratégie devrait réduire le coût des nutriments et la possibilité qu’il y ait une carence en nutriments.

Désavantages : Les usines ne peuvent utiliser cette stratégie si la charge organique est déterminée par l’essai de DBO en raison de la période d’incubation de 5 jours exigée par cet essai. Cette stratégie peut mener à une mauvaise gestion des nutriments si l’usine n’a pu établir de bonnes corrélations entre la concentration de DBO et la concentration des paramètres suivants : DCO, COT et DBO quotidienne (DBO1).

5.3 Contrôle du dosage des nutriments par la mesure de la charge organique dans l’affluent La DBO5 (demande biochimique en oxygène) est un paramètre bien connu des usines car la mesure de ce paramètre constitue une exigence règlementaire et une exigence inscrite dans les permis de la plupart des usines. L’essai mesure la dégradation biologique d’un échantillon aqueux sur une période de cinq jours en mesurant sa consommation d’oxygène. L’essai de DBO5 ne fera pas ressortir les composés qui se dégradent très lentement. Par contre, ces composés ressortiront dans un essai plus long (par ex. DBO20).

En pratique, la mesure de la DBO5 n’est pas une mesure efficace pour contrôler quotidiennement le dosage des nutriments et ce, en raison de la période d’incubation de 5 jours. Certaines usines utilisent des mesures de DBO1 pour estimer la DBO5.

Beaucoup d’usines utilisent d’autres paramètres pour estimer la charge organique dans l’affluent (par ex. DCO, COT et DBO1). En connaissant ou en étant en mesure de prédire la charge organique dans son affluent, une usine peut établir les doses de nutriments nécessaires au maintien du ratio DBO:N:P qu’elle a défini pour son système de traitement.

17 De plus en plus d’usines commencent à évaluer les analyseurs de DCO et de COT en ligne pour mesurer ces paramètres en continu. Les usines qui ont des systèmes à l’oxygène pur mesurent le débit d’oxygène et s’en servent comme indicateur de la charge organique.

5.3.1 DBO1

Certaines usines mesurent l’appauvrissement en oxygène après 1 journée et ce, au cours d’un essai de DBO5, puis calculent un ratio DBO1:DBO5 pour prédire de futures DBO5.

Elles peuvent ensuite déterminer les doses de nutriments en fonction du ratio DBO:N:P. 5.3.2 DCO

La DCO est la demande chimique en oxygène. Les concentrations de DCO sont plus élevées que celles de la DBO car, grâce aux prodiges de la chimie, il est possible d’oxyder plus de composés par voie chimique que par voie biologique. La plupart des usines auront une certaine quantité de DCO non-biodégradable dans leur effluent final.

Un effluent dont la concentration en DBO est faible peut avoir une concentration élevée en DCO. Les effluents des usines de pâte kraft ont tendance à présenter une concentration plus élevée en DCO non-biodégradable. Les effluents des autres types d’usine (par ex. les usines de pâte mécanique) ont tendance à présenter une concentration plus basse en DCO non-biodégradable parce que la plupart des matières organiques dans l’affluent sont biodégradables. La concentration de la DCO non-biodégradable dans les effluents des usines qui utilisent de la fibre recyclée varie en fonction du fourni et du système de traitement.

Bon nombre d’usines tentent d’établir un ratio DCO:DBO pour essayer d’estimer rapidement la charge en DBO et ne pas avoir à attendre les 5 jours requis par l’essai pour obtenir les résultats. Certaines usines ont de la difficulté à établir ce ratio en raison de variations dans la concentration des matières solides dans les eaux usées et de changements dans la fabrication des catégories de produits nécessitant aussi des modifications dans le dosage des produits chimiques. La plupart des corrélations entre la DCO et la DBO sont établies à l’aide d’un échantillon filtré (DCO) et d’un échantillon normal (DBO). Si une usine réussit à établir une corrélation entre la DCO et la DBO, alors elle devrait utiliser l’échantillon filtré ayant servi à la mesure de la DCO pour déterminer les doses de nutriments.

Certaines usines commencent à évaluer la possibilité d’utiliser un analyseur de DCO en ligne pour mesurer ce paramètre en continu. Si l’analyseur est fiable, alors une usine peut utiliser un ratio établi selon les lectures continues de la concentration en DCO pour contrôler le dosage des nutriments (voir diagramme ci-dessous).

18

Affluent

Analyseur DCO/COT

Nutriments

Bassin d’aération Boues excédentaires Effluent

Boues activées recyclées

5.3.3 COT

COT est le carbone organique total mesuré à l’aide d’un analyseur spécial. Certaines usines utilisent un analyseur de COT en ligne pour déterminer la charge organique qui entre dans le système. Puis, elles établissent un ratio qui leur sert à déterminer les doses des nutriments à partir de la concentration de COT (voir le diagramme). Les usines qui connaissent du succès avec cette stratégie utilisent un bon système de filtration pour éviter l’engorgement des tubes d’échantillonnage. Autrement, les échantillons ne se rendent pas jusqu’à l’analyseur.

5.3.4 Débit d’oxygène dans un réacteur à l’oxygène pur

Les réacteurs à l’oxygène pur fonctionnent comme un respiromètre en ligne. Lorsqu’il y a une variation dans la charge organique, il y a variation dans le niveau d’oxygène du réacteur car les bactéries produisent plus de dioxyde de carbone. Cette situation modifie la pureté du gaz mesurée dans l’évent de la dernière cellule du réacteur. Le débit d’oxygène change alors de façon à rétablir le niveau de pureté au niveau réglé pour cet évent. Une usine pourrait utiliser le débit d’oxygène pour déterminer les doses de nutriments car la quantité d’oxygène utilisée par les bactéries est représentative de la charge organique qui entre dans le système.

19

Usine O2 Analyseur d’O2 Pureté de l’évent

Nutriments

O2

Affluent

Réacteur Effluent

Boues activées recyclées

Avantages : Cette stratégie consiste à déterminer en temps réel les doses de nutriments en fonction de la charge organique. En étant en mesure de relier les doses de nutriments à la charge organique, les usines peuvent réaliser des économies de coûts. Cette stratégie permet de réduire le surdosage ou le sous-dosage des nutriments et de stabiliser les concentrations résiduelles de nutriments.

Désavantages: Cette stratégie ne sera pas efficace si l’usine n’est pas en mesure d’établir des corrélations entre la concentration de la DBO et la concentration des paramètres suivants: DCO, COT et DBO1. Elle ne sera pas également efficace si ces corrélations ne sont pas stables. Vérifiez fréquemment les corrélations car il y peut y avoir des variations, notamment des variations saisonnières.

5.4 Contrôle du dosage des nutriments par la mesure en continu de la concentration résiduelle Il est maintenant possible d’utiliser un analyseur de concentration résiduelle pour contrôler le dosage des nutriments car ces appareils sont plus fiables et nécessitent moins d’entretien et de nettoyage. L’utilisation des analyseurs de concentration résiduelle est peu répandue dans l’industrie canadienne des pâtes et papiers. Les principaux analyseurs servent à mesurer la concentration résiduelle de l’ammoniac et de l’orthophosphate dans l’effluent filtré du bassin d’aération.

Cette stratégie fait appel à la mesure de la concentration résiduelle des nutriments pour déterminer les doses de nutriments (voir diagramme). Dans le diagramme, l’analyseur détermine la valeur de la concentration résiduelle, puis envoie un signal à l’appareil de contrôle du dosage des nutriments pour établir les doses. Cette stratégie permet aux usines de comparer la concentration résiduelle mesurée à une concentration cible et de déterminer ainsi les doses appropriées de nutriments.

