Digestion anaérobie améliorée biochimiquement des eaux usées de brasserie à température ambiante : performances, rendement en méthane et efficacité énergétique

Résumé

Un système de digestion anaérobie bioélectrochimiquement améliorée (BEAD) continu a été développé pour le traitement des eaux usées des brasseries, démontrant une meilleure élimination de la demande chimique en oxygène, une dégradation des acides gras volatils, une production de méthane et une efficacité énergétique par rapport à la digestion anaérobie conventionnelle en fonctionnement à température ambiante.

Résumé

La digestion anaérobie améliorée par bioélectrochimie (BEAD) s’est imposée comme une approche prometteuse pour améliorer la production de méthane et la stabilité des procédés lors du traitement des eaux usées industrielles à haute résistance. Dans cette étude, un réacteur BEAD à flux ascendant continu a été exploité pendant 365 jours afin d’évaluer ses performances dans le traitement des eaux usées réelles de brasserie à température ambiante (22–24 °C). Les effets du taux de charge organique (OLR ; 1–7 g sCOD/L∙d), du temps de rétention hydraulique (HRT) et du potentiel appliqué (1,2 V) sur l’élimination de la matière organique, la dégradation des acides gras volatils (AGV), la production de méthane et l’efficacité énergétique ont été systématiquement étudiés et comparés à la digestion anaérobie (AD) conventionnelle. Le système BEAD a atteint des rendements élevés d’élimination en oxygène en demande chimique (COD) (>92 %) à des OLR allant jusqu’à 5 g sCOD/L∙d et a démontré une dégradation supérieure des AGV complexes, en particulier des acides propionique et butyrique. Le rendement en méthane augmentait avec l’augmentation de la COL, atteignant un maximum de 0,35 LCH₄/g de sCOD_retiré à un OLR de 7 g de sCOD/L∙d. Comparé à l’AD, le BEAD a augmenté la production de méthane de 16 à 30 % à des OLR plus élevés tout en maintenant une qualité de biogaz stable (≈74–75 % de CH₄). Bien que raccourcir la THS à des OLR élevés ait réduit les performances globales, le BEAD a constamment surpassé l’AD. Le système affichait une grande efficacité énergétique (~1000 %), ce qui suggère qu’il pourrait être un candidat robuste et très économe en énergie pour le traitement des eaux usées de brasserie dans les régions froides.

Introduction

La pollution de l’eau reste une préoccupation mondiale majeure, nuisant à la santé humaine et perturbant les écosystèmes. L’industrie brassicole figure parmi les plus grands producteurs industriels d’eaux usées, produisant 3 à 10 L d’eaux usées par litre de bière ^1,2. La consommation mondiale de bière a entraîné la production de 188^Mm3 de bière en 2023, ce qui le place au cinquième rang de boisson la plus consommée au monde^{avec un 3,4}. La bière est également une boisson populaire au Canada, comme en témoigne l’augmentation du nombre de brasseries de 1 120 en 2019 à 1 210 en 2020⁵.

Les brasseries gèrent principalement leurs eaux usées en les rejetant dans les systèmes d’égouts municipaux, soit directement, soit après prétraitement. Cependant, les stations d’épuration conventionnelles (PMB) ont souvent des difficultés avec les effluents industriels à haute résistance, ce qui entraîne des limites réglementaires dans de nombreux^{pays 2,6,7}. Dans de nombreux cas, les administrations municipales peuvent imposer des surtaxes sur les effluents à haute résistance pour décourager ces rejets, ce qui pourrait entraîner une augmentation des coûts d’exploitation pour les^{brasseries 8}. Par conséquent, les brasseries doivent prendre des mesures pour gérer leurs eaux usées de manière plus efficace et à moindre coût. L’installation de systèmes de traitement sur site qui non seulement réduisent les charges polluantes mais exploitent également le potentiel énergétique des composés organiques dans les eaux usées de la brasserie offre une alternative^{viable 9}.

Les procédés anaérobies peuvent traiter efficacement des eaux usées à haute teneur à faible consommation d’énergie tout en convertissant les déchets en biogaz, qui peut ensuite être transformé en électricité, gaz renouvelable ou énergie^{thermique 10}. La digestion anaérobie (MA) est un processus indirect de transfert d’électrons interespèces (IIET) dans lequel des intermédiaires transfèrent des électrons entre des bactéries acidogènes et des archées méthanogènes via des réactions enzymatiques^{complexes 11}. Cependant, ces réactions rencontrent des limitations thermodynamiques qui empêchent le transfert complet des électrons des substrats initiaux au méthane, entraînant des pertes notables d’électrons et une réduction de la production^{de méthane 12}. La stabilité de la DA est influencée par ces mécanismes de transfert d’électrons, et les perturbations entraînent souvent l’accumulation d’intermédiaires, tels que l’hydrogène ou les AGV (acides gras volatils). Le déséquilibre entre les bactéries acidogènes et les méthanogènes est un facteur principal contribuant à cette accumulation. Des taux élevés de charge organique (OLR) dans les eaux usées de la brasserie peuvent aggraver ce déséquilibre, dépassant la capacité des méthanogènes à utiliser les^{VFAs 13} produits.

La digestion anaérobie bioélectrochimiquement améliorée (BEAD) utilise le transfert direct interespèces d’électrons (DIET) pour transférer les électrons directement des substrats organiques vers le méthane, contournant ainsi l’IIT, plus lente et moins efficace, dans la DA conventionnelle. Dans DIET, les électrons sont transférés directement entre espèces microbiennes via des cytochromes, des pili conducteurs ou des agrégats multi-espèces sans avoir besoin d’une navette électronique^{intermédiaire 12}. Les systèmes BEAD utilisent des courants électriques externes pour améliorer la dégradation des VFA à courte chaîne, tels que le butyrate et le propionate, rendant le procédé plus stable que le modèle AD^{14, 15, 16} conventionnel. De plus, les systèmes BEAD favorisent les interactions syntrophiques microbiennes, qui accélèrent la production de méthane grâce à une amélioration globale de la dégradation^{globale du VFA 17}. Des études ont montré que le BEAD peut augmenter les rendements en méthane par rapport à l’AD conventionnel grâce à des voies de méthanogenèse supplémentaires, telles que l’absorption directe d’électrons par les électrodes (électrométhanogenèse^)18,19.

La recherche sur les eaux usées de brasserie dans le BEAD est limitée, la plupart des études étant menées à des températures mésophiles (30–35 °C) ou utilisant des eaux usées^{synthétiques} 20,21,22,23,24,25. Bien que les conditions mésophiles soient idéales pour divers micro-organismes, optimiser le système BEAD à température ambiante (22–24 °C) est crucial pour des applications pratiques, en particulier dans les régions froides comme le Canada. De plus, l’utilisation de vraies eaux usées de brasserie offre une représentation plus précise des défis rencontrés dans des scénarios réels. Cette étude vise à combler les lacunes clés en évaluant des paramètres critiques pour le traitement et la production de méthane provenant des eaux usées réelles de brasserie dans un réacteur BEAD à température ambiante.

Le taux de charge organique (LR) est un paramètre opérationnel important dans les systèmes BEAD, reflétant la capacité du système à traiter efficacement les composés organiques. Un OLR élevé peut entraîner une accumulation excessive d’acide, ce qui peut nuire à la méthanogenèse. Il est donc crucial de gérer l’OLR afin d’atteindre une efficacité optimale du traitement et une production^{de méthane 26,27}. Les chercheurs ont principalement étudié l’impact de l’OLR sur les performances du BEAD en utilisant un mélange synthétique d’acides^{organiques 28,29,30,31}, de boues activées par déchets (WAS⁾²⁶, de résidus de plants de^{tomates 32}, de déchets^{alimentaires 33} et de boue de déchets³⁴. La plupart des études sur le BEAD avec les eaux usées de brasserie ont utilisé des OLR faibles, et une seule étude a évalué l’impact de différents OLR sur l’efficacité du BEAD dans le traitement des eaux usées de brasserie. Pan et ^al.22 ont rapporté que la production de méthane a progressivement augmenté avec l’OLR, atteignant 5,64 L/L∙d à un OLR de 20 g COD/L∙d, surpassant l’AD conventionnel dans des conditions mésophiles (35 °C). De plus, alors que les performances de l’AD ont décliné avec des OLR élevés, le système BEAD est resté stable même avec des OLR élevés. À notre connaissance, aucune étude n’a exploré l’impact de l’OLR sur la performance du BEAD utilisant de véritables eaux usées de brasserie à température ambiante. Par conséquent, cette étude vise à examiner comment différents OLR influencent la dégradation des eaux usées réelles des brasseries et la production ultérieure de méthane à température ambiante.

La tension appliquée est un autre paramètre opérationnel important dans les systèmes BEAD. La tension appliquée favorise la croissance des méthanogènes hydrogénotrophes, augmentant ainsi la stabilité des procédés. De plus, la tension fournie influence la production de méthane ainsi que la résistance interne au sein du^système 35,36,37. Seul un nombre limité d’études ont exploré comment l’absence ou la présence de tension impacte la performance du BEAD avec les eaux usées de brasserie^{20, 21, 25}. Par exemple, Guo et ^al.21 ont testé trois réacteurs BEAD avec des rapports cathode/anode variables de 1, 2,5 et 4 cm²/^{cm 3} à 35 °C en utilisant des eaux usées synthétiques de brasserie, constatant qu’un système en circuit fermé (0,9 V) augmentait respectivement la production de méthane de 42 %, 121 % et 61 %, par rapport à un circuit ouvert (0 V). Cependant, les recherches utilisant de véritables eaux usées de brasserie à température ambiante restent limitées, soulignant la nécessité d’enquêtes supplémentaires.

