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Chapitre 10 Traitements aérobiques et anaérobiques pour la réduction et la minéralisation des boues aquaponiques

1. 10.1 Introduction

   Original publication 2019 · Publié pour la première fois sur FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Le concept d'aquaponie est associé à un système de production durable, car il réutilise les eaux usées du système d'aquaculture en recirculation (RAS) enrichies en macronutriments (azote (N), phosphore (P), potassium (K), calcium (Ca), magnésium (Mg) et soufre (S)) et micronutriments (fer (Fe), manganèse (Mn), zinc (Zn), cuivre (Cu), bore (B) et molybdène (Mo)) pour fertiliser les plantes (Graber et Junge 2009 ; Licamele 2009 ; Nichols et Savidov 2012 ; Turcios et Papenbrock 2014). Une question qui fait l'objet d'un débat est de savoir si ce concept peut correspondre à sa propre ambition d'être un système à boucle quasi fermée, car des quantités élevées de nutriments qui pénètrent dans le système sont gaspillées en rejetant les boues de poisson riches en nutriments (Endut et al., 2010 ; Naylor et al., 1999 ; Neto et Ostrensky, 2013). En effet, pour maintenir une bonne qualité de l'eau dans un système RAS et aquaponique, l'eau doit être filtrée en permanence pour l'élimination des solides. Les deux principales techniques de filtration solide sont de retenir les particules dans un maillage (c'est-à-dire la filtration à mailles comme filtres à tambour) et de permettre aux particules de décanter dans des clarificateurs. Dans la plupart des installations conventionnelles, les boues sont récupérées à partir de ces dispositifs de filtration mécanique et sont rejetées sous forme d'eaux usées. Dans le meilleur des cas, les boues sont séchées et appliquées comme engrais sur les champs terrestres (Brod et al., 2017). Notamment, jusqu'à 50 % (en matière sèche) des aliments ingérés sont excrétés sous forme de solides par les poissons (Chen et al., 1997), et la plupart des nutriments qui pénètrent dans les systèmes aquaponiques par l'intermédiaire des aliments pour poissons s'accumulent dans ces solides et donc dans les boues (Neto et Ostrensky, 2013 ; Schneider et al., 2005). Par conséquent, une filtration solide efficace élimine, par exemple, plus de 80 % du précieux P (Monsees et al., 2017) qui pourrait autrement être utilisé pour la production végétale. Par conséquent, le recyclage de ces nutriments précieux pour les applications aquaponiques est d'une importance capitale. La mise au point d'un traitement approprié des boues capable de minéraliser les nutriments contenus dans les boues en vue de les réutiliser dans l'unité hydroponique semble être un processus nécessaire pour contribuer à fermer davantage la boucle nutritive et réduire ainsi l'impact environnemental des systèmes aquaponiques (Goddek et al., 1998). 2015 ; Goddek et Keesman 2018 ; Goddek et Körner 2019).

   Il a été démontré dans des études expérimentales que le complément d'une solution nutritive aquaponique (c.-à-d. après l'ajout de nutriments manquants) favorise la croissance des plantes comparativement à l'hydroponie (Delaide et al. 2016 ; Ru et al. 2017 ; Saha et al. 2016). Par conséquent, la minéralisation des boues est également un moyen prometteur d'améliorer les performances du système aquaponique car les nutriments récupérés sont utilisés pour compléter la solution aquaponique. En outre, les unités de minéralisation sur site peuvent également accroître l'autosuffisance des installations aquaponiques, en particulier en ce qui concerne les ressources finies en tant que P, ce qui est essentiel à la croissance des plantes. P est produit par des activités minières, où les gisements ne sont pas répartis également dans le monde entier. De plus, son prix a augmenté de 800 % au cours de la dernière décennie (McGill, 2012). Ainsi, les unités de minéralisation appliquées dans les systèmes aquaponiques sont également susceptibles d'accroître son succès économique et sa stabilité.

   Le traitement des boues en aquaponie doit être abordé différemment de ce qui a été fait par le passé. En effet, dans le traitement conventionnel des eaux usées, l'objectif principal est d'obtenir un effluent décontaminé et propre. Les performances du traitement sont exprimées en termes d'élimination des contaminants (p. ex. solides, azote (N), phosphore (P), etc.) des eaux usées et en quantifiant les effluents en fonction de leur qualité (Techobanoglous et al., 2014). À l'aide de cette approche conventionnelle, plusieurs études ont fourni des preuves quantitatives selon lesquelles une proportion constante de la demande chimique en oxygène (DCO) et des solides totaux en suspension (TSS) peut être éliminée en digérant les eaux usées du SAR dans des conditions aérobies, anaérobies et aérobies séquentielles (Goddek et al. 2018 ; Chowdhury et coll. 2010 ; Mirzoyan et coll. 2010 ; Van Rijn 2013). Cependant, dans les systèmes aquaponiques, les eaux usées provenant des poissons sont considérées comme une source d'engrais précieuse. Dans le cadre d'une approche en boucle fermée, la partie solide rejetée doit être minimisée (c'est-à-dire maximisée de la réduction organique) et la teneur en éléments nutritifs des effluents doit être maximisée (c'est-à-dire la minéralisation des éléments nutritifs maximale). Par conséquent, la performance du traitement des eaux usées en aquaponie ne doit plus être exprimée en termes d'élimination des contaminants, mais en termes de réduction des contaminants et de minéralisation des éléments nutritifs.