20 Affluent Analyseur Nutriments

Effluent

Bassin d’aération Boues excédentaires Effluent

Boues activées recyclées

Avantages : Cette stratégie élimine les périodes de concentrations résiduelles élevées ou basses car, en mesurant la concentration en continu, on ajuste le dosage plus fréquemment alors qu’on l’ajuste généralement une fois par jour avec les mesures manuelles. Cette stratégie permet de réaliser des économies de coûts grâce à l’optimisation du dosage de nutriments.

Désavantages : La nitrification produit généralement des concentrations résiduelles d’ammoniac qui sont basses et des concentrations résiduelles de nitrate qui sont élevées.

Cette stratégie pourrait entraîner un surdosage d’azote à moins de vérifier régulièrement les concentrations résiduelles de nitrate. Compte tenu du temps de résidence de l’effluent dans le bassin d’aération et dans le clarificateur secondaire, il peut être difficile d’établir l’algorithme de contrôle.

5.5 Contrôle du dosage des nutriments par la mesure du débit de l’affluent Les usines dont les variations de débit correspondent à des variations de charge organique peuvent utiliser cette stratégie. Celle-ci consiste à mesurer le débit de l’affluent du bassin d’aération au lieu de mesurer le débit de l’effluent final. La mesure du débit de l’affluent du bassin d’aération représente la charge envoyée au bassin en temps réel, tandis que la mesure du débit de l’effluent final crée un décalage qui peut être important ou non selon le temps de résidence hydraulique entre le bassin d’aération et le clarificateur secondaire.

De plus, il semble que les grands clarificateurs primaires jouent un rôle important dans cette stratégie car ils agiraient comme réservoir tampon et offriraient suffisamment de protection pour réduire les variations de la concentration de la charge organique dans des situations où il y a des variations de débit pouvant aller jusqu’à 20 – 25%.

21 Si le débit augmente, une plus grande charge organique sera acheminée au système de traitement, ce qui nécessitera plus de nutriments (on fait l’hypothèse que la concentration de la DBO est relativement constante). Des débits plus faibles signifient des charges organiques plus basses et des dosages de nutriments plus bas.

Cette stratégie fait appel au débit de l’affluent pour déterminer le dosage des nutriments.

Le diagramme ci-dessous montre le signal de débit transmis à l’appareil de contrôle du dosage des nutriments pour établir les doses de nutriments.

Affluent

Débitmètre

Nutriments

Bassin d’aération Boues excédentaires Effluent

Boues activées recyclées

Avantages : La mesure de la variation du débit permet de déterminer des doses de nutriments plus représentatives des variations de charge.

Désavantages : Si une usine choisit de mesurer le débit de l’effluent final, cette stratégie peut ne pas être efficace si le temps de résidence hydraulique entre le bassin d’aération et le clarificateur secondaire est important. Les variations de débit peuvent ne pas représenter la charge organique réelle en raison des variations dans la concentration de la charge.

5.5.1 Contrôle du dosage des nutriments par la mesure du débit de l’affluent combinée à la mesure de DCO/COT Cette stratégie est une approche plus poussée que la précédente. Elle fait non seulement appel à la mesure du débit de l’affluent, mais aussi à la mesure de la concentration en DCO/COT dans les eaux usées pour déterminer les doses de nutriments. De cette façon, si on ajoute ou retire des eaux usées une certaine quantité d’eau ayant une faible charge organique, la concentration de la charge organique changera en conséquence.

22 Par exemple, si on mesure la DCO ou le COT dans un échantillon instantané prélevé durant chaque quart de travail, on peut intégrer le résultat dans les procédures de contrôle pour raffiner les calculs de charge. Le système utilisera toujours le résultat de la mesure la plus récente.

Une usine peut alors déterminer les doses de nutriments en se basant sur la mesure du débit et les ajuster en fonction de la charge organique.

Avantages : Cette stratégie permet de tenir compte des variations dans la charge organique sans tenir compte des variations de débit. Elle pourrait constituer un compromis acceptable aux mesures en continu de la DCO et du COT. Désavantages : Cette stratégie n’est pas aussi performante que le suivi en ligne de la DCO et du COT.

5.6 Contrôle du dosage des nutriments en fonction de la production Certaines usines déterminent les doses de nutriments selon le taux de production. Cette stratégie pourrait fonctionner pour les usines qui n’ont qu’une seule source importante de DBO. Après avoir déterminé le pourcentage de la production qui contribue à la DBO, l’usine estime les charges en DBO en se basant sur les résultats du suivi en continu du taux de production. L’usine devrait se créer et maintenir une base de données contenant les données sur la charge en DBO et le taux de production afin d’être en mesure de les analyser de façon continue.

Cette stratégie nécessitera peut-être quelques ajustements selon le système de traitement.

Il faudra inclure des délais pour tenir compte des temps de résidence dans le clarificateur primaire et dans le bassin d’égalisation, soit le temps avant que la charge n’entre dans le bassin d’aération.

Avantages : Cette stratégie permet de relier le dosage des nutriments à une charge organique anticipée qui a été déterminée à partir du taux de production.

Désavantages : Cette stratégie n’est pas efficace pour les usines qui fabriquent différentes catégories de produits car ces usines génèrent des charges organiques variables (kg DBO/tonne). Cette stratégie exige également d’avoir de bonnes données pour établir les corrélations. Elle n’est pas efficace durant les périodes de transition (arrêt d’usine ou de machine à papier, perturbations, etc.) et n’est pas adéquate pour les fabricants de produits multiples.

5.6.1 Contrôle du dosage des nutriments en fonction d’une catégorie de produit Certaines usines relient leur charge en DBO à une catégorie de produit. Ce type de stratégie signifie que l’usine doit connaître la quantité approximative de DBO générée par tonne de produit. L’usine qui connaît à l’avance les catégories qui seront produites et l’horaire de production peut établir les doses de nutriments en fonction de la charge en DBO qui sera acheminée au système de traitement.

23 Avantages : Cette stratégie permet de déterminer le dosage des nutriments en fonction des catégories de pâtes ou de papiers fabriqués par une usine. Elle permet d’établir un lien étroit entre les besoins en nutriments du système et la charge organique acheminée au système.

Désavantages : Cette stratégie n’est pas efficace pour une usine où il y a de grandes variations de charge (kg DBO/tonne) entre les différentes catégories de produit qu’elle fabrique.

5.7 Contrôle du dosage des nutriments dans les étangs aérés Les stratégies de contrôle pour gérer les nutriments dans les étangs aérés sont très différentes. En raison du pouvoir tampon des étangs aérés, les carences en nutriments ont tendance à ne se manifester qu’au bout d’un certain nombre de semaines. Un suivi effectué plusieurs fois par semaine (au lieu d’un suivi quotidien) est donc suffisant pour ajuster les doses de nutriments. Les temps de résidence hydraulique plus longs et la transformation chimique des nutriments résultant de la réaction benthique rendent le contrôle de l’ajout des nutriments assez difficile. Une stratégie possible pour gérer les nutriments dans un étang consiste à faire un suivi de la DBO soluble et de la DCO soluble, de la concentration résiduelle de l’ammoniac et du phosphate à un ou plusieurs endroits dans l’étang aéré, près de la zone où s’oxyde la plus grande partie de la DBO soluble et de la DCO soluble et ce, avant que le produit de la réaction benthique ne devienne une source prédominante de nutriments. Les concentrations cibles pour N et P à ces endroits sont des concentrations déterminées par l’usine, mais elles devraient se situer entre 0,5 et 1 mg/L pour l’ammoniac et entre 0,5 et 1 mg/L pour l’orthophosphate. Notez qu’il existe une possibilité qu’il y ait nitrification et dénitrification dans l’étang aéré.

