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Traitement de l’eau et des eaux usées pour la réutilisation et les technologies émergentes de production d’énergie


1. Introduction

Les eaux usées, qui constituent le plus grand flux de déchets provenant des municipalités, des industries pétrochimique, pharmaceutique, alimentaire, textile, agricole, des polymères et du papier, etc. contiennent des contaminants élevés en huile et en sels de composés organiques et inorganiques [1, 2, 3, 4, 5]. Cela constitue un problème écologique majeur avec des impacts environnementaux élevés lorsqu’il est rejeté dans l’écosystème sans traitement approprié. En outre, la révolution industrielle associée à la croissance démographique a augmenté la demande d’approvisionnement en eau douce, ce qui épuise les sources naturelles d’approvisionnement en eau douce. [3, 5], bien que les eaux usées puissent être traitées par diverses stratégies physiques, chimiques et biologiques [1, 2, 3]. Malheureusement, les méthodes classiques actuelles de traitement des eaux usées ne peuvent pas éliminer les contaminants. De plus, le traitement conventionnel des eaux usées peut être coûteux. Par conséquent, la recherche d’une eau propre et d’un environnement propre a conduit diverses agences de protection de l’environnement à fixer des limites de rejet strictes. [3, 4]. À l’inverse, il existe toujours des variations de qualité des eaux usées qui ont des impacts différents sur l’environnement [2, 3, 4], où un traitement approprié des eaux usées incorporé à des stratégies de traitement primaire, secondaire et avancé semble plus viable [1, 3, 4]. Le traitement primaire consiste à séparer les solides des liquides par filtration ou sédimentation, tandis que le traitement secondaire élimine les solides dissous et autres contaminants par précipitation chimique et processus biologique [4, 6, 7]. Ensuite, la lumière UV ou les membranes sont utilisées pour un traitement ultérieur [1, 2, 5]. Après quoi, l’eau traitée peut être rentable pour les agriculteurs ainsi que pour l’environnement de manière positive de manière durable, à savoir. l’irrigation et à des fins agricoles. Dans cette étude, l’évaluation du flux de rationalisation des technologies innovantes de traitement des eaux usées pour la réutilisation et la génération de boues subséquente comme source d’énergie est abordée. Le traitement biologique est présenté dans la première section, suivi de la technologie des membranes et enfin du processus d’oxydation avancé. Les limites actuelles et les perspectives futures de chaque technologie sont également présentées.

2. Le procédé de traitement biologique des eaux usées

Les déchets solides municipaux font l’objet d’une législation plus obstructive en ce qui concerne l’élimination en décharge de la fraction biodégradable [4, 8]. Le processus de traitement de ces fractions organiques est le traitement biologique des eaux usées. Ces technologies maximisent les processus de recyclage et de récupération des composants des déchets. Le traitement biologique est considéré comme un aspect important et vital du traitement des eaux usées et est une technique employée à des fins municipales ou industrielles pour les composants organiques solubles [9]. Parmi tous, la méthode de traitement des boues la plus largement utilisée est la digestion anaérobie [9, 10].

2.1 Processus de digestion anaérobie (DA)

Dans ce processus, une grande partie de la matière organique (cellules) est décomposée en dioxyde de carbone (CO2) et le méthane (CH4), et ceci est accompli en l’absence d’oxygène. Environ la moitié de la quantité est ensuite convertie en gaz, tandis que le reste est séché et devient un matériau résiduel semblable à du sol. Kougias et Angelidaki [11] ont rapporté que les produits finaux de l’assimilation organique dans le traitement anaérobie des déchets sont CH4 et Cie2 comme le montre la figure 1. La technologie AD a rencontré une reconnaissance significative au cours des dernières décennies avec les applications de procédés de traitement à débit élevé configurés séparément pour les flux d’eaux usées industrielles. Dans le domaine du traitement des eaux usées, l’AD a été utilisée dans plusieurs cas à travers le monde pour la biorestauration et la production de biogaz [8, 12, 13]. Le biogaz, une source d’énergie renouvelable bien connue et courante, est produit via le procédé AD, constitué en grande partie de CH4 et Cie2. En tant que source d’énergie alternative, le procédé AD produit du biogaz qui peut être principalement utilisé comme carburant dans les moteurs à gaz combinés chaleur et électricité. [11, 12, 14]. Il y a également eu une adoption rapide de la codigestion anaérobie, où deux ou plusieurs matières premières différentes sont digérées ensemble dans des biodigesteurs anaérobies dans le but principal d’améliorer le rendement en biogaz. [8, 11, 12, 13, 15, 16, 17]. Les autres avantages garantis dans les systèmes anaérobies comprennent des besoins énergétiques plus faibles, un moyen plus sûr et plus pratique de convertir les «déchets» en produits utiles associés à l’urbanisation, étant un outil prédictif pour la réalisation de l’objectif de durabilité des Nations Unies pour répondre aux normes mondiales, avoir un excellent nutriment récupération et efficacité élevée d’élimination des matières organiques. Les inconvénients comprennent des temps de rétention hydraulique plus longs (2 à 4 mois) et des exigences d’alcalinité élevées [11, 18, 19]. Le système aérobie présente des avantages tels que des rendements élevés d’élimination des matières organiques, une excellente qualité des effluents et des temps de démarrage plus courts (2 à 4 semaines). Les inconvénients comprennent des temps de rétention hydraulique plus longs, les exigences de prétraitement pour la délignification de la biomasse lignocellulosique, l’odeur accumulée dans les bioréacteurs, les coûts associés au CO2 mise à niveau, pas de récupération des nutriments et besoins énergétiques élevés [8, 12, 17]. Les recherches menées par Kainthola et al. [19] détaille les principales différences entre les systèmes anaérobie et aérobie de traitement des eaux usées, comme le montre la figure 2, démontrant le mécanisme avec les espèces requises et les produits formés. Les systèmes anaérobies / aérobies ont également été largement utilisés aux niveaux municipal et industriel comme méthode de traitement des eaux usées pendant de nombreuses années. Il présente des avantages tels qu’une moindre consommation d’énergie, une faible consommation de produits chimiques, une faible production de boues, son énorme potentiel de valorisation des ressources, la simplicité de l’opération et la nécessité de moins d’équipements. Certains avantages de la méthode de traitement biologique par rapport à d’autres techniques de traitement telles que les oxydations thermiques et chimiques sont les investissements en capital requis et les coûts d’exploitation des procédés. [8, 11, 12, 14].