L’objectif principal de cette étude était d’étudier la faisabilité et la performance d’un système de digestion anaérobie (BEAD) améliorée bioélectrochimiquement pour traiter les eaux usées réelles de brasserie à température ambiante (22–24 °C). Comparée aux études BEAD précédentes principalement menées dans des conditions mésophiles, cette étude met l’accent sur le fonctionnement à long terme du BEAD à température ambiante, ce qui revêt une importance particulière en ingénierie car elle évite le besoin de chauffage continu des réacteurs et réduit la demande énergétique. Plus précisément, l’étude a évalué les effets des différents taux de charge organique (OLR) et l’impact de la tension appliquée sur la dégradation des eaux usées, la stabilité des procédés et la production de méthane. En exploitant un réacteur BEAD dans des conditions contrôlées, cette étude visait à identifier des paramètres opérationnels optimaux qui améliorent la dégradation des acides gras volatils (AGV) et le rendement du méthane tout en maintenant la stabilité du système. Les résultats devraient fournir des perspectives pratiques sur l’application de la technologie BEAD au traitement des eaux usées sur place dans les brasseries.

Protocole

L’approbation éthique n’était pas requise pour cette étude car elle n’impliquait ni participants humains ni sujets animaux. Les échantillons d’eaux usées et de boues ont été collectés et traités conformément aux protocoles standards de sécurité en laboratoire.

Alimentation et inoculum

Au départ, l’acétate de sodium était utilisé comme source de carbone supplémentaire pour initier l’activité microbienne dans les réacteurs. Après le démarrage du réacteur, les eaux usées réelles de brasserie obtenues auprès de Dominion City Brewing Co., Ottawa, ont été introduites progressivement, remplaçant progressivement l’acétate de sodium (environ 5 jours). Les caractéristiques des échantillons d’eaux usées de la brasserie (Tableau 1) variaient à chaque lot (17 lots au total), permettant d’évaluer l’adaptabilité du système aux conditions réelles. À Dominion City, les solides tels que le houblon et la levure sont séparés avant que les eaux usées ne soient collectées dans deux cuves finales. Des échantillons de lots ont été prélevés dans ces cuves, transportés au laboratoire, puis centrifugés à 12 000 × g à température ambiante (22 °C) pour éliminer les solides résiduels. Le surnageant obtenu était stocké à 4 °C jusqu’à utilisation. L’inoculum était une boue mésophile anaérobie digérée prélevée au Centre environnemental Robert O. Pickard (ROPEC) à Ottawa. Avant son introduction, les boues étaient acclimatées avec les eaux usées centrifugées de la brasserie dans des bouteilles en verre de 500 mL pendant 14 jours à 480 × g à température ambiante (22 °C).

Configuration du réacteur

Cette étude utilisait un réacteur BEAD à flux montant à chambre unique en verre cylindrique (hauteur de 435 mm, diamètre de 54 mm), avec un volume total de 1 L et un volume de travail effectif de 0,65 L. L’influent était injecté dans le réacteur à l’aide d’une pompe péristaltique et contrôlé par un minuteur numérique pour réguler le débit d’alimentation. Pour améliorer le mélange et le transfert de masse gaz-liquide, une boucle de recirculation reliait le haut et le bas du réacteur (Figure 1A), maintenue à 70 mL/min grâce à une seconde pompe péristaltique. Les électrodes consistaient en des carrés empilés de 25 mm × 25 mm en feutre carbone, pour une hauteur totale de 130 mm (Figure 1B,C). Un séparateur géotextile non conducteur de 3 mm d’épaisseur avec des perforations de 2 mm a été placé entre l’anode et la cathode pour éviter le contact, ce qui a entraîné un espacement des électrodes de 3 mm. L’anode était positionnée au-dessus de la cathode pour empêcher l’hydrogène de s’échapper vers le sac gazeux, étant donné la faible solubilité de l’hydrogène dans l’eau. Un fil de titane d’environ 1 mm d’épaisseur recouvert d’oxyde métallique mélangé à l’iridium (Ir-MMO) a été inséré dans le feutre de carbone et a servi de collecteur de courant pour les deux électrodes. Les collecteurs de courant étaient connectés à un potentiostat (AUTM101. S, Metrohm, Suisse), qui servait à appliquer et maintenir un potentiel contrôlé à travers les électrodes et à surveiller en continu la réponse électrochimique du système. Une tension appliquée de 1,2 V était maintenue entre l’anode et la cathode tout au long du fonctionnement du réacteur. Le réacteur AD, utilisé comme groupe témoin dans cette étude, avait la même configuration que le réacteur BEAD mais fonctionnait sans potentiel appliqué.

Conception et procédure expérimentales

L’étude s’est déroulée sur 365 jours, comprenant 17 phases opérationnelles (10 à 20 jours chacune) réparties sur trois étapes principales, chacune évaluant les performances du réacteur BEAD dans différentes conditions opérationnelles. Avant la collecte des données, chaque phase était exploitée jusqu’à ce que des conditions stables soient atteintes. Cette durée prolongée a permis d’évaluer la performance et la stabilité à long terme des BEAD, contrairement aux études typiques à court terme ou en mode batch. L’utilisation de plusieurs lots d’eaux usées réelles de brasserie introduisait une variabilité de composition ; cependant, la performance du réacteur a été évaluée dans des conditions d’état permanent à chaque phase, garantissant que les résultats rapportés reflètent un comportement stable du système plutôt que des fluctuations à court terme.

Phases de démarrage : démarrage du réacteur (impact du ratio influent VFA/sCOD)

Le réacteur BEAD a été inoculé avec 350 à 400 mL de boues anaérobies pré-acclimatées. Initialement fonctionné en mode batch avec de l’acétate de sodium et un potentiel appliqué de 1,2 V, le système maintenait une HRT élevée de 16 jours pour soutenir la croissance des micro-organismes électroactifs tout en minimisant le lavage de biomasse. Après deux semaines, le réacteur est passé à un fonctionnement à débit continu, utilisant de l’acétate de sodium à un OLR de 2 g sCOD/L∙d avec un débit quotidien de 120 à 130 mL, ce qui donne une HRT de 5 jours. Une fois stable, l’alimentation a été progressivement remplacée par des eaux usées de brasserie : d’abord à 70 %/30 % (acétate/eaux usées), puis à 50 %/50 %, et enfin à 80 %/20 % avant d’atteindre 100 % d’eaux usées de brasserie (Tableau 2). Cette étape a également évalué l’impact de différents rapports influents VFA/sCOD sur la performance des BEAD, car l’acétate de sodium a une composition de VFA plus simple que les AFV plus complexes des eaux usées de brasserie, qui influencent l’activité microbienne et la production de méthane. Les résultats de cette étape ont été discutés dans le Fichier Supplémentaire 1 (Figures supplémentaires 1–5 et Tableau Supplémentaire 1) ^{12,38,39,40,41,42}.

Lorsque l’alimentation a été passée à 100 % d’eaux usées de brasserie à un OLR de 2 g sCOD/L∙d, le rendement en méthane a diminué par rapport à l’alimentation uniquement à base d’acétate. Les tests d’inhibition, Fichier Supplémentaire 1 (Tableau Supplémentaire 2), ont confirmé que l’inhibition des eaux usées de brasserie n’était pas le problème principal. Ainsi, la LO a été augmentée pour stimuler l’activité microbienne avec une plus grande disponibilité de substrat. La récupération du réacteur et les tests inhibiteurs ont été réalisés pendant un intervalle de trois mois entre les phases 5 et 6. Durant cette période, le réacteur a été exploité en continu dans des conditions contrôlées en utilisant des eaux usées de brasserie, tandis que des expériences supplémentaires ont été menées pour évaluer les composés inhibiteurs potentiels, notamment l’azote ammoniac total (TAN), le sulfate, le sulfure, le peroxyde d’hydrogène (H₂O₂) et l’acide peracétique (PAA). Les résultats ont confirmé qu’aucun de ces composés n’était présent à des concentrations inhibitrices. Le réacteur a été maintenu dans des conditions de fonctionnement stables jusqu’à ce que la performance en régime permanent soit rétablie, comme en témoignent la production constante de méthane, le retrait du COD et la dégradation du VFA. Les phases expérimentales suivantes n’ont repris qu’après avoir confirmé que les performances du réacteur s’étaient stabilisées et étaient comparables aux conditions d’avant le vide de rupture. Les données issues de cette période de récupération et de test ont été omis de l’analyse afin d’assurer la cohérence entre les phases opérationnelles définies.

Étape 1 : Impact de l’OLR

À cette étape, le réacteur BEAD était alimenté exclusivement en eaux usées de brasserie afin d’explorer l’effet des OLR variables (1–7 g sCOD/L∙d) sous un potentiel appliqué de 1,2 V (Tableau 2). La variation des niveaux de COD des eaux usées de brasserie a également entraîné des fluctuations de la THS, en particulier à la température la plus élevée de l’OLR (7* g sCOD/L∙d), où des expériences ont été menées sous deux THS de 2 et 4 jours (* indique une HRT différente à la même OLR de 7 g sCOD/L∙d ; 7 g de sCOD/L∙d correspond à la THS à 3–4 jours, 7* g de sCOD/L∙d est l’HRT à 2 jours). Cela permettait d’évaluer comment l’HRT influençait la production de méthane, la dégradation du substrat et l’efficacité globale du procédé.

Étape 2 : Impact du potentiel appliqué

Cette étape a évalué l’effet de la présence ou de l’absence de potentiel appliqué (1,2 V) sur la performance du réacteur et la production de méthane à partir des eaux usées de brasserie. Le réacteur de contrôle sans potentiel appliqué (AD) et le réacteur BEAD ont été testés à des OLR de 2, 3, 5 et 7 g sCOD/L∙d. Le contrôle AD était opéré comme un réacteur séparé avec la même configuration que le réacteur BEAD, mais sans potentiel appliqué. Les deux réacteurs fonctionnaient en parallèle dans des conditions comparables. De plus, avec un OLR de 7* g sCOD/L∙d, l’HRT a été réduite de 4 jours à 2 jours, permettant une enquête sur l’impact du potentiel appliqué sous une HRT plus courte (Tableau 2).