C’est pourquoi nous vous recommandons de suivre la concentration NIT plutôt que de suivre uniquement la concentration d’ammoniac.

6.0 Réduction des rejets d’azote et de phosphore Les usines doivent déterminer quelles sont les formes de nutriments qu’elles rejettent dans l’effluent final pour être en mesure de réduire les quantités de nutriments. Pour cela, elles doivent pouvoir faire la différence entre fraction soluble et fraction insoluble ainsi que fraction organique et fraction inorganique.

Si la concentration de la fraction soluble est petite par rapport à la concentration totale de nutriments mesurée dans le rejet, la perte de matières solides est alors la cause de la présence des nutriments dans le rejet. Il faut donc améliorer la sédimentation des matières solides dans les clarificateurs secondaires (boues activées) ou dans les zones quiescentes (étang aéré) pour réduire la quantité de nutriments dans les rejets.

Si la concentration de la fraction soluble compte pour la plus grande majorité de la concentration des nutriments dans le rejet, il devient alors important de déterminer le type de nutriment présent dans le rejet. L’ammoniac et l’orthophosphate sont des formes inorganiques et biodisponibles dont se servent les bactéries pour oxyder la DBO. Si ces formes sont présentes dans le rejet, alors soit 1) les doses des produits d’appoint sont trop

24 élevées, 2) les nutriments sont libérés par dégradation microbienne dans le bassin ou la zone de sédimentation, ou 3) les nutriments proviennent de sources dans l’usine et dépassent les besoins microbiens.

Si la fraction inorganique dans la fraction soluble de la concentration résiduelle des nutriments est basse, alors les nutriments présents sont sous une forme non-biodisponible et passent à travers le système de traitement. Cette situation nécessite alors un examen plus poussé afin d’identifier d’où viennent ces formes et si elles peuvent faire l’objet d’une meilleure gestion dans l’usine. Autrement, l’usine devra peut-être considérer le remplacement de certains produits chimiques utilisés dans le procédé ou de modifier le procédé afin de réduire les quantités de nutriments rejetés à l’égout.

6.1 Contrôle des MES dans l’effluent Les biosolides contiennent de l’azote et du phosphore. Le pourcentage d’azote varie généralement entre 6% et 15% (masse anhydre) et le pourcentage de phosphore varie généralement entre 0,5 et 2%. Par exemple, un rejet contenant 30 mg/L de MES peut contenir de 1,8 mg/L à 4,5 mg/L d’azote et de 0,15 à 0,6 mg/L de phosphore.

Une mauvaise qualité de boues a un impact considérable sur les MES dans l’effluent. Le développement de bactéries filamenteuses, la formation de polysaccharides causée par une carence en nutriments ou la formation de zooglées, et des problèmes de formation des flocs auront pour conséquence de faire augmenter la quantité de MES totales dans l’effluent. Lorsque les boues sont de mauvaise qualité, il est très important d’identifier correctement la (les) cause(s) et de mettre en place les mesures nécessaires pour les éliminer. Les examens microscopiques jouent un rôle clé dans l’identification des problèmes de qualité des boues.

6.1.1 Boues activées

Le clarificateur secondaire (gravité, flottation à l’air dissous) a pour objectif de retirer et de retenir les biosolides avant que les eaux usées traitées ne sortent du système. Lorsque les boues sont de mauvaise qualité, le clarificateur fonctionne près de la limite de sa capacité à retenir les biosolides. Corriger les problèmes de qualité des boues permettra au clarificateur de produire un effluent final de qualité.

Il existe d’autres facteurs qui influencent l’efficacité du rendement du clarificateur, notamment une circulation hydraulique lente, un inventaire élevé de boues dans le clarificateur (production insuffisante de boues excédentaires, faible quantité de boues activées recyclées) qui court-circuitent le système en raison du niveau inégal du déversoir et d’une mauvaise conception des chicanes à l’affluent, une absence d’écumage, la croissance d’algues sur les déversoirs et les goulottes, et l’ajout d’une trop grande quantité d’adjuvant de sédimentation entraînant la formation d’une couche de boues flottantes. Si ces phénomènes surviennent, il faut alors procéder à des changements.

Certains de ces facteurs relèvent de l’exploitation du système de traitement et peuvent être corrigés relativement facilement. Par contre, d’autres facteurs nécessiteront des modifications telles que la mise à niveau des déversoirs, une nouvelle conception des chicanes à l’affluent et l’installation d’un bras écumeur.

25 S’il y a dénitrification dans le clarificateur secondaire entraînant la perte d’une importante quantité de matières solides, il faudra possiblement modifier les ajouts d’azote, la façon d’exploiter le bassin d’aération et les taux de boues activées recyclées pour corriger le problème.

6.1.2 Étangs aérés

En faisant l’hypothèse que la qualité des boues est bonne, la plupart des problèmes de MES sont reliés à la zone quiescente. Une grande accumulation de boues forcera les matières solides à court-circuiter le système et seront alors entraînées dans l’eau par lessivage. Si les boues s’accumulent jusqu’à la surface en raison des gaz produits par l’activité anaérobie, elles seront entraînées par lessivage dans l’effluent final.

L’installation d’aérateurs tout juste avant la sortie de l’effluent s’est avérée une solution utile pour réduire les MES. Les aérateurs aident à briser les agglomérations de boues et à les retourner vers la zone quiescente. L’utilisation de chicanes s’est aussi avérée une solution utile. Les chicanes aident à maintenir les accumulations de boues dans la partie avant de l’étang aéré, c’est-à-dire loin de la sortie de l’effluent final.

Si le taux d’accumulation des boues est élevé, il faudra peut-être revoir le programme de dragage des boues. Il est possible qu’une plus grande fréquence de dragage soit nécessaire afin de créer suffisamment d’espace pour les matières solides afin qu’elles puissent sédimenter et ne pas s’échapper dans l’effluent final.

Les accumulations de boues sont reliées à la charge en DBO et aux MES dans l’affluent.

Le pré-traitement et le traitement primaire laissent possiblement passer des matières solides en trop à l’étang aéré. Il faudrait réduire cette quantité de matières solides supplémentaires. Il faudrait également évaluer si, au cours du temps, la charge en DBO montre une tendance à la hausse. S’il y a eu des changements dans la charge, il faut déterminer s’ils sont causés par une augmentation de production ou une exploitation inefficace de l’usine.

6.2 Gestion adéquate du dosage des produits d’appoint Dans le cadre d’un programme de réduction des concentrations résiduelles de nutriments dans l’effluent final, vous devez d’abord porter votre attention sur les produits d’appoint.

La plupart du temps, l’optimisation du dosage entraîne une réduction des nutriments dans l’effluent final.

1. Assurez-vous de mesurer les concentrations résiduelles avec précision. Identifiez des points d’échantillonnage adéquats et manipulez les échantillons correctement afin d’éviter les variations dans les concentrations résiduelles avant l’analyse.

2. Assurez-vous que l’équipement de dosage peut répondre à de petits ajustements.

Quelquefois, l’équipement de dosage n’est pas dimensionné pour répondre à de petits ajustements.

3. Assurez-vous de suivre le dosage des nutriments par l’entremise de prélèvements, par un suivi des variations d’inventaire et par un suivi des livraisons. Certaines usines ont constaté des problèmes de dosage au moment où il y a eu modification dans la fréquence de livraison des produits d’appoint même s’il n’y avait eu aucune modification importante de tous les autres paramètres reliés aux nutriments.