   Quelques études ont démontré la capacité fonctionnelle de digérer les boues de poisson à l'aide de traitements aérobies et anaérobies à des fins de réduction organique (Goddek et al., 2018 ; van Rijn et al., 1995). Avec le traitement anaérobie dans le bioréacteur, il est possible d'obtenir un rendement élevé de réduction de la matière sèche (c.-à-d. plus de 90 %), alors que le méthane peut également être produit (van Lier et al. 2008 ; Mirzoyan et Gross 2013 ; Yogev et al. 2016).

   Le traitement aérobie des boues est également un moyen très efficace de réduire la matière organique, qui est oxydée en COSub2/sub pendant la respiration (voir Eq. 10.1). Par exemple, des taux de réduction de 90 % (déterminés ici en tant que matières solides en suspension, DCO et DBO) ont été signalés dans une installation de récupération des ressources en eau (Seo et al., 2017). Les processus aérobiques sont plus rapides que l'anaérobie, mais ils peuvent être plus coûteux (Chen et al., 1997) car une aération constante du mélange boue-eau nécessite des pompes ou des moteurs à forte intensité énergétique. De plus, des fractions importantes des nutriments sont converties en biomasse microbienne et ne restent pas dissoutes dans l'eau.

   Bien que ces études aient démontré le potentiel de réduction organique des boues de poisson, seuls quelques auteurs ont examiné le rejet de certains éléments nutritifs (p. ex. pour l'azote et le phosphore) provenant des boues de poisson. La plupart de ces études portaient sur de courtes expériences in vitro par lots (Conroy et Couturier, 2010 ; Monsees et al., 2017 ; Stewart et al., 2006) et sur un RAS opérationnel (Yogev et al., 2016) plutôt que sur une installation aquaponique. Bien que discuté dans une certaine mesure en théorie (Goddek et al. 2016 ; Yogev et al. 2017), la recherche doit commencer dès maintenant pour étudier systématiquement la réduction organique et la minéralisation des éléments nutritifs des boues de poisson pour les réacteurs aérobies et anaérobies et son effet sur la composition de l'eau et les plantes croissance. Par conséquent, ce chapitre vise à donner un aperçu des différents traitements des boues de poisson qui peuvent être intégrés dans des installations aquaponiques pour parvenir à la réduction organique et à la minéralisation des nutriments. Certaines approches de conception seront mises en évidence. On discutera de l'approche du bilan massique des éléments nutritifs dans le contexte du traitement des boues aquaponiques, et on élaborera une méthodologie spécifique pour quantifier le rendement du traitement des boues.

2. 10.2 Mise en œuvre du traitement des eaux usées en aquaponie

   Original publication 2019 · Publié pour la première fois sur FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   En aquaponie, les eaux usées chargées de solides (c'est-à-dire les boues) constituent une source précieuse de nutriments, et des traitements appropriés doivent être effectués. Les objectifs de traitement diffèrent du traitement conventionnel des eaux usées parce que dans l'aquaponie, les solides et la conservation de l'eau sont intéressants. De plus, quel que soit le traitement des eaux usées appliqué, son objectif devrait être de réduire les solides tout en minéralisant ses nutriments. En d'autres termes, l'objectif est d'obtenir un effluent sans solides mais riche en nutriments solubilisés (anions et cations) qui peut être réinséré dans la boucle d'eau en configuration couplée (fig. 10.1a) ou directement dans les lits de culture hydroponique en configuration découplée (fig. 10.1b). Les matières solides des boues de poisson sont principalement composées de matières organiques dégradables, de sorte que la réduction solide peut être appelée réduction organique. En effet, les molécules organiques complexes (protéines, lipides, hydrates de carbone, etc.) sont principalement composées de carbone et seront progressivement réduites à des composés de poids moléculaire inférieur jusqu'à ce que les formes gazeuses ultimes de COSub2/Sub et CHSub4/Sub (dans le cas de la fermentation anaérobie). Au cours de ce processus de dégradation, les macronutriments (N, P, K, Ca, Mg et S) et les micronutriments (c.-à-d. Fe, Mn, Zn, Cu, B et Mo) qui étaient liés aux molécules organiques sont libérés dans l'eau sous leurs formes ioniques. Ce phénomène est appelé lessivage des éléments nutritifs ou minéralisation des éléments nutritifs. On peut supposer que lorsqu'une forte réduction organique est atteinte, une minéralisation élevée des éléments nutritifs serait également obtenue. D'une part, les boues contiennent une proportion de minéraux non dissous et, d'autre part, certains macro- et micronutriments sont libérés au cours du processus de minéralisation. Ceux-ci peuvent rapidement précipiter ensemble et former des minéraux insolubles. L'état entre les ions et les minéraux précipités de la plupart des macro- et micronutriments dépend du pH. Les minéraux les plus connus qui précipitent dans les bioréacteurs sont le phosphate de calcium, le sulfate de calcium, le carbonate de calcium, la pyrite et la struvite (Peng et al. 2018 ; Zhang et al. 2016). Conroy et Couturier (2010) ont observé que le Ca et le P étaient libérés dans un réacteur anaérobie lorsque le pH était inférieur à 6. Ils ont montré que la libération correspondait exactement à la minéralisation du phosphate de calcium. Goddek et al. (2018) ont également observé la solubilisation du P, du Ca et d'autres macronutriments dans le réacteur de couverture de boues anaérobies en amont (UASB) qui est devenu acide. Jung et Lovitt (2011) ont signalé une mobilisation de 90 % d'éléments nutritifs des boues dérivées de l'aquaculture à un pH très faible de 4. Dans cette condition, tous les macro- et micronutriments ont été solubilisés. Il y a donc un antagonisme entre la réduction organique et la minéralisation des nutriments. En effet, la réduction organique est maximale lorsque les micro-organismes sont actifs pour dégrader les composés organiques, ce qui se produit à un pH de 6—8. Étant donné que le lessivage des éléments nutritifs se produit à un pH inférieur à 6, pour une réduction organique optimale et une minéralisation des éléments nutritifs, le plus efficace serait de diviser le procédé en deux étapes, à savoir une étape de réduction organique à un pH proche du neutre et une étape de lessivage des éléments nutritifs dans des conditions acides. À notre connaissance, aucune opération utilisant cette approche en deux étapes n'a encore été signalée. Cela ouvre un nouveau champ dans le traitement des eaux usées et des recherches supplémentaires pour la mise en œuvre en aquaponie sont nécessaires.

