CA2889513C - Systeme et methode de traitement d'eau usee utilisant la capture passive de phosphore - Google Patents

Abstract

La présente invention traite d'un système et d'une méthode de traitement d'eau usée utilisant un filtre à capture passive de phosphore garni de bois activé par imprégnation d'un métal sous forme d'hydroxyde, plus particulièrement l'hydroxyde de fer ou d'aluminium. Ce système démontre des performances d'enlèvement du phosphore qui sont intimement liées au relarguage du fer, et supportent l'observation que les relarguages de fer suivent une tendance cyclique. En outre, la méthode selon l'invention démontre clairement la nature cyclique de l'abattement du phosphore directement en lien avec le même cycle du relarguage du fer en sortie. Le milieu, lorsqu'en aérobie est en mesure de faire précipiter le fer relargué sous forme hydroxyde et ainsi limiter le relarguage du fer dans l'eau de sortie et par le fait même son phosphore résiduel. Ce modèle permet ainsi d'allonger la durée de vie du système tout en prenant avantage du cycle de précipitation/solubilisation du fer observé dans le milieu en condition réductrices.

Description

2 SYSTEME ET MÉTHODE DE TRAITEMENT D'EAU USÉE UTILISANT LA
CAPTURE PASSIVE DE PHOSPHORE
Domaine de !Invention La présente invention concerne le domaine du traitement des eaux usées et plus particulièrement les systèmes et méthodes de traitement effectuant la déphosphatation des eaux usées.
Contexte cie l'invention La densification de l'occupation du territoire ainsi que l'intensification de l'industrialisation et de l'exploitation agricole connue à l'échelle mondiale ont eu pour conséquence d'affecter le cycle naturel de divers nutriments contenus dans les plans d'eau de surface, Des différents polluants ayant un impact sur la qualité de la ressource hydrique, le phosphore en est un qui attire de plus en plus l'attention. Cette substance, qui est présente dans l'acide désoxyribonucléique (ADN) ainsi que dans plusieurs métabolites intermédiaires, est essentielle à toute forme de vie. Le phosphore est très dynamique, capable de se transformer biologiquement et chimiquement à travers une série de processus constituant le cycle du phosphore. Le phosphore peut se retrouver sous forme particulaire, organique ou soluble. Le phosphore soluble inclut les orthophosphates et les poiyphosphates. La forme orthophosphate, souvent nommée phosphate, attire particulièrement l'attention, car il s'agit de la seule forme directement assimilable par les bactéries, les plantes et les algues. Les polyphosphates, qui sont les composés ayant deux molécules de phosphore ou plus, se décomposeront plus ou moins rapidement en orthophosphates par hydrolyse. L'appellation phosphore total regroupe l'ensemble des formes de phosphore dans l'eau et est la référence dans la réglementation en vigueur. Le phosphore existe à l'état naturel et est exploité par l'homme afin de satisfaire les besoins industriels et agricoles. Les usages du phosphore sont nombreux, mais l'agriculture consomme à elle seule environ 97% de sa production mondiale. Le phosphore retrouvé dans les eaux de surface provient essentiellement d'apport surfacique, pour la plupart de sources anthropiques, essentiellement partagées entre les secteurs urbain, industriel et agricole. Depuis les années 1985-1990, les procédés de déphosphatation des stations de traitement d'eaux usées ainsi que s l'utilisation de détergents moins riche en phosphore ont contribué à diminuer la part du phosphore urbain et industriel au profit du phosphore d'origine agricole.
Les rejets en eaux usées d'origine urbaine constituent la principale source ponctuelle de phosphore à l'eau de surface. Le phosphore contenu dans les eaux usées d'origine municipale provient pour l'essentiel des rejets métaboliques humains (urine, fèces), ainsi que de divers détergents ménagers, entres-autres ceux utilisés pour les lave-vaisselles, Si on considère que la quantité moyenne type d'eau usée produite quotidiennement par individu est d'environ 32011j, la concentration moyenne de phosphore total dans l'eau usée d'origine municipale serait approximativement de 5 mg Ptot/i. Si on assume que 2-3% des solides organiques sont constitués de phosphore, alors une eau usée typique contenant 20 mg/I de matière en suspension contiendrait environ 0,5 mg/I de phosphore particulaire, et la balance, soit environ 4,5 mg/l, serait donc constituée de phosphore soluble, soit d'orthophosphate et de polyphosphate.
En présence d'azote et de carbone, une quantité excessive de phosphore peut conduire à l'eutrophisation d'un plan d'eau. Ce phénomène se définit par l'enrichissement en nutriments associé au vieillissement naturel d'une étendue d'eau, entraînant un ensemble de conséquences néfastes, dans la mesure où cet enrichissement est accéléré par les activités humaines. Le phosphore est particulièrement significatif, car il s'agit généralement de l'élément limitant pour l'eutrophisation dans les milieux naturels d'eaux douces, ce qui signifie que la concentration de phosphore dictera les impacts sur l'écosystème, même si les autres éléments se retrouvent en abondance. Les conséquences de l'eutrophisation d'un plan d'eau sont nombreuses. Elles se caractérisent entre autres par une augmentation de la croissance de plantes et d'algues, une augmentation de la biomasse bactérienne, l'apparition d'espèces indésirables (cyanobactéries), une réduction de la transparence de l'eau qui privent la colonne d'eau de lumière;
une diminution de l'oxygène dissous; une augmentation du pH, des problèmes de goût et d'odeur nuisant à la production d'eau potable ainsi que multiples nuisances pour les activités aquatiques, Il est connu que l'eutrophisation peut même conduire à
une baisse de diversité biologique des eaux douces. En effet, les déficits d'oxygène induits par les fortes concentrations bactériennes et les toxines libérées par les - 2 ¨

masses d'algues en dégradation peuvent causer la mort de certains poissons et rendre l'eau non sécuritaire pour les oiseaux. Il est aussi possible que des espèces indésirables, mieux adaptées aux nouvelles conditions, prennent la place des espèces aborigènes. De plus, la qualité esthétique des plans d'eau est réduite par la décomposition de la biomasse formée par les algues, ce qui implique une diminution de la profondeur des lacs par une sédimentation accrue, une production d'écume à la surface de l'eau, la prolifération d'insectes nuisibles ainsi que la libération de mauvaises odeurs. Il a été mis en évidence que les surplus de phosphore étaient la principale cause d'éclosion de fleurs d'eau résultant de la prolifération excessive de cyanobactéries, colorant fortement les eaux d'une teinte verte, turquoise ou rougeâtre. Ces microscopiques entités, qui possèdent à la fois des caractéristiques des bactéries et des algues, produisent des toxines présentant un risque sérieux pour la santé des usagers des milieux aquatiques. De plus, les plans d'eau de surface servant de sources d'approvisionnement d'eau potable peuvent aussi être touchés par l'éclosion massive d'algues bleu-vert, causant de sérieux problèmes pour les stations de production d'eau potable concernées. Ainsi, il est souhaitable de minimiser les apports en phosphore provenant des rejets d'eaux usées, notamment par l'emploi d'équipement de déphosphatation dans les stations municipales de traitement des eaux usées se déversant dans un lac.
Il existe plusieurs procédés de dephosphatation qui sont largement utilisés à
travers le monde. Dans tous les cas, ces procédés consistent à fixer les ions phosphates dans ou sur des solides qui seront ensuite séparés de l'effluent, tel que rapporté par de-Bashan et al. dans Recent advances in removing phosphorus from wastewater and lis future use as fertilizer (1997-2003) VVater Research 38 (19):
4222-4246 (2004). Selon le procédé utilisé, ces solides peuvent prendre la forme d'un précipité de sel métallique insoluble, de substances ayant de fortes affinités chimiques pour le phosphore, de biomasse bactérienne ou de biomasse végétale.
Le phosphore étant essentiel à toute forme de vie, n est donc possible, sous certaines conditions, d'effectuer une déphosphatation de l'eau usée par certains agents biologiques, soit les bactéries ou les plantes. Depuis les années 1970, l'amélioration des connaissances des mécanismes biologiques a permis de concevoir divers procédés de type boues activées permettant d'effectuer une

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déphosphatation pouvant atteindre des concentrations aussi basses que 0,1 mgil à
J'effluent. Cette déphosphatation est effectuée par des bactéries accumulatrices de phosphate (Bio-P) qui sont en mesure d'accumuler jusqu'à 10% de leur masse en phosphore sous certaines conditions, comparativement à environ 2% pour les bactéries utilisées dans les systèmes de boues activées classiques. De manière générale, tel que décrit par Tchobanoglous et al. in Wastewater Engineering:

Treatment and Reuse iVietcalf & Eddy, McGraw Hill Serie& in Civil an Environnental Engineering, 4th edition, McGraw-Hill, New-York (2003), le mécanisme de déphosphatation biologique repose sur le passage des bactéries Bto-P dans une I 0 séquence de réacteur anaérobie, donc sans oxygène ni nitrate, et de réacteur anoxie ou aérobie, contenant de l'oxygène ou des nitrates, où l'enlèvement de l'azote est généralement effectué conjointement à la déphosphatation. La plupart des bactéries Bio-P seront évacuées avec les boues d'un décanteur secondaire, entrainant avec elles le phosphore qu'elles auront puisé de l'eau usée, et une recircuiation de boues est utilisée afin d'être assuré d'avoir continuellement des bactéries Bio-P
dans le système.
Si la déphosphatation biologique des eaux usées a grandement été étudiée dans les systèmes à biomasse en suspension, elle l'a été beaucoup moins dans les systèmes à milieu fixe. Dans ce type de système, un biofilm composé de biomasse se développe sur un support fixe. Les biofiltres sur support organique, tel que ceux décrits dans les brevets U.S. 5,206,206, US 6,100,081 et U.S. 7,374,683, permettent la mise en uvre de ce type de procédé biologique. Le procédé décrit dans U.S.

5,206,206 utilise un mélange de tourbe et d'un composé de fer afin de capter davantage de phosphore. Les procédés décrits dans U.S. 6,100,081 et U.S.
7,374,683 décrivent des mélanges de tourbe et de copeaux de bois, ces derniers agissant comme agent structurant et diffusant pour l'eau et de l'air, mais n'ont pas de capacité épuratrice spécifique pour le phosphore. Le problème majeur pour la déphosphatation biologique en contexte de milieu fixe réside dans la difficulté à
exposer la biomasse fixée à une alternance d'anaérobiose et d'aérobiose, essentiel pour les bactéries Bio-P. La majorité des stations d'épuration qui pratiquent la déphosphatation utilisent des procédés qui font appel à l'injection de produits chimiques dans le but de faire précipiter les phosphates, tel que rapporté par de-

- 4 Bashan et al. précité, le précipité étant par la suite séparé de l'effluent par décantation ou par filtration. Les principales caractéristiques à considérer pour la déphosphatation chimique sont les produits chimiques utilisés, le dosage requis, le point d'injection, les équipements requis ainsi que les boues produites, Dans la majorité des cas, des sels métalliques trivalents sont utilisés. Ces produits, généralement distribués sous forme liquide, sont le sulfate d'aluminium (Al2(SO4)3*71-120) (aussi connu sous le nom d'alun), le chlorure ferrique (FeCI3) ainsi que le sulfate ferrique (Fe2(SO4)3'9H20). La chaux (CaO ou Ca(OH)2), anciennement largement utilisée en raison de son faible coût, l'est maintenant beaucoup moins en raison de la masse de boue produite beaucoup plus élevée ainsi que de divers problèmes reliés aux opérations et à la manutention du réactif. Le chlorure ferrique (FeCl3) a été utilisé dans les travaux effectués par Eberhardt et al. décrits dans Phosphate removai by refined aspen wood fiber treated with carboxymethyl cellulose and ferrous chloricle. " Bioresource Technology 97: 2371-2376. (2005).
D'autres travaux connexes sont décrits par Eberhardt et al. dans "Biosorbents prepared from wood particles treated with anionic polymer and iron sait: Effect on particle size on phosphate adsorption" Bioresource Technology 99 :5617-5625 (2008), par Han et al.
dans "Removal of phosphorus using chemically modifieci lignocellulosic materialsn 6th Inter-Regional Conference on Environment-Water ¨ Land and Water Use Planning and Management ¨ Albacete, Spain, Sept. 3-5 2003 et par Kuo et al. dans"
Sorption and desorption of chromate by wood shavings impregnated with iron or aluminum oxide " Bioresource Technology 99(13): 5617-5625 (2008), par Robertson dans "Treatinent of Wastewater Phosphate by Reductive Dissolution of Iran" Journal of Environ. Quai. Vol. 29, Sept-Oct, 2000 pp. 1678-1685, et par Robertson et al.
dans Treatment of Wastewater Phosphate by Reductive Dissolution of Iran Journal of Environ. Quai. Vol. 40(2011) pp. 1955-1962.
Dans les contextes où les débits à traiter sont de faible importance, les techniques de déphosphatation précédemment présentées sont plus ou moins applicables, notamment en raison des coûts importants reliés à l'acquisition du matériel requis ainsi que de la complexité des opérations impliquées.
Afin de répondre aux besoins des petites installations ayant un budget et une main ci'ceuvre limitée, plusieurs travaux se sont intéressés à la déphosphatation par

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des filtres à capture passive. Le principe général de fa capture passive consiste à
accumuler une substance problématique au sein d'un filtre composé de matériaux ayant une forte affinité chimique pour le polluant, de manière à ce qu'il se produise une rétention du polluant par son passage d'une phase liquide à une phase solide. Le média filtrant sera en mesure de prendre en charge le polluant jusqu'à ce qu'il soit saturé, après quoi celui-ci devra être remplacé ou régénéré. Afin de limiter les remplacements, tel que mentionné par Cucarella et al. dans Phosphorus Sorption Capacity of Filter Materiais Useci for On-site Wastewater Treatment Determined in Batch Experiments-A Comparative Study Journal of Environmental Quality 38(2):
381-392 (2009) il est important pour que le média filtrant ait une forte capacité de prise en charge du polluant, de considérer les propriétés physiques du média filtrant, et en particulier sa surface spécifique déterminée par la forme des particules, leur taille ainsi que leur porosité. La propriété inhérente à la prise en charge du polluant est généralement désignée sorption et implique une combinaison de phénomènes d'adsorption, d'échange d'ions et de précipitation. Les mécanismes de prise en charge du phosphore par le fer (Fe) et l'aluminium (Al) sont assez similaires alors que l'action du calcium (Ca) est différente. Les formes de Fe et de l'AI
ayant le plus d'affinité pour le phosphore sont les oxyhydroxydes, aussi appelés sesquioxydes métalliques, composés d'un assemblage compact d'ions oxygènes etiou hydroxyle (OH-) qui contiennent des ions métalliques dans leur cavité octaédrique, l'hydroxyde de fer (Fe(OH)3) et l'oxyde d'aluminium (A1203) en étant des exemples. Les sesquioxydes peuvent avoir une structure cristalline ou amorphe, donc sans organisation particulière, cette dernière pouvant prendre en charge beaucoup plus d'ions d'orthophosphates que les formes bien cristallisées. Depuis près de deux décennies, de multiples travaux ont porté sur des matériaux à forte concentration de Fe, d'AI ou de Ca ayant des capacités de sorption de phosphore (CSP) susceptible de constituer le garnissage de filtres à capture passive, tel que rapporté par Johansson Westholm Substrates for phosphorus removal-Potential benefits for on-site wastewater treatment ? VVater Research 40(1): 23-36 (2006) et par Cucarella et al. précité, ces matériaux incluant des produits naturels, des sous-produits industriels et des produits manufacturés. Les produits naturels, généralement moins couteux que les sous-produits industriels et produits manufacturés, peuvent être directement

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utilisés ou subir des traitements mineurs, tels que le concassage ou le chauffage.
Parmi les matériaux contenus dans cette catégorie, on retrouve différents sables et graviers, l'apatite, l'opoka, la wollastonite, les zéolites, la tourbe, les coquilles de mollusques, la bauxite, la dolomite, l'alunite, le calcaire et la polonite, tel que listé par Vohla et al. dans Filter materials for phosphorus removal from wastewater in treatment wetlands-A review Ecological Engineering 37(1): 70-89 (2011), Sommaire de l'inventioni L'aspect principal de l'invention concerne un système et une méthode de traitement d'eau usée impliquant un filtre à capture passive de phosphore garni de bois activé par imprégnation d'un métal sous forme d'hydroxyde.
Conformément à un premier aspect la présente invention, il est proposé un système de traitement d'eau usée comprenant un filtre à capture passive de phosphore garni de bois activé imprégné d'un métal sous forme d'hydroxyde.
Conformément à un autre aspect de la présente invention, il est proposé un système de traitement d'eau usée incluant un biofiltre percolateur sur support organique suivi d'un filtre immergé à capture passive de phosphore garni de bois activé par imprégnation d'un métal sous forme d'hydroxyde et supportant une biomasse dénitrifiante pour simultanément réaliser une dénitrification aux fins du traitement de l'eau usée.
Selon un autre aspect de la présente invention, il est proposé une méthode de traitement d'eau usée comprenant une étape de filtration à travers un milieu filtrant à
capture passive de phosphore garni de bois activé par imprégnation d'un métal sous forme d'hydroxyde.
Selon un autre aspect de la présente invention, il est proposé une méthode de traitement d'eau usée comprenant une première étape de filtration à travers un biofiltre percolateur sur support organique, suivie d'une seconde étape de filtration à
travers un milieu filtrant immergé à capture passive de phosphore garni de bois activé
par imprégnation d'un métal sous forme d'hydroxyde et supportant une biomasse dénitrifiante pour simultanément réaliser une dénitrification aux fins du traitement de l'eau usée, - '7 ¨

Description détaillée de l'invention Brève description des dessins Certaines réalisations de l'invention seront décrites en détail dans le présent document en référence aux figures qui l'accompagnent, tels que décrites comme suit La figure 1 est un schéma représentant un appareil servant à la neutralisation de copeaux de bois pré-traités au chlorure ferrique;
La figure 2 est un schéma représentant un design de colonne de copeaux activés en contexte de biofiltration;
La figure 3 est un schéma d'une colonne de filtration par captage de phosphore opérée en immersion ;
La figure 4 présente un graphique représentant l'influence du temps d'imprégnation, de la concentration de chlorure ferrique pour la prédiction d'enlèvement du phosphore par les copeaux de bois activé;
La figure 6 est un graphique présentant un bilan du phosphore pour huit colonnes de bief iltration suivies sur 66 jours;
La figure 6 est un graphique présentant l'évolution de la concentration de phosphore à l'entrée et à la sortie de colonnes de biofiltration suivies sur 178 jours;
La figure 7 est un graphique présentant l'impact de l'activation des copeaux de bois sur les concentrations moyennes en azote ammoniacal en entrée et en sortie des blofiltres;
La figure 8 est un graphique présentant la quantité de phosphore pris en charge par gramme de copeaux actifs en fonction de divers types d'eau utilisées;
La figure 9 est un graphique présentant les résultats d'un essai visant à
vérifier l'influence du pH sur les capacités de prise en charge en phosphore par le bois activé ;
La figure 10 est un graphique présentant les résultats d'un essai visant à
vérifier l'influence de la température sur les capacités de prise en charge en phosphore par le bois activé ;
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La figure 11 est un graphique présente les résultats d'un essai visant à
vérifier l'influence de la granulométrie du bois activé sur ses capacités de sorption du phosphore ;
La figure 12 est un graphique présentant les résultats d'un essai réalisé dans le but de déterminer la cinétique de prise en charge du phosphore par le bois activé;
La figure 13 est un graphique présentant la concentration de traceur (KCL) en fonction du temps mesurée à la sortie d'un biofiltre et tel qu'obtenue lors d'un essai de détermination de temps de rétention hydraulique;
La figure 14 est un graphique présentant les concentrations de phosphore en entrée et en sortie des colonnes en percolation et en immersion sur 141 jours de suivi;
La figure 15 est un graphique présentant la concentration en fer dissout à
l'entrée et à la sortie des colonnes en percolation et en immersion;
La figure 16 est un graphique présentant le profil granulométrique de différents sous-produits du bois activé;
La figure 17 est un graphique présentant la concentration du phosphore à
l'entrée et à la sortie de colonnes immergées utilisant les différents sous-produits de bois activé sur 80 jours de suivi;
La figure 18 est un graphique présentant la performance de déphosphatation des colonnes immergées utilisant les différents sous-produits de bois activé
sur 80 jours de suivi;
Les figures 19 et 20 sont des graphiques présentant respectivement les résultats des suivis du pH et de la concentration du fer à l'entrée et la sortie des colonnes immergées;
La figure 21 est un graphique présentant la concentration de l'azote ammoniacal à l'entrée et à la sortie de la colonne contenant de la broyure activée.
La figure 22 représente schématiquement un système pouvant être utilisé
pour la production de bois activé;

La figure 23 représente schématiquement une réalisation du système où le filtre immergé à capture passive de phosphore est disposé en aval d'un biofiltre percolateur sur support organique;
La figure 24 représente schématiquement une autre réalisation du système où le garnissage de bois activé du filtre immergé est suivi d'un garnissage supplémentaire capable de prendre en charge le fer relargué et les particules en suspension (Mes);
La figure 25 représente le schéma du montage des différentes colonnes de déphosphatation;
La figure 26 représente un schéma simplifié de la colonne Cl;
La figure 27 montre l'abattement du phosphore pour la colonne Cl;
La figure 28 montre l'évolution du relargage de fer pour la colonne Cl;
La figure 29 montre l'évolution du pH pour la colonne Cl;
La figure 30 montre l'abattement du phosphore pour la colonne C2;
La figure 31 montre révolution du relargage de fer pour la colonne C2;
La figure 32 montre l'évolution du pH pour la colonne la colonne 62;
La figure 33 représente un schéma simplifié du montage de la colonne en percolation (63);
La figure 34 montre l'abattement du phosphore pour la colonne 63;
La figure 35 montre l'évolution du relargage de fer pour la colonne 63;
La figure 36 montre l'évolution du pH pour la colonne 63;
La figure 37 représente un schéma simplifié de la colonne C4;
La figure 38 montre l'abattement du phosphore pour la colonne C4;
La figure 39 montre l'évolution du relargage de fer pour la colonne C4;
La figure 40 montre le suivi des nitritesinitrates pour la colonne C4;
La figure 41 montre l'évolution du pH pour la colonne C4;