26 4. Assurez-vous que les opérateurs fassent une inspection visuelle du (des) système(s) de dosage pour vérifier s’il y a des fuites et/ou des bouchons.

L’effet sur les concentrations résiduelles d’une modification du dosage des nutriments devrait se faire sentir à l’intérieur d’une période de 1 à 2 temps de résidence hydraulique.

L’acclimatation des bactéries aux nouvelles conditions est le facteur qui prend le plus de temps. L’expérience montre que cette acclimatation se fait au cours d’une période de 2 à 3 âges de boues et qu’il faut jusqu’à 5 âges de boues pour que les bactéries se soient totalement acclimatées aux nouvelles conditions. Il est très important de suivre l’activité biologique à l’aide d’examens microscopiques afin de vérifier s’il y a croissance de nouvelles bactéries filamenteuses. Si tel est le cas, il devient alors nécessaire d’identifier les filaments parce que leur croissance peut être causée par une situation autre qu’une carence en nutriments. L’utilisation d’encre de Chine pour observer la présence de polysaccharides ou l’essai chimique avec de l’anthrone sont aussi utiles pour déterminer s’il y a une carence en nutriments.

6.3 Remplacement des produits chimiques utilisés dans l’usine Les produits chimiques utilisés dans l’usine changent constamment, non seulement ceux utilisés pour la fabrication de la pâte ou du papier, mais aussi ceux servant dans les équipements de soutien à la fabrication tels que les chaudières et le système de traitement de l’eau brute. Un bon nombre d’usines ont été en mesure de réduire et, dans certains cas, cesser l’ajout d’azote ou de phosphore parce qu’il y en avait en quantité suffisante dans l’affluent. Par contre, l’azote et le phosphore aboutiront dans l’effluent final s’ils ne sont pas sous une forme biodisponible pour les bactéries. L’ajout d’un excès de nutriments biodisponibles (par ex., l’utilisation d’acide phosphorique dans le traitement de l’eau des chaudières) augmentera la concentration résiduelle des nutriments dans l’effluent final.

L’usine doit travailler avec son fournisseur de produits chimiques pour identifier le produit approprié pour les activités de fabrication et de soutien de l’usine sans augmenter les concentrations d’azote et de phosphore dans l’effluent final.

6.4 Impact d’un arrêt d’usine Durant un arrêt d’usine, les bactéries passent au mode de respiration endogène en raison d’un manque de nourriture. À mesure que sont lysées les cellules bactériennes, elles libèrent des nutriments dans le système qui aboutissent dans l’effluent final. La température joue un rôle dans ce processus. Si l’arrêt survient par temps chaud, il y aura plus de nutriments libérés parce que le niveau d’activité sera plus élevé. Si l’arrêt survient en hiver, il y aura moins de nutriments libérés parce que le niveau d’activité ralentit à mesure que décroit la température dans le bassin d’aération.

La durée du temps d’arrêt joue aussi un rôle dans la quantité de bactéries dégradées par respiration endogène. Les arrêts de courte durée (1 à 3 jours) entraîne une moins grande dégradation. Les arrêts de longue durée (7 à 10 jours, ou plus) entraîne une plus grande dégradation. Ici aussi, la température dans le bassin joue un rôle important.

27 L’ajout de produits d’appoint dans le système peut ralentir la dégradation reliée à la respiration endogène. L’entreposage de l’eau usée est aussi une option. D’autres options comprennent la vidange à l’égout de petites quantités de liqueur noire, de l’amidon préparé, des eaux blanches, etc. De nombreuses usines ont aussi utilisé la mélasse comme source de matière organique.

Notez qu’il n’est pas nécessaire d’alimenter le système avec la charge organique normale.

Le système n’a besoin que d’une portion de la charge organique pour ralentir la respiration endogène. Aussi longtemps que les bactéries pourront oxyder de la matière organique, il sera possible de maintenir la respiration endogène à un niveau minimum.

Faites attention lorsque vous ajoutez de la nourriture car la température influence la respiration endogène. Nourrir les bactéries lorsque le bassin est froid peut mener à des dépassements de norme en matière de DBO et à une augmentation des concentrations résiduelles de nutriments dans l’effluent final.

Pendant un arrêt, les débits diminuent considérablement. Par conséquent, s’il y a augmentation des concentrations résiduelles de nutriments, la concentration des nutriments dans l’effluent final sera plutôt faible par rapport à celle mesurée au cours d’une journée normale d’exploitation. Il ne sera peut-être donc pas nécessaire d’ajouter un produit d’appoint.

Chaque usine devrait se doter de procédures précises à suivre durant un arrêt d’usine pour tenir compte des variations dans le système et pour faciliter le démarrage de l’usine.

6.5 Modifications dans la façon d’exploiter le système de traitement 6.5 1 Bassins d’urgence ou d’égalisation

Les surcharges ponctuelles et les charges provenant de rejets inhabituels ont des répercussions sur les bactéries, ce qui rend très difficile la gestion des nutriments. S’il s’agit d’un choc toxique ou si la surcharge a un effet inhibiteur, les bactéries n’oxyderont pas la DBO et les nutriments aboutiront dans l’effluent final. Si une certaine quantité de bactéries meurent, elles libéreront des nutriments qui augmenteront encore plus la concentration résiduelle des nutriments.

Si les charges sont biodégradables, il faut alors augmenter la concentration des nutriments et essayer de maintenir un ratio DBO:N:P acceptable. Après le passage de ces charges dans le système, les concentrations résiduelles de nutriments sont généralement élevées car l’effet des ajustements effectués pour réduire les dosages persiste dans le système.

L’ajout d’un bassin d’égalisation offre une certaine protection contre les charges provenant des rejets inhabituels et procure un certain traitement. Un bassin d’urgence bien utilisé, c’est-à-dire un bassin qui retient et qui retourne graduellement une eau usée suspecte, protège les bactéries de l’effet inhibiteur et de la toxicité et empêche la libération de nutriments qui ferait augmenter les concentrations résiduelles de nutriments dans l’effluent final.

28 6.5.2 Sources secondaires

Si les sources secondaires sont des sources importantes d’azote et de phosphore, assurezvous de les inclure et de les acheminer vers le traitement biologique. Si les concentrations d’azote et de phosphore de ces sources dépassent les besoins du traitement biologique, vérifiez si vous ne pouvez pas réduire la concentration des nutriments ailleurs afin que la dose totale de nutriments ajoutés réponde aux besoins d’oxydation de la DBO. 6.5.3 Clarificateurs secondaires

Dans les clarificateurs qui ont un long temps de résidence, il y aura très probablement de l’activité biologique, ce qui entraînera la libération d’azote et de phosphore. Ces éléments passeront à travers le système et aboutiront dans l’effluent final.

La température influence l’activité biologique. Des températures plus chaudes favorisent une activité biologique plus intense. Pour diminuer les quantités d’azote et de phosphore libérées, il faudrait alors réduire le temps de résidence. Des températures plus froides ralentissent l’activité biologique, ce qui ralentit la production d’azote et de phosphore.

6.6 Modifications physiques au système de traitement 6.6.1 Boues activées

Dans le bassin d’aération d’un système de traitement par boues activées, la dégradation reliée à la respiration endogène libérera habituellement des nutriments si le temps de résidence est long ou si le taux de charge du traitement (F/M) est bas.

Alimentation étagée. La respiration endogène fait partie du processus interne de recyclage des nutriments, et ce processus peut être utile. Cependant, si la dégradation reliée à la respiration endogène se produit plus loin dans le bassin et après l’oxydation de la DBO, les nutriments ne sont alors pas utilisés et ils quittent le bassin. L’injection d’une petite quantité d’eau usée un peu plus loin dans le bassin permet de maintenir l’activité biologique dans le bassin et d’utiliser les nutriments tout en oxydant la DBO. Pour ce faire, on fait appel à de multiples points d’alimentation dont le nombre est déterminé par la dimension du bassin. Plus les bactéries sont occupées à oxyder la DBO, plus il est possible de limiter la dégradation provenant de la respiration endogène.