    

   Fig. 10.1 Mise en œuvre schématique du traitement des boues dans le système aquaponique à une seule boucle** (a) ** et dans le système aquaponique découplé** (b) **

   Le choix des aliments pour animaux est également important dans ce contexte. Dans les aliments à base d'animaux où une fraction majeure d'ingrédients est encore basée sur des sources animales (p. ex. farine de poisson, farine d'os), le phosphate lié, par exemple sous forme d'apatite (dérivé de farine d'os), est facilement disponible dans des conditions acides, tandis que les aliments à base de plantes contiennent du phytate comme source majeure de phosphate. Le phytate, contrairement à l'apatite, nécessite une conversion enzymatique (phytase) (Kumar et al., 2012), de sorte que le phosphate n'est pas aussi facile à obtenir.

3. 10.3 Traitements aérobiques

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   Le traitement aérobie améliore l'oxydation de la boue en soutenant son contact avec l'oxygène. Dans ce cas, l'oxydation de la matière organique est principalement provoquée par la respiration de micro-organismes hétérotrophes. Le COsub2/sub, le produit final de la respiration, est libéré comme le montre l'Eq. (10.1).

   $C_6H_ {12} O_6 + 6 \ O_2 \ rarr 6 \ CO_2+6 \ H_2O +énergie$ (10.1)

   Ce procédé dans les réacteurs aérobies est principalement réalisé en injectant de l'air dans le mélange boue-eau avec des souffleurs d'air reliés à des diffuseurs et des hélices. L'injection d'air assure également un bon mélange des boues.

   Au cours de ce processus d'oxydation, les macro- et micronutriments liés à la matière organique sont libérés. Ce processus est appelé minéralisation aérobie. Par conséquent, d'autres nutriments peuvent être recyclés pendant le processus de minéralisation, tandis que certains nutriments, comme le sodium et le chlorure, peuvent également dépasser leur seuil d'application hydroponique et doivent être surveillés attentivement avant l'application (Rakocy et al., 2007). La minéralisation aérobie de la matière organique, dérivée de l'unité d'élimination des solides (par exemple, clarificateur ou filtre à tambour) dans le RAS, est un moyen facile de recycler les nutriments pour une application aquaponique ultérieure.

   De plus, pendant le processus de digestion aérobie, le pH diminue et favorise la minéralisation des minéraux liés piégés dans les boues. Par exemple, Monsees et al. (2017) ont montré que le P était rejeté par les boues RAS en raison de ce changement de pH. Cette diminution du pH est principalement due à la respiration et, dans une moindre mesure, probablement, à la nitrification.