La figure 42 représente un exemple du montage schématisé d'une colonne aérée (C5 ou C6);
La figure 43 montre l'abattement du phosphore pour la colonne C5;
La figure 44 montre l'abattement du phosphore pour la colonne C6;
La figure 45 montre l'évolution du relargage de fer pour la colonne C5;
La figure 46 montre l'évolution du relargage de fer pour la colonne C6;
La figure 47 montre l'évolution du pH pour les colonnes C5 et C6;
La figure 48 illustre un montage du système de contrôle des relargages;
La figure 49 illustre le diagramme d'équilibre du fer d'après Sarrazin (1991);
La figure 50 montre l'enlèvement du phosphore pour la colonne broyure (C1*);
La figure 51 montre le suivi du fer en sortie de la colonne broyure (C1*); et La figure 52 illustre un montage alternatif (hybride) du système de contrôle du relargage de fer.
Description des réalisations de l'invention Système Selon une réalisation particulière du système de l'invention, le filtre est un filtre immergé.
Selon une réalisation particulière du système de l'invention, le métal peut être le fer ou l'aluminium, plus particulièrement le fer.
Selon une autre réalisation, le garnissage de bois activé peut être suivi d'un garnissage supplémentaire capable de prendre en charge les particules en suspension et/ou les complexes contenant du fer dissous, lequel contient un agent alcalin pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins une partie du métal relargué, cet hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore.
ii Selon une réalisation particulière, le système de traitement d'eau usée peut comprendre un dispositif permettant une alternance entre des conditions réductrices et des conditions oxydantes afin de maximiser l'utilisation de l'hydroxyde de métal, plus particulièrement de manière à contrôler le relargage du métal etiou du phosphore, ce dispositif produisant ainsi un cycle comprenant une ou des étapes d'aération et une ou des étapes sans aération. Ainsi, un arrêt momentané de l'aération permettrait de réduire au moins une partie du fer ferrique (Fe3+) précipité en fer ferreux (Fe24) provoquant sa mise en solution, lequel Fe2+ étant à nouveau disponible pour le captage du phosphore.
Plus particulièrement, le système de traitement d'eau usée selon l'invention peut donc inclure un dispositif permettant des conditions oxydantes tel que un ou des moyens d'aération, plus particulièrement avec un contrôle de débit.
Alternativement, le système peut comprendre le garnissage de bois activé est suivi d'un garnissage supplémentaire alimenté par un dispositif permettant des conditions oxydantes pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins un partie du métal relargué, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore, particulièrement où ce dispositif est un moyen d'aération.
Selon un autre aspect, le système de l'invention comporte un filtre immergé
suivi d'un filtre en percolation pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins une partie du métal relargué, lequel hydroxyde de métal précipité
étant disponible pour le captage du phosphore. Particulièrement, le filtre en percolation peut être alimenté par un dispositif d'aération.
Alternativement, l'invention concerne un système de traitement d'eau usée, incluant a) une unité de nitrification de ladite eau usée; et b) suivie d'un filtre immergé, tel que défini, supportant une biomasse dénitrifiante pour simultanément réaliser une dénitrification aux fins du traitement de l'eau usée.
Particulièrement, l'unité de nitrification comprend un bioNtre percolateur sur support organique supportant une biomasse nitrifiante pour réaliser une nitrification. Plus - 12¨

particulièrement, selon cet aspect, l'unité a) et le filtre b) peuvent être intégrés, par exemple , dans une seule colonne, ou encore séparées dans des colonnes distinctes.
Méthode Selon une réalisation particulière de la méthode de l'invention, le filtre est un filtre immergé.
Selon une réalisation particulière de la méthode de l'invention, le métal peut être le fer ou l'aluminium, plus particulièrement le fer.
Selon une autre réalisation, l'étape de garnissage du bois activé peut être suivi d'une étape garnissage supplémentaire capable de prendre en charge les particules en suspension et contenant un agent alcalin pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins une partie du métal relargué, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore. Selon une autre réalisation, le système utilisant un filtre immergé inclut un dispositif d'aération dont le débit est contrôlé de manière à limiter le relargage du métal et/ou du phosphore, Selon une réalisation particulière, la méthode de traitement d'eau usée peut comprendre une alternance d'étapes sous conditions réductrices et sous conditions oxydantes afin de maximiser l'utilisation de l'hydroxyde de métal, plus particulièrement de manière à contrôler le relargage du métal et/ou du phosphore, cette alternance produisant ainsi un cycle d'aération et sans aération. Ainsi, un arrêt momentané de l'aération permettrait de réduire au moins une partie du fer ferrique (Fe31) précipité en fer ferreux (Fe") provoquant sa mise en solution, lequel Fe' étant à nouveau disponible pour le captage du phosphore, Plus particulièrement, la méthode de traitement d'eau usée selon l'invention peut donc inclure des conditions oxydantes tel que le contrôle d'aération, plus particulièrement à l'aide d'un contrôle de débit.
Alternativement, la méthode peut comprendre l'ajout de conditions oxydantes pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins un partie du métal - 13¨

relargué, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore, particulièrement où ce dispositif est un moyen d'aération.
Selon un autre aspect, la méthode peut comporter une filtration par immersion suivie d'une filtration par percolation pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins une partie du métal relarguè, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore. Particulièrement, la filtration par percolation peut être effectuée avec un apport d'air, Alternativement, l'invention concerne une méthode de traitement d'eau usée, incluant a) une étape de nitrification de l'eau usée; et b) suivie d'une étape de filtration en immersion, tel que définie dans les présentes, supportant une biomasse dénitrifiante pour simultanément réaliser une dénitrification aux fins du traitement de l'eau usée. Particulièrement, l'étape de nitrification est réalisée =sur un biofiltre percolateur sur support organique supportant une biomasse nitrifiante. Plus particulièrement, selon cet aspect, l'étape a) et l'étape b) peuvent être réalisées de façon intégrée, par exemple, dans une seule colonne, ou encore séparément dans des colonnes distinctes.
Les exemples suivants sont uniquement à titre iliustratif, plutôt que de limiter l'invention à ces réalisations précises.
EnniEles Exemple 'I
Il est proposé d'activer la surface de sous-produits du bois tels que copeaux, sciures, rabotures, planures, broyures et résidus du bois obtenus lors d'une transformation de la matière ligneuse, pour améliorer leurs capacités de rétention de phosphore aux fins d'incorporation dans un filtre destiné au traitement d'eaux usées.
Ces sous-produits sont généralement abondamment disponibles et l'activation de ceux-ci pour la prise en charge du phosphore constitue une bonne façon de les valoriser. Le tableau I présente les caractéristiques générales à de copeaux de classification Qualité papetière pouvant être utilisés.
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Tableau Granulométrie =
* Tamis (passant) 30 mm * Tamis (retenu) 8 mm * Particules fines (< 5 mm) =
Moins de I %
Essence = Sapin <25%
* Épinette ou pin gris > 75%
Masse volumique Environ 400.kg/m3 Un procédé efficace afin de réaliser une telle activation inclut trois étapes, nommément un prétraitement, une imprégnation au fer et la transformation en de fer.
li est à noter qu'un procédé similaire impliquant l'imprégnation à l'aluminium et la transformation en hydroxyde d'aluminium pourrait être mis en oeuvre dans le but d'activer les sous-produits de bois considérés.
Aux fins du pré-traitement, dans un premier temps, les copeaux ont été
tamisés afin d'éliminer les copeaux plus gros que 25,4 mm. Ceci avait pour but de limiter l'effet de leur taille sur leurs capacités de déphosphatation. Un paramètre testé
lors d'essais préliminaires a consisté à imprégner les copeaux de cellulose de carboxymethyl (CMC), un polymère non toxique utilisé comme épaississant dans l'industrie agroalimentaire. L'objectif de cet ajout est d'augmenter les sites potentiels pour la fixation du fer par mécanisme de chélation. Une solution concentrée à
4%
1$ sur la base massique a été préparée à partir de CMC de marque Hercules pure à
98% et d'eau potable. Lors des essais préliminaires, cet ajout a semblé
engendrer une légère augmentation de l'efficacité de fixation du fer.
Afin d'imprégner du fer sur la surface des copeaux prétraités, une solution de chlorure ferrique (FeC13) concentrée à 1 moleil a d'abord été utilisée. Ce produit a été
choisi, car il s'agit d'un produit relativement peu dispendieux et abondamment disponible sur le marché. La solution a été produite à partir de chlorure ferrique solide pur à 98 %, provenant de Acros Organics-Fisher Scientific (Pittsburg, PA), et d'eau potable. Bien qu'il soit possible d'immerger les copeaux dans une solution de FeCI3 - 15 ¨

pendant une période variant de cinq (5) à douze (12) heures, l'immersion complète des copeaux nécessite une grande quantité de FeCts, typiquement 5 fois plus de FeCl3 que de copeaux sur la base massique, Afin d'utiliser moins de de FeCls, une plate-forme rotative dans le plan vertical à la périphérie de laquelle sont fixés des contenants de 4 litres a été employée afin d'imprégner uniformément le FeCI3 sur les copeaux. Un ratio massique FeCI3:copeaux de 1:1 a été utilisé pour les essais préliminaires. Le chlorure ferrique est un produit chimique généralement utilisé pour le traitement des eaux usées ou pour la production d'eau potable. Quand ce solide est dissout dans l'eau, il forme une solution modérément acide, Une fois hydrolysé, le fer prendra différentes formes en fonction du pH et du potentiel d'oxydoréduction (redox). Le potentiel reciox permet de qualifier une solution aqueuse et de la classer en solution plutôt oxydante (présence d'oxygène) ou plutôt réductrice (manque d'oxygène). Un milieu acide et faiblement réducteur favorisera la solubilisation du fer alors qu'un milieu alcalin et fortement oxydant favorisera sa précipitation, Une fois sur les copeaux, le fer est sous forme ionique hydratée [Fe(1120)e. La forme la plus efficace pour l'adsorption du phosphore est l'hydroxyde de fer (Fe(OH)3).
Trois essais ont été faits dans le but d'obtenir un post-traitement efficace, Dans un premier temps, il a été essaye de simplement sécher les copeaux imprégnés de FeCI3 â l'air.
Dans un deuxième temps, il a été essayé d'immerger des copeaux imprégnés de FeCI3 à
demi séchés dans l'eau pendant 24 heures afin de les neutraliser pour ensuite les sécher à l'air libre. Finalement, il a été essayé de mettre des copeaux fraîchement imprégnés en contact avec de l'ammoniaque gazeuse pour les neutraliser, considérant que l'ammoniaque est un gaz hautement alcalin. Le tableau 2 présente la capacité de prise en charge en phosphore des copeaux selon le post-traitement qu'ils ont reçu.
Tableau 2 Post-traitement Séché à l'air NeLitraileà Ceau Neutralisé avec NI-13 Capacité de prise en charge de 0,,40 0,20 3,5 phosphore . (mg Pig copeau) , -16¨

Les essais préliminaires ont démontré que l'utilisation de l'ammoniaque (NH) est très efficace pour rendre le fer effectif pour la capture du phosphore La réaction chimique impliquée entre le fer et l'ammoniaque est présumée la suivante :
Hydrate i FeC13 ____________________ > Fe3+ +3C1- (1) Fe 3+ + 3C1- +3NH3+3H20 --> Fe(011)3+3N114.C1 (2) Cette réaction a comme sous-produit le NFi4CI, qui forme un dépôt de poussière blanchâtre. Afin de bien réussir cette opération, il faut s'assurer d'avoir une quantité
suffisante d'ammoniaque et d'avoir une bonne diffusion du gaz à l'intérieur de la matrice de copeaux imprégné de FeCl3. Lors des essais préliminaires, les copeaux imprégnés étaient mis en contact avec l'ammoniaque dans un dessiccateur de deux litres dans lequel était placé un récipient d'hydroxyde d'ammonium (NH4OH), qui est de l'eau saturée en ammoniaque hautement volatile. Comme la capacité volumique d'une telle configuration était limitée, un appareil de neutralisation a été
réalisé afin d'avoir une plus grande capacité volumique ainsi qu'une utilisation optimale de l'ammoniaque, lequel appareil est schématiquement présenté à la figure 1.
L'appareil inclut un réacteur, d'une capacité de 47 1 dans l'exemple réalisé, dans lequel l'ammoniaque gazeuse circule en circuit fermé, ce qui lui permet d'être utilisée à son plein potentiel et d'éviter son gaspillage tout en étant sécuritaire.
L'ammoniaque gazeuse utilisée lors des essais était de l'ammoniaque anhydre fourni par la compagnie Air Liquide Canada (Montreal, Canada). Une fois le cycle complété, l'appareil est connecté à une alimentation d'air comprimé permettant de ventiler le réacteur et ainsi à l'ammoniac de s'échapper par un système de ventilation approprié.
Les copeaux, séchés lors de la ventilation, sont prêts à l'utilisation à la fin du cycle.
Comme l'utilisation du Nela représente un risque potentiel pour la santé
humaine, une grande attention doit être est apportée à la sécurité de l'appareil, et différents tests d'étanchéité ont été menés à cette fin avec un détecteur d'ammoniaque portable. La procédure de neutralisation a été réalisée comme suit :
1. Mettre des copeaux imprégnés de FeCl3 dans un coton fromage pour former un baluchon;
- 17¨

2. Mettre le baluchon à plat sur la surface du faux plancher de l'appareil, en essayant de le recouvrir le plus possible afin d'éviter que le gaz n'emprunte des chemins préférentieis;
3. Refermer hermétiquement le plafond amovible de l'appareil;
4. Connecter la conduite d'entrée d'ammoniaque à l'appareil;
5. S'assurer que les valves 1 et 4 soient ouvertes et que les valves 2 et 3 soient fermées;
6. Ouvrir le régulateur de la bombonne d'ammoniaque gazeux afin de la faire pénétrer dans le réacteur;

7. Attendre de détecter un changement de couleur du baluchon, la couleur devant passer du jaune au brun-rouge, la réaction se produisant généralement en quelques secondes (10-30 secondes), avec dégagement de chaleur (réaction exothermique) et potentiellement de fumée;
6. Une fois la réaction détectée, fermer la valve 4 afin d'emprisonner l'ammoniaque gazeux;
9. Fermer le régulateur de la bombonne et boucher la conduite d'amenée d'ammoniaque à l'aide d'une pince de Mohr;
10. Fermer la valve 1, ouvrir les valves 2 et 3;
11. Démarrer la pompe pour activer le système de recirculation;
12. Au bout d'une quinzaine de minutes, fermer la pompe ainsi que les valves 2 et 3;
13. Connecter la conduite d'air comprimé à l'entrée de l'appareil;
14. Ouvrir les valves 1 et 4 et ouvrir l'air comprimé afin d'évacuer l'ammoniaque;
15. Au bout d'une quinzaine de minutes, vérifier s'il reste de l'ammoniaque dans le réacteur en utilisant le détecteur portable. Si la concentration en sortie est sécuritaire, couper l'alimentation d'air comprimé, et pour un meilleur séchage, alimenter en air pendant une à deux heures selon la quantité de copeaux;
16. Récupérer le baluchon qui contient les copeaux activés.
Les essais préliminaires décrits plus haut ont permis d'établir un procédé
d'activation de copeaux de bois efficace pour la prise en charge du phosphore.
Cependant, plusieurs paramètres du procédé ont été choisis arbitrairement, tels que la concentration et la quantité de chlorure ferrique à utiliser ou le temps de contact - 18¨

requis pour une imprégnation optimale Avant d'utiliser les copeaux activés en colonnes, l'optimisation du procédé d'activation est nécessaire afin de tester le média filtrant à son plein potentiel. L'objectif des essais décrit dans ce qui suit consiste à
déterminer la combinaison optimale de paramètres du procédé d'activation.
Un plan d'expérience a été élaboré afin d'avoir une meilleure connaissance des paramètres du procédé d'activation ayant une influence sur les capacités de prise en charge des copeaux activés. L'effet des différents paramètres du procédé
d'activation a été déterminé à partir de la quantité de phosphore prise en charge par les copeaux activés (mg P/ g copeaux). Les quatre paramètres à tester ont été
rajout ou non de CMC, la concentration du FeCia, le temps d'imprégnation et la quantité de la solution de FeCie Le plan d'expérience pour l'optimisation des paramètres d'activation tel qu'élaboré, de type factoriel 23 avec points centraux, est présenté
dans le tableau 3 montrant la gamme de paramètres testés.
Tableau 3 = Mps *I Concentration FeCi d'impréTe gnation 3: Rati FeCI:Copeaux .
Essaî r ...... .....
1 moin (-) 1.5 molii (+) 30 min Cl 60 min (+) 0,61 (-I) 11 (+) 1 X 1¨ . X X
.2 X X, Ts=
X X
= ..
; X X : X
6 . X : X
X X X
9 1,25 mo1/1 45 Miri 0,81 .......... ="">"n'745-i:eri "--"`" -... ... ...
Des copeaux de qualité papetière ont été activés selon les différents paramètres du procédé d'activation présenté au tableau 3. Le procédé
d'activation utilisé est décrit plus loin avec plus de détail. Afin de s'assurer que l'humidité
résiduelle ne fausse pas les résultats, les copeaux ont été séchés au four à

pendant 12h avant d'être pesés et traités. De plus, afin de réduire l'impact de la -19¨

variation de la granulométrie des copeaux, ceux-ci ont été tamisés pour retirer les particules de plus de 25,4 mm (1 po) de diamètre et celles de moins de 6,3 mm (1/4 po). Une fois traité, les copeaux actifs était séchés à 105 C pendant 12h avant d'être testé.
L'effet des paramètres du procédé d'activation a été déterminé par la quantité
de phosphore prise en charge par des copeaux activés lors d'un essai en batch.

Environ cinq (5) grammes de copeaux actifs dans 100 ml solution de H3PO4 concentré en phosphore à 200 mg /I a été agité pendant 48 heures dans une chambre d'agitation, La quantité de phosphore pris en charge par les copeaux correspond à la quantité initiale de phosphore en solution moins la quantité
de phosphore résiduelle en solution à la fin du test. Chaque essai a été effectué
en duplicata afin de réduire l'importance des erreurs. La concentration du phosphore total résiduel des solutions a été déterminée par la méthode MA-4054, qui est une méthode de mesure accrédité par le ministère de l'environnement du Québec.
A partir des résultats obtenus de l'expérience proposée, le logiciel MATLABTm a été utilisé dans un premier temps pour créer un modèle empirique et dans un deuxième temps pour déterminer sa validité. Voici les étapes qui ont été
réalisées aux fins de l'analyse des résultats :
1. Les paramètres d'un modèle linéaire ont été calculés par la méthode des moindres carrés. Ce modèle relie la quantité du phosphore pris en charge par gramme de copeaux (Y) aux traitements apportés sur ceux-ci (X). Ce modèle a la forme initiale suivante :
Y = fia + /31X.1 + /32X2 + f33X3 + (Vs + fii7X-12 +1:113X13 + ig23X23 e (3) Ce modèle prend en compte l'effet des quatre paramètres ainsi que l'interaction des paramètres 12, 13 et 23;
2. L'intervalle de confiance individuel de chaque paramètre a été déterminé
par une régression STEP-WISE . Sur cette base, il a été possible de confirmer quels paramètres sont significatifs. Les paramètres non-significatifs ont été
- 20 ¨

retirés du modèle. Le niveau de confiance utilisé est le même que pour l'analyse de variance;
3. Le modèle avec les paramètres retenus a été soumis à une analyse de variance (ANOVA) avec expérience répétée afin de déterminer s'il est significatif et s'il est adéquat. Afin d'avoir le plus de liberté possible, les essais aux points centraux ont été utilisés;
4. Les essais aux points centraux ont ensuite été utilisés pour valider le modèle.
De plus, il a été possible de vérifier la présence de tendances quadratiques dans les paramètres, afin d'ajuster le modèle en conséquence;
5. Finalement, la modélisation d'une surface de réponse a été réalisée afin de mieux visualiser l'effet des divers paramètres.
Exemple 2 Une fois le procédé d'activation optimal déterminé, une série d'essais a été
menée afin de vérifier si les copeaux activés utilisés en contexte de biofiltration étaient en mesure de réduire la concentration en phosphore d'une eau usée d'origine municipale en conformité aux normes applicables. Plus précisément, un premier objectif de ces essais a consisté à vérifier les capacités d'un biofiltre composé de copeaux activés pour la prise en charge du phosphore et les comparer avec un média de biofiltre conventionnel. Un second objectif a consisté à comparer les performances d'un biofiltre avec copeaux activés avec celle de copeaux standards par rapport à l'enlèvement de la DCO, de l'azote ammoniacal et de la concentration de fer en sortie. Finalement, un troisième objectif a consisté à vérifier l'effet de la concentration en phosphore de l'eau d'alimentation et de la charge hydraulique sur les capacités de prise en charge de phosphore. Afin de répondre aux objectifs précités, un plan d'expérience pour les essais en colonne de copeaux activés en contexte de biofiltration, de type factoriel 23 permettant d'évaluer l'effet de trois paramètres et tel présenté au tableau 4, a été réalisé.
- 21¨

Tab1eau 4 1:Type de copeaux 2: Concentration P 4 3:
Charge hydraulique Coonnes . 350 i/m2 j(- 500 ln j bruts (..) actifs (+) 5 mg/1 (-) , 15 mg/ I
(+) 1 (+) TI : X X X