Taux de charge du traitement (F/M). Dans les systèmes de traitement qui ont un faible taux de charge, la dégradation reliée à la respiration endogène survient dans le bassin d’aération. Si les bactéries ne recyclent pas les nutriments pour oxyder la DBO, les nutriments aboutiront dans l’effluent final. Augmenter le taux de charge du traitement (F/M) devrait ralentir la dégradation. Cependant, dans les bassins étroits de type écoulement piston, il est possible que la charge à la tête du bassin atteigne un niveau trop élevé et entraîne des problèmes de qualité des boues en raison de la croissance de zooglées ou de bactéries filamenteuses. Si un ajustement du taux de charge (F/M) engendre un problème de qualité des boues, examinez alors la possibilité de redistribuer l’eau usée selon la technique de l’alimentation étagée afin de maintenir une bonne qualité de boues tout en réduisant la dégradation reliée à la respiration endogène.

6.6.2 Étangs aérés

Les étangs aérés les plus performants exploitent le plus possible la réaction benthique des nutriments dans la phase liquide aérobie où se produit l’oxydation de la DBO. Cette stratégie crée un équilibre qui permet à la sédimentation et à la digestion des boues de se produire durant la phase liquide aérobie au lieu de se produire en deux étapes, soit

29 l’aération dans des zones distinctes suivie de la sédimentation. Cependant, de nombreux étangs aérés possèdent plus d’une cellule. On mélange et on aère la première cellule au complet. On aère partiellement la partie avant de la deuxième cellule qui est suivie de la zone quiescente pour la sédimentation des boues juste avant le rejet de l’effluent final.

Le problème le plus important que pose un traitement en phases séparées est la libération des nutriments dans les zones de sédimentation des boues juste avant le rejet de l’effluent final. Il existe cependant quelques options pour réduire la concentration des nutriments dans les rejets finaux des étangs aérés, notamment l’alimentation étagée, la recirculation de l’effluent et la reconfiguration de l’équipement de mélange/d’aération.

Alimentation étagée. Cette option consiste à acheminer une certaine quantité d’eau usée dans la zone où sont libérés les nutriments. Le point d’alimentation peut se situer plus loin dans la zone d’aération, là où se produit la respiration endogène, et sera très certainement situé près de l’entrée de la zone quiescente où les nutriments issus de la dégradation anaérobie réalimentent le système. L’ajout de DBO permet aux bactéries d’utiliser ces nutriments à mesure qu’elles métabolisent la DBO. Il faut cependant faire attention de ne pas suralimenter le système pour éviter que de l’eau usée non traitée n’aboutisse dans l’effluent final.

Il est possible que cette option nécessite l’installation d’un aérateur dans la zone quiescente ou près de celle-ci afin de fournir une certaine quantité d’oxygène aux bactéries pour qu’elles puissent continuer à oxyder la DBO. Les usines doivent s’assurer de laisser suffisamment de temps et de donner suffisamment d’espace aux biosolides pour qu’ils puissent sédimenter avant le rejet de l’effluent final.

Recirculation de l’effluent. Cette option consiste à retourner une certaine quantité d’effluent dans l’affluent de l’étang aéré. Les nutriments dans l’effluent sont ainsi recyclés et peuvent être utilisés par les bactéries, ce qui réduit le dosage des nutriments.

Cette option permet aussi à l’usine de diluer l’affluent et de réduire les concentrations dans l’affluent. Certaines usines ont choisi de retourner une certaine quantité d’effluent provenant de la première cellule vers l’affluent de l’étang aéré tandis que d’autres ont plutôt choisi de retourner une certaine quantité d’effluent final vers l’affluent.

Mélange/Aération. Avec cette option, il faut repositionner les aérateurs pour réduire la puissance de mélange à l’affluent de l’étang aéré afin de permettre aux matières solides de sédimenter et de former une couche benthique (boues). Les bactéries utilisent alors les nutriments libérés par la couche benthique pour continuer à oxyder la DBO. Repositionnez les aérateurs plus loin en aval afin de fournir plus d’oxygène au système tout en diminuant l’intensité de mélange pour permettre aux matières solides de sédimenter avant le rejet de l’effluent final.

6.7 Ajout d’un traitement d’élimination des nutriments S’il n’est pas possible de modifier la façon d’exploiter l’usine ou le système de traitement, ou d’apporter des modifications physiques au système de traitement, ou si ces modifications sont inefficaces, il faut alors considérer l’ajout d’un traitement d’élimination des nutriments [7] pour réduire leur concentration dans l’effluent final. La mise en œuvre d’un tel traitement nécessite l’aide d’un expert qui pourra vous aider à déterminer la faisabilité d’un tel traitement et à identifier les meilleures options.

30 L’élimination du phosphore peut se faire par précipitation chimique ou par déphosphatation biologique (assimilation graduelle du phosphore par les bactéries).

L’ajout d’un sel métallique en proportion adéquate (par ex. l’alun ou un composé ferrique) fera précipiter le phosphore résiduel. La déphosphatation biologique est un traitement plus complexe car elle nécessite une alternance de séquences anaérobies/aérobies. L’assimilation biologique du phosphore par les bactéries n’aura pas lieu si le traitement n’est pas fait correctement. La déphosphatation n’est pas couramment utilisée dans les systèmes de traitement des usines parce que d’autres solutions se sont avérées plus adéquates pour réduire le phosphore résiduel.

Il est possible de convertir l’ammoniac en nitrate par la nitrification. Ce traitement nécessite plus d’oxygène et un âge de boues plus long afin de laisser croître les bactéries nitrifiantes qui croissent lentement. Cette situation survient dans les usines qui surdosent l’azote. L’élimination de l’ammoniac atténue l’impact des nutriments sur le milieu récepteur en ce qui a trait à l’appauvrissement en oxygène et à la toxicité, mais la présence de nitrate peut favoriser la croissance des algues, ce qui n’est pas une situation recommandable. Il faudrait alors ajouter une étape de dénitrification pour créer une condition anoxique. Au cours de cette étape, qui précède le traitement aérobie, les bactéries utilisent le nitrate (nitrate ou respiration anoxique) pour oxyder la DBO. Cette étape nécessite qu’il y ait une zone anoxique spécifique distincte de la zone aérobie.

L’élimination de l’azote biologique est un traitement peu utilisé par les usines sauf par celles qui utilisent de l’ammoniac dans leur procédé de fabrication et qui se servent des processus de nitrification et de dénitrification pour réduire les concentrations résiduelles d’ammoniac et de nitrate dans leur effluent final.

Si vous n’êtes pas certain(e) qu’un traitement pour éliminer les nutriments est nécessaire, engagez un expert pour vous aider à mieux comprendre les différentes options. Il est possible que vous n’ayez à faire que quelques modifications dans l’usine ou à votre système de traitement pour atteindre des concentrations minimales de nutriments dans l’effluent final.

7.0 Mise en œuvre La mise en application du présent guide nécessitera certains changements, notamment former les opérateurs, élaborer un plan d’exploitation et définir des cibles, et effectuer un suivi et un resserrement de la gestion du système de traitement et des plans de contrôle.

