Essais en mode batch avec des effluents synthétiques

Nouvelles approches et limites

Parmi les procédés chimiques, on compte l’oxydation avancée, qui permet l’oxydation du N-NH3 à l’aide des radicaux hydroxyles ·OH, ces derniers ayant un potentiel d’oxydation élevé, soit 2.8 V (Zuttah, 1999; Wang et Xu, 2012). Comparativement aux procédés présentés plus haut, l’oxydation avancée est plus rapide, facile à opérer et maintenir, peut s’intégrer aux installations déjà existantes sans nécessiter un grand espace et ne forme pas de sous-produits de réaction indésirables (Khuntia et al., 20 12). Ce type de traitement est de plus en plus utilisé dans le traitement des eaux

usées car il permet de détruire non seulement le N-NH3 mais aussi d’autres contaminants toxiques récalcitrants (p. ex. :phénols, composés organiques, micro-organismes) de façon efficace (Wang et Xu, 2012).

Ainsi, l’ozonation à pH élevé est très efficace dans l’enlèvement du N-NH3 permettant de passer d’une concentration aussi élevée que 60-100 mg/L à une concentration inférieure à 1 mg/L, en environ 30 à 60 minutes (Zuttah, 1999; Khuntia et al., 2012). L’utilisation des rayons ultraviolets (UV) comme méthode de traitement de N-NH3 est aussi possible. Cette approche a déjà été utilisée lors de la dégradation naturelle dans les bassins à l’aide du soleil, mais elle peut aussi être combinée à 1 ‘ozonation ainsi qu’au peroxyde d’hydrogène (H202) afin d’augmenter la production de radicaux ·OH (USEPA, 1999; Litter et Quici, 2010; Wang et Xu, 2012). Par ailleurs, plusieurs travaux de recherche ont démontré qu’il existe une synergie entre ces différentes méthodes d’oxydation avancée qui augmentent 1′ efficacité de traitement par rapport à chaque procédé pris individuellement (Corrêa et al., 20 10; Litter et Qui ci, 2010; Wang et Xu, 2012). Dans le cas de ce projet, plusieurs procédés d’oxydation avancée seront testés et comparés sur des effluents miniers réels afin de voir le rendement épuratoire ainsi que d’évaluer les facteurs d’impact. Plusieurs composés retrouvés dans les effluents miniers peuvent avoir des impacts positifs ou négatifs selon leur concentration. L’ oxydation catalytique homogène en présence de métaux dissous (Fe2+, Mn2+, Co2+, Cd2+, Cu2+, Ag+, Cr3+ et Zn2+) peut avoirlieujusqu’à une certaine concentration, au-delà de celle-ci 1′ effet inverse est perçu car ils peuvent consommer les radicaux ·OH produits (Wang et Xu, 20 12). En plus de ces additifs, normalement présents dans 1 ‘eau, il peut y avoir une diminution de l’efficacité en présence d’autres ions (C032-, HC03-, P043-, Soi·, cl- et de N02-) qui peuvent réagir avec les radicaux ·OH plus rapidement que le NH3 (Hoigné et Bader, 1978; Wang et Xu, 2012). D’autre part, les N02- et N03- exposés aux rayons UV, peuvent à leur tour former des radicaux ·OH (Wang et Xu, 2012). Très peu d’études utilisant ces technologies ont été réalisées avec des effluents miniers, il sera donc pertinent à 1 ‘aide de ce projet de mettre à jour les connaissances scientifiques et techniques qui permettront peut-être de développer une nouvelle alternative de traitement de N-NH3 dont le besoin est bien présent.

2.2 Azote ammoniacal Le N-NH3 est présent dans l’eau naturellement mais les activités minières ont pour conséquence d’augmenter sa concentration. Il est retrouvé sous deux formes, la forme ionique (ammonium ou NH/) et la forme gazeuse (ammoniac ou NH3) (Zuttah, 1999). La somme de ces deux formes est habituellement analysée et exprimée en N-NH3. Étant très soluble dans l’eau, ce dernier est facilement transporté dans l’eau de dénoyage et l’eau de procédé (Jermakka et al., 2015). L’utilisation d’explosifs de type ANFO, contenant généralement de 70 % à 94 % de nitrate d’ammonium, est l’une des plus importantes sources de contamination (Zuttah, 1999). Ces derniers libèrent un bon nombre de produits suite aux réactions complexes de l’explosion qui sont C02, N2, H20, H2, 02, CO, CH4, N02, NO et NH4. Au contact de l’eau, le nitrate d’ammonium se décompose rapidement en ammonium et en nitrates (équations 3 et 4) (Bailey et al., 20 12). NH4N03 + H20-N03 + NH40H + H+ NH1 +OH-~ NH3 + H20 (3) (4)