   Grâce à un apport constant d'oxygène par l'aération de la chambre de minéralisation et à l'abondance de matière organique, les micro-organismes hétérotrophes trouvent des conditions idéales pour se développer. Il en résulte une augmentation de la respiration et la libération de COSub2/sub qui se dissout dans l'eau. Le COsub2/sub forme de l'acide carbonique qui se dissocie et abaisse ainsi le pH de l'eau de procédé comme illustré dans l'équation suivante :

   $CO_ {2 (g)} +2 \ H_2O \ rarr H_3O^++ {HCO_3} ^-$ (10.2)

   Les eaux usées dérivées du RAS contiennent souvent du NHSub4/Subsup+/SUP et se caractérisent en outre par un pH neutre d'environ 7, car le pH du RAS doit être maintenu à ce niveau pour assurer une conversion microbienne optimale de NHSub4/Subsup+/SUP en NOSub 3/sub dans le biofiltre (c'est-à-dire la nitrification). Le procédé de nitrification peut contribuer à la diminution du pH dans les réacteurs aérobies au cours de la phase initiale en libérant des protons dans l'eau du procédé, comme on peut le voir dans l'équation suivante :

   $ {NH_4} ^+ + 2 \ O_2 \ rarr {NO_3} ^- +2 \ h^+H_2O+énergie$ (10.3)

   Ceci est au moins valable pour la phase de démarrage où le pH est toujours supérieur à 6. À un pH ≤ 6, la nitrification peut ralentir considérablement, voire cesser (Ebeling et al., 2006). Toutefois, cela ne pose pas de problème pour l'unité de minéralisation.

   La diminution générale du pH de l'unité de minéralisation aérobie dans le processus en cours est le principal moteur de la libération des nutriments présents sous forme de minéraux précipités sous forme de phosphates de calcium. Monsees et al. (2017) ont noté qu'environ 50 % du phosphate dans les boues était soluble dans l'acide, dérivé d'un RAS Tilapia où un aliment standard contenant de la farine de poisson a été appliqué. Ici, environ 80 % du phosphate dans le RAS a été perdu par le nettoyage du décanteur et le rejet du mélange boue-eau. Compte tenu de ce fait, le grand potentiel des unités de minéralisation pour les applications aquaponiques devient clair.

   Les avantages de la minéralisation aérobie sont le faible entretien sans besoin de personnel qualifié et aucune réoxygénation ultérieure. L'eau enrichie peut être utilisée directement pour la fertilisation végétale, idéalement gérée par un système en ligne pour la préparation adéquate de la solution nutritive. Un inconvénient par rapport à la minéralisation anaérobie est qu'aucun méthane n'est produit (Chen et al., 1997) et, comme nous l'avons déjà mentionné, que la demande d'énergie est plus élevée en raison de la nécessité d'une aération constante.

   10.3.1 Unités de minéralisation aérobie

    

   Fig. 10.2 Exemple schématique d'une unité de minéralisation aérobie fonctionnant en mode batch. La chambre de minéralisation (brune) est séparée de la chambre de sortie (bleue) par une plaque de tamis recouverte d'une plaque de couverture solide pendant le processus de minéralisation (forte aération) afin d'éviter le colmatage et la formation de particules fines. L'eau riche en matières organiques provenant d'un clarificateur ou d'un filtre à tambour pénètre dans l'unité de minéralisation par l'entrée. Une fois le cycle de minéralisation terminé, l'eau riche en éléments nutritifs et sans solides sort de l'unité de minéralisation par la sortie et est soit directement transférée à l'unité hydroponique, soit conservée dans un réservoir de stockage jusqu'à ce que nécessaire

   Un exemple de conception d'une unité de minéralisation aérobie est présenté à la figure 10.2. L'entrée est reliée à l'unité d'extraction des solides par une vanne, ce qui permet un remplissage discontinu de la chambre de minéralisation avec un mélange de boues et d'eau. La chambre de minéralisation est aérée par l'air comprimé afin de favoriser la respiration des bactéries hétérotrophes et de réduire au minimum les processus de dénitrification anaérobie. Pour éviter que les matières organiques ne quittent la chambre de minéralisation, une plaque de tamis pourrait servir de barrière. Idéalement, une deuxième plaque de recouvrement imperméable doit être utilisée pour recouvrir le tamis pendant le processus de minéralisation (pendant l'aération). Cela devrait empêcher la plaque de tamis de se colmater car pendant la forte aération, la matière organique serait constamment déplacée contre la plaque de tamis. Avant de transférer l'eau riche en nutriments de la chambre de minéralisation vers l'unité hydroponique, l'aération est arrêtée pour permettre aux particules de se déposer. Par la suite, la plaque de recouvrement est retirée, et l'eau enrichie en nutriments peut passer à travers la plaque de tamis et quitter la chambre de minéralisation par la sortie, comme suggéré à la figure 10.2. Enfin, la plaque de couverture est de nouveau mise en place, la chambre de minéralisation est remplie de mélange boue-eau dérivé du RAS, et le processus de minéralisation recommence (c'est-à-dire le procédé par lots).

   L'unité de minéralisation doit avoir au moins deux fois le volume du clarificateur pour permettre une minéralisation continue. Un cycle de minéralisation peut durer jusqu'à 5 à 30 jours en fonction du système, de la charge organique et du profil nutritif requis et doit être élaboré pour chaque système individuel. Pour les systèmes comprenant un filtre à tambour, comme c'est le cas dans la plupart des RAS modernes, la taille de l'unité de minéralisation doit être ajustée en fonction de l'écoulement quotidien ou hebdomadaire des boues du filtre à tambour. Comme cela n'a pas été testé dans un cadre expérimental jusqu'à présent, des recommandations spécifiques ne sont pas possibles pour le moment.