X X
X
T3 : X
T4 : X

Te X X X
T7 X = s"' X" = X
X X X
Huit (8) colonnes de copeaux activés en contexte de biofiltration, de design tel qu'illustré à la figure 2 et dont les dimensions et propriétés sont présentées au tableau 5, ont fait robjet d'un suivi.
Tableau 6 Dirnensîon et propriétés des colonnes , .
Diamètre nom 0102 m inal " ............................
Aire nominale 0,008 m4 .
.Hauteur 0,300 m 'Volume " 0,002 m3 '"."""--2,43 1 Fraction copeaux 0,800 vol/VdItm Fraction tourbe ' 0,200 V61/ velbt 6,3 < diamètre <
mm:
Taille des copeaux 25,5 'Alimentation en air 5,0 m ime*h Dans l'exemple montré à la figure 2, la charpente de chaque colonne de biofiltration est constituée de PVC translucide et supporte un couvercle perforé en son centre permettant rentrée du tuyau d'alimentation du biofiltre. Le garnissage (meu filtrant) est retenu par un support disposé à la base de la colonne et en -22 ¨

dessous duquel un espace d'air est prévu, appelé plénum, permettant l'injection d'air.
Une alimentation en air à la base de chaque colonne est fournie, ajusté à
l'aide d'un rotamètre à bille muni d'une vanne, à un débit d'environ 5 m3/m2 kh dans les essais réalisés.
Les colonnes 2, 4. 6 et 8 étaient constituées de copeaux actives alors que les colonnes 1, 3, 5 et 7 étaient constituées de copeaux bruts. De la tourbe de sphaigne (Saguenay, Canada) a été tamisée à 6,3 mm afin de retirer les particules grossières.
Une couche d'environ deux cm de copeaux a été placée au sommet du garnissage afin de mieux répartir l'eau usée à l'entrée. Une autre couche d'environ deux cm de copeaux a été placée directement sur le support du garnissage afin d'assurer la répartition homogène du courant d'air ascendant ainsi que pour limiter les chances de colmatage dues à la migration descendante de la tourbe. Les biofiltres ont été
alimentés à partir d'une eau usée municipale décantée provenant de la station d'épuration de Beauport (Québec, Canada), récoltée dans deux barils de 200 litres à
un intervalle de deux semaines. La concentration en phosphore de l'eau a été
ajustée avec de l'acide phosphorique (H3P0.4). La concentration en phosphore de cette eau a été mesurée en duplicata dès réception, l'eau du premier baril étant ajustée à
5 mg/I
et l'autre à 15 mg/I. Les colonnes 1, 2, 5 et 6 ont été alimentées à partir d'un bassin d'alimentation en eau de concentration en phosphore ajusté à de 5 mg/I alors que les colonnes 3, 4, 7 et 8 ont été alimentées à partir d'un bassin d'alimentation en eau de concentration en phosphore ajusté à 15 mg/l. Des seaux de 120 litres en polypropylène ont été utilisés comme bassins d'alimentation, ceux-ci étant réfrigérés afin de maintenir l'eau usée à des températures variant de 4 à 10 C.
L'alimentation des colonnes a été assurée par une série de quatre pompes péristaltiques à
tête double de marque Masterflex, telles que fournies par Cole-Parmer Canada Inc.
(Montréal, Canada), utilisant des conduits en PVC transparent et des conduits de néoprène au niveau des têtes de pompes, de diamètre nominal de 3,18 mm.
Aux fins des essais, les colonnes 1, 2, 3 et 4 ont été alimentées à un débit d'environ 350 1/m21, alors que les colonnes 5, 6, 7 et 8 ont été alimentées à un débit d'environ 500 lim21.
Le suivi analytique de l'eau à l'entrée et à la sortie des colonnes de biofiltration a été effectué selon les paramètres spécifiés au tableau 6.
- 23 ¨

Tableau 6 Paramètres analysés Unité Fréquence Méthode suivi [P] entrée et sortie . mgil HI 93706 (Hannah) 4e <I
Débit d'alimentation rnlirain e roe. Cylindre gradue et ne. chronomètre ..
c ce XL20 pH entré et sortie PH .1 (Fisher Scientific) Fel entrée et sortie rrgil le 8008 (Rach) .[DC0] entrée et sortie e E 8000 (Hach) , >J-M-14jentrée et sortie 1, mon 10031 (Hach) L'échantillonnage de l'eau à rentrée des colonnes a été effectué au niveau du tuyau d'alimentation des colonnes afin de tenir compte des réactions pouvant survenir dans les conduits. L'échantillonnage de Peau à la sortie des biofiltres a été
fait dans des bouteilles de 500 ml sur une période d'environ une heure, et les analyses ont généralement été réalisées la journée même de l'échantillonnage.
Autrement, les échantillons ont été placés dans un réfrigérateur à 4 C pour analyse ultérieure. Une mesure du débit a été réalisée après échantillonnage, et ajusté au besoin.
Les bilans de phosphore dans le cadre des essais ont été déterminés à raide des équations suivantes :
P Vfl entré =Ci,entré * (1;1:
Psortie riz= Ci,sortie * I * (tt. ti ¨1) (5) Pcapté Elit=1(Ci,entré Ci,sortie) * QI * (ti ti-1) (6) Où :
= e suivi des colonnes;
n = nombre total de suivis effectués;
C = concentration en phosphore (mg PM;
- 24 ¨

0 = débit d'alimentation de la colonne (I/j); et t = temps écoulé depuis le démarrage des colonnes (j).
Exemple 3 Une série d'essais a été entreprise afin d'avoir une meilleure compréhension de l'influence de divers paramètres sur l'efficacité de cléphosphatation du média, et afin d'identifier les facteurs pouvant nuire ou favoriser la performance des copeaux activés utilisés en contexte de biofiltration. Plus spécifiquement, les objectifs de ces essais ont consisté à:
1. Déterminer l'influence des ions compétiteurs, de la matière organique, du pH
et de la température sur les capacités de prise en charge du phosphore du bois activé;
2. Déterminer l'influence de la granulométrie et du type de coupe de bois activé
sur leur performance de prise en charge de phosphore;
3. Déterminer la cinétique de prise en charge du phosphore du bois activé
et déterminer si le temps de rétention hydraulique des colonnes de biofiltration était suffisant; et 4. Déterminer le mode d'opération optimal pour la capture passive du phosphore en colonne.
Afin de déterminer l'impact de la qualité de l'eau sur la quantité de phosphore pouvant être pris en charge par le bois activé, des essais en batch ont été
réalisés pour vérifier l'influence de trois paramètres: ions compétiteurs et matière organique:
pH; et température.
Afin de déterminer l'impact des ions compétiteurs et de la matière organique sur la capacité de sorption de phosphore du bois activé, un essai en batch a visé à
comparer les performances d'enlèvement de phosphore par du bois activé dans différentes solutions. Ces solutions étaient une eau déminéralisée, une eau récoltée à la sortie d'une colonne de biofiltration (colonne T*1) et une eau usée décantée provenant de la station de Beauport. Celles-ci ont dans un premier temps été
analysées afin de mesurer la concentration initiale de phosphore et ont ensuite été
ajustées pour avoir une concentration de 200 mg/I avec de l'acide phosphorique -25 ¨

(H3PO4). Comme le principal ion susceptible d'affecter la prise en charge du phosphore est le nitrate (NO3), sa concentration initiale a été analysée dans toutes les solutions. La DCO des différentes solutions a été mesurée afin d'avoir un indicateur de la concentration en matière organique, Environ 5 g de copeaux activés ont été mis en contact avec 100 ml de chacune de ces solutions pendant 24 heures dans une chambre d'agitation, réglée à
150 nom et à la température ambiante, Afin de limiter l'impact de la surface spécifique, les copeaux actifs ont été tamisés pour avoir un diamètre équivalent compris entre 12,5 et 19 mm. Le pH de la solution a été ajusté à 7 à partir d'une solution de NaOH concentrée à 0,5 mol/1, A la fin de la période de contact, la solution a été filtrée à l'aide d'un papier à filtration rapide afin de retirer le phosphore précipité.
La concentration en phosphore de la solution a été mesurée avant et après la mise en contact afin de déterminer la quantité de phosphore pris en charge par le média.
Chaque essai a été réalisé en duplicata et les analyses de phosphore ont été
réalisées selon la méthode MA-4054* (* Standard Methods for the Examination of VVater and Wastevvater APHA AVVVVA - VVEF, 22'ene édition), La mesure de la concentration en DCO et en nitrates a été réalisée avec une méthode de colorimétrie Hach.
Afin de déterminer l'impact du pH sur la capacité de sorption en phosphore du bois activé, un essai en batch a visé à comparer les performances d'enlèvement de phosphore par du bois activé dans différentes solutions, Ces solutions étaient constituées d'eau déminéralisée ajustée avec de l'acide phosphorique (1-3PO4) afin d'avoir une concentration de phosphore de 200 mg/l. La solution mère a été
séparée en six parties, et le pH de chacune d'elles a été respectivement ajusté à 4, 5, 6, 7, 8 et 9 à partir d'une solution de NaOH concentrée à 0,5 mol/1. H est à noter que le pH
de l'eau usée se situe généralement autour de 7. Environ 4 g de broyure de bois activée ont été mis en contact avec 100 ml chacune de ces solutions pendant 24 heures dans une chambre d'agitation, réglée à 150 rom et à température ambiante.
Les caractéristiques de la broyure activée utilisée sont présentées plus loin en détail.
Le pH de chaque solution a été ajusté à partir d'une solution de NaOH
concentrée à
0,5 mol/1 afin qu'il soit à la concentration désirée. A la fin de la période de contact, la solution a été filtrée à l'aide d'un papier à filtration rapide afin de retirer le phosphore - 26 ¨

précipité. La concentration en phosphore des solutions a été mesurée avant et après la mise en contact afin de déterminer la quantité de phosphore pris en charge par le média. Chaque essai a été réalisé en duplicata et les analyses de phosphore ont été
réalisées selon la méthode MA-4054.
Afin de déterminer l'impact de la température sur la capacité de sorption de phosphore du bois activé, un essai en batch a visé à comparer les performances d'enlèvement de phosphore par du bois activé dans une même solution pour différentes températures. Pour ce faire, une première chambre d'agitation sans couvercle a été placée dans une chambre froide à 34C, la température d'une seconde chambre pourvue d'un thermostat a été ajustée à 24 0C et celle d'une troisième chambre pourvue d'un thermostat a été ajustée à 50 C. Environ 2 g de bran de scie activé a été mis en contact avec 100 ml de la solution pendant 24 heures dans les chambres d'agitation réglées à 150 rom et à température ambiante. Les caractéristiques du bran de scie activé utilisé sont présentées plus loin en détail. La solution était constituée d'eau déminéralisée ajustée avec de l'acide phosphorique (H3PO4) afin d'avoir une concentration de phosphore de 200 mg/l. Le pH de la solution a été ajusté à 7 à partir d'une solution de NaOH concentrée à 0,5 mol/I. A la fin de la période de contact, la solution a été filtrée à l'aide d'un papier à
filtration rapide afin de retirer le phosphore précipité. La concentration en phosphore de la solution a été mesurée avant et après la mise en contact afin de déterminer la quantité de phosphore pris en charge par le média. Chaque essai a été réalisé
en duplicata et les analyses de phosphore ont été réalisées selon la méthode MA-4054.
Concernant l'influence de la granulométrie du bois sur la déphosphatation, un des paramètres le plus importants pour la capacité de sorption d'un média est sa surface spécifique. Plus cette surface spécifique est grande, plus sa capacité
sera importante. Afin de déterminer l'influence de ce paramètre sur la capacité de sorption du bois activé, des copeaux activés de différentes tailles et de différentes coupes ont été comparés par des essais en batch. Pour ce faire, des copeaux de classe papetière ont été tamisés et divisés en cinq catégories et activés selon la même recette. Ces copeaux ont aussi été comparés à de la planure et de la broyure provenant de l'entreprise Litière Pouliot Inc. (Charny, Quebec, Canada). Le - 27 ¨

tableau 7 présente la granulométrie dimensions différents lots de copeaux et sous-produits de bois utilisés. D'autres caractéristiques de forme et de granulométrie de ces sous-produits de bois sont présentées plus loin en détail.
Tableau 7 # du¨let Dlamètre minimal (trini) "1 Diamètre maximal (mn ,1 =i Planures Pouliot' :
Fkoyures Litière Pouiiot --y- ___________________ , = "'-els.r.srree':"---7-Tetr". -''''''' ''' -----rrnrnrUnr=e="*--'=rn--"""''."1 = =-e 11.0 25,0 rH, P

Les différents lots ont tous été activés selon la même recette, et à partir de certaines observations empiriques, il a été détermine que le ratio liquide d'imprégnation : produit du bois idéal pour les coupes de plus petite taille était de 1,5 :1, Une masse prédéterminée chaque catégorie de granulométrie de bois activé
a été mise en contact avec 100 ml d'une solution pendant 24 heures dans une chambre d'agitation réglée à 150 rprn et à température ambiante. La solution était constituée d'eau déminéralisée ajustée avec de l'acide phosphorique (H3PO4) afin d'avoir une concentration de phosphore de 200 mg/l. Le pH de la solution a été
ajusté
à 7 à partir d'une solution de NaOH concentrée à 0,5 mol/I. A la fin de la période de contact, la solution a été filtrée à l'aide d'un papier à filtration rapide afin de retirer le phosphore précipité. La concentration en phosphore de la solution a été
mesurée avant et après la mise en contact afin de déterminer la quantité de phosphore pris en charge par le média. Chaque essai a été réalisé en duplicata et les analyses de phosphore ont été réalisées selon la méthode MA-4054.
Afin de valider si le temps de rétention hydraulique dans les colonnes de biofiltration pouvait avoir nui à l'efficacité de déphosphatation observées lors des essais, dans un premier temps, le temps nécessaire pour la sorption optimale du bois activé a été déterminé, Pour ce faire, un essai en batch a visé à mesurer la quantité
de phosphore pris en charge par des copeaux activés selon des temps de contact - 28 ¨

inclus entre 0 et 48 heures. Plus précisément, onze (11) temps ont été testés : 0.25, 0.5, 1, 2, 3, 4, 5, 6, 12, 24 et 48 heures. Environ 5 g de copeaux activés ont été mis en contact, selon les différents temps de contact, avec 100 ml d'une solution dans une chambre d'agitation qui réglée à 150 rpm et à température ambiante. La solution était constituée d'eau déminéralisée ajustée avec de l'acide phosphorique (H3PO4) afin d'avoir une concentration de phosphore de 200 mg/I. Le pH de la solution a été
ajusté à 7 à partir d'une solution de NaOH concentrée à 0,5 mol/I, Afin de limiter l'impact de la surface spécifique, les copeaux activés ont été tamisés pour avoir un diamètre équivalent compris entre 12,5 et 19 mm. A la fin de la période de contact, la solution a été filtrée grâce à un papier à filtration rapide afin de retirer le phosphore précipité. La concentration en phosphore de la solution a été mesurée avant et après la mise en contact afin de déterminer la quantité de phosphore pris en charge par le média. Chaque essai a été réalisé en duplicata et les analyses de phosphore ont été
réalisées selon la méthode MA-4054.
Aux fins de la détermination du temps de rétention hydraulique dans les colonnes de biofiltration, des essais avec traceurs ont été réalisés sur une colonne de biofiltration composé de copeaux activés afin de vérifier si son temps de rétention hydraulique pouvait nuire aux performances de prise en charge efficace du phosphore. La colonne T6, qui était en opération depuis 15 semaines, a été
utilisée pour l'essai avec un débit d'alimentation liquide ajusté à 350 Um21 et un débit d'injection d'air ajusté à 5,0 m31rre'h. La méthodologie de l'essai traceur utilisée est similaire à celle décrite par Garzen-ZUhiga et al. dans Determination of the Hydraulic Residence Time in a Trickling Biofilter Filled with Organic Matter Environmental Technology, vol. 24, no. 5, p. 605-614. (2003), en utilisant le du chlorure de potassium (KCI) comme traceur au lieu de l'ammoniaque (NH4+) tel que décrit par Gar-aôn-ZOiga et al. La méthode de traçage est basée sur la conductivité
des solutions de KCI, et afin d'effectuer un suivi de la conductivité en continu, une sonde a été placée dans un cylindre gradué situé à la sortie de la colonne de biofiltration. La colonne a d'abord été alimentée par une solution d'eau déminéralisée concentrée en KCI à 0,02 mo1/1 pendant 7 jours jusqu'à ce que la conductivité
mesurée à l'entrée de la colonne soit la même que celle mesurée en sortie.
Ceci avait pour but de saturer le milieu filtrant avec le produit traceur. Lors de l'essai de - 29 ¨

traçage réalisé en duplicata, 120 mi d'une solution d'eau déminéralisée concentrée en KCI à 0,10 mol/la été injectée sur une période de 60 minutes. Une fois la solution de traçage injectée, la colonne a été à nouveau alimentée à partir de la solution concentrée à 0,02 mol/1 de KCI. La sonde a été programmée afin de faire une mesure de conductivité à la sortie de la colonne à toutes les 15 minutes pendant 72 heures, en s'ajustant automatiquement en fonction de la température ambiante, utilisant un appareil de prise de données de marque Horiba modèle D-54. Afin de pouvoir déterminer la concentration de KCI à la sortie de la colonne, une courbe a été
calibrée à partir de la conductivité de différentes concentrations. L'équation de cette courbe a permis de convertir les données de conductivité en concentration de KCI à
une température de 26 C. Un certain bruit de fond a été déterminé et soustrait des données afin d'isoler l'effet de la solution de traçage.
Le temps de rétention hydraulique, défini par le temps moyen passé par l'eau dans la colonne, a été calculé selon une méthode proposée par Tchobanoglous et al.
En ce qui concerne l'influence du mode d'opération des colonnes, afin de se rapprocher des conditions des essais en batch, une colonne de capture passive opérée en immersion alimentée par le bas a été réalisée. L'avantage de cette configuration est qu'elle permet à toute la surface du média filtrant d'être en contact avec le liquide, donc d'éviter les zones mortes. L'objectif de cet essai consistait à
déterminer s'il serait plus avantageux d'utiliser un mode d'opération en immersion plutôt qu'en percolation. La figure 3 présente le schéma d'un exemple de colonne de filtration par captage de phosphore opérée en immersion, alimentée par le bas.
Des essais visant à comparer les performances de cette colonne de filtration immergée avec celles d'une colonne de biofiltration opérée en percolation, donc alimentée par le haut, ont été réalisés. Mis à part le mode d'alimentation, la colonne opérée en immersion était semblable en tout point à la colonne opérée en percolation.
Celles-ci, formées de PVC transparent, avaient un diamètre nominal de 4 cm, utilisaient un garnissage de 25 cm d'épaisseur maintenu par le bas et par le haut par des supports en grillage. L'alimentation des colonnes a été assurée par une série deux pompes péristaltiques de marque Masterflex telles que fournies par Cole-Parmer Canada Inc.
(Montreal, Canada). utilisant des conduits en PVC transparent et des conduits de néoprène au niveau des têtes de pompes, de diamètre nominal de 3,18 mm. Lin -30 ¨

seau de 26 litres a eé utilisé comme bassin d'alimentation, lequel a été placé
dans un réfrigérateur afin de maintenir la température de la solution de 4 à 10 'C.
Les colonnes étaient garnies de broyure préalablement activée selon la méthodologie d'activation décrite à l'exemple 1. Une masse totale de 67,5 g de garnissage a été
utilisée pour chaque colonne, correspondant à un volume d'environ 315 ml, Les colonnes ont été alimentées par une solution d'eau potable de pH neutralisé
avec du NaOH concentré à 50% et de concentration en phosphore ajustée à 15 mg/1 à
partir d'acide phosphorique. Cette concentration, trois fois plus élevée que celle d'une eau usée typique, visait à déterminer plus rapidement la durée de vie potentielle des colonnes. Le débit, initialement ajusté à 720 mire a par la suite été
légèrement diminué afin d'avoir un tRH de 12 heures, soit à 575 mlij ou 2 m1/5 min, Un essai décrit plus loin a été réalisé pour ajuster le débit afin d'obtenir le TRH
désiré pour ce type de colonne. Afin de mesurer le débit, une pince de Mohr placée sur un bout de conduite souple reliant le tuyau d'alimentation à la colonne était utilisée afin de retenir le liquide dans celle-ci. Le tableau 8 présente les paramètres du suivi analytique effectué sur les colonnes pour fins de comparaison des modes d'opération.
Tableau 8 Paramètres ânalysés Unité !Fréquence sulid. e o e l'Il entrée et sortie mei t Hl 93706 (tienne.) .Debit d'alimentation' 3 F. Ce-1*e gradué et chronomètrei 5' c [Fe] entrée et sortie "mçjir1 8008 (Hee) La quantité de phosphore pris en charge par les colonnes utilisées dans ces essais a été déterminée avec les même équations (4), (5) et (6) ayant serve à
déterminer la quantité de phosphore pris en charge dans les colonnes de biofiltration des essais présentés antérieurement. Finalement, la concentration en fer et en phosphore du média filtrant a fait l'objet d'analyse. Plus précisément, des échantillons du garnissage de la colonne opérée en immersion ont été prélevés au bas, au centre et au sommet de cette colonne à la fin de la période de suivi. L'échantillon du centre a été prélevé d'une portion de garnissage d'environ 15 cm de hauteur, mélangée pour assurer l'homogénéité. Ces échantillons ont été comparés à de la broyure - 31 ¨

activée neuve Les mesures de concentration du fer et du phosphore sur le média filtrant ont été effectuées selon la méthode MA-4054.
Les résultats des essais ont révélé qu'une colonne de filtration immergée garnie de sous-produits du bois activé avait un excellent potentiel de prise en charge de phosphore. De plus, les essais visant à déterminer l'influence de la granulométrie du bois sur la prise en charge maximale en phosphore ont révélé qu'il serait plus efficace d'utiliser un média plus fin que le copeau de qualité papetière. Des essais avec d'autres sous-produits du bois activé ont été menés, ayant pour objectifs la caractérisation et l'activation de différents sous-produits du bois commercialement disponibles, pour ensuite déterminer et comparer la capacité de sorption de phosphore maximale de ces sous-produits du bois activé en vue d'autres produits filtrants par modélisation d'isothermes d'adsorption, pour finalement effectuer une comparaison de cette capacité de prise en charge de phosphore avec les résultats obtenus en colonne.
Exemple 4 Trois sous-produits du bois ont été caractérisés et activés : le bran de scie, la broyure et la pianure, dont les échantillons fournis par Litière Pouliot Inc.
sont décrits au tableau 9.
Tableau 9 dut¨ Bran de Jr-en7'. """ Broyure __ t--Oranure Essence Sapin et épinette inconnue Sapin et épinette-''''-'=-=
du bois Description 6 Petits flocons et = Éclisse de taille = Flocons de petite et poudre = variable grande taille 6 Produit avec une * Produite avec * Produite avec scie broyeur à marteaux broyeur à disque = =1* Souvent appelée = Contaminée avec = Souvent appelée sciure méiamine raboture Dans un premier temps, Tes sous-produits du bois ont été séchés à l'air libre durant 48 heures. Ensuite, afin d'avoir une meilleure spécification des échantillons, une caractérisation de la granulométrie a été déterminée en duplicata. Pour ce faire, une masse prédéterminée de chaque sous-produit de bois a été versée dans un empilement de 7 tamis disposés sur un vibrateur, respectivement de tailles:
0,40 mm;
1,18 mm; 2,00 min; 4,75 mm; 6,3 mm; 12,5 mm; et 25 mm. Au bout d'une période d'approximativement cinq minutes, la masse retenue sur les différents tamis a été
pesée afin d'établir le profil granulométrique des échantillons. Ensuite, environ un litre de chaque produit a été activé, selon un procédé décrit plus loin en détail, en utilisant une quantité appropriée de solution d'imprégnation, considérant que la quantité de chlorure ferrique détermine optimal pour l'activation des copeaux s'est avérée insuffisante pour activer les autres sous-produits de bois. Des essais empiriques, basés sur la coloration des produits lors de l'imprégnation, ont mis en évidence que le ratio chlorure ferrique : produit du bois semblait idéal à 1 : 5.
Des isothermes d'adsorption de phosphore de différents matériaux ont été
modélisés à l'aide des essais en batch. Les différents produits testés ont été
la broyure, le bran de scie, la planure activée, la tourbe de sphaigne, le bran de scie brut ainsi qu'une alumine activée disponible sur le marché. Les isothermes ont permis d'avoir une idée assez précise de la capacité de prise en charge en phosphore de ces produits et d'en faire la comparaison. La capacité
d'adsorption maximale d'un média étant généralement exprimée sur une base sèche, il est donc requis de connaitre son taux d'humidité. Pour ce faire, on pèse d'abord la masse du contenant en aluminium (ou autre récipient allant au four) auquel on ajoute une masse connue du média testé, On place ensuite l'échantillon dans un four à 105 C
durant environ huit heures. Au bout de ce délai, l'eau contenue de l'échantillon est évaporée, et il suffit de peser l'échantillon dans le contenant et de calculer la différence avec sa masse initiale afin de déterminer son pourcentage d'humidité.
Afin de préparer les solutions de phosphore servant à faire les essais en batch, il suffit de produire différentes dilutions à partir d'acide phosphorique et d'eau déminéralisée. Les concentrations testées lors de ces essais ont été de 10, 25, 50, 100. 200, 300 et 400 mg Pli. Afin de limiter les manipulations, une méthode qui s'est montrée efficace est de partir d'une certaine quantité de la concentration la plus élevée (400 mg/1), soit la solution mère, et de la diluer avec l'eau déminéralisée afin - 33 ¨