Les explosifs se retrouvent en contact avec 1 ‘eau lorsque les mineurs les transportent et en déversent par terre ou bien provient des dynamitages qui ne sont pas efficaces à 100 %, laissant ainsi des quantités non détonnées dans les trous de forage. De l’eau est utilisée aussi pour les forages en plus de l’eau qui coule des fis sures du roc dans les galeries favorisant la dissolution de la poudre explosive ainsi que son transport vers l ‘effluent final (Zuttah, 1999). Un contrôle rigoureux lors des travaux de dynamitage ainsi que l’utilisation d’ explosifs sans nitrate d’ammonium peut aider à diminuer la quantité d’ammoniac libéré (Bailey et al., 2012). La forme gazeuse de l’ammoniac NH3 est plus toxique que la forme ionisée NH4 +. En effet, les molécules de gaz traversent plus facilement les membranes biologiques (RCQE-CCME, 20 10). L’équilibre entre les deux phases varie selon le pH, la température et la force ionique de la solution (Jermakka et al. , 20 15). Les concentrations toxiques varient donc grandement selon ces paramètres, plus particulièrement le pH. Des études ont permis de mettre en place un guide qui suggère les concentrations maximales en N-NH3 avant que l’eau ne soit toxique. Le tableau 2.1 et la figure 2.2 illustrent les concentrations suggérées pour la protection de la vie aquatique ainsi que l’équilibre entre la phase ionique et gazeuse selon la variation de pH et de température. Le pH et la température de l’eau oscillent généralement entre 6 et 9 puis entre 4 et 25 °C, respectivement, dépendamment du lieu et de la saison (RCQE-CCME, 201 0).

Réacteur biologique de nitrification et dénitrification

Les réacteurs biologiques permettant de faire la nitrification et la dénitrification sont fréquemment utilisés dans le traitement des eaux usées et sont même considérés comme étant la meilleure technologie disponible (MEND, 2014). Par contre, pour le domaine minier, où les opérations se déroulent dans un environnement subarctique, les températures froides peuvent en restreindre l’efficacité (Jermakka et al., 2015). Contrairement au traitement en étang, les réactions sont contrôlées dans des réacteurs conçus à cet effet contenant souvent un lit de biofilm, de l’agitation ainsi que l’ajout de réactifs en continu. Le principe de fonctionnement est que les bactéries peuvent se fixer sur les contacteurs, il en existe plusieurs sortes selon le type de procédé, dont la surface de contact est maximisée pouvant ainsi former de la biomasse dans les réacteurs et optimiser les réactions (Dale et al., 2015; Zaitsev, 2008). Il peut être nécessaire de chauffer l’eau à grande échelle et d’ajuster le pH pour maintenir le contrôle. De plus, le procédé opère de façon aléatoire en aérobie et anaérobie afin de permettre une transformation complète du N-NH3 en Nz en passant par les différentes étapes de réactions. Différentes configurations de procédés existent selon le type de lit soit : les filtres de ruissellement, les contacteurs biologiques en rotation (RBC), les réacteurs à film fixe intégré avec boue activée (IF AS), les réacteurs biofilm à lit fluidisé (MBBR) et les filtres biologiques actifs (BAF) (Dale et al. , 2015; Jermakka et al., 2015).

Anamox (oxydation anaérobique de l’ammonium) La réaction anammox est le diminutif de« anaerobie ammonium oxidation )). Ce procédé permet de convertir le N-NH3 en Nz en état anaérobie en utilisant le NH4 +comme donneur d’électron et le NOz- comme accepteur d’électron ainsi qu’en présence de bactéries anammox (Lackner et al., 2014). La réaction globale d’anammox est présentée dans l’ équation 15 (Hertach, 2008). Ce type de traitement est utilisé à grande échelle depuis seulement quelques années dû à la complexité engendrée par les nombreux paramètres qui peuvent inhiber la réaction, à savoir, la concentration des substrats tels que N-NH3 et NOz-, la matière organique, les sels, les métaux lourds, les phosphates et les sulfures (Jin et al., 2012; Lackner et al., 2014). De plus, le contrôle de la température, du pH, de l’oxygène dissous, du potentiel redox, de l’ajout d’agents auxiliaires et de la charge de traitement sont tous des paramètres qui peuvent influencer 1′ efficacité du traitement (Jin et al., 2012). Par exemple, le temps de réaction peut varier entre 11 et 25 jours dans des conditions optimales de température soit 30 à 35 °C et pH 8 (Jermakka et al., 2015). Ce procédé pourrait être une solution intéressante pour le futur si les recherches permettent d’optimiser les paramètres de contrôles qui sont très complexes (Jin et al., 2012; Jermakka et al., 2015).