   10.3.2 Mise en œuvre

   Un exemple de mise en œuvre d'une unité de minéralisation aérobie dans un système aquaponique découplé est présenté à la figure 10.3. Comme aucun pré- et post-traitement (par exemple réoxygénation) n'est requis, l'unité de minéralisation peut être placée directement entre l'unité d'élimination des solides et les lits hydroponiques. En installant une vanne avant et après l'unité de minéralisation, un fonctionnement discontinu et une livraison de nutriments à l'unité hydroponique à la demande sont possibles, mais dans de nombreux cas, un réservoir de stockage supplémentaire serait nécessaire. Idéalement, après avoir dirigé l'eau riche en nutriments vers l'unité hydroponique, l'eau déplacée est remplacée par de nouvelles boues et de l'eau provenant de l'unité d'élimination des solides. En fonction du volume de l'unité de minéralisation, il est important de noter que le remplissage avec un nouveau mélange boue-eau peut entraîner une nouvelle augmentation du pH et donc interrompre le processus de minéralisation. En augmentant la taille de l'unité de minéralisation, cet effet serait tamponné. Dans l'étude menée par Rakocy et al. (2007) sur les déchets organiques liquides provenant de deux systèmes aquacoles, un temps de rétention de 29 jours pour la minéralisation aérobie a donné lieu à un succès substantiel de minéralisation. Néanmoins, cela dépend aussi de la teneur en TS dans la chambre de minéralisation, de l'aliment appliqué au RAS, de la température et des besoins en nutriments des plantes produites dans l'unité hydroponique.

    

   Fig. 10.3 Image schématique d'un système aquaponique découplé comprenant une unité de minéralisation aérobie. L'eau peut être transférée dans le réservoir d'éléments nutritifs à partir de la boucle d'eau RAS ou directement à partir de l'unité de minéralisation

4. 10.4 Traitements anaérobies

   Original publication 2019 · Publié pour la première fois sur FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   La digestion anaérobie (AD) a longtemps été utilisée pour la stabilisation et la réduction du processus de masse des boues, principalement en raison de la simplicité de fonctionnement, des coûts relativement faibles et de la production de biogaz comme source d'énergie potentielle. La représentation stoechiométrique générale de la digestion anaérobie peut être décrite comme suit :

   $CNHaOB+ (n-a/4-b/2) \ cdot H_2O \ rarr (n/2-a/8+b/4) \ cdot CO_2+ (n/2+a/8-b/4) \ cdot CH4$ (10.4)

   Équation 10.4 Bilan massique général du biogaz (Marchaim, 1992).

   Et la concentration théorique de méthane peut être calculée comme suit :

   $ [CH_4] =0.5+ (a/4+b/2) /2n$ (10.5)

   Équation 10.5 Concentration théorique prévue de méthane dans le biogaz (Marchaim, 1992).

   Les produits ultimes de AD sont principalement des matières inorganiques (p. ex. des minéraux), des composés organiques légèrement dégradés et du biogaz qui est généralement composé de 55 % de méthane (CHSub4/sub) et de dioxyde de carbone (COSub2/sub), avec seulement de faibles concentrations ( \ 1%) de sulfure d'hydrogène (H<sub2/Subs) et d'azote ammoniac total (NHSub3/ Subsup+/sup/NH4sup+/SUP) (Appels et al. 2008).

    

   Fig. 10.4 Diagramme schématique montrant la dégradation anaérobie de la matière organique d'après Garcia et al. (2000)

   Pendant le processus de AD, les boues organiques subissent des changements considérables dans leurs propriétés physiques, chimiques et biologiques et peuvent être divisées schématiquement en quatre étapes (fig. 10.4). La première étape est l'hydrolyse, où les matières organiques complexes telles que les lipides, les polysaccharides, les protéines et les acides nucléiques se dégradent en substances organiques solubles (sucres, acides aminés et acides gras). Cette étape est généralement considérée comme limitant le taux (Deublein et Steinhauser, 2010). Dans la deuxième étape de l'acidogenèse, les monomères formés dans la première étape se divisent davantage, et les acides gras volatils (VFA) sont produits par des bactéries acidogènes (fermentatives) ainsi que l'ammoniac, le COsub2/sub, le Hsub2/Subs et d'autres sous-produits. La troisième étape est l'acétogenèse, où le VFA et les alcools sont ensuite digérés par des acétogènes pour produire principalement de l'acide acétique ainsi que du COsub2/sub et Hsub2/sub. Cette conversion est contrôlée dans une large mesure par la pression partielle de Hsub2/sub dans le mélange. La dernière étape est la méthanogenèse où le méthane est principalement produit par deux groupes de bactéries méthanogènes : l'archée acétotrophique, qui divise l'acétate en méthane et en cosub2/sub, et l'archée hydrogénotrophique, qui utilise l'hydrogène comme donneur d'électrons et le dioxyde de carbone comme accepteur d'électrons pour produire du méthane (Appels et al. 2008).