de créer les autres solutions à l'aide d'une pipette millimétrique. Comme ces solutions sont fortement acides, il a été nécessaire de les neutraliser avec une solution de NaOH concentré à 0.5 mole/1. Une fois les solutions de phosphore produites, exactement 100 ml des différentes solutions ont été mesurées à l'aide d'un cylindre gradué et versés dans des erlenmeyers bien identifiés. Ensuite, sept échantillons du média testé ont été pesés précisément et chacun a été disposé dans un erlenmeyer numéroté à cet effet. Environ 5 g de tourbe et de bran de scie bruts ont été
utilisés, et environ 2 grammes de bois activé et d'alumine activée ont été utilisés, Les contenants refermés avec du papier d'aluminium afin d'éviter toute évaporation ont été ensuite placés dans la chambre d'agitation, ajustée entre 100 et 160 rom et à la température désirée. Pour ces essais, une vitesse d'agitation de 150 rom à une température de 22 C ont été utilisés, pendant un temps de contact de 24 heures afin d'être certain d'utiliser la pleine capacité de l'adsorbant. Une fois la période de contact écoulée, les contenants ont été sortis de la chambre d'agitation et les solutions filtrées avec des papiers de filtration rapide, pour finalement être analysées selon la méthode MA-4054 pour déterminer la concentration du phosphore total résiduel des solutions.
A partir des résultats obtenus lors des essais en batch, il a été possible de modéliser des isothermes d'adsorption et donc de déterminer la capacité
maximale de sorption en phosphore des médias. Pour compiler les résultats des essais en lsatch, la masse du média utilisé a été convertie en masse sèche à partir du taux d'humidité déterminé. Ensuite, la concentration absorbée par le milieu filtrant a été
calculée en soustrayant la concentration finale de la concentration initiale et en divisant par la masse sèche du substrat. Il a été possible d'établir les différents modèles isothermes d'adsorption en établissant des courbes décrivant les variations de la quantité de phosphore pris en charge versus la concentration résiduelle de phosphore dans la solution. Ces courbes ont servi à établir les paramètres nécessaires afin de modéliser les isothermes de Freundlich et de Langmuir. Il a été
finalement possible d'identifier le modèle le plus approprié à partir des coefficients de régression linéaire des courbes obtenues.

Pour obtenir les paramètres de l'isotherme de Freundlich, une courbe de la quantité de phosphore pris en charge en fonction de la concentration résiduelle de phosphore dans la solution a été produite par ordinateur à l'aide du programme XCELTM de Microsoft. Ensuite, une courbe de tendance de type puissance a été
appliquée à la série de données, dont l'équation ainsi que le coefficient de corrélation (R2) ont été générés, l'équation de la courbe de tendance étant sous la forme suivante :
Cs --- x/m = KF lin (7) Où:
C, : Concentration du contaminant adsorbé (mg/g) ;
x masse du contaminant adsorbé (mg) ;
ni: masse de l'adsorbant (g) ;
KF : coefficient de Freundlich ;
n : coefficient empirique ; et : Concentration du contaminant en solution et en équilibre (mg/1).
Pour obtenir les paramètres de l'isotherme de Langmuir, une courbe de la concentration résiduelle de phosphore divisée par la quantité de phosphore pris en charge en fonction de la concentration résiduelle de phosphore dans la solution (Ce/Cs en fonction de Ce) a été produite par ordinateur à l'aide du programme EXCELTM Ensuite, une courbe de tendance de type linéaire a été appliquée à
la série de données, dont l'équation ainsi que le coefficient de corrélation (R2) ont été
générés, l'équation de la courbe de tendance étant sous la forme suivante:
Cs = x/m = ah Ce/ (1 b Ce) ou Ce/Cs = lia Ce + 1/ab (8) Ofee Cs : Concentration du contaminant adsorbé (mg/g);
C, : Concentration du contaminant en solution et en équilibre (mg/1) ;
: Capacité maximale d'adsorption ; et : Coefficient d'adsorption.
-35¨

Exemple 5 En vue des résultats intéressants obtenus par la colonne opérée en immersion, une nouvelle série d'essais en colonnes de filtration immergées garnies de trois sous-produits du bois activé a été menée. Plus précisément, les objectifs de ces essais $ consistaient a:
1. Déterminer le débit requis afin d'obtenir un temps de rétention hydraulique de 12 h dans les colonnes;
2. Déterminer si des colonnes garnies de sous-produits du bois active sont en mesure d'abaisser la concentration en phosphore d'une eau usée typique sous une valeur de 0,5 mg/l, et de comparer entre elles les performances des différents sous-produits du bois;
3. Faire le suivi du fer, du pH et de l'azote ammoniacal;
4. Caractériser les boues retrouvées à la sortie de la colonne; et 5. Analyser la composition des garnissages neufs et usagés.
Trois colonnes de filtration opérées en immersion tels qu'antérieurement décrites en vue de la figure 3 ont été garnies avec du bran de scie, de la broyure ainsi que de la planure activée. Pour un volume de garnissage d'approximativement 316 mi, la masse de bran de scie, de broyure et de planure activée était respectivement de 75,2, 64,3 et 24,7 g.
L'alimentation des colonnes a été assurée une pompe péristaltique à tête double de marque Masterflex, utilisant des conduits d'alimentation en PVC
transparent et des conduits de Tygon TM au niveau des têtes de pompes, de diamètre nominal de 3,18 mm. Un seau de 26 litres a été utilisé comme bassin d'alimentation, lequel a été placé dans un réfrigérateur afin de maintenir la température de la solution de 4 à 10 C. Les colonnes ont été alimentées à partir d'une solution de pH
neutralisé avec du NaOH concentré à 50%, produite avec de l'eau potable et dont la concentration en phosphore a été ajustée à 5 mgi'l à partir d'acide phosphorique, correspondant à une eau usée typique.
- 36 ¨

Les résultats relatifs à la cinétique de prise en charge du phosphore par le bois activé ont permis de déterminer que celle-ci était optimale à environ 12 heures de temps de contact. Afin d'être assuré que la prise en charge du phosphore en colonne soit optimale, il a été nécessaire d'ajuster le temps de rétention hydraulique (TRIi) dans celles-ci. Le TRHse détermine à partir du volume occupé par l'eau (il et du débit (Q), tel que présenté à l'équation suivante,:
TRH =VIQ (9) Le débit (Q) est un paramètre facilement contrôlable. Cependant, le volume occupé
par l'eau (V) est inconnu et varie en fonction du garnissage de la colonne.
Garzon et al. (2003) précité propose deux méthodes utiles afin de déterminer le temps de rétention hydraulique dans un biofiltre organique. La première méthode consiste à
utiliser un traceur, tel que présenté plus haut. Une seconde méthode, plus simple, consiste à déterminer le volume de l'eau contenu dans le garnissage d'une colonne.
Une fois ce volume connu, le débit à appliquer pour obtenir le temps de rétention hydraulique désiré peut être déterminé. Afin de déterminer le volume occupé
par l'eau d'une colonne opérée en immersion, la méthodologie proposée est la suivante :
1. Alimenter la colonne à partir de la base à l'aide d'une pompe péristaltique jusqu'à l'immersion complète du garnissage. Remplir tranquillement afin d'éviter les problèmes d'expansion ou de flottaison. Afin de déterminer la quantité d'eau injectée dans la colonne, mettre le tuyau d'alimentation de la pompe dans un cylindre gradué rempli d'eau, S'assurer que la conduite d'amenée soit pleine d'eau avant de commencer à amener l'eau du cylindre gradué afin de ne pas fausser le résultat;
2. Une fois remplie, vidanger la colonne par la base et récolter le liquide dans un cylindre gradué. Laisser égoutter l'eau pour une durée d'approximativement 24 heures;
3. A la fin du test, prélever trois échantillons du milieu filtrant humides:
au dessus; au milieu; et au bas de la colonne. Déterminer le pourcentage d'humidité par un séchage à 105 C durant approximativement une huit -37¨

heures, Le pourcentage humidité global correspond à la moyenne des trois échantillons;
4. Le volume total rempli par peau correspond au volume d'eau total drainé à
la sortie de la colonne en 24 heures additionné à l'eau contenu dans le milieu filtrant humide déterminé à la troisième étape.
Le tableau 10 présente le suivi analytique effectué sur les colonnes de filtration immergées garnies de sousleroduits de bois.
Tableau 10 'Paramètres a n'a-iy-s-JS¨Uriliré Fréquence &d'a Méthode , (1:1 entrée mg/1 HI 93706 (Herman) [PI Sortie m011 8190 (Hach) ........ , 133 Débit d'alimentatiOn Cylindre gradue et chronomètre . ____________________ :;=;
[Fe] entrée et sortie Mgii . ' 8008 (Hacil) 3.
- pHentreeers-ortFe -17 pH 1 el" .XL2 0 (Fisher Scientlflp) etµ
.1N-NH4lentree et sortie! mg/1 10031 (Hach) li est à noter que les méthodes de suivi du phosphore à l'entrée et à la sortie des colonnes étaient différentes, car la méthode 8190 de Hach est plus précise à
faible concentration (gamme : 0,06 - 3,5 mg PA). L'eau échantillonnée à la sortie des colonnes a été récoltée dans des bouteilles de 100 ml sur une période d'environ quatre heures, et les analyses ont généralement été réalisées la journée même de l'échantillonnage. Autrement, les échantillons ont été placés dans un réfrigérateur à 48C pour analyse ultérieure. Considérant que les colorimètres utilisés pour l'analyse du phosphore et du fer sont sensibles aux particules en suspension, les échantillons n'étaient pas agités avant l'analyse.
L'échantillonnage de l'eau à l'entrée des colonnes a été effectué au niveau du tuyau d'alimentation des colonnes afin de tenir compte des réactions pouvant survenir dans les conduits. La mesure du débit a été effectuée après l'échantillonnage, et au besoin, celui-ci était ajustés La quantité de phosphore pris en charge par les colonnes utilisées dans ces essais a été déterminée avec les même équations (4), (5) et (6) ayant servi à déterminer la quantité de phosphore pris en charge dans les colonnes de biofiltration des essais présentés antérieurement.
Durant le suivi des colonnes, il y a eu formation d'un dépôt de boue dans les conduits d'évacuation. De plus, une certaine quantité de boue a été
généralement retrouvée dans le liquide d'échantillonnage à la sortie des colonnes. Dans le but de caractériser ces boues, la concentration en MeS et en MVeS d'un échantillon de 100 ml a été déterminée à partir de la méthode SM-2540 par des essais en duplicata. Sa concentration en fer a aussi été mesurée. De plus, afin de déterminer si ces boues contiennent du phosphore, deux échantillons de 100 ml ont été prélevés à la sortie d'une des colonnes, dont un a été filtré afin de retirer toutes les boues. Les échantillons ont ensuite été analysés selon la méthode MA-4054 afin de déterminer la concentration du phosphore total.
Afin de déterminer la composition du média filtrant, sa concentration en fer et en phosphore a fait l'objet d'analyses. Plus précisément, des échantillons du garnissage de la colonne contenant le bran de scie ont été prélevés au bas, au centre et au sommet à la fin de la période de suivi de la colonne.
L'échantillon prélevé au centre de la colonne a été mélangé afin qu'il soit bien homogène.
Ces échantillons ont été comparés à du bran de scie activé neuf. La concentration du fer et du phosphore sur le média filtrant a été effectuée par la méthode MA-4054.
Aux fins de l'analyse des résultats des essais selon le plan d'expérience utilisé
visant l'optimisation du procédé d'activation, une régression linéaire suivie d'une régression STEP-WISE ont été effectuées afin de différentier les paramètres significatifs de ceux qui ne l'étaient pas. Un niveau de confiance de 95% a été
utilisé afin d'obtenir un modèle fiable. Il a été déterminé que la concentration en chlorure ferrique, le temps d'imprégnation ainsi que l'interaction de ces deux paramètres avaient un impact significatif sur la quantité de phosphore qui pouvait être prise en charge par les copeaux activés. La quantité de solution d'imprégnation n'a pas démontré d'impact significatif. Le modèle obtenu pour la prise en charge du phosphore par les copeaux activés à partir du plan d'expérience utilisé est le suivant :
-39¨

mg mol) P pris en charge (¨)= -2,71 + 3,38 (cone, FeC1) (¨õ 5,0O Temps d'imprégnation) (h) g ¨2,76 (cone. FeC1) * (Temps d'imprégnation) (h) (10) Ce modèle est corrélé à 90% avec les données expérimentales, ce qui indique que le modèle colle bien aux données. Ce modèle a permis de produire une surface modélisée pour la prédiction de l'enlèvement du phosphore par les copeaux en fonction des deux paramètres significatifs, qui sont le temps d'imprégnation et la concentration de chlorure ferrique, tel que présenté sur le graphique de la figure 4.
Une analyse de la variance (ANOVA) a ensuite été effectuée afin de valider le modèle. La P-value indique que le modèle est significatif à un niveau de confiance de 99%, ce qui est supérieur au niveau de confiance généralement suggérée par la littérature, qui est de 95%, mettant en évidence la fiabilité du modèle.
Selon les essais réalisés, le procédé optimal d'activation de copeaux de bois serait :
* Utiliser une solution de chlorure ferrique à 1,5 mole/I (240 g FeCI,3/1) el Utiliser un temps d'imprégnation de 1 heure; et * Utiliser un ratio massique liquide d'imprégnation/copeaux de 0,6:1.
Cependant, certaines réserves sont à formuler en lien avec ces résultats. Dans un premier temps, si cette recette d'activation est optimale pour l'appareil utilisé, elle pourrait être différente pour d'autres équipements. Par exemple, le temps optimal pour l'imprégnation pourrait être plus court si l'équipement de mélange de copeaux était plus efficace. Si un autre équipement était utilisé pour l'activation, il faudra refaire des essais du même type afin de déterminer les paramètres optimaux du procédé. Ensuite, ces paramètres du procédé se sont montrés optimaux pour les copeaux de bois de qualité papetière, mais ne seront éventuellement pas les paramètres d'activation optimaux pour un autre type de sous-produits du bois, tel que le bran de scie. En effet, il sera observé ultérieurement que le ratio massique liquide d'imprégnation/copeaux de 0,6:1 n'est pas suffisant pour les tailles plus fines. Bref, si un autre type de coupe de bois est envisagée, ces résultats ne sont plus optimaux.
- 40¨

Exemple 5 Le premier objectif de l'essai en contexte de biofiltration était de vérifier les capacités d'un média filtrant organique composé de copeaux activés pour la prise en charge du phosphore et de les comparer avec un média du même type constitué de copeaux bruts. Le graphique de la figure 5 présente les bilans de phosphore effectués sur les huit (8) colonnes en 66 jours de suivi, et le tableau 11 présente une comparaison de l'efficacité moyenne des colonnes selon le type de copeaux utilisés pour la prise en charge de phosphore.
Tableau 11 Efficacité d'enlèvenaérit' Quantité totale moyenne de P
Type de copeaux moyenne (%) pris en charge (mg P) Actifs 29.$I 634,4 l Brute 9,7 269,4 Il est possible d'observer que les colonnes de biofiltration composées de copeaux actifs ont une efficacité d'enlèvement plus élevée que ceux composés de copeaux bruts. Par contre, leur efficacité est nettement inférieure à
l'objectif visé
d'enlèvement de l'ordre de 90%.
Le graphique de la figure 6 présente l'évolution de la concentration de phosphore à rentrée et à la sortie des colonnes T1 et T2 sur une période de suivi de 178 jours. li est à noter que la grande variabilité de la concentration du phosphore en entrée était due à la rnicropipette d'échantillonnage non calibrée avant le jour 125. n est possible d'observer que la colonne contenant des copeaux activés effectue une prise en charge du phosphore tout au long du suivi alors que la colonne contenant des copeaux bruts ne fait pratiquement plus de prise en charge à partir du 1000 jour de suivi. Une hypothèse qui expliquerait que la biomasse ne consomme plus de phosphore à partir de ce moment est que l'équilibre de la croissance de la population bactérienne serait atteint. Par la suite, le phosphore issu de la lyse cellulaire serait récupéré par les nouvelles cellules, ce qui ferait en sorte que la prise en charge globale serait nulle. Selon le bilan, la colonne composée de copeaux bruts a été en mesure de prendre en charge environ 200 mg de phosphore. Si on utilise une règle - 41 ¨

du pouce, il est possible de déterminer que la quantité de phosphore pris en charge par un volume donnée d'un mélange de copeaux conventionnels est de l'ordre de g Pie. Comme il le sera démontré plus loin, la prise en charge de phosphore est vraisemblablement faite exclusivement par la biomasse bactérienne, oui contient une concentration de phosphore de l'ordre de 0,023 9199ec tel que rapporté par Tchobanoglous et al. (2003) précité. Si on utilise une règle du pouce, on détermine qu'il y aurait environ 9 gõ de biomasse dans la colonne T1, soit une densité
d'environ 3700 gõ, de biomasse par n13 de biofiltre.
Le second objectif de cet essai était de comparer les performances des colonnes de biofiltration avec copeaux activés avec celle de colonnes de biofiltration à copeaux bruts pour à l'enlèvement de la DCO, de l'azote ammoniacal et concentration de fer en sortie. Le tableau 12 présente les concentrations moyennes des différents paramètres de suivi selon le type de copeaux utilisé dans le biofiltre.
Tableau 12 .õ
Concentrations moyennes obtenues Sortie copeaux Entrée Sortie copeaux bruts actifs I [Fa] (me :7 0,33: 0,04 0,0e 1[1)00) (mg/1) 81,5. 42,9 36,45 15,001 Il est possible d'observer que seul l'azote ammoniacal semble être affecté
significativement par le type de copeau utilisé. Le graphique de la figure 7 présente l'impact de l'activation des copeaux de bois sur les concentrations moyennes en azote ammoniacal en entrée et en sortie des biofiltres. H est possible d'observer que les biofiltres contenant des copeaux activés semblent relarguer de l'azote ammoniacal dans les premiers jours d'opération. Cela proviendrait hypothétiquement du sous-produit formé lors du procédé d'activation, le NI-14C1. Cet effet disparait progressivement jusqu'au jour 16, où toutes les colonnes effectuaient une nitrification complète.
- 42 ¨

Finalement, le dernier objectif de cet essai était de vérifier l'effet de la concentration en phosphore de l'eau d'alimentation et de la charge hydraulique sur les capacités de déphosphatation des colonnes. Les tableaux 13 et 14 présentent l'effet des deux paramètres testés sur l'enlèvement du phosphore.
Tableau 13 Quantité totale moyenne [Il en entrée Efficacité d'enlèvement de P pris en charge (mg Pli) moyenne ("Io) (mg P) 17,3 785 i 7========7,¨ ___________________ - .............................. I
Tableau 14 . Quantité totale moyenne Charge hydraulique Efficacité d'enlèvement de P pris en charge moyenne (%) (mg P) 350 21,0 468,1 1 1 = . 188 635 7 Comme on peut l'observer au tableau 13, la quantité de phosphore pris en charge dans les colonnes alimentées par une eau dont la concentration en 10 phosphore est plus élevée est supérieure à celles alimentées par une concentration plus faible. L'efficacité d'enlèvement globale est toutefois inférieure. Par contre, comme la durée de vie potentielle des colonnes n'a pas été atteinte, il est plausible de croire que les capacités auraient été les mêmes au bout de la durée de vie utile des colonnes de biofiltration. Pour ce qui est du débit d'alimentation, l'efficacité
15 d'enlèvement des colonnes de biefiltration alimentés à 350 l/(m1) est légèrement supérieure à celles alimentés à 500 1/(m21). Cela pourrait s'expliquer par le fait que le temps de rétention hydraulique des colonnes alimentées à un plus fort débit est plus faible, ce qui permet une prise en charge moins efficace. Par contre, la quantité totale de phosphore pris en charge dans les colonnes alimentées à un plus fort débit est supérieure à celles alimentées à un plus faible débit. Comme la durée de vie potentielle des colonnes n'a pas été atteinte, il est cependant plausible de croire que les capacités de prise en charge maximales auraient été les mêmes.
- 43 ¨

L'efficacité d'enlèvement du phosphore des colonnes contenant des copeaux actifs est supérieure à ceux contenant des copeaux bruts (30% VS 10%), mais reste bien au-dessous de l'objectif d'une concentration 0,5 mg Pil en sortie de colonne, sait un enlèvement d'au moins 90%. A partir de ces résultats et de certaines observations, certaines hypothèses ont été posées afin d'expliquer les performances relativement faibles observées avec les colonnes de biofiltration contenant des copeaux actifs pour la prise en charge du phosphore, 1. L'eau usée contient des ions compétiteurs et de la matière organique qui nuisent à l'enlèvement efficace des phosphates;
2. La surface spécifique des copeaux est trop faible pour prendre en charge efficacement les phosphates;
3. Les temps de rétention hydrauliques du filtre sont trop faibles pour assurer une bonne prise en charge des phosphates;
4. Les conditions aérobies ne sont pas idéales pour l'enlèvement des phosphates par les copeaux comparativement aux conditions immergées des essais en batch;
5. L'eau migre principalement dans la tourbe, s'écoule peu sur la surface des copeaux et suit des chemins préférentiels, ce qui fait que la surface des copeaux est mal utilisée.
Par ailleurs, l'utilisation de copeaux activés en contexte de biofiltration a un impact sur l'azote ammoniacal dans les premiers jours d'opération. Les performances d'abattement du fer et de la DCO ne semblent pas être affectées par la nature des copeaux utilisés. Finalement, la quantité de phosphore pris en charge dans les colonnes alimentées par une concentration en phosphore plus élevé est supérieure à
celles alimentées par une concentration plus faible et la quantité totale de phosphore pris en charge dans les colonnes alimentées à un plus fort débit est supérieure à
celles alimentées à un plus faible débit.
Dans l'optique d'optimiser l'utilisation du bois activé, l'influence reliée à
la qualité de l'eau sur la cléphosphatation a été investiguée, et plus précisément l'influence des ions compétiteurs et de la matière organique. Le tableau 15 présente - 44 ¨

la concentration de différents composants (N-1\103, DCO et P) mesurés pour les types d'eau testée.
Tableau 15 N-NO3 DCO I P initial Type d'eau (mg N-NO3/11) (mg DC011) (mg Pin Synthétique 1:

Sorbe biofiltre j ,4 =
Eau usée 0,4 354 183 18 l décantée 1 ...
En vue de la figure 8 présentant la quantité de phosphore pris en charge par gramme de copeaux actifs en fonction de divers types d'eau utilisées, Il peut étre observé que la composition de l'eau utilisée a un impact sur la capacité de prise en charge de phosphore par les copeaux activés. Les copeaux immergés dans l'eau déminéralisée ont pris environ 30% plus de phosphore que ceux dans l'eau usée décantée. Le plus grand écart se trouve entre l'eau déminéralisée et l'eau de sortie du biofiltre, qui contient la plus haute concentration de nitrate. Par contre, les concentrations initiales de phosphore des différents types d'eau étaient légèrement différentes, ce qui pourrait avoir eu un certain impact sur la quantité de phosphore adsorbé sur les copeaux. De manière générale, cela indique que l'utilisation d'une eau moins chargée en constituants permet une prise en charge du phosphore plus 1$ efficace. Par ailleurs, Il a été observé que des biofilms se sont développés dans les biofiltres contenant des copeaux actives. En plus de l'effet direct des Ions compétiteurs et de la matière organique, une eau chargée va assurément mener à
la croissance d'un blofilm bactérien plus important sur la surface des copeaux.
Les biofilms sont essentiels à tout système de traitement à milieu fixe, mais nuit à la capture passive du phosphore, qui est un phénomène de surface.
En ce qui concerne le pH, la figure 9 présente les résultats de l'essai visant à
vérifier l'influence de ce paramètre sur les capacités de prise en charge en phosphore du bois activé. En tenant compte de l'incertitude, ces résultats indiquent que le pH ne semble pas avoir d'effet significatif sur la capacité de prise en charge en phosphore du bois activé.
-45 ¨

En ce qui concerne la température, la figure 10 présente les résultats de l'essai visant à vérifier l'influence de ce paramètre sur les capacités de prise en charge en phosphore du bois activé. Il est possible d'observer que la prise en charge en phosphore est plus efficace en température plus élevée, L'effet n'est toutefois pas très marqué, le bois activé immerge à 50 C ayant pris en charge environ 22%
plus de phosphore qu'a 3 C. De plus, la gamme de température testée est beaucoup plus large que celle de l'eau usée municipale, qui varie généralement entre 7 et 24 C au Québec. En pratique, ce paramètre aura donc peu d'effet sur la capacité de sorption de phosphore du bois activé.
En ce qui concerne la granulométrie, la figure 11 présente les résultats de l'essai visant à vérifier l'influence de cette propriété du bois activé sur ses capacités de sorption du phosphore. Il est possible de voir que la granulométrie a un très grand impact sur la capacité de prise en charge de phosphore du bois activé. En effet, les copeaux de 2-6,6 mm de diamètre ont pris en charge environ 230% fois plus que les copeaux de diamètre de 25 mm et plus. La pianure est la coupe de bois ayant la capacité de prise en charge la ptus importante. La granulométrie du bois étant un indice de la surface spécifique, cela confirme que ce paramètre a un impact très significatif sur la capacité de prise en charge de phosphore par un média.
Par ailleurs, un essai a été réalisé dans le but de déterminer la cinétique de prise en charge du phosphore par le bois activé, dont les résultats dont montré à la figure 12. Ces résultats indiquent que la quantité de phosphore pris en charge par les copeaux est optimale après environ douze heures de temps de contact, li a été
possible de modéliser une courbe de tendance de type logarithmique à partir des données, par l'équation suivante P pris en charge = 0,4351n(temps de contact (h)) + 1,725 (11) Selon ces résultats, un filtre à capture passive devrait être dimensionné afin d'avoir un temps de rétention hydraulique d'au moins 12 h, Le tableau 16 présente les résultats obtenus lors de deux essais traceurs qui visaient à déterminer le temps de rétention hydraulique dans les colonnes de biofiltration, et la figure 13 présente la courbe de concentration de KCL en sortie en fonction du temps mesurée pour le - 46 ¨

second essai. Selon ces résultats, le temps de rétention hydraulique du biofiltre à
l'essai serait de l'ordre de 7,8 h. La similitude obtenue lors des deux essais indique que leur reproductibilité est bonne. Selon l'équation (11), un temps de rétention hydraulique de 7,8 h ferait en sorte que ceux-ci prendraient en charge 93 % du phosphore de ce qu'il serait en 12 h. L'effet du temps de rétention hydraulique inférieur à celui optimal serait donc peu significatif.
En ce qui concerne l'influence du mode d'opération des colonnes, la figure 14 présente les concentrations de phosphore en entrée et en sortie des colonnes en percolation et en immersion sur 141 jours de suivi, et le tableau 16 présente un bilan du phosphore capté par chaque colonne ainsi que la quantité d'eau ayant circulé
dans le garnissage.
Tableau 16 "Paramètre Percolation ---Phosphore total capte (nng -Quantité d'eau ayant circulé dans la tcolonne (I) 88 89 Comme le montre la figure 14, les performances de déphosphatation de la colonne opérée en immersion sont beaucoup plus intéressantes que celle opérée en percolation. Selon le bilan effectué, la colonne opérée en immersion a capté
près de quatre fois plus de phosphore que l'autre. A partir du jour 18, les concentrations de phosphore en sortie des deux colonnes se distinguent considérablement Après seulement 32 jours, la colonne opérée en percolation n'effectue presque plus de prise en charge de phosphore alors que l'autre a une efficacité relativement bonne jusqu'autour du jour 130. Il est possible d'observer que l'ajustement du débit au jour 67 a eu un impact considérable sur la performance de ciéphosphatation de la colonne opérée en immersion. Le débit visé est passé de 720 mlij à 575 ml/j. L'essai ayant détermine le débit pour ajuster le TRI-1 à environ 12 heures est décrit plus loin en détail.
La figure 15 présente la concentration en fer dissout à l'entrée et à la sortie des colonnes en percolation et en immersion. Il est possible de constater que la - 47 ¨

colonne opérée en immersion relargue une quantité de fer beaucoup plus importante que celle en percolation. Considérant que le fer se retrouve sous forme ionique dans un environnement de pH bas et un potentiel redox faible, le mode d'opération en immersion serait donc plus propice à une mise en solution du fer en raison des conditions anoxies qui y existe, favorisant un faible potentiel redox.
Les résultats d'une analyse de la composition du garnissage neuf et usagé
sont présentés au tableau 17, en termes de concentrations en phosphore et en fer d'échantillons de garnissage (broyure) neuf et usagé prélevés à différents points de la colonne opérée en immersion après 141 jours d'opération.
Tableau 17 Broyure activée f Fer Phosphore 1.
(me) (mg/g) I Ne liti8 73,5 usa gée,: bas ...a.
1- 58,1 5,8 13,3 1,3 Usagée - milieu mélangé 64,2 6,4 13,6 1,41 t Usagée - haut 64,4 6,4 9,1 0,9 li est à noter que l'incertitude de la méthode utilisée est de 10% pour des concentrations supérieures à 1 mg/g et de 15% pour des concentrations inférieures à
1 mg/g. Il est possible d'observer que la concentration en fer du média filtrant neuf est supérieure à celle du média usagé, ce qui serait logique étant donné le retour en solution du fer. Ensuite, il semble que la partie basse soit légèrement moins concentrée en fer que les parties supérieures. Comme il s'agit de la partie la plus loin du sommet de la colonne qui est en contact avec l'air, il est présumé que c'est la section ayant le potentiel d'oxydoréduction le plus faible, donc plus encline â faire retourner le fer en solution. Il sera mis en évidence plus loin que le bran de scie activé à une concentration en fer presque deux fois plus élevée.
Ensuite, il est possible de voir que la concentration en phosphore dans le média filtrant atteint environ 13,5 mg/g au bas et au centre de la colonne. La partie haute de la colonne a une concentration en phosphore moins élevée, ce qui indiquerait que cette section n'est pas saturée. On remarque que la concentration - 48 ¨

maximale atteinte est inférieure à ce qui a été calculé dans le bilan. Dans un premier temps, cela pourrait s'expliquer par l'imprécision sur les concentrations en phosphore ou des débits mesurés lors du suivi. Ensuite, cela pourrait s'expliquer par le fait qu'une certaine quantité de boues, qui était relarguée hors de la colonne, contiendrait du phosphore. Plus de détails relatifs à cette observation sont présentés plus loin.
Le premier objectif de ces essais était de déterminer l'influence des ions compétiteurs et de la matière organique, du pH et de la température sur les capacités de prise en charge du phosphore du bois actif. Premièrement, il a été
déterminé que l'utilisation d'une eau moins chargée en constituants permet une prise en charge du phosphore par le bois actif plus importante. Deuxièmement, il a été déterminé
que le pH ne semble pas avoir d'effet significatif sur la capacité de prise en charge en phosphore du bois activé. Troisièmement, il a été possible d'observer que la prise en charge en phosphore est plus efficace à température plus élevée. L'effet de la température n'est toutefois pas très marqué, surtout considérant la gamme de température type de l'eau usée.
Le deuxième objectif de ces essais était de déterminer l'influence de la granulométrie et du type de sous-produit de bois activé sur sa performance pour la prise en charge de phosphore. Il a été constaté que la granulométrie des sous-produits de bois activé a un très grand impact sur ses capacités. La granulométrie du bois étant un indice de la surface spécifique, cela confirme que ce paramètre a un impact très significatif sur la capacité de prise en charge de phosphore d'un média.
Le troisième objectif de ces essais était de déterminer la cinétique de prise en charge du phosphore par le bois activé et de déterminer si le temps de rétention hydraulique des colonnes de biofiltration était suffisant. Les résultats indiquent que la quantité de phosphore pris en charge par les copeaux est optimale après environ 12 h de temps de contact, Par la suite, les essais avec traceur ont indiqué que le temps de rétention hydraulique des biofiltres à l'essai était de l'ordre de 7,8 heures. Selon la courbe de cinétique de prise en charge de phosphore modélisée, un temps de rétention hydraulique de 7,8 heures ferait en sorte que les copeaux activés prendraient en charge 93 % du phosphore de ce qu'ils prendraient en 12 h.
L'effet du TRE1 inférieur à celui optimal serait donc peu significatif, - 49¨

Ensuite, les résultats démontrent très clairement que la colonne opérée en immersion est beaucoup plus efficace pour la capture de phosphore que celle opérée en percolation. En effet, la colonne opérée en immersion a pris en charge près de quatre fois plus de phosphore que la colonne opérée en percolation. Cet essai a démontré que les sous-produits du bois utilisés en immersion auraient une capacité
de prise en charge maximale de phosphore de l'ordre de 15 mg/g. Ces résultats peuvent s'expliquer par le fait que l'eau qui circule dans les colonnes en percolation utilise des canaux d'écoulement préférentiels qui sont rapidement saturés en phosphore et que celles-ci sont plus assujetties à des courts-circuits, ce quil diminue le temps de résidence de l'eau dans la colonne. De plus, la concentration du fer dissout dans la colonne opérée en immersion indique qu'il y aurait potentiellement un double mécanisme de capture de phosphore, soit l'échange anionique et la précipitation. La dissolution du fer dans la colonne opérée en immersion serait due au fait que le potentiel redox y serait inférieur en raison de la faible quantité
en oxygène dissout Par contre, le faible diamètre de la colonne fait en sorte que l'effet de paroi devait y être significatif, ce qui serait défavorable à la détermination de la capacité de prise en charge maximale. De plus, le fait que la solution d'alimentation était trois fois plus concentrée qu'une eau usée municipale typique a possiblement biaisé la capacité du média vers le positif. Finalement, comme la solution utilisée était beaucoup plus pure qu'une eau usée décantée ou qu'une sortie de biofiltre, on peut s'attendre à ce que la capacité du média filtrant en condition réelle soit inférieure.
Finalement, suite aux résultats obtenus, la relativement faible efficacité de déphosphatation des copeaux activés utilisés en contexte de biofiltration pourrait s'expliquer par une combinaison d'un mode d'alimentation non optimal, de la forte granulométrie des copeaux, de la solution d'alimentation utilisée qui contenait des ions compétiteurs et de la matière organique ainsi que du temps de rétention hydraulique trop court des colonnes.
Exemple 7 Pour fin de comparaison, les sous-produits du bois activé ayant fait l'objet des essais ont fait l'objet d'une caractérisation. La figure 16 présente le profil - 50 ¨

granulamétrique des différents sous-produits du bois testés. H est possible de constater que le bran de scie présente la granulométrie la plus fine alors que la pleure présente la plus grossière. Cependant, ce résultat n'est pas nécessairement représentatif de la surface spécifique des produits, car leurs aspects sont différents et les sous-produits du bois ayant été produits à partir une déchiqueteuse à
disque sont supérieurs à ceux produits avec un broyeur à marteau. H serait possible de réaliser des mesures de surface spécifique afin de pouvoir déterminer un mode de classement plus précis.
Des isothermes d'adsorption selon les modèles de Freundlich et de Languir ont été réalisées pour la tourbe de sphaigne, le bran de scie brut, la broyure activée, le bran de scie activé, la planure activée ainsi que l'alumine activée. Les sous-produits du bois activé ont montré une très bonne corrélation avec les modèles. Le modèle ayant les meilleurs coefficients de corrélations (R2) avec les données expérimentales a été celui de Langmuir, dont les coefficients indiquent la capacité
maximale de prise en charge de phosphore, tel que montré au tableau 18.
Tableau 18 , Capacde maximale Produit (mg P./g) fteSirbe 'Cle sphaigne 0 .
IBran de scie brut .1 0 Broyure active 6,9 Bran de scie active 7,2 "
Filanure activée " :èTà-urnine activée J
est possible de constater que les capacités maximales de prise en charge des trois sous-produits du bois sont assez comparables. Toutefois, le bran de scie activé se démarque légèrement du lot. Ce résultat peut être expliqué par le fait que le bran de scie détenait la plus grande surface spécifique. On remarque que les capacités maximales de prise en charge en batch sont inférieures à celles déterminées en colonne immergée. Cela pourrait s'expliquer par le fait que le relargage du fer en solution est un processus lent qui continue pendant des mois.
-51¨

Afin d'évaluer l'impact du relargage du fer sur la prise en charge du phosphore par les sous-produits du bois actifs, un essai en batch s'étalant sur plusieurs mois pourrait être réalisé, Le premier objectif de ces essais était de caractériser et d'activer différents sous-produits du bois commercialement disponibles. a été mis en évidence que le bran de scie était le produit présentant la plus faible granulométrie tandis que la planure était le produit présentant la plus grossière. Ensuite, il a été mis en évidence que plus de chlorure ferrique était nécessaire pour une activation efficace, soit un rapport massique liquide d'imprégnation : bois de 1,5:1.
Le second objectif était de déterminer et comparer la capacité de sorption de phosphore maximale des sous-produits du bois activé ainsi que d'autres produits de garnissage par la modélisation d'isotherme d'adsorption. D'abord, H a Oté mis en évidence que le type de tourbe de sphaigne utilisé et le bran de scie brut n'avalent aucune capacité de prise en charge de phosphore. Ensuite, les sous-produits du bois ont obtenu de bonnes corrélations avec les modèles, plus particulièrement avec celui de Langmuir. Les capacités maximales de prise en charge de phosphore des trois sous-produits du bois sont assez comparables, mais le bran de scie activé se démarque légèrement du lot avec une capacité de 7,22 mgig.
li est possible de remarquer que les capacités maximales de prise en charge de phosphore en batch sont nettement inférieures à celles déterminées en colonne immergée. Cela s'expliquerait par le fait que le relargage du fer en solution est un processus lent qui agit sur le long terme, venant confirmer l'hypothèse du double mécanisme de prise en charge du phosphore par le bois activé opéré en immersion.
En ce qui concerne la détermination du débit à appliquer sur les colonnes immergées utilisant les sous-produits du bois activés pour la déphosphatation, le tableau 19 présente les résultats ayant servi à déterminer le volume d'eau présent dans les colonnes immergées utilisant approximativement 315 ml de garnissage, Tableau 19 Vol. eau Vol. eau Vol. humidité Vol.
total 1!
injecté (m1) écoulé (m1) :I résiduel (m1) i (m1) .;;:: ...................................................... , - 52 ¨

royure activée. 250 177: 77 254 Bran de scie activé 280 181 138' 2991 a.eaaa.,õ, . ............................................... , ..
Pjahûté activée " 290 249 285'1 .. aaaa " ... .. ''' == ----eaeama """"A=+1??
li est possible de voir que la quantité totale d'eau récoltée est assez proche de celle injectée. Grâce à cette information, il est possible de déterminer le pourcentage de vide des garnissages et d'évaluer le débit à appliquer aux colonnes pour avoir un temps de rétention hydraulique de 12 heures, tel que présenté au tableau 20.
Tableau 20 rPourcentage-r- Q Q .11 de vide (%) (nallj) g (rrili5mia) ............................... aa ....
Broyure activée a 81% 5091r- 1,871, Bran de soie actia4:. '' ''1"598 t 211 .õ
Planure aCtivée 90 A;t. - 569 Le tableau 20 indique que le bran de scie activé aurait le plus fort pourcentage de vide et donc celui pouvant recevoir le plus fort débit pour un TRH de 12 h, alors que la broyure activée serait celle qui peut recevoir le débit le plus faible.
Afin d'avoir la même base de comparaison pour tous les produits et de prendre compte de l'incertitude sur la mesure du pourcentage de vide de la colonne de bran de scie activé, le débit appliqué sur toutes les colonnes pour le suivi du montage a été de 2 m1/5 min. Cela représenterait un débit journalier de 1,8 M3 d'eau par M3 de garnissage. Cependant, il est plus ou moins réaliste que le pourcentage de vide soit de l'ordre de 95%. Ceci pourrait s'expliquer par la présence de certains de vides dans la colonne, notamment dans ta partie basse de celle-ci. De plus, le fait que le diamètre des colonnes était très petit a pu influencer l'essai, dans la mesure où la compaction du garnissage y était plus limitée. L'utilisation de colonne de plus grand diamètre pourrait indiquer de façon plus précise le pourcentage de vide réel dans les colonnes. Ensuite, l'humidité résiduelle globale a été déterminée en faisant la moyenne de l'humidité au-dessus, au milieu et au bas de la colonne, ce qui a pu influencer les résultats des essais, car la partie basse contient beaucoup plus d'eau.
Cet effet a été particulièrement marqué dans la colonne contenant le bran de scie, car celui-ci retient beaucoup plus l'eau que les autres garnissages. La quantité
d'humidité résiduelle du bran de scie présentée au tableau 18 démontre bien cette affirmation. Afin de remédier à ce problème, la période d'égouttage pourrait être plus longue, soit de l'ordre de 48 heures, ou l'humidité résiduelle pourrait être déterminée en mélangeant complètement le média filtrant humide.
En ce qui concerne le suivi des colonnes immergées utilisant les différents sous-produits de bois activé, la figure 17 présente la concentration du phosphore à
l'entrée et à la sortie des colonnes immergées sur une période de suivi de 80 jours, et la figure 18 présente l'efficacité de déphosphatation des colonnes pour cette même période de suivi.
Il est possible de constater que les colonnes ont toute été en mesure d'abaisser la concentration de phosphore de l'eau à l'entrée sous 0,2 mg/1 pendant 80 jours. La moyenne de performance de déphosphatation a été de l'ordre de 98%

pour les colonnes contenant le bran de scie et la broyure activée alors qu'elle a été
de l'ordre de 97% pour la colonne contenant la planure activée. Les figures 19 et 20 présentent respectivement les résultats des suivis du pH et de la concentration du fer à l'entrée et la sortie des colonnes immergées. Il est possible d'observer que le pH à
la sortie des colonnes est relativement acide durant les premiers jours de suivi et retourne à la valeur de la solution d'alimentation autour du jour 20. Cela pourrait être dû au lessivage des résidus de FeCI3 non neutralisés. Ce phénomène s'atténue cependant assez rapidement. Pour ce qui est du fer, la concentration à la sortie des colonnes semble varier de façon plutôt aléatoire. 11 serait possible de suivre le potentiel d'oxydoréduction de la solution d'alimentation pour confirmer l'hypothèse que celui-ci pourrait varier en fonction de l'âge de la solution d'alimentation (fraiche ou vieille), ce qui pourrait faire varier le taux d'oxygène dissout. De plus, les échantillons n'ayant généralement pas été agités avant leur analyse de fer dissout, pour éviter l'influence des particules en suspension provenant de la boue déposée tel que mentionné plus haut, il est possible que cette boue ait été fortement concentrée en fer. Dépendant du taux de décantation de l'échantillon, la concentration mesurée a dont pu varier.
La figure 21 présente la concentration de l'azote ammoniacal à l'entrée et à
la sortie de la colonne contenant de la broyure activée. Il est possible d'observer que la - 54 ¨

colonne relargue du N-NH4 dans les premiers jours, Cela proviendrait hypothétiquement du sous-produit formé lors du procédé d'activation, le N1-14CI. Une fois le produit lessivé, ce paramètre revient à la normale.
En ce qui concerne les résultats de l'analyse des boues qui a été réalisée, le tableau 20 présente la concentration en MeS, en MVeS et en fer d'un même échantillon prélevé à la sortie de la colonne de bran de scie activé.
Tableau 21 Paramètre 17-Concentration (ragil)1 MeS ; 51,1 NIVeS 13,3 Fe Le tableau 22 présente la concentration en phosphore total d'un échantillon filtré par rapport à un échantillon non filtré prélevé à la sortie de la colonne de bran de scie activé.
Tableau 22 Non filtré fuité
tebnéeritteteriiii phestAbre {rie) 0,10 0,07 I
U est possible de constater en vue du tableau 21 que l'échantillon contient une forte concentration de MeS dont environ 25% sont composés de matières volatiles en suspension. Cela signifie que la majorité de ces boues est de composition minérale.
A première vue, la concentration en fer ne semble toutefois pas pouvoir expliquer la totalité de ces matières minérales. Cependant, la valeur mesurée est en termes de Fe+ et le fer pourrait être présent sous forme de composés particulaires plus lourds, tel que Fe(011)3, qui augmenterait considérablement la masse de la portion ferreuse.
Ensuite, il est surprenant de constater autant de matière volatile en suspension, car la solution utilisée est composée d'eau potable, donc presque sans substrat pour les bactéries, Une hypothèse est qu'une partie de cette biomasse pourrait provenir de la dégradation du bois du garnissage de la colonne. Ensuite, il est possible de constater que les boues ne semblent pas contenir de phosphore en quantité
considérable, ce qui est un résultat important. La faible différence entre les deux - 55 ¨