Méthodes analytiques

Les solides totaux (TS) et les solides volatils (VS) ont été mesurés selon la méthode standard 1684⁴³. Le COD soluble (sCOD) a été analysé à l’aide de la méthode^{standard COD 44} avec des tubes réactifs. Avant analyse, les échantillons étaient filtrés à l’aide d’un filtre à vide équipé d’une membrane de taille porose de 0,45 μm. La concentration d’ammoniac a été déterminée à l’aide du kit de réactifs^{d’ammoniac 45}. Le sulfate a été mesuré à l’aide du kit de réactifs^{sulfatique 46}. Le sulfure a été analysé à l’aide du kit de réactifs^{sulfurés 47}. Toutes les analyses HACH ont été réalisées à l’aide du spectrophotomètre. Le peroxyde d’hydrogène et l’acide peracétique ont été mesurés à l’aide du kit de test de l’acide peracétique via la méthode du flacon compte-gouttes. Le biogaz était collecté dans un sac collecteur de gaz, et son volume quantifié chaque jour à l’aide d’une seringue étanche, toutes les mesures étant effectuées en triple exemplaire. La composition du biogaz a été analysée à l’aide d’un microchromatographe en phase gazeuse (GC), avec de l’argon comme gaz porteur, un détecteur TCD et une température d’injection de 110 °C. Les volumes de biogaz ont été mesurés directement à partir de sacs de collecte de gaz et sont rapportés comme des valeurs mesurées dans des conditions de laboratoire constantes. Les volumes de gaz sont rapportés sur une base humide. Toutes les mesures de gaz ont été effectuées sous des conditions proches de la pression atmosphérique, et des connexions hermétiques ont été maintenues pour minimiser les fuites de gaz. Le système était régulièrement vérifié pour garantir l’intégrité de l’étanchéité tout au long de l’expérience.

Les AFV, y compris l’acétate, le propionate et le butyrate, ont été quantifiés à l’aide de chromatographie liquide haute performance (HPLC) avec une longueur d’onde d’absorption de 210 nm. Les phases mobiles comprenaient 100 % d’acétonitrile et 2,5 mM d’acide méthanosulfonique, et l’analyse a été réalisée à l’aide d’une colonne (5 μm, 4 mm × 150 mm) à 30 °C avec un débit constant de 1 mL/min pour la phase mobile. Le pH et la température du réacteur étaient continuellement surveillés à l’aide d’un posemètre. Pendant le fonctionnement du réacteur, le pH a été maintenu dans une plage typique de 6,5 à 7,5, indiquant des conditions de fonctionnement stables. La génération actuelle était enregistrée toutes les 5 minutes à l’aide d’un potentiostat, sous un potentiel appliqué fixe de 1,2 V.

Calculs

L’efficacité et le taux de suppression du COD ont été déterminés à l’aide des équations suivantes :

Équation 1

Équation 2

Le LR d’alimentation a été calculé à l’aide de l’équation 3, comme montré ci-dessous, où le débit d’alimentation est exprimé en litres par jour (L/j) et le volume du réacteur en litres.

Équation 3

Les équations suivantes ont été utilisées pour calculer le rendement spécifique du méthane à partir du COD retiré (_{LCH 4}/g sCOD_retiré) et du COD ajouté (_{LCH 4}/g sCOD_ajouté) :

Équation 4

Équation 5

Où est le volume de méthane produit par jour (LCH₄/j) et et sont respectivement la quantité de sCOD_Retirée par jour (g sCOD_Retirée/j) et de sCOD entrant dans le réacteur par jour (g sCOD_Ajouté/j), respectivement.

La densité de courant a été calculée en normalisant le courant mesuré (I) en ampères (A) au volume de travail du réacteur (V), exprimé en mètres cubes (m³). La densité de courant est rapportée en A/^{m 3} et est décrite par l’équation suivante :

Équation 6

L’efficacité coulombienne (CE) a été calculée pour évaluer l’efficacité de la récupération électronique à mesure que le courant provenant du COD_{est retiré}. Il est défini comme le rapport entre la charge totale (en coulombs) récupérée en courant (Q_C) et la charge théorique pouvant être récupérée à partir du COD retiré (Q_T). La charge totale récupérée (Q_C) était déterminée en intégrant le courant mesuré dans le temps :

Q_c = ∫I(t)dt ≈ ∑I_i × ∆t Éq.7

où est le courant mesuré (A) à chaque intervalle de temps, et Δt est l’intervalle d’enregistrement (s).

La charge théorique (Q_T) a été calculée sur la base du retrait du COD, en supposant qu'1 mol d’électrons est transféré pour 8 g de_{COD retiré}, selon la loi de Faraday :

Équation.8

où F est la constante de Faraday (96 485 C/mol e⁻), et s’exprime en grammes.

Ainsi, CE était calculé comme suit :

Équation 9

L’efficacité énergétique (η_E), définie ici comme l’efficacité de conversion électrique-méthane, est utilisée pour évaluer l’efficacité de la conversion de l’apport électrique en production supplémentaire de méthane dans le système BEAD. Il est défini comme le rapport entre l’énergie produite sous forme de méthane et l’énergie consommée par le système pour maintenir les processus électrochimiques. Il convient de noter que l’efficacité énergétique rapportée représente un bilan énergétique partiel centré sur l’apport électrique, et ne prend pas en compte d’autres besoins énergétiques opérationnels (par exemple, pompage et recirculation). Par conséquent, cela ne doit pas être interprété comme l’efficacité énergétique globale du système. L’efficacité énergétique a été calculée selon la formule suivante :

Équation 10

Δ_{W CH4} =Δ_{V CH4} × LHV Équation 11

_{W E} = I × E × ∆t Équ. 12

où :

ΔW_CH4 représente l’énergie récupérée dans le BEAD, la différence d’énergie produite sous forme de méthane entre le réacteur BEAD et le réacteur de contrôle AD, mesurée en wattheures (Wh).

ΔV_CH4 désigne la différence de volume de méthane produit entre le réacteur BEAD et le réacteur de contrôle AD, exprimée en litres (L).

Le LHV est la valeur thermique inférieure du méthane, soit environ 9,6 Wh/L.

_{W E} est la quantité d’énergie électrique consommée en fournissant le potentiel appliqué, mesurée en watt-heures (Wh), E est la tension en volts (V), et Δt est le temps intervalle (24 h).

Analyse statistique

Les données collectées lors des expériences ont été analysées statistiquement à l’aide d’ANOVA (Analyse de la Variance) afin d’évaluer la signification de paramètres opérationnels tels que l’OLR, le potentiel appliqué et l’HRT sur des indicateurs clés de performance, notamment le rendement en méthane, l’élimination du COD et la dégradation du VFA. Les points de données stables étaient définis comme des mesures consécutives obtenues dans des conditions d’état stationnaire, où les paramètres clés montraient des variations inférieures à ±5 % au fil du temps. Trois points de données stables de chaque phase, représentant des mesures sérielles provenant du même réacteur en conditions d’état stationnaire, ont été sélectionnés et moyennés pour représenter cette phase. Il convient de noter que chaque phase comprenait plusieurs lots d’eaux usées réelles de brasserie avec des caractéristiques variables (par exemple, composition sCOD et VFA). Ces variations étaient intrinsèquement intégrées à l’analyse par phases, permettant d’évaluer l’adaptabilité du système dans des conditions réalistes. L’écart-type a été utilisé comme barre d’erreur dans les chiffres pour refléter la variabilité. Toutes les analyses statistiques ont été réalisées à l’aide d’un tableur. Un niveau de signification statistique de 95 % a été adopté, indiquant que les résultats avec une valeur p inférieure à 0,05 sont considérés comme statistiquement significatifs (p < 0,05).

Résultats

Effet du taux de charge organique (OLR) sur la performance du BEAD - Étape 1 :

Effet de l’OLR sur la performance de suppression des COD

Comme montré à la Figure 2 et détaillé dans le tableau 3, le système BEAD a maintenu des efficacités élevées d’élimination des COD même à des OLR élevés, atteignant 92,7 ± 0,6 % de retrait à un OLR élevé de 5 g sCOD/L∙d. Cette performance est particulièrement remarquable comparée à d’autres études BEAD menées dans des conditions contrôlées et avec des OLR plus faibles. Par exemple, à des OLR de 1 et 2 g de sCOD/L∙d, le réacteur a atteint une efficacité d’élimination de la DCO de 96,2 %, surpassant les résultats de Sangeetha et ^al.24 et Guo et ^al.21, qui ont rapporté des retraits maximaux de la COD de 90 % et 80 %, respectivement, à 30–35 °C en utilisant les eaux usées synthétiques de brasserie.

La réduction de l’HRT à des OLR plus élevés a conduit à des diminutions correspondantes de l’efficacité de suppression des COD. Alors que l’HRT est passée de 5,2 ± 0,1 jour avec un OLR de 5 g de sCOD/L∙d à 4,4 ± 0,3 et 3,7 ± 0,1 jour à des OLR de 6 et 7 g de sCOD/L∙d, respectivement, les efficacités d’élimination de la COD ont considérablement diminué à 85,1 ± 1,7 % et 79,2 ± 0,8 % (p < 0,05). Une réduction supplémentaire de l’HRT à 2,1 ± 0,2 jour avec un OLR de 7* g sCOD/L∙d a réduit l’élimination du COD à 64,6 ± 2,1 % (p < 0,05). Cette tendance indique qu’une courte THS à un OLR élevé peut entraîner une inhibition du substrat et un lavage de biomasse, ce qui pourrait limiter la capacité du système BEAD à maintenir des améliorations bioélectrochimiques, potentiellement associées à DIET, importantes pour une dégradation efficace de la^{DQO 48}. Ces résultats correspondent aux résultats de Sangeetha et ^al.23, qui ont observé une diminution de l’élimination de la maladie de dégât dans un BEAD traitant les eaux usées de brasserie synthétique lorsque l’HRT était réduite de 36 à 12 heures, alors que la LOL passait de 1,5 à 4,4 g de COD/L∙d. Malgré ces difficultés, le réacteur BEAD de cette étude a tout de même démontré d’excellentes performances à des OLR élevés comparé aux systèmes AD traditionnels. Par exemple, Xu et ^al.49 ont rapporté un retrait de 80 % de COD à une ALR de 7,4 g COD/L∙d dans des conditions idéales à 35 °C, une valeur comparable à notre 79,2 ± 0,8 % à 7 g de sCOD/L∙d, atteinte à température ambiante (22 °C).