   Divers facteurs tels que le pH des boues, la salinité, la composition minérale, la température, le taux de charge, le temps de rétention hydraulique (HRT), le rapport carbone-azote (C/N) et la teneur en acides gras volatils influent sur la digestibilité des boues et la production de biogaz (Khalid et al., 2011).

    

   Fig. 10.5 Schéma d'un réacteur de couverture de boues anaérobies (UASB)

   Le traitement anaérobie des boues de la RAS a commencé il y a environ 30 ans, avec des rapports sur les boues de la RAS d'eau douce (Lanari et Franci, 1998), suivis de rapports sur les opérations en milieu marin (Arbiv et van Rijn, 1995 ; Klas et al., 2006 ; McDermott et al., 2001) et en eau saumâtre (Gebauer et Eikebrokokk, 2006 ; Mirzoyan et al., 2006). Récemment, on a suggéré l'utilisation de l'UASB (fig. 10.5) pour les boues RAS suivies de la production de biogaz comme source d'énergie alternative (Mirzoyan et al., 2010). Le réacteur est constitué d'un réservoir dont une partie est remplie d'une couverture de boue granulaire anaérobie contenant les espèces actives de micro-organismes. Les boues s'écoulent vers le haut à travers une « couverture microbienne » où elles sont dégradées par les micro-organismes anaérobies et où du biogaz est produit. Un colonneur à cône inversé au sommet du digesteur permet une séparation gaz—liquide. Lorsque le biogaz est libéré du floc, il est orienté dans le cône par les déflecteurs à collecter. Un mélange lent dans le réacteur résulte de l'écoulement ascendant couplé au mouvement naturel des flocs microbiens qui sont attachés aux bulles de biogaz. À un moment donné, le floc quitte la bulle de gaz et se dépose, ce qui permet à l'effluent d'être exempt de TSS, qui peut ensuite être recyclé dans le système ou rejeté. Les principaux avantages de l'UASB sont les faibles coûts d'exploitation et la simplicité d'exploitation tout en assurant un rendement solide élevé ( \ > 92 %) pour les déchets à faible teneur en TSS (1 à 3 %) (Marchaim 1992 ; Yogev et al. 2017).

   Deux études de cas récentes ont démontré l'utilisation de l'UASB comme traitement des solides dans des RAS marines et salines à l'échelle pilote, qui fournissent un exemple des avantages potentiels de cette unité en aquaponie (Tal et al., 2009 ; Yogev et al., 2017). Un examen détaillé du bilan carbone suggère qu'environ 50 % du carbone introduit (provenant des aliments pour animaux) a été éliminé par assimilation et respiration des poissons, 10 % a été éliminé par biodégradation aérobie dans le bioréacteur de nitrification et 10 % dans le réacteur de dénitrification (Yogev et al., 2017). Par conséquent, dans l'ensemble, environ 25 % de carbone ont été introduits dans le réacteur UASB, dont 12,5 % ont été convertis en méthane, 7,5 % en COSub2/Sub et le reste ( \ ~ 5 %) est resté en tant que carbone non dégradable dans l'UASB. En résumé, il a été démontré que l'utilisation de l'UASB permettait une meilleure recirculation de l'eau ( \ > 99 %), une production moindre ( \ 8 %) de boues par rapport aux RAS typiques qui n'ont pas de traitement solide sur place, et une récupération d'énergie pouvant représenter 12 % de la demande énergétique globale du RAS. Il est à noter que l'utilisation de l'UASB en aquaponie permettra également une récupération importante de 50 % plus de nutriments comme l'azote, le phosphore et le potassium, puisqu'ils sont libérés dans l'eau à la suite de la biodégradation solide (Goddek et al. 2018).

   Le bioréacteur à membrane anaérobie (ANMBR) est une technologie plus avancée. Le procédé principal consiste à utiliser une membrane spéciale pour séparer les solides du liquide au lieu d'utiliser un procédé de décantation comme dans UASB. La fermentation des boues se fait dans un simple réservoir anaérobie et les effluents la laissent à travers la membrane. Selon la taille des pores de la membrane (allant jusqu'à 0,1—0,5 μm), même les micro-organismes peuvent être retenus. Il existe deux types de conception de bioréacteur à membrane : l'un utilise un mode de flux latéral à l'extérieur du réservoir, l'autre est submergé dans le réservoir (fig. 10.6), ce dernier étant plus favorable dans l'application de l'anMBR en raison de sa configuration plus compacte et de sa consommation d'énergie réduite (Chang 2014). Les membranes de différents matériaux tels que la céramique ou le polymère (p. ex. le fluorure de polyvinylidène (PVDF), le polyéthylène, le polyéthylènesulfone (PSE), le chlorure de polyvinyle (PVC)) peuvent être configurées comme des plaques et des cadres, des fibres creuses ou des unités tubulaires (Gander et al., 2000 ; Huang et al., 2010). L'ANMBR présente plusieurs avantages significatifs par rapport aux réacteurs biologiques typiques tels que l'UASB, à savoir le découplage du temps de rétention (long) des boues (SRT) et du temps de séjour (court) hydraulique (HRT), ce qui permet de surmonter le problème de la cinétique lente du procédé AD ; une très haute qualité des effluents dans laquelle la plupart des les éléments nutritifs demeurent, et l'élimination des agents pathogènes et une faible empreinte (Judd et Judd, 2008). En outre, l'efficacité de la production de biogaz dans l'ANMBR peut entraîner un bilan énergétique net.