échantillons pourrait s'expliquer par le phosphore contenu dans les bactéries, qui serait de l'ordre de 2% selon Tchobanogious et al. précité.
Les résultats de l'analyse de la composition du garnissage neuf et usagé sont présentés dans le tableau 23 en termes de concentrations en phosphore et en fer d'échantillons de bran de scie activé neuf et usagé prélevés à différents points de la colonne après 80 jours d'opération.
Tableau 23 = Bran de scie activé Fer t Phosphore , (m9/9) (m9/9) Neuf 96,1 9,6 I 0,2 6,03,1 = Usagé - bas õõõ ---------------------Usagé - mitieu mélangé 126,0 12,6,i 1,3 0,1 . .
e'Usage liaùt 131,3 13,1 03 ,0 Dans un premier temps, il semble irréaliste que la concentration en fer du média filtrant neuf soit inférieure à celui de média filtrant usagé. Selon les concentrations obtenues dans le média filtrant usagé, il serait plutôt réaliste de croire que la concentration en fer du média filtrant neuf soit de l'ordre de 130 à
140 mg/g.
Cela indique qu'au moins 10% de la masse du média serait composée de fer, Si on considère que la masse volumique du bran de scie brut est de 400 kg/m3, le bran de scie activé aurait une masse volumique de l'ordre de 440 kg/m3, Cette concentration est presque deux fois plus élevée que celle du garnissage de la colonne opérée en immersion visant à déterminer le mode d'opération optimal. Ensuite, il est possible d'observer une migration du fer vers le haut de la colonne. Cela serait tout à
fait cohérent, car le fer qui serait mis en solution à la base de la colonne précipiterait lorsqu'il atteint le haut de la colonne qui est expose à l'air libre, donc avec un plus fort potentiel d'oxydoréduction. Il est intéressant de voir que la concentration en phosphore est très élevée à la basse du garnissage alors qu'elle est plutôt faible dans le reste de la colonne. On peut voir qu'il y a un profil de saturation de phosphore.
Comme la colonne était loin du point de saturation, la concentration de saturation de phosphore pourrait être supérieure à 13,2 mgig tel que mesurée. De plus, comme la - 56¨

concentration de fer est presque deux fois plus élevée que celle du garnissage de la colonne opérée en immersion visant à déterminer le mode d'opération optimal, on pourrait s'attendre à ce que la capacité maximale de prise en charge en phosphore du média filtrant soit supérieure à 15 mg/g.
Le premier objectif était de déterminer le débit requis afin d'obtenir un temps de rétention hydraulique de 12 h dans les colonnes. Celui-ci a été fixé à 2 m1/5 min pour les colonnes testées, ce qui représente 1,8 M3 d'eau par m3 de garnissage par jour. Cependant, il a été mis en évidence que ce résultat était approximatif en raison de zones vides dans fa colonne, du faible diamètre de celles-ci et de la méthode utilisée pour déterminer l'humidité résiduelle.
Le second objectif était de déterminer si des colonnes immergées garnies de sous-produits du bois activés étaient en mesure d'abaisser la concentration en phosphore d'une eau usée typique sous une valeur de 0,5 mg/l. Les résultats indiquent que celles-ci ont été en mesure d'abaisser la concentration initiale de 5 mg/I
à une concentration de 0,2 mg/I de phosphore sur toute la durée du suivi, soit de 80 jours. Bien que la solution utilisée était synthétique, ces résultats pourraient raisonnablement être transposés pour traiter de l'eau usée municipale ou une eau provenant de la sortie d'un système de biofiltration, Par rapport à la comparaison des performances des différents sous-produits du bois activés, l'utilisation du bran de scie semble légèrement avantageuse.
Le troisième objectif était de faire le suivi du fer, du pH et de l'azote ammoniacal à l'entrée et à la sortie de la colonne. H a été mis en évidence que le pH
à la sortie des colonnes était acide dans les premiers jours d'opération et qu'il y avait aussi un relargage de N-NH4 durant cette période. Ces observations pourraient être attribuées au sous-produit de l'activation lessivés dans les deux premières semaines.
Le suivi du fer n'a pas donné de tendances significatives.
Le quatrième objectif était de caractériser les boues retrouvées à la sortie de la colonne. Les résultats indiquent que celles-ci sont à 75% minérales. La concentration en fer seule ne semble toutefois pas expliquer la totalité de cette fraction. La fraction organique totalisant 25% de la masse des boues est assez surprenante, car il y a très peu de substrat dans la solution d'alimentation des colonnes qui est composée d'eau potable et d'acide phosphorique. Les résultats indiquent que les boues retrouvées à la sortie de la colonne de bois activé
contiennent très peu de phosphore, ce qui est un résultat important.
Finalement, la valeur mesurée de MeS de l'ordre de 50 mg/I étant supérieure à la norme de rejet établie à 25 mg/1 pour le Québec, un dispositif pour limiter le relargage de MeS
pourrait être prévu, tel qu'un filtre constitué d'un média approprié pour retenir les boues générées.
Le dernier objectif de cet essai était d'analyser la composition du bois activé
neuf et usagé. Il a été possible d'observer une migration du fer du bas vers le haut de la colonne. De plus, le média neuf serait composé d'environ 10% de fer sur une base massique. Le phosphore était essentiellement concentré au bas de la colonne, alors qu'il était en très faible quantité dans le reste de la colonne, indiquant qu'il y aurait un profil de saturation dans la colonne.
A partir des essais réalisés, il a été observé que la quantité et la concentration de la solution de chlorure ferrique optimale pour imprégner les sous-produits du bois était de 1,5 litre de solution concentrée à 1,5 moleil par kg de bois. Par la suite, de l'ammoniaque gazeuse est injectée à travers la matrice de copeaux imprégnés afin d'obtenir l'hydroxyde de fer, Voici la réaction recherchée lors de l'activation des produits du bois :
Hydratation FeC13 _____________________ >Fe3+ +3C1- (12) +3C1- + 3N113+3H20 -> Fe(OH)3+3NH4C1 A partir de cette équation, il est possible de déterminer la quantité de produits chimiques requis pour activer le bois. Pour chaque mole de fer hydratée, trois moles d'ammoniaque seront requises. La masse molaire de l'ammoniaque étant de 17,03 g, on sait donc que 51,09 g d'ammoniaque seront requis pour faire la réaction avec une mole de fer. Si on désire déterminer la quantité de produits chimiques requise pour l'activation d'un kilogramme de bois, les quantités sont les suivantes :
Masse de bois: 1 kg Volume FeC13 à 1,5 mole/1 requis : 1,51 Nombre de mole de FeCI3: 2,25 mole (correspond aussi au nombre de mole de fer requises) Masse molaire du FeCI3: 162,21 g/mole Masse de FeCi3 pur requise : 364,97 g Nombre de mole de NH3 requises : 6,75 moles Masse de NH3 requis : 114,95 g On sait donc que pour activer un kilogramme de bois, on aura besoin d'environ grammes de chlorure ferrique et de 115 grammes d'ammoniaque.
Exemple 8 La figure 22 représente schématiquement un système pouvant être utilisé
pour la production de bois activé. Avec ce système, le procédé d'activation du bois complet, incluant l'imprégnation du chlorure ferrique sur le bois suivie d'une injection à l'ammoniaque gazeuse pourrait être effectuée au sein d'un même réacteur. Ce réacteur prendrait la forme d'un mélangeur industriel de type Batch , composé
d'acier inoxydable à cause de la nature corrosive du chlorure ferrique et de l'ammoniaque. Le système comprendrait un réservoir et un dispositif d'injection de FeC13, un réservoir de NH3 ainsi qu'un dispositif de circulation d'air. Le réacteur pourrait être rempli à environ à 40% pour fins d'opération, et le cycle d'activation pourrait durer approximativement 45 minutes, soit 15 minutes pour l'imprégnation au FeC13, 15 minutes pour la mise en contact avec l'ammoniaque et 15 minutes pour la ventilation dans le réacteur. Le bois partiellement séché serait par la suite entreposé.
Un procédé d'activation de type ln Situ pourrait être envisagé, considérant qu'il serait avantageux de pouvoir activer des sous-produits du bois déjà en place dans un filtre simplement en y ajoutant des produits chimiques. L'aspersion de FeCl3 suivi d'une aspersion au NaOH sur du bran de scie déjà en place dans une charpente de filtre pourrait être envisagée pour fins d'activation. Par ailleurs, considérant que la prise en charge de phosphore par les oxyhydroxycies de fer ou d'aluminium est réversible, il est possible de régénérer le média filtrant saturé à partir d'une solution alcaline, tel que décrit par Genz et al. dans Advanced phosphorus removal from membrane filtrates by adsorption on activated aluminium oxide and granulated ferric - 59 ¨

hydroxide. VVater Research 38(16): 3523-3530 (2004). Cela permettrait de considérablement réduire la quantité de média requise. Le phosphore récupéré
lors de la régénération pourrait éventuellement être transformé en struvite utilisable comme engrais agricole.
Selon une des réalisations possibles, le filtre immergé à capture passive de phosphore peut être disposé en aval d'un biofiltre percolateur sur support organique, tel que représentée à la figure 23. Cette configuration permettrait de conserver les performances épuratrices du système de biofiltration tout en effectuant la déphosphatation de l'eau usée à traiter. De plus une telle configuration permettrait de réaliser une dénitrification de l'eau à traiter, pour compléter l'épuration de l'eau usée. Il est connu que les systèmes de biofiltration présentent d'excellentes performances de nitrification, soit la transformation de l'azote ammoniacal en nitrite et en nitrate La dénitrification, soit l'enlèvement des nitrites et des nitrates, est un phénomène qui se produit par de la biomasse dénitrifiante en condition anoxique, soit en absence d'oxygène. fle les filtres immergés garnis de sous-produits du bois activés sont en condition anoxique, donc favorables à l'implantation de la biomasse dénitrifiante. Cependant, la faible concentration en matière organique facilement biodégradable retrouvée à la sortie du système de biofiltration pourrait représenter un facteur limitant pour une réaction de dénitrification efficace. Cette difficulté pourrait se régler en alimentant le filtre à capture passive avec une fraction du débit d'eau prétraitée, qui est riche en matière organique facilement biodégradable. Cette configuration pourrait donc faire un assainissement plus complet de l'eau usée d'origine municipale en captant la matière organique, le phosphore ainsi que l'azote.
Il a été mis en évidence que l'utilisation de filtre à capture passive de phosphore au bois activé immergé entraine un relargage de fer et de MeS. Bien que l'utilisation de décanteurs ou de filtres en aval peut être considérée, une autre approche consisterait à ce que le garnissage de bois activé soit suivi d'un garnissage supplémentaire capable de prendre en charge le fer relargué et les particules en suspension (MeS), tel qu'illustré à la figure 24. Pour ce faire, une couche de captation supplémentaire constituée d'un media approprié, tel que le sable, peut être disposée dans la partie supérieure du filtre, pour être facilement accessible et facile - 60 ¨

d'entretien. De plus, un produit alcalin, tel que la calcite ou les coquilles de mollusques, peut être ajouté dans cette couche afin de provoquer la précipitation du fer dissout en hydroxyde de fer, permettant de prendre en charge le fer avant qu'il sorte du système, lequel hydroxyde serait par la suite disponible pour la capture du phosphore.
Selon une autre réalisation, le système et la méthode de traitement d'eau usée à filtre immergé pourrait impliquer un dispositif d'aération dont le débit est contrôlé de manière à limiter le relargage du métal et/ou du phosphore.
Les filtres immergés à capture passive garnis de bois activé décrits plus haut, auraient le potentiel d'être utile pour d'autres applications que l'épuration d'effluents municipaux. Ceux-ci pourraient entre autres être appliqués au traitement de cours d'eau fortement chargés en phosphates et en nitrates d'origine agricole, pouvant effectuer la déphosphatation, et comme les conditions anoxiques sont favorables à la biomasse dénitrifiante, tout en effectuant la dénitrification du cours d'eau.
Finalement, les filtres immergés garnis de bois activé pour la capture passive du phosphore pourraient être annexés à d'autre technologie d'épuration afin d'améliorer leur efficacité de déphosphatation. Ceux-ci pourraient entre autres être annexés à des systèmes de type étang aéré, qui représentent 70% des systèmes d'épuration utilisés au Québec, ce type de système n'abaissant pas la concentration du phosphore de façon significative. li serait envisageable de positionner le filtre immergé entre l'avant-dernier et le dernier étang aéré, considérant que l'eau n'y est pas trop chargée en matière organique et que la MeS relarguée par le filtre pourraient décanter dans le dernier étang.
Exemple 9 La formation d'agrégats orangés sur le dessus des colonnes a été observée, Il s'avère que cette boue ne soit pas souhaitable lors d'une implantation réelle puisqu'elle engendre des problèmes d'émission de particules et est en lien avec le relargage du fer, composé qui permet la capture du phosphore. Ces essais visaient à étudier le phénomène de relargage de fer et à évaluer des méthodes pour éviter ce relargage.
- 61 ¨

Deux colonnes d'essais ont donc été montées selon lés paramètres de l'exemple 5 (broyure) afin de reproduire la formation de boues, Les colonnes ont permis du même coup de valider refficacité du procédé en termes d'abattement du phosphore durant toute la durée de l'essai. En outre, il a été possible de comparer les performances d'un produit composé d'hydroxyde de fer à 50-60% (fraction complémentaire inconnue) No, CAS 7732-18-5 commercialisé sous Je nom GF1-1 Tell pat la compagnie Siemens industry Inc ¨ W.ate.r technologies (Alpharetta, GA) avec le milieu filtrant optimisé. Quatre colonnes: d'essais supplémentaires ont été
montées.
Les colonnes présentaient les caractéristiques inscrites dans le tableau 24:
Tableau 24 : Caractéristiques d'alimentation des colonnes de déphosphatation eiI:,::::::;,,,il-,il,,e.mreeir-iir",:.,,,,,,,,,,,-h,,,e,i,.:.p,,,...if l:;elli,,,,!'eigZllF:e;:Pill.6:=iiiMl:li.I:l::i6e,::i:' .,;':le:;,i'64,;e,'=:q::i':':n::,:àe,=,à;,:à,i,:' ,àï.;.6ii,::..:!,,:11 .:::.-,,::',,,,,,,:,,h,,::::,':mi i-lydrexiàe- "..1..
.[ Broyure de fer groyure Broyure r Broyure = Broyure 4..:ii.:4dei4 :i î =,:
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l'immeralotï :, deitrificatioil :1:, le relargage le relargage 1 .,-., ua.,:a.:.e..: aeim::, Dans le but d'être concis, le nom abrégé Cl représente la colonne broyure .activée simple., 02 désigne la colonne garnie exclusivement d'hydroxyde de fer commercial, 03 désigne la colonne en percolation, 04 désigne la colonne étant alimentée par de l'eau de sortie d'un biofiltre utilisant un milieu de filtration organique de type. BIOSORm (voir annexe B), C5 désigne la colonne aérée à 0,5 rrilimin et la colonne 06 est aérée à 5 rnlimin.
Les colonnes sent montées et opérées selon les paramètres optimaux déterminés lors des essais relatifs aux exemples précédents. Donc, le milieu filtrant - 62 ¨

est préparé selon le même protocole et le montage des colonnes avec les mêmes matériaux.
Les eaux d'alimentation sont maintenues à des températures de l'ordre de 2 à
4 C afin de ralentir la prolifération bactérienne dans celles-ci. Le montage en entier (comprenant le bassin d'alimentation) est couvert pour éviter la croissance de micro algues et de cyanobactéries, puisque celles-ci peuvent capter le phosphore, pouvant ainsi fausser les résultats.
La colonne Cl a été montée afin de tenter de reproduire les conditions qui ont mené à la formation d'une boue orangée. Il a été alors possible de la caractériser de façon plus approfondie dans l'optique de mieux comprendre ce phénomène, La colonne C2 a été une colonne témoin qui a permis la comparaison d'abattement du phosphore par l'hydroxyde de fer et la validation du comportement de relargage de fer.
La colonne 03 a servi à valider l'hypothèse selon laquelle la déphosphatation est plus efficace en mode immergée qu'en percolation.
Dans un biofiltre de type BIOSORmD, des nitrates sont produits par des bactéries nitrifiantes servant de substrat aux méthanotrophes. Cependant, une partie de ces nitrates n'est pas transformée en sortie du biofiltre, ce qui est problématique à
certaines concentrations. La colonne C4 avait pour but de vérifier si le procédé actuel permet une déphosphatation et une dénitrification simultanée des eaux usées.
Afin de fournir l'eau prétraitée nécessaire (riche en nitrates et en phosphates), une colonne de type BIOSOWAD a été montée.
Les colonnes C5 et C6 ont permis de vérifier si le passage d'air à l'intérieur du garnissage a un impact pour limiter le relargage du fer et du phosphore. Le passage d'air a effectivement permis de diminuer ou d'enrayer le relargage de fer. La colonne C5 avait une aération de 0,5 ml/min alors que la colonne C6 avait une aération dix (10) fois supérieure, soit de 5 ml/mire Finalement, les paramètres techniques (montage, matériaux, etc.) étaient identiques pour chacune des colonnes afin que seuls les paramètres présentés au tableau 24 influent sur les résultats. Le suivi a été fait systématiquement pour toutes les colonnes avec le même appareillage et les mêmes méthodes d'analyses.
- 63 ¨

Les caracté:ristiques techniques du montage expérimental paraissent dans le tableau 25 Tableau 25 Caractéristiques techniques du montage expérimental de cléphosphatation . , =t.mkg=
::;:*:em.,:em,M,.'eaeuem=MeeeeWeemt à Nombre de colonnes ..." ' õ ' ::==
e Hauteur des colonnes (cg __ '= 30 .......
* Diamètre norniner=Con1). .. = ' '' .. " 4 - = ..
________________________________ Matériau des Colonnes PV.0 witueu fItt :1. Or H...auteur de -- ;(érn),..... = "
= " " COI Onnée: (Ci; C3, C4 C5, C6.) -Broyure de bois activé à 'hydroxyde de fer -Densité 0,757 g/rn C3 et C4), 0,777g/m1 (C5 et C6) Composition du MF
Colonne C2 -Hydroxyde de fer (50-60% mira) en granules fourni par .
SIEMENS. #CAS 7732-18-5 . .. '' ' ' :
5 (460 Urn =d) * Débit liquide d'alimentation (rni/jour) , 'Débit contrôlé par des pompes péristaltiques Masterflex, ................................. têt,>s Easylo-cl Modèle,: 77800-50 et:77201-Eau du robinet dont le concentration en P PO. a 'été' "
* Composition et provenance du liquide ' .t ajustée entre o et 6 mg/ (C1, C2, C3, C5, C6) ame d'lintation = Eau de sortie de BIOSORMo (C4) C6 : 5 0 eati= . C5 : 0,5 = : "'Débit contrôlé par un débitmètre à bille Gilmont:.(modèle Laboor #63232:-.21, taille #11) :0 "Proverle.,i2ce,de l'air ........ = Cornpresse,s,r ==
.. . .. . . : ..
deti-d'elimentgion ". =
=
1/8,' po en PVC (Jensen insert) Raccords en polypropylène 6 Entrée :liquide c, Tuyau dans la pompe en hetprène, iõS 14 1/.8- po en PVC (Jensen insert) Connecteurs en potypropyiene Colonnes - 64¨

Coude en polypropylène (percée en guise de brise-vide) 3/8" po en silicone (iVlasterflex) ("Pour faciliter la déconnexion) Raccord en polypropylène 3/8¨ po en PVC (Parker Nexen) .4 Raccord en polypropylène 318 po en silicone (Mastertlex). (Pour faciliter la : 0 Sortie liquide déconnexion) =--= Décanteur de 'IL
Égouts , Colonne 03 - Connecteur en polypropylène - 3/8" po en PVC (Parker Nexen) - Décanteur 'IL
______________________________________ Égouts k= Com presSeùi "
Jauge de contrôle de débit le po en PVC (Parker Nexen) Débitmètre à bille (GlImont) e Entrée d'air 1/4" po en PVC (Parker Nexen) s, Connecteur en polypropylène ' ,=== Diffuseur d'air d'aquarium (Marina) Le montage (voir figure 25) comprend 6 colonnes de PVC garnies de 25 cm de broyures de bois activés â l'hydroxyde de fer (sauf la colonne 02 qui est garnie exclusivement d'hydroxyde de fer commercial), représentant le milieu filtrant, et de diamètre nominal de 4 cm. Voir l'annexe A pour les informations relatives à la préparation des broyures activées.
Les colonnes dont le milieu filtrant est immergé sont munies d'une entrée d'eau synthétique (sauf 04) au bas de la colonne. L'eau d'alimentation dite synthétique est en fait de l'eau du robinet dont la concentration en phosphate (PePO4) a été ajustée entre 5 et 6 mg/L avec une solution de 1-13P0.e. L'eau est pompée depuis le bassin d'alimentation jusqu'à la colonne. L'hydroxyde de fer capte le phoshore en formant un complexe. L'eau traitée atteint ensuite le haut de la colonne, où elle se déverse dans un décanteur, puis dans les égouts. Les décanteurs servent à concentrer les solides relargués par les colonnes afin de quantifier les pertes de fer et de phosphore sous formes particulaires. Des bouchons recouvrent le dessus des colonnes afin de limiter le contact entre l'air et la surface du liquide. Des grillages sont aussi installés de part et d'autre du milieu filtrant pour contenir celui-ci en place.
65 ¨