Suppression du VFA sous différents OLR

Comme le montre la Figure 3A, l’augmentation des OLR n’a pas entravé la capacité du BEAD à améliorer l’élimination du VFA, car le BEAD gérait des charges influentes de VFA plus élevées tout en maintenant des taux relativement stables de VFA dans les effluents. Par exemple, malgré une augmentation du taux d’AFV influent de 1,8 g sCOD/L∙d à un OLR de 6 à 2,9 g sCOD/L∙d et un OLR de 7, le taux d’AFV des effluents est resté stable à 0,8 g sCOD/L∙d. Cette stabilité sur tous les OLR démontre l’efficacité du BEAD pour dégrader les AFV et sa capacité à prévenir l’accumulation de FPV généralement responsable des baisses de pH et de l’inhibition microbienne dans les systèmes traditionnels de^{DA 50,51}.

De plus, le système a démontré une capacité exceptionnelle à dégrader les acides VVA difficiles, les acides propionique et butyrique, connus pour leurs taux de dégradation plus lents dans les processus^{anaérobies 51}. Par exemple, la BEAD a permis une élimination de 100 % de l’acide propionique aux OLR 5 et 7 g sCOD/L∙d et une réduction substantielle de l’acide butyrique de 1,2 à 0,3 g de sCOD/L∙d à un OLR de 7 g sCOD/L∙d, comme montré à la Figure 3B et au Tableau 4. Les résultats suggèrent également que maintenir une THS optimale est crucial pour une dégradation efficace de l’AFV dans le BEAD, en particulier à des OLR élevés, où l’activité bioélectrochimique est intensifiée. Bien que le système ait présenté des taux de dégradation élevés de la VFA provenant des OLR de 5 à 7 g sCOD/L∙d, même avec une diminution de la THS de 5,2 ± 0,1 à 3,7 ± 0,1 jours, une réduction supplémentaire à 2,1 ± 0,0 jour avec un OLR de 7* g sCOD/L∙d a entraîné une baisse notable des performances. Cela s’est manifesté dans l’augmentation significative du taux de FCV d’effluent de 0,8 à 2,4 g de sCOD/L∙d. En particulier, le taux d’acide acétique effluent est passé de 0,6 à 1,8 g de sCOD/L∙d, et l’acide propionique, complètement éliminé à un OLR de 7, est passé à 0,4 g de sCOD/L∙d. L’élimination de l’acide butyrique a également été affectée, mais dans une moindre mesure.

Performance en production du CH₄ :

Rendement du CH₄ (basé sur l’élimination du COD) et production volumétrique du CH₄

Des OLR plus élevés ont considérablement augmenté le rendement et le volume de méthane dans le BEAD, indiquant les avantages d’une disponibilité accrue du substrat pour la production de méthane tout en évitant la surcharge du système. Comme montré à la Figure 4A, le rendement en méthane (basé sur l’élimination du COD) a atteint un pic de 0,35 ± 0,01_{LCH 4}/g sCOD_retiré (le rendement théorique maximal) à un OLR de 7 g sCOD/L∙d. Ce rendement représentait une augmentation statistiquement significative (p < 0,05) de 10 à 400 % par rapport aux ALR plus faibles. Le volume de méthane a également suivi cette tendance, atteignant 1,93 ± 0,04 L/L∙d avec un OLR de 7 g sCOD/L∙d, indiquant des augmentations de 18 à 2657 % par rapport aux OLR plus faibles, comme le montre le tableau 3.

Comparé à d’autres études BEAD menées dans des conditions contrôlées, le système BEAD de cette étude a démontré une production supérieure de méthane en utilisant de véritables eaux usées de brasserie à température ambiante (22 °C). Par exemple, alors que Sangeetha et ^al.24 ont rapporté un rendement en méthane de 0,143_{LCH 4}/g COD et un volume de 0,367 L/L∙d à des OLR de 1–2 g COD/L∙d en utilisant des eaux usées synthétiques de brasserie à 30 °C, notre système a obtenu un rendement de méthane plus élevé de 0,21 ± 0,01 LCH₄/g sCOD_retiré et un volume de 0,43 ± 0,03 L/L∙d à un OLR de 2 g sCOD/L∙d. De même, Xu et ^al.25 ont observé un volume de méthane de 1,16 L/L∙d à un OLR de 5,8 g COD/L∙d et 35°C, alors que notre système produisait 1,64 ± 0,05 L/L∙d à un OLR comparable de 6 g sCOD/L∙d. Bien que le rendement et le volume de méthane soient restés stables alors que l’HRT diminuait de 5,2 ± 0,1 à 3,7 ± 0,1 jour entre les OLR 5 et 7 g sCOD/L∙d, une nouvelle réduction à 2,1 ± 0,2 jours à un OLR de 7* g sCOD/L∙d a entraîné des baisses statistiquement significatives (p < 0,05). Le rendement en méthane a diminué de 21 %, passant de 0,35 ± 0,01 à 0,28 ± 0,01 LCH₄/g sCOD_retiré, et le volume de méthane a diminué de 36 %, passant de 1,93 ± 0,04 à 1,24 ± 0,02 L/L∙j. Ces réductions sont corrélées à la diminution de la DCO et de l’élimination de l’AFV précédemment évoquées, indiquant que les THS courtes limitent le temps de contact microbien et la conversion des organes organiques en méthane. Ainsi, un temps de rétention suffisant est essentiel pour maintenir une efficacité bioélectrochimique optimale sous une forte charge organique.

Rendement du CH₄ basé sur le COD ajouté

Le rendement en méthane basé sur la MCO ajouté s’est amélioré avec l’augmentation des OLR, mais s’est stabilisé à des OLR plus élevés en raison des limitations de l’HRT. Comme montré à la Figure 4B, le rendement en méthane a augmenté significativement (p < 0,05) de 0,07 ± 0,01 L LCH₄/g sCODA à un OLR de 1 g sCOD/L∙d à 0,28 ± 0,01 LCH₄/g sCODA à 5 g sCOD/L∙d. Cependant, de OLR 5 à 7 g sCOD/L∙d, le rendement s’est stabilisé autour de 0,28_{LCH 4}/g sCODAdded, sans différences significatives (p > 0,05), ce qui indique que d’autres augmentations de la disponibilité du substrat n’ont pas conduit à une efficacité de conversion supérieure. Cette découverte est principalement attribuée à une réduction des THS à des OLR élevés, qui limitaient la conversion des composés organiques non-VFA en méthane, malgré une dégradation efficace du VFA. Le tableau 5 confirme cette observation, montrant que les taux d’élimination de ces autres composés organiques n’ont pas augmenté entre les OLR de 5 et 7 g sCOD/L∙d, ce qui a entraîné une augmentation de leurs taux dans l’effluent. De plus, une nouvelle réduction de l’HRT à OLR 7* g sCOD/L∙d a entraîné une baisse notable du rendement en méthane, illustrant un seuil critique au-delà duquel même les AFV n’ont pas été suffisamment convertis en méthane en raison d’un temps de rétention insuffisant.

Contenu du chapitre₄

La teneur en méthane dans le BEAD s’est améliorée avec l’augmentation des OLR, se stabilisant à des charges élevées. Comme montré à la Figure 4C, le système a atteint sa teneur maximale en méthane de 75,0 ± 0,3 % à un OLR de 6 g sCOD/L∙d, suivi de 74,3 ± 1,2 % et 74,0 ± 0,8 % aux OLR de 7 et 5 g sCOD/L·d, respectivement. Notamment, aucune différence statistique (p > 0,05) dans la teneur en méthane n’a été observée chez ces OLR plus élevés, indiquant une qualité de biogaz stable à ces taux de charge élevés. De plus, le système a surpassé les autres études BEAD ; par exemple, Xu et ^al.25 ont rapporté une teneur en méthane de 62,3 % à un OLR de 5,8 g COD/L∙d sous une température contrôlée de 35°C et en utilisant des eaux usées synthétiques, alors que notre réacteur a atteint 75,0 ± 0,3 % à un OLR de 6 g sCOD/L∙d en utilisant de vraies eaux usées à température ambiante (22 °C).

Avec un OLR de 7* g de sCOD/L∙d avec une THS réduite de 2,1 ± 0,2 jours, la teneur en méthane a légèrement diminué à 72,7 ± 0,5 %. Cependant, ce changement n’était pas statistiquement significatif (p > 0,05) comparé à la teneur en méthane à une HRT de 3,7 ± 0,1 jour et un OLR de 7 g sCOD/L∙d, indiquant que le système maintenait une teneur effective en méthane même avec des temps de contact réduits.

Performance électrochimique du système BEAD

La densité de courant et la CE se sont nettement améliorées avec l’augmentation des OLR et ont atteint leurs valeurs maximales à un OLR de 6 g sCOD/L·d, culminant respectivement à 13,8 ± 0,3 A/^{m 3} et 1,97 ± 0,04 %. Cependant, l’augmentation supplémentaire de la LR à 7 g sCOD/L∙d a entraîné une baisse significative des performances (p < 0,05), la densité de courant et le CE tombant à 6,2 ± 0,1 A/^{m 3} et 0,81 ± 0,01 %, respectivement, comme illustré dans les Figures 5A et B. La baisse des valeurs de CE indique que la plupart des électrons sont dirigés vers la production de méthane plutôt que d’être récupérés sous forme de courant électrique, ce qui est cohérent avec la fonction principale du système en tant que processus de digestion anaérobie. Cette baisse peut être attribuée à une surcharge de substrat ou à des déséquilibres nutritifs à des taux élevés de rétention de carburant (OLR). Des concentrations élevées de substrat à des OLR élevés peuvent intensifier la compétition entre exoélectrogènes et méthanogènes à l’anode, favorisant souvent les méthanogènes et réduisant ainsi la génération^{actuelle 52}. De plus, une disponibilité limitée des nutriments à des OLR élevés peut inhiber la croissance et l’activité des exoélectrogènes, réduisant ainsi la production de courant⁵³.