    

   Fig. 10.6 (a) BR latéral avec une unité de filtration séparée avec le fluide retenu recyclé dans le bioréacteur ; (b) BR immergé : unité de filtration intégrée dans le bioréacteur. (Gander et coll. 2000 )

   Bien que cette technologie mérite beaucoup d'attention et de recherche, il convient de noter qu'étant donné qu'il s'agit d'une technologie assez nouvelle, il y a encore plusieurs inconvénients importants qui doivent être corrigés avant que l'industrie de l'aquaculture ne puisse adopter l'ANMBR. Il s'agit des coûts d'exploitation élevés dus à l'entretien des membranes pour prévenir l'encrassement biologique, l'échange régulier des membranes et une fraction élevée de CO<sub2/subfraction (30 à 50 %) dans le biogaz, ce qui limite son utilisation et contribue aux émissions de gaz à effet de serre (GES) (Cui et al., 2003). Sur une note positive, dans un avenir proche, de nouvelles techniques de prévention de l'encrassement biologique seront mises au point, tandis que le coût de la membrane diminuera certainement avec l'utilisation plus large de cette technologie. La combinaison d'un UASB avec un réacteur à membrane pour filtrer l'effluent UASB a été étudiée avec succès afin d'éliminer le carbone organique et l'azote (An et al., 2009). Cette combinaison semble une option prometteuse pour l'aquaponie pour une utilisation sûre et sanitaire des effluents UASB.

   10.4.1 Mise en œuvre

   Une solution possible pour la mise en œuvre de réacteurs anaérobies est de manière séquentielle (voir aussi Chap. 8). Une combinaison « pH élevé—pH faible » permet de récolter le méthane (et donc de réduire le carbone) dans la première étape à pH élevé et de mobiliser les nutriments dans les boues décarbonisées dans un environnement à pH bas. L'avantage de cette méthode est que la réduction du carbone dans des conditions de pH élevé entraîne moins d'AV, ce qui peut se produire au cours de la deuxième étape de faible pH (fig. 10.7). Cette approche permet également la co-digestion de la matière végétative verte (c'est-à-dire à partir de toute récolte de plantes, il y aura des déchets de matière végétative qui pourraient être transportés par un tel digesteur) afin d'augmenter à la fois la production de biogaz et la récupération des éléments nutritifs à partir du schéma global.

   Une autre possibilité d'intégration technique a été présentée par Ayre et al. (2017). Ils proposent de déverser l'effluent d'un digesteur anaérobie à pH élevé dans un étang de culture d'algues. Dans cet étang, des algues sont cultivées, dont la biomasse peut être utilisée pour l'alimentation animale, l'aquaculture ou la biofécondation (figure 10.8). On trouvera des informations plus détaillées sur cette approche dans Chap. 11.

    

   Fig. 10.7 Système anaérobie à deux étages. Dans la première étape (pH élevé), le carbone sera retiré des boues sous forme de biogaz, tandis que le faible pH de la seconde étape permet aux nutriments qui sont piégés dans les boues de se dissoudre dans l'eau. Habituellement, des acides gras volatils (VFA) se forment dans des environnements à faible pH. Cependant, l'élimination de la source de carbone dans la première étape limite la production de VFA dans une telle configuration séquentielle

    

   Fig. 10.8 Système de digestion anaérobie intégré à l'aquaculture et à la culture d'algues basé sur Ayre et al. (2017)

5. 10.5 Méthodologie pour quantifier la performance de réduction et de minéralisation des boues

   Original publication 2019 · Publié pour la première fois sur FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Pour déterminer la digestion du traitement des boues aquaponiques dans les bioréacteurs aérobies et anaérobies, une méthodologie spécifique doit être suivie. Une méthodologie adaptée pour le traitement des boues aquaponiques est présentée dans ce chapitre. Des équations spécifiques ont été développées pour quantifier précisément leur performance (Delaide et al. 2018), et elles devraient être utilisées pour évaluer la performance du traitement appliqué dans une plante aquaponique spécifique.

   Afin d'évaluer la performance du traitement, il faut adopter une approche de bilan massique. Elle exige que le TSS, la DCO et les masses d'éléments nutritifs soient déterminées pour tous les intrants du réacteur (c.-à-d. les boues fraîches) et les extrants (c.-à-d. les effluents). Le contenu du réacteur doit également être échantillonné au début et à la fin de la période étudiée. L'entrée, la sortie et le contenu des réacteurs doivent être parfaitement mélangés pour l'échantillonnage. L'entrée et la sortie du réacteur doivent essentiellement être échantillonnées chaque fois que les réacteurs sont alimentés avec de la boue fraîche.