Figure 1.

Étapes modifiées du processus de digestion anaérobie, adaptées de [11, 12].

Figure 2.

Diagrammes schématiques (a) du principe du traitement aérobie et (b) du principe du traitement anaérobie, adaptés de [11, 12].

2.1.1 Paramètres de fonctionnement du processus AD

Certains paramètres de fonctionnement qui sont généralement surveillés et optimisés pour maximiser les performances et le fonctionnement de l’AD comprennent le taux de charge organique, le pH, le temps de rétention hydraulique, la température, le rapport carbone / azote et bien d’autres [15, 20]. En conséquence, toute variation brusque de ces paramètres pourrait affecter négativement la concentration de substrat dans les biodigesteurs. Certains des paramètres de fonctionnement sont traités dans les sections 2.2.1 à 2.2.4.

2.1.1.1 Taux de charge organique (OLR)

Ceci est généralement exprimé en termes de quantité de demande chimique en oxygène (DCO) ou de solides volatils (VS) du volume du digesteur en une journée et dénoté en KgCOD / m3 d ou KgVS / dm3 ré. L’élimination la plus favorable de la DCO de l’effluent de l’industrie de la conserverie se situait entre 89 et 93% à des OLR de 9,8 et 10,95 kg de COD / m3 d à un THS de 10 h à un pH de 5,5 [15, 18, 19]. Cette prédiction devient viable lors de la sélection du type de réacteur et d’autres paramètres de procédé tels que le contrôle du pH. On a constaté que l’OLR augmentait avec la diminution de la biodégradation du solide volatil et de la bioénergie produite par la suite. Les performances des bioréacteurs diminuent lorsque les OLR augmentent avec la production d’énergie [10, 15, 17].

De plus, la plage de pH appropriée pour la MA se situe entre 6,8 et 7,2 [13]. Ceci est réalisé en chargeant l’AD à un OLR optimal pour obtenir un rendement plus élevé de biogaz. Il y a généralement une variation du pH pendant la MA, en particulier pendant l’acidogenèse où des acides gras volatils tels que le propionate, le butyrate et les acétates sont produits [19]. La présence de phosphates (PO4) dans la plupart des installations de traitement des eaux usées, permet d’ajuster le pH avec de l’hydroxyde de calcium à un pH d’environ 7,2, même à des concentrations élevées. La croissance des micro-organismes dans la MA dépend largement du pH des substrats subissant la biodégradation globale [8]. Dans le traitement des eaux usées, la plage de pH observée de 6,0 à 7,1 a été rapportée dans une étude où un réacteur mixte discontinu produisait de plus grandes quantités de biogaz à une valeur moyenne de 0,405 m3/ré [11].

2.1.1.2 Température

Les conditions de température pendant le processus de DA pour la production de bioénergie incluent psychrophile (<30 ° C), mésophile (30–40 ° C) et thermophile (50–60 ° C) [8, 12]. On trouve que les anaérobies sont plus actifs aux températures mésophiles et thermophiles par rapport aux températures psychrophiles. Comparativement, les températures thermophiles sont considérées comme appropriées pour l'amélioration de la biométhanisation en accélérant l'hydrolyse de la charge polymère et d'autres voies métaboliques [12, 13]. Cependant, plusieurs études ont montré que les digesteurs thermophiles souffrent d'une mauvaise stabilité du processus en raison de l'accumulation d'acides gras volatils pendant le processus d'acidogenèse, plus particulièrement le propionate. [13, 17].

2.1.1.3 Temps de rétention hydraulique (HRT)

Il s’agit de la mesure du temps nécessaire pour réaliser la biodégradation complète d’une matière organique associée à des paramètres de procédé tels que la température du milieu et la composition des déchets [12]. Les THS observés dans la MA à des températures mésophiles et thermophiles sont respectivement de 15 à 30 jours et de 12 à 14 jours [13, 17]. Les effets de la température et du THS sur le processus de méthanogenèse ont été observés dans une étude de Shah et al. [13]. Dans la même étude, la température de travail a été ajustée de 30 à 55 ° C après un THS de 8 à 12 jours.

