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)