Comparé à d’autres systèmes BEAD utilisant des eaux usées synthétiques de brasserie, notre système a démontré une production de courant plus élevée avec des OLR plus élevés mais des performances électrochimiques inférieures à des OLR plus faibles, soulignant l’influence de la complexité des eaux usées. Par exemple, avec un OLR de 6 g sCOD/L∙d, notre système a atteint une densité de courant supérieure à celle de seulement 1,41 A/^m3rapportée par Xu et ^al.25 à un OLR comparable de 5,8 g COD/L∙d à 35 °C. Cependant, notre performance BEAD à un OLR de 2 g sCOD/L∙d, avec une densité de courant de 1,9 ± 0,1 A/^{m 3} et un CE de 1,58 ± 0,14 %, était inférieure à 14,3 A/^{m 3}et 15 % observés par Sangeetha et ^al.24. Ces résultats soulignent que les substrats synthétiques favorisent la récupération des électrons grâce à une compétition microbienne réduite, contrairement aux eaux usées réelles, qui contiennent une communauté microbienne plus diversifiée et^{compétitive 12,54}.

Fait intéressant, la production actuelle est restée stable malgré la réduction de l’HRT. Plus précisément, réduire l’HRT de 3,7 ± 0,1 jour à 2,1 ± 0,2 jour à un OLR de 7* g COD/L∙d n’a pas entraîné de changement statistiquement significatif de la densité de courant (p > 0,05), qui est restée stable à 6,2 A/^{m 3}. Cette constance suggère que les variations de l’HRT ne sont pas nécessairement corrélées à des variations de densité actuelle. Cette découverte est cruciale car elle indique que malgré une réduction de l’efficacité d’élimination organique due à un temps de contact plus court entre exoélectrogènes et substrats, le taux de transfert d’électrons vers l’anode est resté inchangé. Cette observation s’aligne avec les résultats de Castellano-Hinojosa et ^al.55, qui ont également rapporté une densité de courant stable malgré des réductions significatives de l’HRT. De même, Song et ^al.56 n’ont observé aucun changement dans la densité actuelle (restant à 233 A/^{m 3}), même si la sDCO liée à l’effluent a augmenté significativement de 439,0 ± 129,8 à 749,0 ± 36 mg/L lorsque l’HRT a été réduite de 10 à 5 jours. Ces résultats suggèrent que les interactions bioélectrochimiques, potentiellement associées à la DIET, peuvent rester efficaces dans le BEAD même lorsque le temps de rétention est réduit.

Impact du potentiel appliqué sur la performance du BEAD - Étape 2 :

Influence du potentiel appliqué sur l’élimination des causes de la maladie d’origine

Les résultats ont montré qu’à des OLR plus élevés, le potentiel appliqué dans le système BEAD améliorait l’efficacité de suppression des COD par rapport au système AD de témoin, mais avait un effet minimal à des OLR plus faibles, comme le montrent la Figure 2 et le Tableau 3. Plus précisément, à un OLR élevé de 5 g sCOD/L∙d, le BEAD a atteint une efficacité d’élimination de la COD de 92,7 ± 0,6 %, nettement supérieure (p < 0,05) aux 85,3 ± 0,6 % observés en AD. En revanche, à des OLR plus faibles de 2 et 3 g de sCOD/L∙d, la différence n’était pas statistiquement significative (p > 0,05), les deux systèmes atteignant des rendements similaires (96,2 ± 0,1 % contre 96,6 ± 0,3 % à 2 g de sCOD/L∙d et 94,1 ± 1,2 % contre 94,7 ± 0,8 % à 3 g de sCOD/L∙d). Cette tendance s’aligne avec les résultats de Tartakovsky et ^al.57, qui ont également rapporté des efficacités similaires de suppression de COD à des OLR plus faibles dans des systèmes avec ou sans potentiel appliqué, mais ont noté que l’application du potentiel améliorait significativement l’élimination de COD à des OLR plus élevés par rapport à l’AD traditionnel. Ces observations suggèrent que le potentiel appliqué pourrait renforcer les interactions microbiennes et les processus de transfert d’électrons, potentiellement associés à la DIET, conduisant à une dégradation organique plus efficace.

Au OLR le plus élevé de 7* g sCOD/L∙d, où la THS a été réduite à 2 jours, le potentiel appliqué a eu un impact limité sur l’efficacité de suppression des COD. Le BEAD a atteint une efficacité d’élimination de la MCO de 64,6 ± 2,1 %, légèrement supérieure aux 61,9 ± 1,5 % observés dans la maladie d’Alzheimer, mais la différence n’était pas statistiquement significative (p > 0,05). Cela suggère que, bien que des OLR plus élevés puissent démontrer les bénéfices potentiels du potentiel appliqué pour améliorer l’élimination des COD, la réduction de l’HRT limite la capacité du système à exploiter pleinement ces avantages bioélectrochimiques. Cela peut s’expliquer par le fait que l’HRT raccourci ne laisse pas suffisamment de temps pour l’activité microbienne et les processus de transfert d’électrons, potentiellement associés à la DIET, ce qui met en lumière la nécessité d’une stratégie opérationnelle équilibrée qui prenne en compte à la fois les bénéfices du potentiel appliqué et les limitations imposées par une réduction du temps de rétention.

Effet du potentiel appliqué sur la suppression du FAV

La figure 6A–E et le tableau 5 démontrent que le BEAD a nettement surpassé la DA dans la dégradation des AFV complexes. Notamment, avec un OLR de 5 g de sCOD/L∙d, le BEAD a permis un retrait de 100 % des acides propionique et butyrique, contre seulement 58,2 % et 77,6 % pour l’AD (Figure 6E). Cela met en lumière l’efficacité du potentiel appliqué dans l’amélioration des processus bioélectrochimiques, qui non seulement accélèrent la dégradation de la VFA, mais améliorent également la cinétique de la^{méthanogenèse 58,59}. L’analyse de la composition des effluents à ce LR confirme également cette performance supérieure : l’effluent BEAD contenait 87 % d’acide acétique sans acides propionique ou butyrique détectables, tandis que l’effluent de la maladie d’Alzheimer contenait 64 % d’acide acétique, avec 19 % d’acides propionique et 17 % d’acides butyriques (Figure 6D).

Le BEAD a maintenu une élimination supérieure des acides propionique et butyrique même avec un HRT raccourci. Au taux d’OLR le plus élevé de 7* g de sCOD/L∙d avec une THS réduite de 2 jours, le BEAD a obtenu une élimination de 66,4 % d’acide butyrique, nettement plus élevée que les 50,9 % de l’AD. Pour l’acide propionique, le BEAD a éliminé 33,2 %, tandis que l’AD a montré un débit d’effluent supérieur à celui de l’influent, indiquant une mauvaise dégradation. Cette performance supérieure du BEAD peut être attribuée à des interactions bioélectrochimiques accrues, potentiellement associées à la DIET, qui pourraient faciliter un transfert d’électrons plus efficace entre les bactéries oxydant le propionate et le butyrate acétogènes et les méthanogènes comparé au transfert interespèces d’hydrogène (HIT) dans la DA, réduisant ainsi l’accumulation de VFA à des OLR^{élevés 15, 16, 60, 61}.

Effet du potentiel appliqué sur la production du CH₄ :

Rendement du CH₄ et production volumétrique du CH₄

Le BEAD a démontré une performance supérieure en rendements et volume de méthane comparé à l’AD, en particulier aux OLR de 3, 5 et 7* g sCOD/L∙d, où la disponibilité du substrat favorisait une activité bioélectrochimique accrue (Figure 4A, Tableau 3). Notamment, la différence la plus significative a été observée à un OLR de 5 g sCOD/L∙d, où le BEAD a atteint 0,30 ± 0,01_{LCH 4}/g sCOD_Retiré, soit 20 % de plus que le rendement de l’AD de 0,25 ± 0,01 (p < 0,05). Le volume de méthane a suivi une tendance similaire, le BEAD dépassant l’AD de 30 %, 20 % et 16 % aux OLR de 5, 3 et 7* respectivement (p < 0,05). Ces avantages peuvent être attribués aux mécanismes efficaces de transfert d’électrons facilités par le système en circuit fermé, où l’anode sert d’accepteur fiable d’électrons, favorisant un flux d’électrons amélioré vers la cathode⁶². En revanche, le circuit ouvert de la DA subit probablement des pertes électroniques plus importantes, réduisant ainsi son efficacité de production de méthane. De plus, le BEAD pourrait bénéficier d’interactions bioélectrochimiques accrues, potentiellement associées à la DIET, qui pourraient fournir des voies supplémentaires pour la méthanogenèse, permettant une conversion plus efficace de VFAs complexes tels que le propionate et le butyrate en méthane. La seule exception a été observée à 2 g sCOD/L·d, où le BEAD n’a montré aucun avantage clair, probablement en raison d’une disponibilité limitée du carbone et de l’acclimatation initiale des micro-organismes électroactifs.

Le potentiel appliqué a non seulement amélioré la production de méthane, mais aussi renforcé la stabilité du procédé, comme illustré à la Figure 7. À un OLR de 5 g sCOD/L∙d, l’exploitation BEAD en phase 11 a montré un rendement en méthane relativement stable, avec une moyenne de 0,298 LCH₄/g sCOD_retiré, un écart-type de 0,008 LCH₄/g sCOD_retiré, et un coefficient de variation (CV) de 2,81 %. En revanche, après le passage à l’AD en phase 12, le rendement en méthane a montré des fluctuations beaucoup plus importantes, diminuant de 0,33 à 0,16 LCH₄/g sCOD_retiré, avec un écart-type plus élevé de 0,054 LCH₄/g sCOD_supprimé et une CV de 20,87 %. Lorsque le système est revenu au BEAD en phase 13, la production de méthane s’est rapidement rétablie et est devenue plus stable, avec un rendement moyen de 0,312 LCH₄/g sCOD_supprimé et une réduction du CV de 6,23 %. Notamment, durant la période stable ultérieure de la phase 13, le CV a encore diminué à 1,95 %, indiquant que le fonctionnement BEAD restaurait la stabilité du procédé après la perturbation causée par l’opération AD. Ces résultats quantitatifs démontrent que le potentiel appliqué a contribué non seulement à une production plus élevée de méthane, mais aussi à une faible variabilité opérationnelle et à une stabilisation plus rapide. Ces résultats correspondent à ceux de Park et ^al.63, qui ont rapporté que les systèmes BEAD améliorent les taux de production de méthane et raccourcissent le temps de stabilisation en facilitant une oxydation organique rapide et la méthanogenèse, offrant des avantages évidents par rapport aux procédés AD conventionnels.