Sorption sur zéolite Le procédé de sorption de N-NH3 au moyen des zéolites utilise le phénomène d’échange ionique pour fonctionner. Les zéolites sont des aluminosilicates comportant une matrice cristalline globalement chargée négativement permettant ainsi l’échange cationique (Genty, 2009). En effet, N-NH3 sous forme ionique NH/ peut être capté par les sites actifs de la zéolite qui, selon leur espèce (plus de 150 variétés), possède des cations (p. ex. : K+, Na+, Ca2+ et Mg2+) qui peuvent être échangés (Inglezakis et Zorpas, 2012). La forme la plus fréquemment utilisée dans le domaine du traitement de N-NH3 est la clinoptilolite, une forme naturelle qui est disponible en grande quantité, à faible coût et qui possède une grande capacité d’échange cationique (CEC) allant de 5,7 à 11,5 mg NH/ /g (Jermakka et al., 2015; Margeta et al., 2013). En faisant circuler l’eau contaminée dans des colonnes contenant la zéolite, cette dernière peut capter le N-NH3 jusqu’à sa saturation (Deng, 2014).

Pour un traitement optimal, il est question d’un TRH d’environ 5 à 10 minutes (Luo et al. , 2011). La régénération de la zéolite peut alors être faite à l’aide d’une solution saline (p. ex. NaCl, KCl, KzS04) tout en ajustant le pH permettant ainsi un autre cycle de traitement (Schoeman, 1986; Sutton et al., 2013). Le traitement du N-NH3 n’est pas sensible aux fluctuations de températures ce qui rend son utilisation intéressante pour les climats nordiques (Jermakka et al., 2015). Il y a par contre la problématique de la compétitivité des métaux vis-à-vis le N-NH3 qui peut grandement interférer dans 1 ‘efficacité du traitement, la chaîne de compétiteurs va comme suit : Cs+ > Rb+ > K+ > NH/ > Ba2+ > Sr2+ > Na+ > Ca2+ > Fe3+ > Al3+ > Mg2+ (Schoeman et al., 1986). Ce procédé est utile pour concentrer le N-NH3 contenu dans un grand volume (effluent contaminé) vers un plus petit (solution régénérante) permettant ainsi de faire un traitement subséquent plus efficace à grande concentration ou même, pour revaloriser le N-NH3 sous forme d’engrais réutilisable (Deng, 2014; Jermakka et al. , 2015).

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Table des matières

DÉDICACE
REMERCIEMENTS
RÉSUMÉ
ABSTRACT
TABLE DES MATIÈRES
LISTE DES TABLEAUX
LISTE DES FIGURES
LISTE DES SIGLES ET ABRÉVIATIONS
LISTE DES ANNEXES
CHAPITRE 1 INTRODUCTION
1.1 Contexte
1.2 Problématique
1.3 Nouvelles approches et limites
1.4 Objectifs
CHAPITRE 2 REVUE DE LITTÉRATURE
2.1 Cycle de 1′ azote
2.2 Azote ammoniacal.
2.3 Nitrite-nitrate ….
2.4 Cyanure
2.5 Méthodes de traitement
2.5.1 Physiques
2.5. 2 Biologiques
2.5.3 Chimiques ….
2.5.4 Procédés d’oxydation avancée
CHAPITRE 3 MATÉRIEL ET MÉTHODES
3.1 Analyses paramétriques
3.2 Préparation des essais
3.2.1 Essais en mode batch avec des effluents synthétiques
3.2.2 Essais en mode batch avec des effluents réels
3.2.3 Essai en continu avec un effluent réel..
3.3 Analyses physico-chimique des effluents
3.3.1 Mesure du pH, de la température et du potentiel d’oxydo-réduction
3.3.2 Mesure de la concentration de N-NH3
3.3.3 Mesure de la concentration des anions
3.3.4 Mesure de la concentration des métaux
3.3.5 Mesure de l ‘alcalinité
3.3.6 Mesure de la concentration de CNt
CHAPITRE 4 RÉSULTATS ET DISCUSSION
4.1 Essais en mode batch avec des effluents synthétiques
4.1.1 Effet de la taille des bulles
4.1.2 Effet de la concentration de N-NH3 initiale
4.1. 3 Effet du dosage de 03
4.1.4 Effet du pH
4.1. 5 Effet du volume d ‘eau à traiter.
4.1.6 Effet de l ‘utilisation du catalyseur Br·
4.1. 7 Effet de la combinaison du H202 avec 1 ‘0 3
4.1.8 Effet de la combinaison des UV avec 1’03
4.1.9 Effet du stripping à pH élevé
4.2 Essais en mode batch avec des effluents réels
4.3 Essai en continu avec un effluent réel..
CHAPITRE 5 DISCUSSION GÉNÉRALE
5.1 Comparaison des différents types d’essais
CHAPITRE 6 CONCLUSION ET RECOMMANDATIONS
BIBLIOGRAPHIE
ANNEXES