2.1.2 Applications du processus de digestion anaérobie

L’application à grande échelle de la technique AD dans le traitement des eaux usées industrielles dépend de la configuration hydrodynamique du réacteur AD. Il y a eu différents types de réacteurs AD applicables dans les paramètres de traitement des eaux usées, qui comprend le réacteur à réservoir agité continu (CSTR), le réacteur séquentiel de séquençage anaérobie (ASBR), le lit de filtre à boues anaérobie hybride ascendant (UASFB), le réacteur à couverture de boue anaérobie ascendante (UASBR), lit de boues granulaires expansées (EGSB), réacteur anaérobie à chicanes (ABR), réacteurs anaérobies à lit fixe (AFBR) et réacteurs à membrane biologique intégrés [8, 13, 15, 16, 17]. Par exemple, la figure 3 représente une vue en coupe schématique du lit de filtre à boue anaérobie hybride à écoulement ascendant et du réacteur à couverture de boue anaérobie à écoulement ascendant. Les bioréacteurs anaérobies-aérobies intégrés ont été les plus préférés au cours des dernières décennies en raison de leur capacité à répondre à des contraintes strictes en termes d’atténuation de la libération de composés odorants et de minimisation de la production de boues.

Figure 3.

(a) Lit filtrant à boues anaérobie hybride à flux ascendant et (b) réacteur à couverture de boues anaérobie à flux ascendant [8].

2.1.2.1 Limitations de l’adaptation du processus AD à grande échelle

Des recherches ont montré que parmi les différents réacteurs utilisés dans les performances de traitement des eaux usées, la configuration UASBR est la plus utilisée avec un réacteur anaérobie à haut débit pour le traitement des eaux usées à haute résistance. [8, 12]. Plusieurs modifications ont été apportées à la conception des bioréacteurs pour améliorer à la fois la cohérence et l’efficacité des réacteurs. Le processus AD rencontre des défaillances entraînant de graves risques environnementaux [8]. De plus, certains des paramètres de fonctionnement susmentionnés tels que discutés précédemment (section 2.2) peuvent affecter les performances des microbes responsables de la biodégradation de la matière organique dans les eaux usées. Parmi les autres inconvénients observés dans l’exploitation à grande échelle de la DA, citons le déplacement microbien, l’instabilité du processus, le faible rendement de la production de biogaz et la mauvaise qualité de l’eau. [8, 10, 12, 14, 19]. Par exemple, la monodigestion des cultures énergétiques a encore du mal à atteindre les objectifs de réduction liés aux inconvénients de la DA par rapport à la co-digestion anaérobie (AcoD) telle qu’un mélange de lisier et de cultures énergétiques [5, 20]. En réponse, les techniques de prétraitement pour l’amélioration de la cellulose et l’utilisation de cultures énergétiques comme matières premières se sont avérées augmenter l’efficacité de la production de biogaz via la DA [12]. Certaines des techniques d’amélioration qui ont attiré l’attention en termes de recherche pour l’amélioration de la conception des processus AD et l’optimisation comprennent l’évaluation de la cinétique et de la dynamique des processus AD, la nitrification-dénitrification, le recyclage du centrat vers le réacteur AD, la caractérisation des eaux usées, l’optimisation des paramètres opérationnels et environnementaux, et changement de communauté microbienne.

2.1.3 Perspectives futures de l’application AD

Selon l’Objectif de développement durable des Nations Unies pour 2030, l’utilisation des énergies renouvelables devrait atteindre 100% d’ici 2050. Le septième objectif est axé sur la production d’énergie propre et abordable à l’échelle mondiale, respectueuse de l’environnement. [21, 22]. L’énergie renouvelable a attiré l’attention pour répondre à l’utilisation toujours croissante et à la dépendance excessive des formes d’énergie non renouvelables. Cela est dû à l’émission de gaz à effet de serre qui a obligé les chercheurs au cours des dernières décennies à rechercher un moyen alternatif de production d’énergie durable. [17, 23, 24, 25]. La réserve d’énergie est devenue nécessaire pour la préoccupation mondiale dans le maintien d’une manière durable au lieu des ressources disponibles en particulier dans les stations d’épuration. Outre la protection de l’environnement, les stations d’épuration des eaux usées (STEP) servent également de source de production de formes d’énergie renouvelables telles que le biogaz. Dans une station d’épuration, le déversement de boues d’épuration produites comme sous-produit est un problème d’une importance croissante représentant jusqu’à 50% de l’ensemble des coûts d’exploitation de toutes les stations d’épuration. [8, 12, 14]. En outre, les eaux usées à haute teneur en azote peuvent être traitées avec la technique de nitrification et de dénitrification sous forme de DA généralement connue sous le nom d’Anammox. [26]. Des politiques gouvernementales constructives ont montré que l’Allemagne était le principal pays de production d’énergie au biogaz dans le monde pour l’avenir [23, 25]. Les derniers rapports prévoient que la production de biogaz pourrait passer de 18 244 gigawattheures (GWh) en 2012 à 28 265 GWh en 2025, ce qui indique un taux de croissance annuel composé (TCAC) de 3,4%. En 2011, l’Allemagne a contribué la plus grande part de la capacité installée cumulée du monde, le pays représentant environ un quart du biogaz de biogaz mondial [23, 25, 27].