Contenu du chapitre₄

Le BEAD avait une teneur en CH₄ plus élevée que l’AD avec des OLR plus élevés, atteignant 74,0 ± 0,8 % et 72,7 ± 0,5 %, contre 71,0 ± 0,8 % et 70,0 ± 0,5 % (p < 0,05) pour les OLR de 5 et 7 g de sCOD/L∙d, respectivement, comme montré à la Figure 7. Cependant, à des OLR plus faibles de 2 et 3 g de sCOD/L∙d, les différences n’étaient pas statistiquement significatives (p > 0,05). Cela s’explique probablement par le fait qu’une dégradation plus élevée du VFA dans le BEAD génère plus de dioxyde de carbone (CO₂), dont une partie est convertie en CH₄ tandis que le reste augmente le CO2 en sacs de_gaz, laissant la teneur en CH₄ inchangée. Des tendances similaires ont été notées par d’autres études 64,65,66, ce qui indique que les augmentations du pourcentage et du volume de CH 4 ne se produisent pas nécessairement simultanément. Augmenter la tension appliquée au-delà de 1,23 V pourrait améliorer encore la teneur en CH₄ en facilitant l’électrolyse de l’eau, produisant ainsi de l’hydrogène (_H2) capable de convertir du_CO2 supplémentaire en méthane^57,66. Cependant, cette approche pourrait entraîner des problèmes de surpotentiel, pouvant entraîner des inefficacités énergétiques et des difficultés opérationnelles. Ainsi, le réglage de la tension doit être soigneusement optimisé pour équilibrer une production accrue de méthane et l’efficacité du système.

Efficacité énergétique du système BEAD

La Figure 8 montre que le BEAD a maintenu une efficacité énergétique constamment élevée (~1000 %) sur tous les OLR. Notamment, même au OLR le plus élevé de 7* g sCOD/L∙d avec une HRT raccourcie de 2 jours, le système a atteint une grande efficacité énergétique grâce à la faible consommation de 0,03 ± 0,01 Wh/g_{sCOD supprimé}. C’est bien inférieur à la consommation énergétique typique de 0,7 à 2 Wh/g sCOD_retirée dans les procédés de boue activée^{conventionnels 67}. De plus, bien qu’une légère baisse de l’efficacité énergétique ait été observée avec l’augmentation de l’OLR, la variation était minime, indiquant que le BEAD maintenait une performance énergétique stable même sous une charge organique accrue et un temps de rétention hydraulique réduit. Ces résultats indiquent que le BEAD peut améliorer la production de méthane grâce à une haute efficacité énergétique dans le cadre de l’apport électrique appliqué. Cependant, il convient de noter que l’analyse énergétique actuelle ne prend pas en compte d’autres besoins énergétiques opérationnels, tels que le pompage d’alimentation et la recirculation. Par conséquent, l’efficacité énergétique rapportée reflète un bilan énergétique partiel, et des travaux supplémentaires sont nécessaires pour évaluer la performance énergétique globale dans des conditions opérationnelles à pleine échelle.

Performance des BEADS dans les eaux usées de brasserie à faible teneur en nutriments (haute C/N)

Malgré le rapport C/N élevé des eaux usées de la brasserie, le BEAD a obtenu des performances significatives, notamment un retrait efficace du COD, une dégradation VFA et une production de méthane. Les eaux usées des brasseries se caractérisent généralement par une forte teneur en organes organiques et faible en azote, ce qui conduit à des rapports C/N^{élevés de 68,69,70,71}. Cette interprétation repose sur les caractéristiques observées de l’influent plutôt que sur une comparaison contrôlée entre différents rapports C/N. Dans le procédé conventionnel de la maladie d’alzheimer, la supplémentation en nutriments dans les eaux usées de brasserie est souvent nécessaire pour réduire le rapport C/N et soutenir la croissance^microbienne 69,70,71, mais aucun nutriment supplémentaire n’a été ajouté dans cette étude. La forte performance du BEAD résulte probablement du potentiel appliqué, qui améliore l’activité microbienne et la stabilité du réacteur dans des conditions pauvres en^{nutriments 72,73}. Peu de recherches ont étudié l’impact des rapports C/N sur la performance des BEAD, la plupart des études se concentrant sur des ratios C/N faibles à modérés (0,6–25)74,75,76. Comme mentionné précédemment, les études spécifiques sur les systèmes BEAD traitant les eaux usées des brasseries sont rares. De plus, dans des études utilisant des eaux usées synthétiques de brasserie, des nutriments ont généralement été ajoutés pour obtenir des rapports C/N optimaux à 40^{21, 23}, ^{24, 25}, tandis que les deux seules études menées sur de véritables eaux usées de brasserie n’ont pas mesuré ni pris en compte l’impact du rapport C/N sur la performance du^{BEAD 20,22}. Par conséquent, des recherches supplémentaires sont nécessaires pour explorer le rôle des différents rapports C/N (bas à élevé) sur les systèmes BEAD utilisant de véritables eaux usées de brasserie.

DISPONIBILITÉ DES DONNÉES :

Les données pertinentes à l’étude sont incluses dans l’article ainsi que dans le Fichier Supplémentaire 2.

Figure 1 : Configuration et configuration opérationnelle du système de réacteur bioélectrochimique utilisé dans cette étude. (A) Illustration schématique de la configuration du réacteur montrant les principaux composants du système, y compris l’anode à lit compacté remplie de matériau conducteur à base de carbone, la chambre cathodique, le séparateur, les conduites d’influents et d’effluent, la boucle de recirculation interne, la prise d’échantillonnage de gaz, le sac de collecte de gaz et le circuit électrique externe connecté au potentiostat pour surveillance et contrôle électrochimiques. Les positions des collecteurs de courant, des ports d’échantillonnage, de la pompe d’alimentation, de la pompe de recirculation et du système de surveillance du pH sont également indiquées. (B) Photographie du réacteur assemblé avant l’exploitation, mettant en évidence la conception verticale de la colonne, la structure de l’anode compacte, la couche séparatrice, la région cathodique, la conduite influente, la porte d’échantillonnage et les connexions de recirculation. (C) Photographie du réacteur en fonctionnement, montrant la performance du réacteur en conditions de recirculation continue, y compris les voies d’écoulement liquide, la formation de biofilm à la surface de l’électrode, les connexions externes des tubes et le câblage électrique connecté au potentiostat. Veuillez cliquer ici pour voir une version agrandie de cette figurine. 

Figure 2 : Efficacité de suppression du COD sous différents OLR dans le système BEAD et le système AD conventionnel. Le retrait de la COD ( %) a été évalué à des OLR allant de 1 à 7 g sCOD/L·d, y compris la condition de surcharge (7*). La figure compare la performance de traitement des réacteurs BEAD et AD sous des conditions croissantes de charge de substrat. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour voir une version agrandie de cette figurine. 

3 : Production et composition de VFA sous différents OLR dans le système BEAD. (A) Taux totaux de VFA d’influent et d’effluent mesurés aux OLR allant de 1 à 7 g sCOD/L·d, montrant l’effet de la charge de substrat sur la performance d’accumulation et d’élimination de VFA. (B) Distribution des principaux AFV, y compris l’acétate, le propionate et le butyrate, dans les flux influents et les effluents sous différentes conditions de LRL. Les lignes verticales pointillées indiquent les transitions de phase opérationnelles correspondant aux changements dans le OLR. Les taux VFA sont exprimés en g sCOD/L·d. Veuillez cliquer ici pour voir une version agrandie de ce chiffre. 

Figure 4 : Performance de production de méthane sous différents OLR dans les systèmes BEAD et AD. (A) Rendement en méthane normalisé pour COD retiré ; (B) le rendement du méthane normalisé en COD ajouté ; et (C) la teneur en méthane ( %) dans le biogaz produit aux OLR allant de 1 à 7 g sCOD/L·d, y compris la condition de surcharge (7*). La figure illustre l’influence de l’augmentation de la charge de substrat sur l’efficacité de la récupération du méthane et la qualité du biogaz dans les deux configurations de réacteurs. Le rendement en méthane est exprimé en L CH₄/g COD. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour voir une version agrandie de cette figurine.

Figure 5 : Performance électrochimique du système BEAD sous différents OLR. (A) Densité de courant générée aux OLR allant de 1 à 7 g sCOD/L·d, démontrant la relation entre la charge du substrat et l’activité bioélectrochimique. (B) Efficacité coulombienne ( %) sous différentes conditions OLR, représentant la fraction d’électrons récupérés sous forme de courant électrique par rapport à l’oxydation totale du substrat. La densité de courant s’exprime en A/^{m 3}. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour voir une version agrandie de cette figurine. 

Figure 6 : Effet du potentiel appliqué sur la dynamique du VFA et la composition des effluents dans les systèmes BEAD et AD. (A) Taux totaux de VFA sous différentes conditions de potentiel appliqué et de LOL ; (B) les taux de production et d’extraction du propionate ; (C) la production et le retrait du butyrate ; (D) composition de COD influent et d’effluent à OLR 5 g sCOD/L·d, montrant la distribution relative de l’acétate, du propionate, du butyrate et d’autres composés ; et (E) efficacité d’élimination du butyrate ( %) sous différentes conditions OLR. La figure illustre l’influence de la stimulation électrochimique sur les produits de fermentation intermédiaires et les voies de conversion des substrats. Les taux VFA sont exprimés en g sCOD/L·d. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées lorsque cela est applicable. n = 3. Veuillez cliquer ici pour voir une version agrandie de cette figurine.

Figure 7 : Variation temporelle du rendement en méthane normalisée pour que la COD soit retirée lors du fonctionnement à long terme du système de réacteur BEAD. Le rendement en méthane a été surveillé pendant 365 jours selon différentes phases opérationnelles et conditions OLR. Les lignes pointillées verticales indiquent les transitions entre les phases opérationnelles, y compris l’étape de récupération après la surcharge du réacteur. Le rendement en méthane s’exprime comme L CH₄/g sCOD retiré. La figure illustre la stabilité du réacteur et la performance de production de méthane lors d’un fonctionnement continu prolongé. Veuillez cliquer ici pour voir une version agrandie de cette figurine.