   Ensuite, la performance de réduction des boues du réacteur (η) peut être formulée comme suit :

   $ \ eta_s = 100 \ % (1- ( \ Delta S + S_ {out}) /S_ {in}) $ (10.6)

   où ΔS est la boue à l'intérieur du réacteur à la fin de la période étudiée moins celle au début de la période, Ssubout/sub est la boue totale qui a quitté le réacteur dans l'écoulement sortant, et Ssubin/sub est la boue totale qui est entrée dans le réacteur par entrée.

   Pour la réduction organique, les boues (c'est-à-dire le terme S) peuvent être caractérisées par la masse sèche de boues (c'est-à-dire le TSS) ou par la masse d'oxygène nécessaire pour oxyder les boues (c'est-à-dire la DCO). Ainsi, pour les performances de réduction de la DCO et du TSS, plus l'accumulation est petite et plus la quantité dans le flux sortant est petite, plus la performance de réduction est élevée (c'est-à-dire un pourcentage élevé) et donc moins de matières solides rejetées hors de la boucle.

   Sur la base du même bilan massique, de la performance de minéralisation des éléments nutritifs du traitement (σ), c'est-à-dire de la conversion en ions solubles des macro- et micronutriments présents dans les boues sous des formes non dissoutes, on peut utiliser la formule suivante :

   $ \ zeta_n = 100 \ % (((DN_ {out} -DN_ {in})/(TN_ {in} -DN_ {in})) $ (10.7)

   où σ est la récupération de N nutriment à la fin de la période étudiée en pourcentage, DNSuout/Sub est la masse totale de nutriments dissous dans l'écoulement, DNSuine/Sub est la masse totale de nutriments dissous dans l'entrée et TNSuine/Sub est la masse totale des nutriments dissous et non dissous dans l'afflux.

   Ainsi, à l'instar des performances de réduction organique, plus l'accumulation à l'intérieur du réacteur et la teneur en éléments nutritifs non dissous dans l'écoulement sortant sont faibles, plus la performance de minéralisation (c'est-à-dire un pourcentage élevé) est élevée et donc le nutriment dissous récupéré dans l'effluent (ou l'écoulement) pour la culture aquaponique fécondation (voir exemple 10.1). Les équations du bilan massique présentées sont utilisées dans la case d'exemple.

   Exemple 10.1

   La performance de digestion d'un bioréacteur anaérobie de 250 L a été évaluée sur une période de 8 semaines. Il était alimenté une fois par jour avec 25 L de boues fraîches provenant d'un système RAS Tilapia, et le volume de surnageant équivalent (ou sortie) a été retiré du bioréacteur. Les boues fraîches (intrants) présentaient un TSS de 10 g de masse sèche (DM) par litre ou 1 %, et le surnageant (sortie) présentait un TSS de 1 Gdm/L ou 0,1 %. Le TSS à l'intérieur du bioréacteur au début et à la fin de la période était de 20 Gdm/L. Par conséquent, les entrées totales de DM, les sorties et à l'intérieur du bioréacteur pendant la période évaluée sont calculées comme suit :

   DM = 0,01 kg/LD $ \ fois $25 L $ \ fois $7 jours $ \ fois$ 8 semaines = 14 kg

   Sortie DM = 0,001 kg/LD $ \ times$ 25 L $ \ fois $7 jours $ \ fois$ 8 semaines = 1,4 kg

   DM à = DM tf = 250 L $ \ fois$ 0,02 kg/L = 5 kg

   La performance de réduction du TSS (ηTSs) du bioréacteur peut alors être calculée comme suit :

   $ \ bold { \ eta} _ {TSS} =100 \ % (1- ((5-5) +1.4) /14) = 90 \ %$

   La performance de minéralisation P du bioréacteur peut être évaluée en sachant que la boue fraîche (entrée) avait une concentration de P dissous de 15 mg/L et une teneur totale en P de 90 mg/L. La concentration de P dissous dans le surnageant (sortie) était de 20 mg/L. P dissous dans les entrées et sorties au cours de la période considérée sont calculées comme suit :

   TP in = 0.090 g/LD $ \ fois $25 L $ \ fois $7 jours $ \ fois$ 8 semaines = 126 kg

   DP in = 0.015 g/LD $ \ times$ 25 L $ \ fois $7 jours $ \ fois$ 8 semaines = 21 kg

   DP out = 0.020 g/LD $ \ times$ 25 L $ \ fois $7 jours $ \ fois$ 8 semaines = 28 kg

   La performance de minéralisation P (subp/sub) du bioréacteur peut alors être calculée comme suit :

   $_p = 100 \ % ((28 - 21)/(126 - 21)) = 6,67 \ %$

6. 10.6 Conclusions

   Original publication 2019 · Publié pour la première fois sur FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Le traitement des boues de poisson aux fins de réduction et de récupération des éléments nutritifs en est à un stade précoce de la mise en œuvre. D'autres recherches et améliorations sont nécessaires et verront le jour avec la préoccupation croissante de l'économie circulaire. En effet, les boues de poisson doivent être considérées plus comme une source précieuse que comme un déchet jetable.