3. Technologie membranaire

Les membranes, en tant que barrière en couche mince pour la séparation différentielle de taille, sont généralement intégrées à un traitement chimique et biologique ou à des systèmes autonomes dans le traitement secondaire des eaux usées. [28, 29, 30]. Dans un mécanisme à membrane typique, il existe généralement une force motrice, telle qu’une barrière semi-perméable qui contrôle la vitesse de mouvement des composants par perméation et rejet fractionnés à travers des pores de différentes tailles, comme illustré à la figure 4. [32]. La perméation et le rejet sélectif sont fonction de la taille des pores de la membrane et de l’affinité chimique, ce qui permet d’avoir un flux de produit dépourvu de composants cibles [33]. En raison des besoins énergétiques relativement faibles et de l’efficacité de traitement des eaux usées, la technologie des membranes s’est considérablement améliorée grâce au développement de nouveaux matériaux et configurations pour les applications industrielles. Certaines de ces applications comprennent les piles à combustible microbiennes, l’élimination des composants organiques et inorganiques, la désinfection, l’élimination des agents pathogènes et le dessalement [30, 33, 34].

Graphique 4.

Perméation sélective de membrane pour divers solutés adaptée de [31].

3.1 Types de technologies membranaires

En général, la principale force motrice de la filtration sélective est un gradient potentiel de variables telles que la pression hydrostatique, la tension électrique, la température, la concentration ou une combinaison de ces forces motrices. [29, 32]. Ces variables comprenant la nature (naturelle et synthétique) et la structure (poreuse ou non poreuse et hétérogène ou homogène) ont été utilisées dans la classification des membranes [28, 31, 32, 34]. Cependant, la plupart des membranes disponibles dans le commerce et utilisées industriellement sont des membranes entraînées par pression et par énergie (inversion d’électrodialyse et d’électrodialyse). [35]. Les types entraînés par pression sont notamment la microfiltration (MF), l’ultrafiltration (UF), l’osmose inverse (RO) et la nanofiltration (NF). Ceux-ci sont également classés en fonction de la taille de leurs pores ou de leur seuil de poids moléculaire (MWCO). MWCO est exprimé en Daltons (1 Da = 1 g mol−1) et est le composant minimum ou le plus petit qui peut être conservé avec au moins 90% d’efficacité [28, 30, 32, 35]. Il convient de noter que lorsque la taille des pores de ces membranes diminue, la force motrice pour l’opération augmente. Par exemple, le MF et l’UF sont appelés processus à basse pression tandis que RO et NF sont des processus à haute pression. [28, 29, 34].

3.2 Applications de la technologie des membranes

3.2.1 Application de microfiltration (MF)

La microfiltration utilise un mécanisme de tamisage pour retenir les macromolécules ou les particules de plus de 0,1 μm, en particulier dans la plage de 0,1 à 10 μm [30]. Contrairement à l’UF, RO et NF, la pression transmembranaire (TMP) pour les deux côtés de la membrane en raison de la rétention de petites particules est faible, nécessitant donc un TMP relativement petit inférieur à 2 bar mais varie de 0,1 à 2 bar [28, 30]. Comme indiqué, les plus grandes tailles de pores des membranes MF limitent l’élimination aux solides en suspension, aux bactéries, à certains virus (jusqu’à 2 log), au kyste protozoaire, à la turbidité et, dans une moindre mesure, aux colloïdes organiques dans la région. [28, 29, 32].

3.2.2 Application d’ultrafiltration (UF)

Le rôle de l’UF augmente en tant que prétraitement pour le dessalement et les bioréacteurs à membrane. L’ultrafiltration (UF) comme MF utilise le tamisage physique comme mécanisme de séparation. La taille des pores, le MWCO et la pression d’une membrane UF vont de 0,05 μm à 1 nm, 1 à 500 kDa et une pression de service de 1 à 7 bar [30, 33]. En tant que tel, l’UF avec un MWCO défini sont imperméables aux composés dont le poids moléculaire dépasse le MWCO et ont montré une élimination de 3 à 6 log des kystes protozoaires résistants au chlore, actifs Giardia lamblia, colloïdes, virus et bactéries coliformes. L’utilisation du MF et de l’UF comme prétraitement à l’OI est progressivement devenue une norme de l’industrie. Les deux sont souvent utilisés comme prétraitement pour les procédés NF et RO pour réduire l’encrassement de la membrane et sont également appliqués comme post-traitement à la précipitation chimique pour l’élimination des produits chimiques organiques et l’ajustement du pH, le phosphore, la dureté et les métaux [29, 30, 31, 33, 34]. L’encrassement est très important dans l’UF en raison du poids moléculaire élevé des fractions retenues en relation avec les faibles différentiels de pression osmotique et la diffusivité en phase liquide. Cependant, cela n’influence pas négativement la demande d’UF car toute conception, configuration et application sera encrassée [28, 30, 36]. La configuration d’application est influencée par la stabilité mécanique, les exigences hydrodynamiques et les limitations économiques.