Figure 8 : Effet du potentiel appliqué sur la récupération énergétique et l’efficacité énergétique dans le système BEAD sous différents OLR. La figure compare l’énergie récupérée, l’énergie électrique consommée et l’efficacité énergétique globale ( %) à des OLR de 3, 5 et 7* g sCOD/L·d. L’énergie récupérée et l’énergie consommée sont exprimées comme Wh/g sCOD retiré. La figure illustre la performance énergétique du système BEAD sous stimulation électrochimique et conditions de charge du substrat variables. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour voir une version agrandie de cette figurine.

Paramètre	Valeur
SCOD (mg/L)	8,000-30,343
VFA/sCOD	0.1-0.4
TS ( %)	0.85-1.4
VS ( %)	0.6-1.3
VS/TS	0.7-0.93
pH	5.2-6
BRONZAGE (mg/L)	5-5.2

Tableau 1 : Caractéristiques des eaux usées de la brasserie utilisées lors du fonctionnement du réacteur. Le tableau résume les plages de rapports sCOD, VFA/COD, TS, VS, VS/TS, PH et TAN mesurés dans les eaux usées de la brasserie tout au long de la période expérimentale. 

Scène	Phase	Description	Substrat	OLR (g sCOD/L.d)	Potentiel appliqué (1,2 V)	THS (jours)
Étape 1 : Impact de l’OLR	5	Condition OLR la plus basse	Brasserie WW	2	Oui	4-5
	6	Phase partagée (référence pour l’étape 2)	Brasserie WW	1	Oui	4-5
	9	Phase partagée	Brasserie WW	3	Oui	4-5
	10	Augmentation de la LO	Brasserie WW	4	Oui	4-5
	11 & 13	Phase répétée à OLR=5 pour la vérification de la stabilité	Brasserie WW	5	Oui	4-5
	14	Augmentation de la LO	Brasserie WW	6	Oui	4-5
	15	OLR élevé	Brasserie WW	7	Oui	3-4
	16	Charge maximale	Brasserie WW	7*	Oui	2
Étape 2 : Impact du potentiel appliqué	5	Même état que le stade 1	Brasserie WW	2	Oui	4-5
	7	Sans potentiel appliqué	Brasserie WW	2	Non	4-5
	9	Comme pour l’étape 1	Brasserie WW	3	Oui	4-5
	8	Sans potentiel appliqué	Brasserie WW	3	Non	4-5
	11&13**	Même phase répétée que le stade 1	Brasserie WW	5	Oui	4-5
	12	Sans potentiel appliqué	Brasserie WW	5	Non	4-5
	16	Comme pour l’étape 1	Brasserie WW	7*	Oui	2
	17	Sans potentiel appliqué	Brasserie WW	7*	Non	2

Tableau 2 : Conception expérimentale et conditions opérationnelles utilisées pour évaluer les effets de la LRO et le potentiel appliqué sur la performance du réacteur. Le tableau résume les phases opérationnelles, les conditions du substrat, le potentiel appliqué et l’HRT utilisés tout au long de l’étude. La condition de surcharge (7*) représente le fonctionnement au même OLR avec une HRT réduite.

OLR

1

2

3

4

5

6

7

7*

Paramètre

PERLE

PERLE

AD

PERLE

AD

PERLE

PERLE

AD

PERLE

PERLE

PERLE

AD

Suppression de la cause de la mort ( %)

96.2 ± 1.0

96,2 ± 0,1

96,6 ± 0,3

94.1 ± 1.2

94,7 ± 0,8

81,6 ± 1,1

92,7 ± 0,6

85,3 ± 0,6

85,1 ± 1,7

79,2 ± 0,8

64,6 ± 2,1

61,9 ± 1,5

CH4 Élasticité retirée (LCH4/g sCODRémouvé)

0,07 ± 0,01

0,21 ± 0,01

0,25 ± 0,01

0,26 ± 0,01

0,23 ± 0,01

0,29 ± 0,01

0,30 ± 0,01

0,25 ± 0,01

0,33 ± 0,01

0,35 ± 0,01

0,28 ± 0,01

0,25 ± 0,01

CH4 Rendement ajouté (LCH4/g sCODAdde)

0,07± 0,01

0,20 ± 0,01

0,24 ± 0,01

0,25 ± 0,01

0,22 ± 0,01

0,24 ± 0,01

0,28 ± 0,01

0,21 ± 0,01

0,28 ± 0,01

0,28 ± 0,01

0,18 ± 0,01

0,15 ± 0,01

Volume CH4 (L/L.d)

0,07 ± 0,02

0,43 ± 0,03

0,46 ± 0,02

0,77 ± 0,01

0,64 ± 0,02

0,96 ± 0,04

1,42 ± 0,07

1,09 ± 0,08

1,64 ± 0,05

1,93 ± 0,04

1,24 ± 0,02

1,07 ± 0,01

CH4 ( %)

43,0 ± 1,4

69,0 ± 1,6

71,0 ± 0,8

70,3 ± 0,9

68.0 ± 2.1

70,7 ± 0,5

74,0 ± 0,8

71,0 ± 0,8

75,0 ± 0,3

74,3 ± 1,2

72,7 ± 0,5

70,0 ± 0,5

CE ( %)

1,58 ± 0,14

0,69 ± 0,07

-

0,93 ± 0,14

-

0,89 ± 0,10

1,64 ± 0,10

-

1,97 ± 0,04

0,81 ± 0,01

0,98 ± 0,03

-

Densité de courant (A/m 3)

2.3 ± 0.1

1,9 ± 0,1

-

3,8 ± 0,6

-

4,1 ± 0,4

10,8 ± 0,2

-

13,8 ± 0,3

6.2 ± 0.1

6.2 ± 0.2

-

THS (jours)

5.3 ± 0.2

5,5 ± 0,3

5.3 ± 0.1

4.6 ± 0.1

5.3 ± 0.1

3.6 ± 0.1

5.2 ± 0.1

4.1 ± 0.1

4.4 ± 0.3

3.7 ± 0.1

2.1 ± 0.2

2.0 ± 0.1

Tableau 3 : Paramètres de performance sous différents OLR dans les systèmes BEAD et AD. Le tableau résume l’élimination du COD, le rendement du CH₄, le volume du CH₄, la teneur en CH₄, le CE, la densité de courant et l’HRT sous différentes conditions opérationnelles. Les valeurs sont présentées en moyenne ± écart-type basées sur des mesures en régime stationnaire durant chaque phase opérationnelle. La condition de surcharge (7*) représente le fonctionnement au même OLR avec une HRT réduite.

OLR	1	2		3		4	5		6	7	7*
Paramètre	PERLE	PERLE	AD	PERLE	AD	PERLE	PERLE	AD	PERLE	PERLE	PERLE	AD
Acétate influent (g sCOD/L.d)	0.03	0.06	0.08	0.08	0.13	0.09	0.3	0.46	0.34	0.9	0.38	0.21
Propionat influent (g sCOD/L.d)	0	0	0	0.13	0	0.19	0.48	0.34	0.56	0.82	0.55	0.07
Influent Butyrate (g sCOD/L.d)	0.07	0.28	0.11	0.23	0.16	0.39	0.79	0.56	0.91	1.18	0.86	0.76
Acétate d’effluent (g sCOD/L.d)	0	0	0	0.03	0.03	0.26	0.32	0.48	0.53	0.56	1.78	1.44
Propionate d’effluent (g sCOD/L.d)	0	0	0	0.03	0.03	0.21	0	0.14	0.14	0	0.37	0.24
Butyrate d’effluents (g sCOD/L.d)	0	0	0	0	0	0.05	0	0.13	0.09	0.28	0.29	0.37

Tableau 4 : Taux VFA sous différents OLR dans les systèmes BEAD et AD. Le tableau résume les taux d’acétate, de propionate et de butyrate d’influence et d’effluents exprimés en g sCOD/L·d sous différentes conditions opérationnelles.

OLR	1	2		3		4	5		6	7	7*
Paramètre	PERLE	PERLE	AD	PERLE	AD	PERLE	PERLE	AD	PERLE	PERLE	PERLE	AD
Cause de la Mort influente (g sCOD/L.d)	1.1	2.1	1.93	3.13	2.91	4.04	5.11	5.11	5.91	6.92	6.96	6.97
Influent VFA (g sCOD/L.d)	0.1	0.34	0.19	0.44	0.29	0.67	1.56	1.36	1.81	2.89	1.79	1.04
Autres influents** (g sCOD/L.d)	1	1.76	1.74	2.69	2.62	3.37	3.55	3.75	4.1	4.03	5.17	5.93
COD des effluents (g sCOD/L.d)	0.04	0.08	0.07	0.18	0.15	0.75	0.37	0.75	0.88	1.44	2.47	2.66
AFV des effluents (g sCOD/L.d)	0	0	0	0.06	0.05	0.52	0.32	0.75	0.76	0.84	2.44	2.05
Autres effluents (g sCOD/L.d)	0.04	0.08	0.07	0.12	0.1	0.23	0.05	0	0.12	0.6	0.03	0.61
Cause de décès supprimée (g sCOD/L.d)	1.06	2.02	1.86	2.95	2.76	3.29	4.74	4.36	5.03	5.48	4.49	4.31
VFA supprimé (g sCOD/L.d)	0.1	0.34	0.19	0.38	0.24	0.15	1.24	0.61	1.05	2.05	-	-
Autre supprimé (g sCOD/L.d)	0.96	1.68	1.67	2.57	2.52	3.14	3.5	3.75	3.98	3.43	5.14	5.32

Tableau 5 : Distribution COD, taux VFA et autres suppressions de composés sous différents OLR dans les systèmes BEAD et AD. Le tableau résume les fractions de COD influentes, d’effluents et de démontages, les VFA et autres composés exprimés en g sCOD/L·d sous différentes conditions de fonctionnement du réacteur. « Autre » représente les composés non AFV contribuant à la MCO.