7.1 Formation des opérateurs Les opérateurs doivent avoir une bonne connaissance des notions de base liées aux nutriments (leur origine et les moyens de contrôle). Une bonne gestion et un contrôle adéquat des nutriments sont les éléments clés pour maintenir de faibles concentrations résiduelles dans l’effluent final. Le défi est de maintenir les conditions propices de sédimentation pour obtenir un effluent final contenant peu de matières en suspension et, par le fait même, peu de rejets d’azote et de phosphore.

Nous vous recommandons de développer un programme de formation pour les opérateurs qui couvrirait tous les aspects de la gestion des nutriments et qui leur expliquerait de quelle façon ils peuvent intervenir dans cette gestion. Vous pourriez préparer le

31 programme de formation en suivant de près les éléments de votre nouveau plan des meilleures pratiques de gestion, plan que vous avez élaboré en vous appuyant sur le présent guide. De cette façon, les opérateurs auraient une meilleure connaissance sur les aspects suivants : l’utilité des nutriments, leurs sources, la gestion du dosage des nutriments, les techniques d’échantillonnage et d’analyse et leur impact sur les concentrations résiduelles, et la façon d’utiliser le plan de gestion des nutriments de l’usine.

7.2 Élaboration d’un plan d’exploitation et définition de cibles Après avoir examiné tous les facteurs influençant le rejet des nutriments dans l’effluent final, nous vous suggérons de mettre sur pied un plan d’exploitation couvrant le système de traitement des eaux usées et l’usine. Le plan devrait inclure les protocoles d’échantillonnage, les méthodes d’analyse des concentrations résiduelles, le calcul du ratio DBO:N:P versus les cibles de concentrations résiduelles. Assurez-vous de définir des cibles sur lesquelles les opérateurs peuvent exercer un contrôle.

Une formation adéquate sur les nutriments et sur le plan d’exploitation permettra aux opérateurs d’exploiter le système de traitement de façon à obtenir un effluent de bonne qualité contenant de faibles concentrations résiduelles de nutriments.

7.2.1 Outils de décision pour la gestion de l’azote et du phosphore

Les outils de décision [5] dans les pages qui suivent constituent des exemples provenant d’usines qui ont un plan de gestion des nutriments pour leur système de traitement des eaux usées. Dans ces pages, il y a un outil de décision pour la gestion de l’azote et un pour la gestion du phosphore et ce, pour un système de traitement par boues activées et pour un étang aéré. Ces outils représentent différentes approches prises par des usines pour gérer leurs nutriments avec succès.

32

Exemple d’outil de décision pour l’azote Ammoniac + nitrate > 2 mg/L dans l’effluent final?

Oui

Ratio DBO:N près ou > 100:5?

Non

Le ratio DBO:N comprend-il les contributions de N de l’eau usée?

Oui

Oui

Majorité de la concentration résiduelle est présente après filtration?

Concentration résiduelle est sous forme soluble

Non

Non

Recalculez le ratio DBO:N avec N de l’eau usée. Si le ratio < 100:5, vérifiez la précision des concentrations résiduelles.

Vérifiez s’il y a eu une surcharge ponctuelle.

Vérifiez les doses.

Vérifiez la précision des concentrations résiduelles.

Les matières solides dans l’effluent sont élevées.

Vérifiez les facteurs suivants : lit de boues épais, valeur SVI élevée, débit élevé, boues flottantes, boues montantes.

Oui

Non

Nitrate >1 mg/L?

Ammoniac > 1 mg/L?

Oui

N organique est présent. Vérifiez la concentration de NTK dans l’eau usée vs l’effluent pour déterminer la (les) source(s).

Oui

À moins d’ajouter du nitrate, il y a nitrification. Réduisez la dose d’azote en prenant soin de ne pas provoquer une carence en nutriments.

S’il y a ajout de nitrate, réduisez la dose.

Non

Concentration résiduelle dans l’effluent du clarificateur > concentration résiduelle dans l’affluent du bassin d’aération

Libération d’ammoniac provenant de l’activité biologique dans le clarificateur

Non

Vérifiez les concentrations de NTK dans l’eau usée pour déterminer la source de N. Réduisez la dose de N en prenant soin de ne pas provoquer une carence en azote.

Oui

Non

SVI > 200 mL/g?

Inventaire élevé dans le clarificateur.

MLSS > cible?

Non

Augmentez le débit de boues activées recyclées.

Oui Oui

Inventaire élevé dans le clarificateur en raison d’une sédimentation lente.

Déterminez la cause pour améliorer la sédimentation. Mettez en œuvre une stratégie de contrôle à court terme.

Augmentez la quantité de boues excédentaires.

33

Exemple d’outil de décision pour le phosphore Concentration résiduelle de P > 1dans l’effluent final?

Oui

Ratio DBO:P près ou >100:1?

Non

Concentration résiduelle est sous forme soluble

Non

Recalculez le ratio DBO:P avec P de l’eau usée. Si le ratio < 100:1, vérifiez la précision des concentrations résiduelles.

Oui

Oui

Majorité de la concentration résiduelle est présente après filtration?

Le ratio DBO:P comprend-il les contributions de P de l’eau usée?

Vérifiez s’il y a eu une surcharge ponctuelle.

Vérifiez les doses.

Vérifiez la précision des concentrations résiduelles.

Non

Inventaire élevé dans le clarificateur en raison d’une sédimentation lente. Déterminez la cause pour améliorer la sédimentation. Mettez en œuvre une stratégie de contrôle à court terme.

Oui

Orthophosphate > 1 mg/L?

Non

P organique ou polyphosphate est présent. Vérifiez les concentrations totales de P (organique + polyphosphate) dans l’eau usée vs l’effluent pour déterminer la (les) source(s).

Oui Concentration résiduelle dans l’effluent du clarificateur > concentration résiduelle dans l’affluent du bassin d’aération Libération de P provenant de l’activité biologique dans le clarificateur

Non

Déterminez si la dose de P est trop élevée. Vérifiez la concentration de P dans l’affluent de l’eau usée.

Oui

Non SVI > 200 mL/g?

Inventaire élevé dans le clarificateur.

MLSS > cible?

Non

Augmentez le débit de boues activées recyclées.

Oui Oui Inventaire élevé dans le clarificateur en raison d’une sédimentation lente.

Déterminez la cause pour améliorer la sédimentation.

Mettez en œuvre une stratégie de contrôle à court terme (poly, hypo).

Augmentez la quantité de boues excédentaires

34

Exemple d’outil de décision pour l’azote – Étang aéré Ammoniac + nitrate > 2 mg/L dans l’effluent final?

Oui

Ratio DBO:N près ou > 100:2,5?

Non

Le ratio DBO:N comprend-il les contributions de N de l’eau usée?

Oui

Oui

Majorité de la concentration résiduelle est présente après filtration?

Concentration résiduelle est sous forme soluble

Non

Non

Recalculez le ratio DBO:N avec N de l’eau usée. Si le ratio < 100:2,5, vérifiez la précision des concentrations résiduelles.

Vérifiez s’il y a eu une surcharge ponctuelle.

Vérifiez les doses.

Vérifiez la précision des concentrations résiduelles.

Les matières solides dans l’effluent sont élevées.

Vérifiez les facteurs suivants : volume d’accumulation des boues, court-circuitage, valeur SVI élevée, boues flottantes, boues montantes provenant de la libération de gaz.

Oui

Non

Nitrate >1 mg/L?

Ammoniac > 1 mg/L?

Oui

N organique est présent. Vérifiez la concentration de NTK dans l’eau usée et le BSA pour déterminer la (les) source(s).

Oui

À moins d’ajouter du nitrate, il y a nitrification. Réduisez la dose d’azote en prenant soin de ne pas provoquer une carence en nutriments.

S’il y a ajout de nitrate, réduisez la dose.