3.2.3 Application de la nanofiltration (NF)

La nanofiltration est un processus lié à la pression où le mécanisme de séparation est basé sur la taille moléculaire pour l’élimination des micropolluants dissous et des ions multivalents. Le NF est un processus complexe caractérisé par des effets de diffusion de solvant, de transport et de répulsion électrostatique à la surface de la membrane et au sein des nanopores [29, 30]. La différence entre le diamètre des pores et la taille des particules constitue la base de l’effet de tamis. Sur la base de la taille des pores de la membrane, NF est souvent appelé «  RO libre  » avec une séparation se produisant à l’extrémité inférieure de l’UF et à l’extrémité supérieure de la RO car il couvre un MWCO de 100 à 500 Da, une taille de pore de 0,5 à 5 nm et fonctionne à une pression relativement basse de 5 à 35 bar [28, 30, 34]. Le NF est généralement déployé dans l’élimination des cations polyvalents, la réduction de la couleur, des tanins, de la turbidité et des sous-produits de désinfection précurseurs tels que la matière organique car leur puissance réside dans le rejet élevé des ions divalents (98%), la perméation des ions monovalents ( 20 à 80% de rejet) et un flux élevé. La nanofiltration est souvent utilisée comme étape de post-traitement ou de polissage dans les procédés de traitement conventionnels. Bien qu’il ne soit pas conseillé d’être utilisé dans les processus de dessalement, il est utilisé pour réduire la teneur en sel de l’eau légèrement saline. Des applications récentes ont utilisé la NF comme prétraitement à l’OI, réduisant la pression de fonctionnement dans l’OI, permettant des économies sur les coûts d’exploitation et de maintenance [31, 32, 35]. L’encrassement de la deuxième étape est généralement réduit dans les systèmes NF grâce au prétraitement à l’ozone et à la cristallisation non thermique, tandis que le nettoyage est effectué en utilisant des alternatives appropriées qui existent également pour MF et UF [30, 33].

3.2.4. Osmose inverse et directe

L’osmose inverse, souvent appelée membrane étanche, a été largement utilisée dans le traitement des eaux saumâtres et des eaux usées avec son efficacité dans le dessalement contre les flashs thermiques conventionnels à plusieurs étages. Une pression externe élevée de 15 à 150 bars, fonction de l’alimentation hypertonique et supérieure à la pression osmotique, est appliquée pour maintenir la perméation des solutés et des solvants dissous à un MWCO d’environ 100 Da grâce au mécanisme de diffusion [37, 38, 39]. En utilisant le gradient de concentration comme force motrice, la séparation et la concentration dans l’osmose directe (FO) se produisent lorsque la solution concentrée (par exemple, des sels tels que NaCl) tire l’eau d’une solution d’alimentation moins concentrée. Les avantages caractéristiques comprennent une faible consommation d’énergie, une configuration et un fonctionnement simples, une faible tendance à l’encrassement de la membrane et un rejet élevé d’une large gamme de contaminants. L’utilisation de FO fonctionne dans des conditions ambiantes, donc l’encrassement irréversible est faible [37, 39]. Cependant, la technologie FO est confrontée à un manque de solutions de dessin recyclables et économiques, à une polarisation de concentration interne et externe et à une difficulté à développer des installations efficaces à grande échelle. [37]. Pour obtenir le flux de processus souhaité et une configuration optimale, les RO sont disposés en étapes et en passes. La séquence des étapes a le flux de concentré du premier étage comme entrée d’alimentation du deuxième étage. Les flux de perméat des deux flux sont additionnés dans un canal de décharge. Cependant, les passes impliquent soit une récupération à une voie du perméat, soit la rechannalisation des perméats du premier RO dans le second RO pour améliorer la qualité. [40, 41] comme résumé dans le tableau 1.

Membrane Microfiltration Ultrafiltration Nanofiltration Osmose inverse
Structure Asymétrique (épaisseur 10–150 μm) Symétrique (épaisseur = 10–200 μm) ou asymétrique (épaisseur = 0,1–0,5 μm et supportée par une sous-couche de 50–150 μm) Asymétrique 150 μm Asymétrique 150 μm
Matériel Céramique, PP, PSO, PVDF Céramique, PTFE, PSO, CA, PVDF, couche mince PA, CA, PES SPSF, PI, PVA, CS, hybrides organiques / inorganiques: couche mince Zéolite, PVDF, PES, PBI, TFC
Lois des transports Loi de Darcy Darcy Fick’s Fick’s
Module Impasse: feuille plate ou enroulé en spirale
Flux transversal: capillaire, fibre creuse ou tubulaire
Capillaire, enroulé en spirale, autres: tubulaire, plaque et cadre, modules rotatifs, modules vibrants et vortex de dés Tubulaire, enroulé en spirale, plaque et cadre Tubulaire, enroulé en spirale, plaque et cadre
Configuration Culasse, écoulement transversal, écoulement transversal Impasse, écoulement transversal, transversal Alimentation côté coque, alimentation côté alésage, écoulement transversal Flux transversal en différentes étapes et passes

Tableau 1.

Résumé des membranes à pression [39, 40, 41].

PBI, polybenzimidaole; CA, acétate de cellulose; PSO, polysulfone; PP, polypropylène; PVDF, polyfluorure de vinylidène; PES, polyéthersulfone; TFC, composite à couche mince.