Pour la colonne en percolation, un orifice percé au centre du bouchon au-dessus de la colonne permet au tuyau d'alimentation de déverser l'eau directement au centre de la surface du rnilieu filtrant.
La colonne C4 est alimentée par une eau de sortie d'un biofiltre de type BIOSORmD, lequel a été mis en fonction spécialement pour l'essai. Les eaux usées municipales traitées par le BIOSORmD proviennent de l'usine de traitement de Beauport (Québec), Les colonnes C5 et C6 sont pourvues d'une entrée d'air sous la colonne.
Donc, en plus d'une immersion liquide, il y a un flux d'air qui parcourt le milieu filtrant de façon ascensionnelle. L'air est injecté dans un diffuseur d'air afin de permettre une aération uniforme.
Exemple 10 - Colonne de broyure activée simple (Cl) La figure 26 présente un schéma simplifié du montage des colonnes Cl et C2.
Résultats Abattement du phosphore L'objectif qui a été visé pour l'expérience en termes de traitement du phosphore est de 0,3 mg&
En moyenne, la concentration de phosphore en entrée de colonnes (eau d'alimentation synthétique) a été de 5,14 mg/L (des concentrations d'entre 5 et 6 étaient visées). Pendant 98 jours de fonctionnement, la colonne Cl a permis un abattement moyen de phosphore de 98%. Cela correspond à une moyenne en sortie de 0,08 mg/L. L'objectif a donc été atteint. D'ailleurs, aucune valeur en sortie n'a dépassée l'objectif de 0,3 mg/L. Les sites de capture du phosphore se saturent avec le temps, et la colonne peut relarguer une certaine quantité de fer. En effet, un relargage relativement important a été quantifié et observé sous forme d'une boue orangée. Les prochaines sections décrivent la nature du relargage. La figure présente l'abattement du phosphore pour la colonne Cl.
Refargage du fer Un des objectifs principaux pour un procédé de ce type est qu'il possède une longue durée de vie, Dans ce cas-ci, l'élément responsable de la capture du - 66 ¨

phosphore est le fer (sous forme d'hydroxyde de fer). Donc, H est important de suivre ce paramètre pour être apte à évaluer la durée de vie du procédé. La figure 28 présente le suivi du relargage de fer pour la colonne Cl.
En moyenne, la colonne a relargué une concentration de fer de 3,82 mg/
(valeur maximale de 14,62 mg/L) alors que l'entrée a été d'en moyenne de 0,41 mg/L.
Cela indique une perte au niveau du fer imprégné sur les copeaux de bois. On semble aussi observer que le relargage se fait en cycles, probablement en fonction des conditions qui règnent à l'intérieur de la colonne. A noter que ces cycles vont de pair avec les concentrations de phosphore en sortie de procédé (les valeurs les plus élevées de fer correspondent aux valeurs les plus élevées de phosphore).
Les résultats de fer qui figurent sur la figure 28 ne représentent toutefois pas l'ensemble du fer expulsé par la colonne. li y a aussi une grande quantité qui se concentre dans les décanteurs en sortie des colonnes et aussi qui s'agglomère dans la tuyauterie sous forme d'une boue orangée. Des résultats de solides totaux (ST) pourraient permettre de quantifier l'ensemble des particules reiarguées par la colonne.
Bien que peu de données ont été prises pour ce paramètre, on peut toutefois remarquer que les valeurs de ST pour la colonne Cl sont plus élevées d'en moyenne 30 mg/kg que le bassin d'alimentation. Cela indique qu'il y a expulsion de solides par la colonne.
Une boue orangée a été observée en sortie de la colonne quelques jours après le démarrage de celle-ci (de l'ordre d'une semaine et demie). Le tableau présente les résultats des analyses de la composition chimique de la boue en sortie de la colonne Cl.
Tableau 28 : Analyse de la boue en sortie de la colonne Cl Paramètre t Concentration (m¨e) 'I MeS 261 74,4 67- . 25i6 Fer 814000 =
Phosphore 71 7500 0,75 Ces résultats révèlent que, de la fraction composée de 74.4% de matière inorganique (ou minérale), 81,4% est composé de fer et 075% de phosphore sous - 67 ¨

différentes formes (e.g. Fe0, Fe203, Fe3(PO4)2*8H2ONivianite, FePO4*
21-120/Strengite, Fe(OH)2, Fe(OH)3, etc.). Donc, cela indique que le fer est relargué de façon importante. Le phosphore est relargué à de faibles concentrations. Le phénomène de relargage du fer peut s'expliquer par la dissolution réductive du fer sous certaines conditions (potentiel redox faible et pH entre 5 et 9) faisant en sorte que le fer est réduit sous sa forme soluble, ce qui rompt son imprégnation au milieu filtrant. H est aussi possible que le fer, une fois solubilisé, puisse former un complexe avec le phosphate (e.g. vivianite et strengite) pour ensuite précipiter. Ce mécanisme pourrait contribuer à une meilleure prise en charge du phosphore par le filtre, malgré
qu'il soit aussi responsable du relargage de fer.
Une coloration noire foncée étant apparue peu de temps après la production de la boue orangée, ces deux phénomènes vont sans doute de pairs. En effet, une coloration noire du milieu filtrant pourrait indiquer des conditions anoxiques et donc de potentiels d'oxydoréduction faibles, voire négatifs. Périodiquement, des échantillons de l'eau au niveau du milieu filtrant ont été prélevés et des mesures d'oxygène dissout et de potentiel redox ont été prises. Les résultats sont présentés dans le tableau 29.
Tableau 29 Résultats d'oxygène dissout et de potentiel redox pour la colonne Cl r--------------- Intérieur' 'Dessus cOlOnin¨e-T Bassin Paramètre colonne Cl Cl r d'alimentation I Oxygène dissout .. (%) TO4 *32 Potentieriedex'M:1 -118,1 198 6 ' 207¨
Ces résultats révèlent qu'il y a une consommation, au sein de la colonne, de l'oxygène qui est dissout dans l'eau du bassin d'alimentation, ce qui fait chuté le potentiel redox de près de 300 Mv. Cela a provoqué la coloration noire typique des conditions anoxiques.
En connaissant les conditions qui règnent dans la colonne, il est maintenant possible d'expliquer la formation de la boue orangée. Le fer qui est imprégné
sous forme d'hydroxyde de fer est dans son état oxydé (Fe), Dans des potentiels - 68¨

d'oxydoréduction faibles, il prend sa forme réduite (Fe2-') et devient soluble. H est alors entraîné au sommet de la colonne où il s'oxyde au contact de l'oxygène présent dans l'air. H reprend alors un état oxydé et donc particulaire, de couleur orangée.
Suivi du pH
L'eau du bassin d'alimentation s'est maintenue, en moyenne, à pH neutre (7,0). Le pH en sortie a été d'en moyenne 7,7. Ce qui pourrait expliquer une telle augmentation est le fait que des ions H* sont captés. Le garnissage est imprégné
d'hydroxyde de fer, sous la forme de Fe(OH)3. En prenant en charge un phosphate, un groupement hydroxyle (01-1-) est mis en solution. C'est aussi le cas lorsque le fer est réduit par les conditions de potentiel redox faible en passant de Fe(OH)3 à
Fe(OH)2. Cet anion étant une base forte, il contribue certainement à
l'élévation du pH.
Plusieurs autres facteurs peuvent aussi expliquer une augmentation de pH, entres autres de nature biologique (sous-produits du métabolisme de certaines bactéries et/ou sous-produits du bois). Somme toute, le pH est demeuré à des valeurs près de la neutralité, ce qui est souhaité aux fins de rejets dans l'environnement où
le pH doit se situer entre 5 et 9,5. La figure 29 présente l'évolution du pH pour la colonne Cl.
Exemple il = Colonne hydroxyde de fer (C2) Le mode de fonctionnement a été identique à celui de la colonne Cl, à
l'exception du fait que le milieu filtrant était composé exclusivement d'hydroxyde de fer commercial.
Résultats Tel qu'attendu, la colonne C2 a permis d'atteindre l'objectif de 0,3 mg/L. En effet, à partir d'une entrée d'en moyenne 5,14 mg/L, il a été possible d'obtenir un abattement moyen de 99,6%, pour une sortie moyenne de 0,02 mg/L, Le produit utilisé comme milieu filtrant dans la colonne C2 est un produit commercial employé
dans le traitement de l'eau potable. Il était donc attendu que l'abattement du phosphore soit très efficace. C'est pour cette raison que cette colonne a fait office de témoin. La figure 30 présente l'abattement du phosphore pour la colonne C2.
En moyenne pour C2, l'eau d'alimentation est entrée à 0,41 mg/le de fer alors que la sortie a été de 0,08 mg/L. Le relargage de fer a donc été négligeable pour cette colonne. Les mesures de potentiel reciox (échantillon prélevé au niveau du - 69 ¨

milieu filtrant), dont les résultats sont d'en moyenne de 37,6 mV, indiquent des conditions moins favorables au phénomène de dissolution réductive du fer. On remarque aussi qu'il y a une tendance à la hausse des concentrations de fer en sortie.
Néanmoins, aucune boue n'a été observée en sortie et ce, depuis le début de l'essai.
Le milieu filtrant ne s'est pas coloré et les eaux de sortie étaient claires, Les premiers résultats de solides totaux indiquent cependant qu'il y a eu en moyenne 40 mg Feikg de plus que l'alimentation. La figure 31 présente le suivi du relargage du fer pour la colonne 02.
Alors que le pH des colonnes Cl , 03 à C6 est monté en sortie par rapport à
l'entrée, c'est le contraire qui s'est produit pour la colonne 02. En effet, le pH en entrée a été de l'ordre de 7,04 tandis qu'il a été en moyenne de 4,57. Donc, un ou plusieurs composés constituant le garnissage d'hydroxyde de fer commercial utilisé
(dont la composition exacte n'est pas connue) ont fait en sorte de baisser le pH via la mise en solution d'ions H+. La figure 32 présente l'évolution du pH pour la colonne C2. Comme indiqué précédemment, ce pH est moins favorable au phénomène de dissolution réductive du fer.
Exemple 12 - Colonne en percolation (C3) La figure 33 présente un schéma simplifié du montage de la colonne opérée en percolation (C3).
Comme illustré, l'eau d'alimentation synthétique est acheminée directement au-dessus de la colonne. L'eau percoie ensuite au travers du garnissage, puis sort au bas de la colonne où elle se déverse dans un décanteur et dans les égouts. Un trop-plein a été installé au-dessus de la colonne pour éviter un déversement en cas de colmatage.
Résultats Abattement du phosphore Après 36 jours d'opération, les concentrations de phosphore en sortie ne sont pas demeurées sous la barre des 0,3 met. En effet, avec une moyenne de 0,16 mg/L en sortie et de 5 mg/L en entrée, la concentration maximale observée en sortie a été de 0,40 mg/L (dernier résultat enregistré), La colonne n'a donc pas permis le traitement efficace du phosphore malgré un abattement moyen de 97%. Les - 70 ¨

dernières mesures prises indiquent une tendance des concentrations de phosphore en sortie à la hausse. La figure 34 présente l'abattement du phosphore pour la colonne Ca Cette perte de performance, qui n'est pas observée en opérant en immersion, peut s'expliquer par deux différences majeures. D'abord, [es chemins préférentiels ont un impact beaucoup plus important en percolation qu'en immersion, engendrant la saturation prématurée des sites de captation du phosphore le long des chemins préférentiels. En outre, les courts-circuits ont un plus grand impact sur le temps de rétention hydraulique en percolation par rapport à l'immersion, De plus, comme mentionné antérieurement, la dissolution réductive du fer, très peu fréquente en percolation, pourrait contribuer à une meilleure prise en charge du phosphore.
Refargage du fer En moyenne, l'entrée a été de 0,41 mg/L de fer, alors que la sortie a été de 0,15 mg/L. On peut donc penser que le relargage de fer imprégné aux copeaux soit négligeable. A noter que la première valeur prise en sortie a été plus grande que toutes les autres. Les copeaux n'ont pas été rincés avant d'être insérés dans la colonne. Il pourrait donc s'agir d'un lessivage et non d'un relargage. Mis à
part cette valeur, les concentrations en entrée et en sortie ont été en moyenne assez faibles.
Par conséquent, après plus de 45 jours d'opération, la colonne C3 n'a pas relargué
de fer, ou du moins, de façon négligeable, attribuable au fait que le potentiel redox au sein d'une colonne en percolation est à des valeurs positives grâce à la diffusion de l'air dans le milieu. La figure 35 présente l'évolution des concentrations en fer pour la colonne C3.
Suivi du pH
Tout comme les colonnes Cl et C2, le pH de l'eau a monté légèrement suite à
son passage dans la colonne C3. En effet, le pH de l'eau d'alimentation a été
de 7,0 en moyenne alors que le pH de l'eau en sortie a été de 7,3. Plusieurs facteurs peuvent expliquer une hausse de pH: sous-produits du métabolisme de certaines bactéries, sous-produits du bois et expulsion d'ions OH' suite à la réduction du fer sous forme Fe(OH)3 en Fe(OH)2 (probablement négligeable car le potentiel d'oxyda-71 ¨

réduction, est à des valeurs positives). La figure .36 présente révolution du pH pour la colonne 03.
Exemple 13 - Colonne alimentée par les eaux de sortie de BIOSORee (C4) La figure 37 présente un schéma simplifié du montage de la colonne C4.
L'eau provenant du bassin d'alimentation dé 60L est pompée par une pompe péristaltique (Masterflex,: tête de pompe Easyload Il, Ni* 77200-62) jusqu'à
la buse d'injection au-dessus de la colonne de biefiltration BIOSORmD. Le débit et la séquence d'injection sont contrôlés conjointement par. la pompe et un minuteur y étant connectés. Un flux d'air ascensionnel perceurs également le milieu filtrant à
partir du bas de cette même colonne. L'air provient d'un compresseur et le débit d'injection est contrôlé par un débitmètre à bille (Gilmont, modèle Labcor #032?2-21, taille #11). L'eau en sortie de ta colonne de biofiltration ee acheminée à la base de la colonne. Le tableau 26: présente les caractéristiques propres au montage de la colonne 04.
Tableau 26: Caractéristiques techniques du montage de la colonne C4 Hauteur -de le colonne (cm) 200 Diamètre nominal (cm) 20 Matériau de la colonne PVC
=
Hauteur totale de MF (mm) 1180 100 mm.de copeaiix .
200 mm mélange de type: BIOSORt'l'r) 200 mm de copeaux de bois (comprend la base de la cheminée de captage d'air en eort .! Distribution du garnissage centre) 600 mm mélange de type BIOSORm") 100 mm, de copeaux de bois (un anneau scellant siège sur cette partie) 80 mm Plenum '86% (Viv) : Copeaux de bois qualité
I Composition du mélange organique de papetière provenant de la scierie Leduc à I
type BICSORmn Sainte-Émilie ' 14% (v/y Tourbe provenant .de Chicoutimi y - 72 ¨

:==:::.::,.. _ r.,..m.x.rtenne.n.reftwootreee ..eneemswea*..71.7.5,07.r....6obeeeneeee,Sladffloneteea, ':,- " :......
v=-=,1 %
. .
,,.. Ou infections de 229 ml aux 30 minutes .
Débit liquide d'alimentation j k *Débit oontrôle par des pompes ..
péristaltiques Masterflex, têtes Easy Load II 1 . I rn:-:-P-Ci'S-iiros'il-e-Fp7o-v-a-nance du liquia7"' Lixiviat prove-n7iIdeüelne de traitement dé
=. =, k d'alimentation la ville de Québec, Beauport _________________________________________________________________ >:

: , µµµ
, *Débit contrôlé par un débitmètre à bille .
, i Débit d'air (L/min) Gilmont (modèle Labcor #03232-21,taille , :
, #11) k :
Provenande ile- l'a; Compresseur ...... ' ",..
..............,..=i'''=:S.---"`" ' :":..... ''''''''' ': ' .
' . - .... - '''', '''',.ii,,:mg=iie.teS:. '' .."
Eau d'alimentation po en PVC (Jensen insert) .
i Raccords en polypropylène Tuyau dans le pompe de norprène LS 24 , ! Entrée liquide.
} = 1/4" po en PVC (Jensen insert) Connecteurs en polypropylène Buse d'injection= 1 i -Colonne -,¨õ...,..-4,......_. ______________ -Colonne Sortie en col de cygne en PVC avec valves Sortie liquide en acier inoxyciable Égouts , Compresseur .
Jauge de contrôle de débit 1,4" po en PVC (Jensen Insert) = Débitmètre .â bille (Cole Parmer) ' Entrée cref Y4" po en PVC (Jensen insert) i Connecteur en T en polypropylène 1 %" po en PVC (Jensen Insert) i Colonne Résultats Abattement du phosphore La colonne C4 a été efficace pour le traitement du phosphore et ce, pendant plus de 35 jours d'opération. En effet, la norme de 0,3 mg/L n'a pas été
dépassée avec une concentration moyenne en sortie de 0,19 mg/L. La moyenne en entrée a - 73 ¨

été de 3,14 mg/L, donnant un abattement moyen de 94 %. Comme les colonnes C4 et Cl ont été opérés de la même façon, mis à part l'eau d'alimentation, on pourrait s'attendre à ce qu'elles aient sensiblement le même comportement en ternie de traitement du phosphore. Cependant, l'abattement moyen de phosphore pour C4 a été significativement plus bas que celui de Cl. La seule différence étant l'eau d'alimentation, il est possible que la charge organique soit la cause, entrainant des conditions différentes de potentiel d'oxydo-réduction au sein du média filtrant par l'activité biologique. La figure 38 présente l'abattement du phosphore pour la colonne C4. A noter que quelques points sont des données laboratoires alors que la majorité
a été obtenue avec un colorimètre Hach.
Relargage du fer Bien que très peu de données aient été prises, fi a été tout de même possible de voir un relargage de fer relativement important, En effet, la sortie en fer a été d'en moyenne 3,56 me. alors que la concentration de fer en entrée a été d'en moyenne 0,09 mgfis, Il a été observé que le processus de relargage s'est accéléré dans la colonne C4 puisque la quantité de matière organique entrant était plus importante que pour la colonne Cl. En effet, pour la colonne Cl, même après 35 jours d'opération, la concentration de fer en sortie n'avait pas dépassée 3 mg/L. La figure 39 présente l'évolution du relargage de fer pour la colonne C4.
Avec la colonne Cl, il a été possible de faire un parallèle entre le relargage de fer et la production de boue (laquelle est essentiellement composée de fer).
Il a été
d'ailleurs observé, après environ une semaine d'opération, l'apparition d'une boue orangée en sortie de la colonne C4. S'en est suivi l'accentuation de la teinte du garnissage jusqu'à une coloration noire foncée, Suivi des composés azotés Une dénitrification au sein de la colonne C4 a été constatée par une baisse des nitrites et des nitrates en sortie par rapport à l'entrée. En effet, les concentrations de nitrates en entrée ont été en moyenne de 2,1 me et de 0,7 mg/L en sortie.
La concentration moyenne de nitrites en entrée a été de 6 mg/L et de I mg/L en sortie.
En outre, comme mentionné précédemment, des conditions anoxiques sont présentes au sein de la colonne C4, conditions qui sont nécessaires à
l'implantation - 74 ¨

des bactéries dénitrifiantes. La figure 40 présente le suivi des nitrates pour la colonne 04.
Suivi du pH
Le pH en entrée a été en moyenne de 7,46 et de 7,70 en sortie. Il y a donc eu une légère augmentation du pH au cours du procédé, comme ce fut le cas pour les colonnes C1, C2 et C3. Les mêmes explications que celles présentés plus haut pour ces colonnes s'appliquent à la une hausse du pH observée sur la colonne C4. La figure 41 présente l'évolution du pH pour la colonne C4.
Suivi de la colonne C4 En résumé, la colonne 04 a été démarrée sans l'ajout d'un inoculum de bactéries nitrifiantes. Ce faisant, les concentrations de nitrates en sortie ont été
basses.
Exemple 14 - Colonnes aérées (C5 et C6) La figure 42 présente un schéma simplifié du montage des colonnes 05 et C6 Ces colonnes fonctionnent en mode d'immersion. Le tableau 27 présente les paramètres ayant été suivis, les méthodes d'analyses, les équipements utilisés, ainsi que la fréquence des analyses, Tableau 27 : Suivi analytique Miieiassea.:=;:f; -.=..ei.ï;i*Te¨Ci. 077577.7r.7777:777:-T,--ii"-.,-7.4iïiiii:71,17,',7,,::.,:ii-..... .,.:-.;:.:.-..4ekr,:i.e,:j.=,i-,:i õ..4i=
.... ,:... ..: e-:.,..,,,::. ..............................
.:.,e,:-:::::,,:-:. .Fm.tue.n.F,ce.,..:,e,::'e,e, ..i)*?!..'41..!:. ,:,,:,.e ,,,iilde..,.;,;,.,;.,:.,.,...,.::.,.õ, . ,,., :..,.,.,,mmMule,99,1m.;,..: :;:-: =:::1,.:5;
.7?::,;:::,.::::.;.:::.,:;.i.,::::::.à, t Température¨ 7,:...! = = ...' -----,.
Thermomètres : Ea-eau. Bassins d'alimentation . 2849 et EQ-2848 d'alimentation .. . .. l =
Sonies de toutes les colonnes Cylindre oradué *
Débit liquide : Entrée de la colonne chronomètre = 1 à 2 m., BiOSOR'-'' Hall s fois / semaine ,, õ , -...õ:¶...--------::õà
Entrées des colonnes Débitmétree t ilmont Débit d'air, aérées EQ,2495 µDéâti.i de la colonne CompactionRuban à mesurer .;
= BIOSORw) ..:
:
..
.. Entrée d'air de l¨a Anémom __ ¨ètre ISI. ' ===
Perte de charge j colonne BIOSORIOD
VelociCalc Plus : EQ-- 75 ¨