Non

Concentration résiduelle au bout de la zone d’aération > concentration résiduelle dans l’effluent final

Libération d’ammoniac provenant de la zone de rétention des matières solides

Non

Vérifiez les concentrations de NTK dans l’eau usée pour déterminer la source de N. Réduisez la dose de N en prenant soin de ne pas provoquer une carence en azote.

Oui

Évaluez la possibilité de réduire les doses de nutriments pour ne pas provoquer de carences. Évaluez la possibilité d’acheminer une partie de l’eau usée à l’avant de la zone de sédimentation pour que les bactéries puissent oxyder la DBO. Évaluez la possibilité de faire réacheminer l’effluent final vers l’affluent.

35

Exemple d’outil de décision pour le phosphore – Étang aéré Concentration résiduelle de P > 1dans l’effluent final?

Oui

Ratio DBO:P près ou >100:0,5?

Non

Le ratio DBO:P comprend-il les contributions de P de l’eau usée?

Concentration résiduelle est sous forme soluble

Recalculez le ratio DBO:P avec P de l’eau usée. Si le ratio < 100:0,5, vérifiez la précision des concentrations résiduelles.

Oui

Oui

Majorité de la concentration résiduelle est présente après filtration?

Non

Vérifiez s’il y a eu une surcharge ponctuelle.

Vérifiez les doses.

Vérifiez la précision des concentrations résiduelles.

Précipitation chimique de P ou les matières solides dans l’effluent sont élevées. Vérifiez les facteurs suivants : volume d’accumulation des boues, court-circuitage, valeur SVI élevée, boues flottantes, boues montantes provenant de la libération de gaz.

Non

Oui

Orthophosphate > 1 mg/L?

P organique ou polyphosphate est présent. Vérifiez les concentrations totales de P (organique + polyphosphate) dans l’eau usée vs BSA pour déterminer la (les) source(s).

Non

Oui Concentration résiduelle au bout de la zone d’aération > concentration résiduelle dans l’effluent final

Libération de P provenant de la zone de rétention des matières solides

Non

Déterminez si la dose de P est trop élevée. Vérifiez la concentration de P dans l’affluent de l’eau usée.

Oui

Évaluez la possibilité de réduire les doses de nutriments pour ne pas provoquer de carences. Évaluez la possibilité d’acheminer une partie de l’eau usée à l’avant de la zone de sédimentation pour que les bactéries puissent oxyder la DBO. Évaluez la possibilité de faire réacheminer l’effluent final vers l’affluent

36 Voici un exemple sur la façon dont une usine a conçu son plan de gestion des nutriments.

Il s’agit d’une usine de papier dont le bassin d’aération a un temps de résidence hydraulique de 5 heures.

1) A mis sur pied une base de données des concentrations d’azote et de phosphore dans l’affluent du traitement secondaire.

2) A calculé et a suivi de façon continue le ratio DBO:N:P. 3) A établi une correspondance entre les mesures de concentrations résiduelles des nutriments dans l’effluent et le ratio DBO:N:P pour l’aider à définir son propre ratio.

4) A établi une corrélation DCO:DBO. 5) A mis sur pied une base de données statistique contenant les charges en DCO et ce, selon les catégories de papier fabriquées.

6) A fait une estimation quotidienne de la charge en matière organique en fonction de la (des) catégorie(s) de papier fabriquée(s). À l’aide de la feuille de travail, l’usine a déterminé la dose d’urée et d’acide phosphorique à utiliser pour respecter sa cible de DBO:N:P. 7) A utilisé les concentrations résiduelles de nutriments pour vérifier et préciser les doses de nutriments.

7.3 Ajustements Nous vous suggérons d’établir des conditions de référence, c’est-à-dire de déterminer les formes de nutriments présentes dans l’effluent de l’usine et les sources secondaires de nutriments et ce, dès le moment où les nutriments font leur entrée dans le système de traitement jusqu’à leur sortie du système.

Pour réduire les concentrations d’azote et de phosphore dans l’effluent final, identifiez d’abord les formes d’azote et de phosphore rejetées avec l’effluent final. Puis, déterminez la concentration de la fraction soluble versus la concentration totale des nutriments. Si la forme soluble prédomine, examinez alors votre programme de nutriments. Il est fort probable que vous ajoutiez trop de nutriments. Assurez-vous d’établir le profil du système de traitement pour déterminer si la forme soluble des nutriments entre par l’affluent ou si ces nutriments sont libérés dans l’unité de traitement en raison de la dégradation cellulaire. S’ils sont présents dans l’affluent, vous devez identifier les sources. S’ils sont libérés dans l’unité de traitement, vous devez alors faire des ajustements dans l’exploitation du système de traitement ou effectuer possiblement certaines modifications physiques.

Si la concentration totale d’azote ou de phosphore est élevée par rapport à la concentration de la fraction soluble de N et de P, l’effluent final a probablement une charge élevée en matières solides. Déterminez si ces matières solides sont des matières en suspension ou des solides dissous. S’il s’agit de matières en suspension, examinez les conditions de sédimentation des matières solides et le rendement du bassin en matière de sédimentation (clarificateur ou zone de sédimentation dans un étang aéré). Il est possible que vous ayez besoin d’un adjuvant de sédimentation pour faciliter la sédimentation et

37 éviter que les matières solides ne se retrouvent dans l’effluent final. Vous devrez apporter des modifications si la qualité des boues est mauvaise.

S’il s’agit de solides dissous, vérifiez d’abord en amont, c’est-à-dire dans l’usine, pour déterminer sa contribution à la concentration des solides dissous. Une meilleure rétention des matières solides dans l’usine résoudra peut-être le problème de concentration élevée en solides dissous dans l’effluent final. Si les solides dissous proviennent d’une source secondaire, il est possible que vous ayez à effectuer un traitement au niveau de cette source.

38

Annexes

39

A. Tableau de la concentration d’ammoniac vs le pH La forme de l’ammoniac (ionisée vs non ionisée) est déterminée par le pH. Le tableau cidessous montre la concentration de l’ammoniac nécessaire à la formation de 0,5 mg/L de NH3-N. Notez qu’à un pH au-dessus de 7 et près de 8, il y a diminution de la quantité d’ammoniac nécessaire pour former NH3-N. À un pH supérieur à 8, il ne faut qu’une faible concentration résiduelle d’ammoniac pour former du NH3-N non ionisée et toxique.

Référence: U.S. Environmental Protection Agency. 1979. Aqueous Ammonia Equilibrium – Tabulation of Percent Un-ionized Ammonia Species. EPA 79-091. U.S. EPA. Springfield, VA.