Figure supplémentaire 1. Impact du rapport influent VFA/sCOD sur l’efficacité de suppression des COD dans le BEAD. La figure compare la performance de suppression de COD du réacteur BEAD avec des rapports VFA/sCOD influents décroissants de 1 à 0,2. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Figure supplémentaire 2. Impact du rapport influent VFA/sCOD sur le rendement de CH₄ (basé sur la COD retirée) dans le BEAD. La figure compare le rendement CH₄ du réacteur BEAD avec des rapports VFA/sCOD influents décroissants de 1 à 0,2. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Figure complémentaire 3. Impact du rapport influent VFA/sCOD sur le pourcentage de_{CH 4} dans le BEAD. La figure compare la teneur en CH₄ dans le réacteur BEAD avec des rapports décroissants influents VFA/sCOD de 1 à 0,2. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Figure 4 supplémentaire. Impact du rapport influent VFA/sCOD sur la densité de courant dans le BEAD. La figure compare la densité de courant dans le réacteur BEAD avec des rapports décroissants influents VFA/sCOD de 1 à 0,2. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Figure 5 supplémentaire. Impact du rapport influent VFA/sCOD sur l’efficacité coulombienne dans le BEAD. La figure compare le rendement coulombi dans un réacteur BEAD avec des rapports VFA/sCOD influents décroissants de 1 à 0,2. Les barres d’erreur représentent les écarts-types des mesures répliquées. n = 3. Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Tableau supplémentaire 1. Paramètres de performance dans différentes compositions de substrats. Le tableau résume le retrait du COD, le rendement du CH₄, le volume du CH₄, la teneur en CH₄, la CE et la densité de courant sous différentes compositions de substrats. Les valeurs sont présentées en moyenne ± écart-type basées sur des mesures en régime stationnaire durant chaque phase opérationnelle. Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Tableau supplémentaire 2. Concentrations de composés inhibiteurs dans l’influent et les effluents. Le tableau résume les composés inhibiteurs, notamment l’ammoniac, le sulfate,le sulfure, l’H2_O2 et le PAA dans les influents et effluents du BEAD et AD sous différentes conditions OLR. Les valeurs sont présentées en moyenne ± écart-type basées sur des mesures en régime stationnaire durant chaque phase opérationnelle. La condition de surcharge (7*) représente le fonctionnement au même OLR avec une HRT réduite. Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Fichier supplémentaire 1. Impact du rapport influent entre les AVV/sCOD sur la performance du BEAD et l’évaluation des composés inhibiteurs.Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Dossier supplémentaire 2. Données brutes.Veuillez cliquer ici pour télécharger ce fichier.

Discussion

Le BEAD a constamment surpassé le DA conventionnel en termes de suppression du COD, de dégradation du VFA, de rendement en méthane et de stabilité du procédé selon les OLR. Un avantage clé du système était sa capacité à dégrader efficacement les AFV complexes, tels que les acides propionique et butyrique, qui sont généralement difficiles à décomposer en environnement anaérobie. Le rendement en méthane augmentait avec une plus grande disponibilité de substrat, atteignant un rendement maximal en méthane de 0,35_{LCH 4}/g sCOD_retiré au taux de test OLR le plus élevé de 7 g sCOD/L·d. La production de méthane a bénéficié du potentiel appliqué, le volume de méthane dans le BEAD étant 16 à 30 % supérieur à celui de l’AD sur divers OLR. Cette amélioration peut être attribuée à l’amélioration des processus de transfert d’électrons. Dans les systèmes AD conventionnels, le transfert d’électrons est principalement régi par l’IIET, qui repose sur des intermédiaires tels que l’hydrogène et le formaté, et est souvent limité par des contraintes de diffusion et des inefficacités^{thermodynamiques 77}. En revanche, l’application d’un potentiel externe dans le BEAD favorise probablement une DIET directe, permettant un échange électronique plus efficace entre bactéries électroactives et méthanogènes sans avoir besoin de médiateurs solubles. Les interactions bioélectrochimiques, potentiellement associées à la DIET et facilitées par le potentiel appliqué, pourraient entraîner des pertes électroniques plus faibles, une dégradation organique plus efficace et une production de méthane^{plus élevée 77}. Ce passage de l’IIET au DIET pourrait réduire les pertes électroniques, améliorer les interactions syntrophiques et accélérer la dégradation des substrats organiques, contribuant ainsi à une meilleure production de méthane et à la stabilité des procédés. Il convient de noter que les eaux usées de la brasserie utilisées dans cette étude proviennent d’une seule source, et que la performance observée reflète donc les caractéristiques spécifiques aux eaux usées du site. Par conséquent, les résultats doivent être interprétés dans le contexte des conditions testées et peuvent ne pas être directement généralisables à tous les systèmes d’eaux usées des brasseries.

Des approches alternatives et des méthodes complémentaires pourraient également aider à étudier les mécanismes responsables de l’augmentation de la production de méthane et du transfert d’électrons dans les systèmes BEAD. Par exemple, le séquençage du rRNA 16S ou l’analyse métagénomique pourraient identifier des bactéries électroactives et des méthanogènes associés à la DIET. Des techniques électrochimiques telles que la CV et l’EIS pourraient fournir des informations supplémentaires sur le comportement de transfert d’électrons et la conductivité du biofilm. De plus, la microscopie à microscopie de type SEM et à fluorescence pourrait être utilisée pour étudier le développement de biofilms et les interactions microbiennes sur les surfaces des électrodes. Ces approches complémentaires permettraient de mieux comprendre les mécanismes bioélectrochimiques régissant la performance des réacteurs.

Bien que le BEAD ait géré efficacement des OLR élevés, la réduction de l’HRT de 3,7 à 2,1 jours a entraîné une baisse de l’élimination du COD, de la dégradation de la VFA et de la production de méthane, soulignant l’importance d’une THS suffisante pour la stabilité du procédé sous de fortes charges organiques. Les travaux futurs devraient approfondir l’intégration des déchets solides de brasserie comme co-alimentation, l’optimisation des potentiels appliqués et l’évaluation sous une gamme plus large de compositions d’eaux usées et de conditions opérationnelles. De plus, des études intégrant une meilleure réplication statistique et des benchmarkings plus clairs par rapport aux systèmes AD conventionnels aideraient à mieux évaluer la performance relative du BEAD. Ces efforts permettraient de mieux comprendre le système et aideraient à clarifier son potentiel d’application au traitement des eaux usées industrielles à haute résistance.

Matériaux

Liste des matériaux utilisés dans cet article

Nom	Entreprise	Numéro de catalogue	Commentaires
0,45 µm filtre à membrane	MilliporeSigma	HAWP04700	Utilisé avant l'analyse du DCO soluble
Flacons en verre de 500 mL	Fisherbrand	Flacon de milieu de 500 mL	Utilisé pour l'acclimatation de l'inoculum
Colonne Acclaim OA	Thermo Scientific	Acclaim OA, 5 µm, 4 × 150 mm	Colonne utilisée pour la quantification des ACG
Acétonitrile	Fisher Scientific	Grade HPLC	Phase mobile pour l'analyse HPLC
Kit de réactif d'ammoniac	HACH	TNTplus 832	Méthode HR 10205 d'azote, ammoniac-salicylate
Gaz porteur d'argon	Air Liquide	Argon ultra haute pureté	Gaz porteur pour micro GC
Felt de carbone	SGL Carbon	Série GFD	Matériau d'électrode coupé en carrés de 25 mm × 25 mm
Centrifugeuse	Eppendorf	5810 R	Utilisé pour centrifuger les eaux usées de brasserie à 12 000 × g
Tubes de réactif DCO	SCP Science	Tubes de réactif DCO (compatibles avec la méthode 8000)	Utilisés pour l'analyse du DCO soluble selon la méthode HACH 8000
Réacteur en verre cylindrique	Chemglass Life Sciences	Réacteur en verre sur mesure	Réacteur mono-chambre à écoulement ascendant ; volume total de 1 L, volume de travail de 0,65 L
Minuterie numérique	Intermatic	TN311	Utilisé pour contrôler le timing du débit d'alimentation
Spectrophotomètre DR 2800	HACH	DR 2800	Utilisé pour les analyses de DCO, d'ammoniac, de sulfate et de sulfure
Sac de collecte de gaz	SKC	Sac d'échantillonnage de gaz Tedlar	Utilisé pour la collecte de biogaz
Seringue étanche	Hamilton	Seringue étanche	Utilisée pour mesurer le volume de biogaz
Système HPLC	Thermo Scientific Dionex	UltiMate 3000	Utilisé pour l'analyse des acides gras volatils (AGV)
Kit de test peroxyde d'hydrogène/acide péracétique	LaMotte	7191-02	Utilisé pour la mesure de H2O2 et PAA
Fil en titane recouvert de MNO-Ir	Baoji Changli Special Metal Co., Ltd.	Fil MNO-Ir/Ti	Collecteur de courant de 1 mm inséré dans le felt de carbone
Réfrigérateur de laboratoire	VWR	Réfrigérateur de laboratoire	Utilisé pour le stockage des eaux usées à 4 °C
Acide méthylsulfonique	Sigma-Aldrich	≥99%	Utilisé à 2,5 mM comme phase mobile HPLC
Micro-chromatographe en gaz	Agilent Technologies	490 Micro GC	Utilisé pour l'analyse de la composition du biogaz avec détecteur TCD
Séparateur de géotextile non conducteur	TenCate Geosynthetics	Série Mirafi	Séparateur de 3 mm avec perforations de 2 mm entre les électrodes
Pompe péristaltique	Cole-Parmer	Masterflex L/S	Utilisée pour l'alimentation et la recirculation des effluents
Potentiostat	Metrohm Autolab	PGSTAT204	Potentiostat utilisé pour le suivi du potentiel appliqué et du courant
Tube en silicone	Cole-Parmer	Tube en silicone Masterflex	Utilisé pour les lignes d'influent, d'effluent et de recirculation
Spectrophotomètre	HACH	DR 2800	Utilisé pour les mesures analytiques HACH
Tableur	Microsoft Excel		Utilisé pour l'analyse statistique
Réactif de sulfate	HACH	SulfaVer 4, Méthode 8051	Utilisé pour la mesure du sulfate
Réactif de sulfure	HACH	Méthode 8131	Utilisé pour la mesure du sulfure
Appareil de filtration sous vide	MilliporeSigma	Support de filtration sous vide en verre	Utilisé avec des filtres à membrane de 0,45 µm