Orldii DO Sensor.
Taux r02 Dessus des colonnes = link: 0521-612, EQ-dissout 05, 06 Sorties de toutes les : râ-rnetre EQ-pH
colonnes :2730/3163 Intérieur des colonnes ri Conductivimétre EQ-. Potentiel redox =de déphosphatation 2730/3243 =
[1:042]
Hall kit HACH portatif Hall 8190 [Phosphore) Entrées et sorties de = =
=-===, . 1 fois / Kit HANNAH
toutes les colonnes Labor tp_pa4 semaine Hl 93706 atoire + Hall Labo MA-4054-1V1*
[N_NOalLabo 1 fois / Entrée et "so le e a HaT7f:TKCH"po portatif .......................... . 2 semaines colonne C4 et 8190 [N_NH$1 BlOSORrn Labo = MA-4073M4`, . 1 fots / 2 : :Sorties des colonnes eMitfe Laboratoire Solides totaux' gemleee Cl à C6 iiiA-4059"
Il est à noter les colonnes n'ont pas toutes été misent en fonction le même jour. Les périodes de suivi de certaines cotonnes ont donc été différentes.
Résultats Abattement du phosphore Pendant plus de 40 jours d'opération, la colonne C5 a permis un abattement du phosphore en-deçà de l'objectif fixé. En effet, la moyenne en sortie a été
de 0,05 mg/L. Avec une concentration de phosphore moyenne en entrée de 5,14 mg/L, cela donne un abattement moyen de 99%. Il semblerait donc qu'une faible aération ne nuise pas à la captation du phosphore, même que la colonne C5 est celle qui a présenté le meilleur rendement après 42 jours d'opération (en excluant la colonne C2 témoin). La figure 43 montre l'abattement du phosphore pour la colonne aérée à
0,5 mi/min (C5).
En moyenne, la colonne C6 a permis un abattement sous la norme de 0,3 me, avec une concentration en sortie d'en moyenne 0,16 mg/L, correspondant à
un - 76 ¨

abattement moyen de 97%. Cependant, contrairement à la colonne C5, une des données mesurées a été plus élevée que l'objectif visé, soit la dernière donnée enregistrée. La figure 44 présente l'abattement du phosphore pour la colonne aérée à 5 ml/min (C6).
L'aération a permis de maintenir un potentiel d'oxydo-réduction positif à
l'intérieur de la colonne C6 (de l'ordre de 200 Mv), inhibant considérablement la dissolution réductive du fer. Comme mentionné précédemment, ce phénomène contribue à la prise en charge du phosphore via la précipitation de complexes fer-phosphore, ce qui pourrait expliquer que les performances de la colonne C6 sok moindres que celles de la colonne 05. Dans cette dernière, l'aération a été si faible que le potentiel reciox est demeuré à des valeurs négatives (environ -50 Wiv).
Cela a donc permis la dissolution réductive du fer, favorisant la prise en charge du phosphore. De plus, une trop forte aération pourrait favoriser un décrochage physique des particules.
Relargage du fer Avec le faible potentiel d'oxydo-réduction de 05, on aurait pu s'attendre à ce que le relargage du fer soit relativement important. Pourtant, la concentration de fer en entrée, d'en moyenne 0,41 mg/L, a été plus élevée qu'en sortie (0,15 mg/L).
La figure 45 présente l'évolution du relargage du fer pour la colonne 05.
Après environ 25 premiers jours d'opération normale de C5, une zone orangée est apparue dans le garnissage, et s'est ensuite propagée à plusieurs endroits dans la colonne formant des taches orangées. Ces taches orangées ne se sont manifestées qu'au niveau du garnissage de la colonne C5, et ont semblé
prendre place aux endroits où les bulles d'air circulent. En effet, en observant la colonne 05 de près, il a été constaté que les bulles empruntaient toujours les mêmes passages, lesquels ont pris une coloration orangée. Dans la portion arrière de la colonne, les bulles ne passaient pas et il n'y a eu aucune tache orangée. Il pourrait donc s'agir de biofilms bactériens produits dans des conditions aérobiques, ou alors de fer sous forme oxydée collant aux parois tel qu'observé dans la tuyauterie en sortie des colonnes Cl et C4. La prolifération des bactéries auraient alors fait en sorte de consommer une grande partie de l'oxygène dissout, menant à des conditions de potentiel redox faible et à une coloration noire du milieu. En effet - 77 ¨

quelques zones noires ont été observées, concentrées dans le bas de la colonne 05.
Le fer relargué dans ces zones pourrait s'oxyder et précipiter au passage des bulles d'air.
La colonne C6:, elle aussi en aération, n'a pas présenté un tel phénomène.
L'aération plus prononcée n'a pas permis d'atteindre des potentiels d'oxydoréduction suffisamment faibles pour réduire le fer ferrique. Le relargage de: fer s'est avéré
négligeable pour cette colonne en raison de Vaération maintenant Je potentiel d'oxydo-rédUction à des: valeurs: positives'. En effet, une concentration de fer en sortie d'en moyenne 0,16 mg/L, soit plus basse que l'entrée de 0..,41: mg/L; e été
observée.
A noter que la moyenne en sortie de la colonne C6 a eté presqu'équivalente à
celle de la colonne CS. La figure 46 présente l'évolution du relargage du fer pour la colonne C6.
.Suivi du pH:
Tout comme les: colonnes précédentes, le pH en sortie (moyenne de 7,:5) a été systématiquement plus élevé que celui en entrée (moyenne de 7,0) pour la colonne 05, Ce fut aussi le cas pour la colonne C6, où le pH en sortie a été
d'en moyenne 7,4. La figure 47 présente l'évolution du pH pour les colonnes 05 et 06.
La synthèse des résultats de déphosphatation est présentée au tableau 30.
Tableau 30 Résultats importants pour la déphosphatation . . .. ....
...............................................................................
..............................
...............................................................................
...............................
.oknnes= = ijs.rva' .................
¨
IP PC14] ( mg/ L) [Fejsoõ,,(mg/L) =-= importantes Broyure ctvée simple Boue orangée en :î
(Cl) .0,10 (0,21) 3,11 (14,62) sorte et teinte 140 noire du Milieu filtrant . .
........
Hydroxyde de 'fer (C2) t 0,02 (0,04) 0,07 (0,16) = 140 ola =-=-=
õ . . ..
Perction (C3) 1,01 (0,40) 0,15 (0,46) =84 = = === = = .
:Eu . ... ...
. .
rtié de Boue orangée en :
efé sb 74:
.0,43 (1,09.) 3,55 (5,80) sortie et teinte :
BIOSORw) (C4) noire du Milieu - 78 ¨

filtrant Aérée à 0,5 rnl/rnin 'Zones orangées et .1 (C5) 0,32 (1,40) 0,18 ( 0,38) teinte noire au go niveau du milieu . . filtrant I Aérée à 5 rnliimin (C6) 0,51 (0(32) 0,16 0,.38) 80 Le tableau 31 présente les résultats du suivi des composés azotés et de l'abattement du phosphore pour la colonne C4.
Tableau 31 ; Résultats importants pour la colonne C4 r.'reesessesesssme:leesessssr'sres77.M.:7-sssleeseïee,see4,ï,.,,:::ss:,ms;ss .......................
...............
tN_NO2]
5e (10) 1 (3) NNO (mg/L) 1,9 (6,8) 0,7 (0,8) "õ, " .. ___ -=====:: .1;:=õ=::-;=;
[11_0(j4] (rhg/L) 3,1 (4,.3) 0,2 (0,24) , ...
Dans les exemples d'essais présentés ci-haut, plusieurs unités de déphosphatation ont été opérées selon des paramètres optimaux pour permettre un abattement du phosphore en-deçà de la norme de 0,3 mg P/L. En outre, ce ces essais ont permis de caractériser les boues de sortie, de tester l'ajout d'un dispositif d'aération sous le filtre, de vérifier si le procédé permet une déphosphatation et une dénitrification simultanée, ainsi que de comparer le mode d'alimentation en percolation avec celui en immersion.
Les résultats obtenus révèlent que toutes les colonnes ont permis un abattement moyen sous la norme de 0,3 mg P/L . Au niveau du relargage de fer, les colonnes Cl et C4 sont les seules à avoir présente des concentrations de fer en sortie supérieures à l'entrée, ainsi qu'a produire une boue orangée. Les colonnes Cl et C4 ont aussi affiché des teintes noires au niveau du garnissage, cette observation a également été faite sur la colonne C5, qui présentait aussi des zones orangées disposées dans le milieu filtrant.
- 79 ¨

De façon plus spécifique, la colonne broyure activée simple (Cl) a servi à
produire et caractériser des boues de sortie dont les analyses ont révélés que la substance orangée produite est essentiellement de composition minérale (75%).
Cette partie inorganique est constituée d'environ 80% de fer et de près de 1%
de phosphore, le 25% d'organique étant principalement composé de bactéries hétérotrophes aérobies, espèces normalement présentes dans ce type de procédé
de traitement de l'eau. La boue est donc une indication évidente de la perte de fer imprégné au milieu filtrant. Sa production débute avec la consommation de l'oxygène dissous dans l'eau par les bactéries aérobies, faisant en sorte d'abaisser le potentiel d'oxyclo-réduction du milieu. Ce faisant, le fer ferrique (Fe3+) imprégné aux copeaux est réduit en fer ferreux (Fe2+), provoquant sa mise en solution. Il atteint ensuite le haut de la colonne où il s'oxyde au contact de l'air, les oxydes de fer étant souvent de couleur orange. Les données de fer en sortie de la colonne Cl ont confirmé une perte de fer, avec une concentration à l'entrée de l'ordre de 0,41 mg Fe/L, et à la sortie de 3,82 mg Fe/L. En outre, il semble que le relargage varie de façon cyclique, à
l'instar des concentrations de phosphore en sortie. Finalement, la colonne Cl a permis une déphosphatation efficace, avec une moyenne en sortie de 0,08 mg/L, et ce, durant toute la durée de l'essai (98 jours).
La colonne garnie d'hydroxyde de fer (C2) a servi de témoin pour les autres colonnes. Son milieu filtrant commercial a permis une prise en charge efficace du phosphore (moyenne en sortie de 0,02 mg/L) et un relargage de fer négligeable (moyenne en sortie de 008 mg/L) en 98 jours d'opération.
Pour ce qui est de la colonne opérée en percolation- (C3), servant de comparatif aux colonnes en immersion, celle-ci a égaiement permis un abattement moyen du phosphore sous la norme de 0,3 mg/L après 46 jours d'opération.
Toutefois, malgré une moyenne en sortie de 0,16 mg/L, les dernières données obtenues ont indiqué une tendance à la hausse, la valeur la plus récente dépassant la cible de 0,3 mg/L. Les rejets de fer ont été d'en moyenne 0,15 mg/L, ce qui est négligeable La colonne alimentée en eau de sortie d'un biatiltre de type BIOSORmD (C4) a été opérée dans l'optique de vérifier si la déphosphatation était accompagnée d'une dénitrification simultanée. Au niveau du phosphore, la colonne C4 a permis une - 80 ¨

concentration en sortie de l'ordre de 0,19 mg/L, se situant sous la norme de 0,3 mg/L
Les nitrates ont passé d'une concentration moyenne en entrée de 1,9 mg/L à 0,7 mg/L en sortie. Les nitrites ont passé d'une concentration moyenne en entrée de 5,6 mg/L à 1 mg/L en sortie. Donc d'après ces résultats, la colonne C4 a permis la captation du phosphore avec dénitrification simultanée et ce, après 36 jours d'opération. La colonne C4 n'ayant pas été inoculée, il est donc possible que les bactéries nitrifiantes n'aient pas encore été pleinement installées lors des essais. Les concentrations de nitrites et de nitrates pourraient donc augmenter avec le temps.
Les colonnes C5 et C6 ont servi à tester l'ajout d'un dispositif d'aération sous le filtre. Le but était de réduire le relargage de fer lié à la dissolution réductive du fer.
Après 42 jours d'opération, cet objectif a été atteint car les concentrations de fer en sortie sont demeurées très basse. Par contre, la colonne C5, dont le débit d'air était de 0,5 mi/min (5 mi/min pour C6), a vu son milieu filtrant prendre une coloration noire avec la présence de zones orangées. Une telle coloration indique des conditions réductrices, ce qui implique que le relargage de fer pourrait prendre de l'importance en augmentant la durée d'opération. Au niveau de la déphosphatation, les colonnes C5 et C6 ont permis des concentrations moyennes en sortie sous la norme de 0,3 mg/L: 0,05 mg P/L pour C5 et 0,16 mg RI. pour C6, malgré que fa dernière mesure de phosphore prise pour la colonne C6 ait été supérieure à la norme.
En somme, la dissolution réductive du fer contribue à obtenir des concentrations de phosphore en sortie sous la norme de 0,3 mg/L. Par contre, elle provoque un relargage de fer relativement important. Une faible aération permet de limiter le relargage de fer et de maintenir un enlèvement du phosphore efficace.
Dans l'optique de diminuer l'effet d'adhésion des boues aux parois internes de l'unité de déphosphatation, le diamètre de celle-ci pourrait être augmenté, Si l'aération devait nuire à la dénitrification, l'entrée d'air pourrait être positionnée plus haut dans le garnissage au lieu d'être en bas de l'unité de déphosphatation, pour que les conditions anaérobioses soient présentes dans le bas de l'unité. Dans ces conditions réductrices, le fer ferreux relargué arriverait dans la zone aérée et serait oxydé de nouveau. Le fer 2+ peut former un complexe avec le phosphate qui précipite. Les conditions réductrices sont donc favorables pour la prise en charge du phosphore. Par contre, dans les zones où le phosphore est en moins grande -81-.

concentration, une partie du fer ne forme pas de complexes et aboutit sur le dessus de l'unité de déphosphatation, où il forme la boue. Donc, si les conditions réductrices étaient présentes là où le phosphore est en plus grande concentration, soit dans le bas de l'unité, moins de fer 2+ se rendrait à la surface sans former de complexes, permettant ainsi de réduire la production de boue. De plus, avec la colonne C5, il a été constaté que les zones orangées, qui sont principalement des dépôts fer oxydé, étaient aux endroits de passage des bulles d'air. li semblerait donc que l'aération permette au fer soluble de précipiter, gardant ainsi le fer à l'intérieur de la colonne.
Exemple 15 ¨ Modèles alternatifs pour limiter le relargage du fer Les résultats précédents tendent à démontrer que les performances d'enlèvement du phosphore sont intimement liées au cycle de relargage du fer, et supportent l'observation que les relargages de fer suivent une tendance cyclique d'environ 30 jours, Les tests réalisés ont mis en évidence l'importance de la dissolution récluctive du fer pour maintenir les bonnes performances d'enlèvement du phosphore sur de longues périodes. Ainsi, le phénomène de dissolution réductive crée des cycles de relargage de fer et de phosphore qui doit être contrôlé.
Pour recréer les conditions et les cycles de relargage de la colonne Cl, des modifications au montage ont été faites pour étudier des méthodes de contrôle de relargage. Un second filtre a été installé à la sortie de la colonne Cl (C1*).
La figure 48 montre le montage de la colonne Cl*, Le second filtre étant opéré en percolation, le milieu est donc en aérobie. La présence d'oxygène dans le filtre provoque l'oxydation des ions ferreux (Fe2+) et, d'une part, la précipitation de phosphate ferrique (moins soluble que l'hydroxyde ferrique) et d'autre part, l'adsorption du phosphore sur les hydroxydes. Le filtre est donc en mesure de contrôler le relargage du fer et du phosphore. Le garnissage est de type organique à base de copeaux et de tourbe afin de faciliter la répartition de l'écoulement. Le diagramme d'équilibre du fer présenté à la figure 49 (tirée de Sarrazin et al., 1991) appuie le principe d'une augmentation du pH pour favoriser la précipitation du fer soluble et en même temps des phosphates ferriques.
En outre, les figures 50 et 51 démontrent clairement la nature cyclique de l'abattement du phosphore directement en lien avec le même cycle du relargage du 82 ¨

fer en sortie. Un milieu en aérobie placé en aval de la colonne de captation du phosphore, inspiré des comportements observés sur les colonnes possédant un potentiel redox positif dans les exemples précédents (ex. C3, C5, C6), sera en mesure de faire précipiter à nouveau le fer sous forme hydroxyde et ainsi limiter le relargage du fer dans l'eau de sortie et par le fait même son phosphore résiduel.
La figure 52 présente une alternative au montage du la colonne Cl* où on y présente une colonne hybride où le milieu aérobie est disposé directement sur le dessus du milieu avec conditions réductrices permettant la captation du phosphore.
Ce modèle permet ainsi de précipiter le fer dans la section supérieure et de le récupérer pour une captation subséquente du phosphore permettant ainsi d'allonger la durée de vie d'une telle colonne toute en prenant avantage du cycle de précipitation/solubilisation du fer observé dans le milieu en conditions réductrices.
ANNEXE A: Préparation du milieu filtrant des colonnes de déphosphatation Prétraitement des copeaux = Sécher les copeaux à l'air libre pendant quelques heures O Tamiser les copeaux secs avec un tamis de 704 pm et éliminer les copeaux trop gros Imprégnation du fer:
= Préparer une solution de chlorure ferrique (FeCI3) 1,5 mol/L
= Préparer une solution d'hydroxyde de sodium liquide (NaOH), 40 %(m/m) = Mettre 250g de copeaux dans un contenant de 4 L allant sur les attaches de la Grande Roue O Ajout dans le même contenant 375 ml de la solution de FeCI3 1,5 M
0 Démarrer la rotation de la Grande Roue à la plus basse vitesse pendant 1 heure = Après 1 heure de rotation, ajouter 118 ml de la solution de NaOH 40% au contenant de 41.
= Mélanger avec la Grande Roue pendant 1 heure a Filtrer le mélange afin de conserver les copeaux activés Mesure de la densité des copeaux (méthode pour 1L) - 83 ¨

4 Remplir un cylindre gradué de 250 ml préalablement taré de copeaux activés = Prendre la lecture de la masse = Remplir le cylindre jusqu'à la marque des 250 ml et noter le volume utilisé et restant * Le volume occupé par les copeaux correspond à 250 mi moins le volume utilisé
= La densité correspond à la masse des copeaux divisé par le volume occupe par les copeaux a Répéter ces étapes 3 fois supplémentaires Garnissage des colonnes de cléphosphatation = Mettre une grille de sécurité dans le fond des colonnes non-aérées = Une fois l'activation des copeaux et les mesures de densité faites, mettre 25 cm de copeaux dans chacune des colonnes = Mettre une grille de sécurité sur le dessus du garnissage ANNEXE B: MÉTHODE DE GARNISSAGE DE LA COLONNE C4 Préparation de la tourbe = Effriter la tourbe manuellement au-dessus d'un tamis 4 Enlever les grosses particules, branches, racines, etc.
= Tamiser de nouveau la tourbe Préparation du mélange BIOSORNID:
= Mélanger environ 35L de copeaux préalablement sélectionné avec 7L de tourbe afin de faire des proportions 80/20 (Yov/v) de copeaux/tourbe = Arroser légèrement la préparation afin d'humidifier le tout = Mélanger de nouveau et s'assurer que la tourbe colle bien sur les copeaux = Mesurer les proportions en tamisant une partie du mélange Garnissage de la colonne = Mettre le plénum dans le fond de la colonne en s'assurant qu'il n'obstrue pas l'entrée d'air = Ajouter 100 mi de copeaux de bois - ¨

* Mettre l'anneau scellant O Ajouter 500 ml du mélange BIOSORmD
* Ajouter environ 100 ml de copeaux = Mettre la cheminée de captage d'air en s'assurant qu'elle est bien centrée 0 Ajouter un autre 100 mi de copeaux = Ajouter 200 mi du mélange BlOSORen * Ajouter 100 mi de copeaux - 85 ¨

Claims (25)

REVENDICATIONS

1. Un système de traitement d'eau usée comprenant un filtre à capture passive de phosphore garni de particules de bois activé par imprégnation d'un métal sous forme d'hydroxyde à capacité de capture par adsorption, dans lequel le filtre est un filtre immergé, ledit système comprenant en outre un dispositif permettant une alternance entre des conditions réductrices favorisant une dissolution réductive du métal et des conditions oxydantes afin de contrôler un relargage du métal le rendant disponible pour le captage du phosphore.

2. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 1, dans lequel ledit métal est le fer ou l'aluminium.

3. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 2, dans lequel ledit métal est le fer.

4. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 1 à 3, dans lequel le garnissage de bois activé est suivi d'un garnissage supplémentaire capable de prendre en charge les particules en suspension et contenant un agent alcalin pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins un partie du métal relargué, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore.

5. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 1 à 4, où ledit dispositif produit un cycle comprenant une étape sans aération pour obtenir lesdites conditions réductrices et une étape sous aération pour obtenir lesdites conditions oxydantes.

6. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 5, où ledit dispositif est un moyen d'aération dont le débit est contrôlé.

7. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 1 à 3, dans lequel le garnissage de bois activé est suivi d'un garnissage supplémentaire alimenté
par un dispositif permettant des conditions oxydantes pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins un partie du métal relargué, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore.

8. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 7, où ledit dispositif permettant des conditions oxydantes est un moyen d'aération

9. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 1 à 3, dans lequel ledit filtre immergé est suivi d'un filtre en percolation pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins une partie du métal relargué, lequel hydroxyde de métal précipité
étant disponible pour le captage du phosphore.

10. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 9, où ledit filtre en percolation est alimenté par un dispositif d'aération

11. Un système de traitement d'eau usée, incluant a) une unité de nitrification de ladite eau usée;
b) suivie d'un filtre immergé selon l'une des revendications 1 à 10 supportant une biomasse dénitrifiante pour simultanément réaliser une dénitrification aux fins du traitement de l'eau usée

12. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 11, où ladite unité de nitrification comprend un biofiltre percolateur sur support organique supportant une biomasse nitrifiante pour réaliser une nitrification.

13. Le système de traitement d'eau usée selon la revendication 11 ou 12, où
lesdites unités a) et ledit filtre b) sont intégrées ou séparées

14. Une méthode de traitement d'eau usée comprenant une étape de filtration à
travers un milieu filtrant à capture passive de phosphore garni de particules de bois activé par imprégnation d'un métal sous forme d'hydroxyde à capacité de capture par adsorption, selon laquelle le filtre est un filtre immergé, ladite méthode comprenant en outre une alternance entre une étape sous conditions réductrices favorisant une dissolution réductive du métal et une étape sous conditions oxydantes afin de contrôler un relargage du métal le rendant disponible pour le captage du phosphore.

15. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 14, dans laquelle ledit métal est le fer ou l'aluminium.

16. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 15, dans laquelle ledit métal est le fer.

17. La méthode de traitement d'eau usée selon l'une des revendications 14 à
16, comprenant une étape supplémentaire favorisant la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins un partie du métal relargué à l'aide d'un garnissage contenant un agent alcalin, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore.

18. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 14 à 17, comprenant une étape sans aération pour obtenir lesdites conditions réductrices et une étape sous aération pour obtenir lesdites conditions oxydantes.

19. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 18, où ladite étape sous aération comprend une aération dont le débit est contrôlé.

20. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 14 à 16, comprenant une étape supplémentaire sous conditions oxydantes pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins une partie du métal relargué, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore.

21. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 20, où lesdites conditions oxydantes sont obtenues par aération.

22. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 14 à 16, comprenant subséquemment une étape de filtration par percolation pour favoriser la précipitation sous forme d'hydroxyde d'au moins une partie du métal relargué, lequel hydroxyde de métal précipité étant disponible pour le captage du phosphore.

23. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 22, où ladite filtration par percolation est alimentée par aération.

24. Une méthode de traitement d'eau usée, incluant :
a) une étape de nitrification de ladite eau usée;
b) suivi d'une étape de filtration par immersion selon l'une des revendications 14 à
23 supportant une biomasse dénitrifiante pour simultanément réaliser une dénitrification aux fins du traitement de l'eau usée.

25. La méthode de traitement d'eau usée selon la revendication 24, où ladite étape de nitrification comprend une étape de biofiltration par percolation sur support organique supportant une biomasse nitrifiante.