40 B. Méthodes analytiques couramment utilisées pour les nutriments Approche de la méthode Ammoniac Distillation Colorimétrie – phénate (méthode automatique) (Berthelot) Colorimétrie – phénate (méthode manuelle) (Berthelot) Colorimétrie – salicylate (méthode automatique) Électrode spécifique pour l’ammoniac Titrage Traitement par le réactif de Nessler

Méthode

Intervalle habituel de fonctionnement

MA.300-N1.1, MA 303-N1.0, BC NH3, EPA 350.1, SM 4500 NH3 B, USGS 973.49 BC NH3 (Berthelot), EPA 350.1, SM 4500 NH3 G et H, ATG#4a,

Selon la dilution

Interférences connues

0,01 à 2,0 mg NH3 – N/L

Sulfure, turbidité, couleur, magnésium et calcium

ATG#4a, SM 4500-NH3 F, EPA 350.2

0,05 à 1,0 mg NH3 – N/L

Sulfure, turbidité, magnésium et calcium, couleur

MA.300-N1.1, MA 303-N1.0

0,05 à 0,25 mg NH3 – N/L, 0 à 2,0 mg NH3 – N/L

Couleur, turbidité, nitrates >10 mg/L, cyanates

ATG#4a, BC NH3 (électrode spécifique à un ion), EPA 350.3, SM 4500-NH3 D ou E(19e), 4500-NH3 F ou G(18e), ASTM D 1426-98, 03(A) ATG#4a, EPA 350.2, SM 4500-NH3 C (19e), SM 4500-NH3 E(18e) EPA 350.2

0,05 à 1 400 mg NH3 – N/L

Amines volatiles, mercure, argent

5 à 100 mg NH3 – N/L

Couleur, turbidité

0,5 à 10 mg NH3 – N/L

Amines aromatiques et aliphatiques, turbidité, cyanates Substances ayant des temps de rétention similaires

Chromatographie ASTM D6919-03, ATG#4a par échange d’ions Nitrate/Nitrite Colorimétrie, BC (NO3 +NO2, réduction du Cd, réduction du méthode manuelle), ATG#4b, EPA cadmium, 353.3, SM 4500-NO3-E, ASTM D3867méthode 99(B) manuelle Colorimétrie, BC (NO3 +NO2, réduction du Cd, réduction du méthode auto), EPA 353.2, SM 4500cadmium, NO3-F, D3867-99(A) (méthode automatique) Colorimétrie – MA.303-NO3 1.0, MA.300-NO3 1.0, hydrazine ATG#4b, SM 4500-NO3-H, (méthode automatique) Chromatographie BC (nitrate, IC), ATG#4b, EPA 300.0, par échange SM 4110B, ASTM D 4327-97, d’ions (Nitrate) (Suite à la page suivante)

0,4 à 10 mg NH3 – N/L

0,01 à 1,0 mg (NO3/NO2)-N/L

Turbidité, couleur, huile et graisse, fer, cuivre ou autres métaux, chlore

0,05 à 10 mg (NO3/NO2)N/L

Turbidité, couleur, huile et graisse, fer, cuivre ou autres métaux, chlore

0,02 à 2,0, et 0,01 à 10 mg (NO3/NO2)N/L

Ion sulfure, couleur, turbidité

0,04 à 13,0 mg (NO3/NO2)-N/L

Substances ayant des temps de rétention similaires

41 B. (suite) Approche de la méthode Orthophosphate Colorimétrie – acide ascorbique (méthode automatique) Colorimétrie – acide ascorbique (méthode manuelle) Chromatographie par échange d’ions Phosphore total Digestion au persulfate

Digestion Kjeldahl Azote total Kjeldahl Colorimétrie – phénate (méthode automatique) (Berthelot) Colorimétrie – bloc de digestion semiautomatique Titrage Traitement par le réactif de Nessler

Électrode spécifique Azote total Combustion et détection par chimiluminescence Oxydation alcaline au persulfate

Méthode

Intervalle habituel de fonctionnement

BC (orthophosphate, dissous), MA.303-P 1.0, EPA 365.1, SM 4500 PO4- F,

0,01 à 1,0 mg P/L, 0,001 à 10 mg P/L (SM)

EPA 365.2 et 365.3, SM 4500 PO4- E

0,01 à 0,5 mg P/L, 0,01 à 2,0 mg P/L

EPA 300.0, 300.1, SM 4110B

0,01 à 23 mg P/L

Voir les méthodes analytiques par colorimétrie pour l’orthophosphate MA.315-P1.0, BC (phosphore total), ATG #6, EPA 365.1, EPA 365.2, EPA 365.3, SM 4500 P B,

0,003 à 1,0 mg P/L, 0,01 à 20 mg P/L

Interférences connues Couleur, turbidité, arséniate, baryum, plomb et argent Couleur, turbidité, arséniate Substances ayant des temps de rétention similaires Couleur, turbidité, arséniate, baryum, plomb et argent Couleur, turbidité, arséniate

MA.300-NTPT 1.1, ATG #6, EPA 365.4, ASTM D515-88(B),

0,01 à 20 mg P/L

EPA 361.1, SM 4500 Norg B (macro) ou C (semi-micro)

0,05 à 2,0 mg N/L

Fer et chrome

EPA 351.2, SM 4500 Norg C

0,1 à 20 mg N/L

EPA 351.3 EPA 351.3, SM 4500 Norg B ou C

1 à mg N/L 0,01 à 1,0 mg N/L

EPA 351.3, EPA 351.4

0,05 à 1400 mg N/L, 0,03 à 25 mg/L

Concentrations élevées de nitrate Couleur, turbidité Amines aromatiques et aliphatiques, turbidité, cyanates Amines volatiles, mercure, argent

BC (N total et dissous)

0,05 à 0,5 mg N/L

COT élevé, HCl,

MA 303-N tot 1.0, BC (N total et dissous), USGS I-2650-03/4650-03

0,02 à 1,0 mg N/L, 0,1 à 5,0 mg N/L

Mercure, cuivre, couleur, turbidité Reproduit avec la permission de NCASI – Tableau 3.1 Méthodes couramment utilisées pour les nutriments, Bulletin technique no 937, juillet 2007, National Council For Air And Stream Improvement (NCASI), Research Triangle Park, NC.

42

C. Acronymes COT – carbone organique total DBO – demande biochimique en oxygène DCO – demande chimique en oxygène ESEE – Études de suivi des effets sur l’environnement F/M – ratio nourriture-microorganismes MES – Matières en suspension totales MLSS - Matières solides en suspension dans la liqueur mixte NIT – Azote inorganique total NT – Azote total NTK – Azote total Kjeldahl PT – Phosphore total

43

Références 1. Barnes, D, Bliss, P.J. 1983. Biological Control of Nitrogen in Wastewater Treatment, New York: E. & F. Spon, Ltd. 2. Lowell, RB, Ring B., Pastershank G., Walker S., Trudel, L., et Hedley K., 2005. Évaluation nationale des données des études de suivi des effets sur l’environnement des fabriques de pâtes et papiers : Résultats des cycles 1 à 3, Environnement Canada, Institut national de recherche sur l’eau, Burlington, ON, Série de rapports d’évaluation scientifique de l’INRE no 5, 40 p.

3. Marshall, R. 1999. Industrial Activated Sludge Operations. Corvallis, OR: Marshall Environmental Training & Consulting (METC) Group, Inc. 4. Marshall, R. 2005. Aerated Stabilization Basin Operations. Corvallis, OR: Marshall Environmental Training & Consulting (METC) Group, Inc. 5. Marshall, R. Discussions avec des clients 6. Metcalf et Eddy, Inc. 1991. Wastewater Engineering, Treatment, Disposal and Reuse, 3rd Ed. New York: McGraw-Hill.

7. National Council for Air and Stream Improvement, Inc. (NCASI). 2001. Selected pulp and paper experience with the control of nutrients in biologically treated effluents.

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Research Triangle Park, N.C.: National Council for Air and Stream Improvement, Inc. 11. Paice, Michael, Liu, Jianrong, Cook, Roger, 2007. Rapport spécial de Paprican PSR 583 Nutrient Management Practices for Effluent Treatment in the Canadian Pulp and Paper Industry.

12. Richard, M.G. et Cummins, C.K. 1997. Results of phosphorus minimization studies for pulp and paper mill activated sludge systems located around the Great Lakes. In Proceedings of the 1997 TAPPI International Environmental conference, 1003-1006, Atlanta, GA. Tappi Press.

13. Sawyer, Clair N., McCarty, Perry L., Parkin, Gene F. 1994. Chemistry for Environmental Engineering, New York, McGraw-Hill.