3.2.5 Bioréacteurs à membrane

Le MF et l’UF à basse pression utilisés pour la séparation solide-liquide critique ont été intégrés au traitement biologique dans un processus hybride à boues activées appelé bioréacteurs à membrane (MBR) pour le traitement des eaux usées. Contrairement aux procédés de traitement des eaux usées conventionnels avec des limitations de traitement, les MBR ont montré une efficacité de traitement large dans l’élimination des micropolluants émergents organiques et inorganiques, notamment les pesticides, les antibiotiques, les analgésiques, les composés organiques antiépileptiques et biodégradables, les microplastiques, les produits chimiques industriels et les nutriments [30, 42, 43]. Les MBR peuvent être configurés en systèmes entraînés par gravité ou sous vide immergés en utilisant des modules à fibres creuses ou à feuilles plates, tandis que les membranes entraînées par pression, en revanche, sont principalement configurées avec des systèmes de cartouches de tuyaux externes. Le MBR est généralement combiné avec des systèmes conventionnels comprenant des bioprocédés thermophiles ou mésophiles, des AOP, du charbon d’activation en poudre pour améliorer la qualité de l’eau et l’efficacité du traitement. [39, 40, 42, 44]. Certains des avantages des MBR comprennent une faible empreinte, une configuration de transport simple et la capacité de gérer des concentrations élevées de biomasse [45].

3.2.6 Membrane échangeuse d’ions

Les membranes échangeuses d’ions sont classées comme membrane échangeuse d’anions (AEM) si la matrice polymère est noyée avec des groupes de charges positives fixes et vice versa pour les membranes échangeuses de cations (CEM) [35]. Cela implique la perméation des anions / cations et le rejet des cations / anions dans l’effluent. L’électrodialyse (ED), l’électrodialyse inverse (RED), la dialyse par diffusion (DD) et le processus de membrane de Donnan (DMP) en sont des exemples, qui impliquent généralement l’échange d’ions entre les solutions à travers la membrane, comme le montre la figure 5. L’application de ces processus sont généralement basés sur le type d’effluent et sont signalés comme non encrassés et énergivores car le mécanisme de séparation se fait par gradient de potentiel. Le DD est appliqué pour récupérer les acides minéraux libres et les alcalis tandis que le DMP est utilisé dans la récupération de métaux toxiques et précieux à partir de diverses charges. Dans le DD et le DMP, un équilibre de Donnan est établi, d’où leur différence réside dans les domaines d’application. Contrairement à ED et RED, DD et DMP sont appliqués à l’échelle du laboratoire, ont des limites osmotiques et par conséquent, des études cinétiques sont envisagées pour divers effluents. Cependant, les constructions ED et RED nécessitent la compatibilité du flux d’alimentation et des matériaux de cheminée, des considérations de sécurité électrique et une plus grande empreinte pour produire une quantité et une qualité d’eau équivalentes. [30, 32, 33, 36].

Figure 5.

Configurations de (a) électrodialyse, (b) électrodialyse inverse et (c) dialyse par diffusion [35].

4. Processus d’oxydation avancé

Fondamentalement, il existe deux étapes qui sont généralement utilisées dans les paramètres de traitement des eaux usées via une étape de prétraitement impliquant des systèmes mécaniques et physico-chimiques pour réduire les composants hétérogènes des effluents, suivie d’un processus de traitement avancé. Le processus physiochimique améliore l’efficacité du traitement avancé en agglomérant les confinements dans une plus grande taille pour une filtration ou un retrait facile [46, 47]. Cependant, la dégradation des composants récalcitrants émergents avec la membrane et la bioremédiation dans les processus de traitement avancés atteste d’être complexe. Ainsi, pour résoudre ce problème, le processus d’oxydation avancé (AOP) a attiré beaucoup d’attention en raison de son potentiel à dégrader un large éventail de micropolluants organiques. [47, 48]. Ce processus implique la génération de puissants radicaux hydroxyles réactifs (E0 = 2,8 eV) avec énergie photonique et sans autre traitement chimique supplémentaire. Des exemples sont l’oxydation chimique (O3, Réactifs de Fenton), oxydation photochimique (ultraviolet-UV / O3, UV / H2O2), photocatalyse hétérogène (UV / TiO2), électrolyse et sonolyse [46, 49, 50, 51, 52] comme le montre la figure 6. Ces technologies utilisent l’UV-A avec de grandes longueurs d’onde de 315 à 400 nm et l’UV-C avec un rayonnement de courte longueur d’onde de 100 à 280 nm pour la dégradation de la plupart des contaminants environnementaux. Généralement, UV / O3 et UV / H2O2 les procédés consomment de grandes quantités d’oxydant, ce qui les rend peu rentables à exploiter [43]. D’autre part, les dangers associés à l’ozone étant un gaz instable limitent son application et sont généralement couplés à un dispositif de contact ozone-eau pour convertir l’ozone en sa phase liquide, augmentant ainsi le coût de production. Cependant, les conditions de fonctionnement considérables de température et de pression ambiantes et l’utilisation d’un catalyseur à faible coût et stable aux produits chimiques (TiO2) sont principalement attrayantes pour la minéralisation complète des contaminants et des sous-produits. Cela rend les techniques de photocatalyse hétérogènes avantageuses par rapport aux autres AOP. Les autres avantages comprennent l’absence de production de boues, une vitesse de réaction rapide, un faible coût et un bon fonctionnement à température ambiante et à des conditions de pression [46, 49].

Graphique 6.

Types de processus d’oxydation anticipée (AOP) adaptés de [46].

4.1 Photocatalyse

Il existe plusieurs semi-conducteurs favorables au traitement de l’eau comme le TiO2, ZnO, Fe2O3 CdS et ZnS, qui sont actifs dans une énergie de bande interdite de 2,3 à 3,2 eV et une longueur d’onde de 413 à 539 nm [53, 54]. TiO2 a été le photocatalyseur le plus largement utilisé et existe dans trois polymorphes cristallins majeurs tels que l’anatase, le rutile et la brookite (figure 7). Des études intensives ont été menées pour déterminer la structure cristalline, la surface, la densité des groupes hydroxyles de surface et les caractéristiques d’adsorption / désorption du TiO.2 [46, 49]. Comme mentionné, la concentration de groupe hydroxyle de surface a été documentée pour jouer un rôle vital dans le processus de dégradation photocatalytique, de sorte qu’une augmentation de la concentration des groupes hydroxyle sur la surface du catalyseur pourrait avoir un effet positif sur la vitesse de réaction. [46, 49, 51]. Ainsi, les radicaux hydroxyles produits (OH) sont une espèce très combative et sont donc capables d’oxyder une large gamme de polluants organiques de manière rapide et efficace.

Graphique 7.

Structures cristallines de TiO2 adaptées de [51, 52, 55].

4.1.1 Principes de la photocatalyse hétérogène

Le processus de photocatalyse hétérogène implique une série de réactions telles que l’oxydation, la déshydrogénation, le transfert d’hydrogène et le dépôt de métal, entre autres [55]. En outre, les actions catalytiques thermiques et chimiques normales qui facilitent toute réaction chimique distinctive nécessitent une activation simultanée des molécules. Ainsi, en photocatalyse, une source lumineuse d’énergie égale ou supérieure à l’énergie de bande interdite du catalyseur est utilisée pour stimuler le catalyseur à être actif pendant la réaction entraînant la réduction ou l’oxydation des espèces adsorbées en surface, par exemple, l’oxydation de composés organiques en leurs subordonnés jusqu’à la formation de dioxyde de carbone et d’eau [56, 57]. Il en résulte une séparation de charge comme l’électron (e) passe de la bande de valence à la bande de conduction du catalyseur semi-conducteur, ce qui entraîne un trou (h+) dans la bande de valence comme le montre la figure 8.

Figure 8.

Illustration schématique du mécanisme photocatalytique en présence d’un contaminant de l’eau adapté de [46, 49, 52].

4.1.1.1 Sélection des catalyseurs

Certains des paramètres à prendre en compte dans le choix d’un photocatalyseur pour améliorer la capacité de dégradation comprennent la nature et l’intensité de la source lumineuse, la quantité de photons pour activer le catalyseur, le milieu réactionnel et la chimie de l’eau pour générer les radicaux hydroxyles, et la nature et concentration des polluants [46, 51, 55]. Cependant, la relation entre les niveaux d’énergie des bandes de conduction et de valence par rapport à l’énergie de réduction et d’oxydation est l’un des points cardinaux à considérer lors du choix d’un photocatalyseur. [46, 47]. La capacité chimique des électrons et des trous photo-générés a une forte influence sur le niveau d’énergie de la bande de conduction du photocatalyseur. Ainsi l’électron photo-généré d’un catalyseur doit pouvoir disposer d’une énergie essentielle pour faciliter la minéralisation des micro polluants. Le niveau d’énergie de la bande de conduction du photocatalyseur en termes de minéralisation doit être plus négatif, tandis que la bande de valence doit être plus positive par rapport à l’énergie d’oxydation de l’eau. Cela rend les semi-conducteurs avec de grandes bandes interdites à considérer comme adaptés aux activités photocatalytiques [46, 47, 50]. Ainsi, les matériaux semi-conducteurs sont capables de fournir des potentiels redox négatifs et positifs adéquats dans des bandes de conduction et des bandes de valence, respectivement. De plus, plus la bande interdite du matériau semi-conducteur est large, plus l’apport d’énergie est élevé pour améliorer son efficacité. De plus, la faible stabilité à la photo-corrosion de nombreux semi-conducteurs limite considérablement le nombre de matériaux photo-catalytiques potentiels pour la minéralisation dans les eaux usées. [55, 57].

4.1.1.2 Modification of catalyst

Photocatalytic activity of a distinctive semiconductor, such as TiO2, can attract light energy equivalent to or higher than the band gap energy, resulting in generating electrons and holes. This electron-hole pair then migrates to the TiO2 surface and amalgamates with the adsorbed reactants to hasten the reduction and oxidation process. The lack of such an energy transfer leads to recombination of the pairs, which then competes with the desirable redox process with a high loss of energy. Therefore, to increase photocatalysis efficiency, suitable modification of the semiconductor band gap is essential to attract the recombination charge carriers which might hinder the photocatalytic efficiency. Some of these processes include (i) doping with metal cations and anions, (ii) coupling with other semiconducting oxides, (iii) sensitization with light harvesting compounds/dye molecules and (iv) plasmon resonance induced by specific metals [49, 51].

4.1.2 Parameters affecting photocatalysis

As with most processing techniques, several parameters affect the performance of the photocatalytic degradation process. Photocatalytic activities are being influenced by experimental conditions such as the amount of catalyst, light intensity, lighting area, reactor volume, pH type of reactor, temperature and pressure. Likewise, the inherent structural and properties of semiconductor photocatalyst influences its performance. This includes the particle size, phase composition, surface area, surface hydroxyls, lattice defects and the type of dopants (metals and non-metals) [46, 47, 48, 52]. The amount of light radiation absorbed is the driving force for semiconductor with threshold wavelength to provide the appropriate photon energy to overcome the band gap between the valence and conduction bands. This threshold wavelength is very important to promote electrons to be in an excited state corresponding to the band gap energy as depicted in Table 2.

Semiconductor Band gap energy (eV) Wavelength (nm)
TiO2 (rutile) 3 413
TiO2 (anatase) 3.2 388
ZnO 3.2 388
ZnS 3.6 335
CdS 2,4 516
Fe2O3 2,3 539

Tableau 2.

Semiconductors and their band gaps at specific wavelengths.

4.1.3 Applications of photocatalysis

With the current greenhouse emission problems and energy deprivation situation, photocatalysis emerges as one of the alternative ways of providing feasible solutions to the global front in relation to energy and the environment. For instance (Figure 9), in the phenomenon of photosynthesis, green plants trap the solar energy from the sunlight and with a series of enzyme catalysed redox processes, converts the CO2 into water and carbohydrates by releasing oxygen into the atmosphere where most living organisms depend on to survive. In this scenario, photocatalysis which works with the same principle has gained incredible status and hence can be explored for divert applications in seeking sustainable energy, social economic growth and environmental impact.

Figure 9.

Schematic comparison of photo-catalysis and photo-synthesis [58, 59].

4.1.3.1 Photocatalytic degradation in wastewater

The importance of photocatalytic degradation technology in pre- and post-treatment of water and wastewater using sunlight on a large scale is at the verge of development, with few of them like self-cleaning, anti-fogging and anti-bacterial applications currently being practiced. For instance, two slurry reactors coupled with TiO2 were built in New Mexico (USA) and Almeria (Spain); however, the environmental conditions, low photonic yield and efficiency under the visible light make it challenging to be commercialised [27, 60, 61, 62, 63]. There are numerous studies ongoing seeking to address some of these limitations in order to improve the photocatalyst, reactor design and light efficiency [55, 59]. Furthermore, the kinetics study to understand the mechanistic pathways of mineralisation of recalcitrant organic and micropollutants has also received attention.

4.1.3.2 Photocatalytic energy production

In the early 1900s, the photocatalytic techniques commonly referred to as “artificial photo-synthesis” was employed in reducing CO2 into useful hydrocarbons (Figure 9). This has now attained incredible status on the global level. Currently researchers, scientists and engineers are exploring the mechanism to control the current atmospheric carbon dioxide levels (green-house gas effect) by altering it into to fuels and useful chemicals, and the role of CO2 as a source of energy. However, the use of solar energy via chemical storage can be attained by photocatalytic or photo-electrochemical initiation of light-sensitive catalytic surfaces. Due to the simplicity of the photocatalytic process, it can be employed in converting solar energy into other useful forms of energy like hydrogen via splitting of water and hydrocarbons (methane, methanol, etc.), commonly known as solar fuels [52, 55, 59].

4.1.4 Future prospects for photocatalysis

There have been tremendous efforts dedicated to improving photocatalytic degradation efficiency, where some role of the aforementioned parameters on the AOPs performance have been studied with different types of wastewaters from the textile, oil refinery, slaughterhouses [46, 47, 59]. However, in relation to relative operational and energy utilisation costs, as well as the formation of unknown toxic intermediates from the parent compounds (semiconducts) and the pollutants remain unsolved. Although, this method is prone to shifting of hydroxyl radicals by non-target substances, but some are not suitable for certain varieties of toxic compounds that can counterattack the hydroxyl radicals rendering an increase in ecotoxicity when discharged into the environment. In response, there have been attempts to improve the semiconductor material performance by discovering the reaction mechanisms to develop commercial scale technology, but there are still some challenges which include mass transfer limitations, catalyst deactivation, generation of intermediate products and by-products, and the multi-complex optimisation of the materials and the reactor configuration [49, 55, 58]. Furthermore, due to the intrinsic nature of photocatalysis, it is very difficult to model photocatalytic reactors with a uniform light along the whole reactor volume [58, 59]. Therefore, a feasibility study on the irradiance distribution inside the reactor is required, especially with heterogeneous media such as TiO2 in suspension.

5. Conclusion

The availability of a cost effective technology to ensure the economic viability of wastewater settings for domestic and industrial purposes is still limited. This chapter presented the insights in applicability of some of the cost-effective technologies in addressing the global water, energy and environmental concerns. The fate of biological systems (AD process), and some of its operating parameters essential for wastewater treatment and bioremediation to energy (biogas) were also discussed. Furthermore, limitations, applications and different configuration types of AD reactors, as well as the forthcoming of the AD process as the alternative technology for bioenergy production using wastewater as a source was discussed. The emerging membrane technologies such as Donnan membrane process are also spotted as the foreseen green and energy saving technologies for industrial and environmental applications. The future challenge for using AOPs in wastewater treatment could be addressed by developing a cost effective photocatalyst to enhance the wastewater treatment and coupled in reduction of carbon dioxide as a renewable energy source to fuels. Therefore, adapting strategies for processes integration and commercialisation of the aforementioned technologies will enhance sustainable social economy growth and development.

Acknowledgments

The authors wish to thank Durban University of Technology, National Research Foundation and Water Research Commission, South Africa, for their support.



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