Brevet FR3164711A1 — publié le 20260123

Procédé de réduction de l’empreinte écologique d’une installation de traitement des eaux usées incluant au moins un réacteur à biomasse fixée utilisé pour nitrifier en présence d’oxygène la pollution azotée desdites eaux, caractérisé en ce qu’il comprend une étape consistant à alimenter, grâce à des moyens d’apport d’oxygène, la biomasse fixée dudit réacteur avec de l’oxygène pur ou de l’air enrichi en oxygène, de façon à réduire les émissions d’oxyde nitreux (N 2 O) émis par ledit réacteur. Procédé de réduction des émissions d’oxyde nitreux d’un réacteur à biomasse fixée utilisé pour le traitement de la pollution azotée d’un effluent L’invention s’inscrit dans le champ des procédés utilisés pour diminuer l’empreinte écologique des installations industrielles en luttant contre leurs émissions de gaz à effet de serre. Plus précisément, l’invention concerne la lutte contre les émissions des gaz à effet de serre par les installations de traitement biologique des eaux usées. Les gaz à effet de serre émis par les activités humaines sont la principale cause du réchauffement global de la planète et du dérèglement climatique qui en est la conséquence. Afin de réduire l’empreinte écologique des installations de traitement des eaux, notamment des stations d’épuration, de nombreuses mesures, visant notamment la neutralité énergétique de celles-ci ont déjà été mises en place et la recherche de solutions nouvelles visant cet objectif est en constante exploration. Dans le cadre de cette recherche, il a été étudié quel impact avaient les processus biologiques mis en œuvre par les stations d’épuration sur le bilan carbone de celles-ci. Il a ainsi été mis en lumière que les émissions de gaz à effet de serre émis par ces processus biologiques représentaient 18 à 83 % de l’empreinte carbone des stations d’épuration ( Vasilaki V.et al., 2019 - A decade of nitrous oxide (N2O) monitoring in full- scale wastewater treatment processes : A critical review - Water Research 161 (2019) 392-412). Parmi les gaz impliqués dans ces processus biologiques, l’oxyde nitreux, également appelé protoxyde d’azote, a été identifié comme étant d’intérêt pour envisager la réduction de l’impact des stations d’épuration sur le réchauffement global. Il a en effet été démontré que la plupart des stations d’épuration émettaient des quantités très importantes de ce gaz et que les émissions d’oxyde nitreux par les installations de traitement des eaux représentaient actuellement à l’échelle de la planète environ 3,5 % des émissions anthropiques de ce gaz. Or, ce gaz présente un potentiel de réchauffement global près de 300 fois supérieur à celui du dioxyde de carbone. Il était connu, avant même que la lutte contre le réchauffement climatique ne soit devenue une préoccupation majeure, que l’oxyde nitreux produit dans les installations de traitement biologique des eaux usées émane des parties de ces installations dédiées au traitement de la pollution azotée de ces eaux. L'élimination de la pollution azotée est un aspect essentiel du traitement des eaux usées puisqu’elle permet de protéger de l'eutrophisation les écosystèmes des milieux recevant les eaux traitées. En pratique, les matières organiques azotées se présentent dans l’eau après ammonification sous forme d’ammonium. Grâce à des bactéries nitritantes (ou nitrosantes) (Ammonium Oxidizing Bacteria - AOB) et à des bactéries nitratantes (Nitrite Oxidizing Bacteria - NOB) il est possible, en alternant étapes de nitrification menée en présence d’oxygène et étapes de dénitrification menée en anoxie, de transformer l’ammonium en diazote. Au cours du processus biologique, l’ammonium NH 4 + est oxydé lors de l’étape de nitrification grâce aux AOB et aux NOB en nitrates NO 3 - en passant par les stades hydroxylamine NH 2 OH et nitrites NO 2 - , et les nitrates sont ensuite réduits, lors de l’étape de dénitrification, grâce aux bactéries dénitrifiantes en diazote N 2 , en passant par les stades nitrites NO 2 - , monoxyde d’azote NO et oxyde nitreux N 2 O. Ce processus est présenté sur la FIG. 1 . Des études ont aussi montré que, dans les stations d’épuration, les quantités d’oxyde nitreux émises dépendaient : des spécificités locales d’exploitation des installations, telles que notamment la température ambiante, les variations de températures selon les saisons et la charge polluante des effluents à traiter ; des conditions de mise en œuvre des processus biologiques pour le traitement de la pollution azotée, telles que le pH ou la concentration d’oxygène dans le milieu ; et, surtout du type de traitement biologique mis en œuvre dans celles-ci. Pour évaluer l’impact de ce dernier paramètre, de nombreuses stations d’épuration ont été comparées au regard de leurs émissions d’oxyde nitreux. En effet si la littérature antérieure avait parfaitement identifié les gaz produits ou susceptibles d’être produits lors des différents procédés de traitement biologique mis en œuvre dans les installations de traitement des eaux usées, il n’avait jusqu’à il y a encore quelques années pas été évalué précisément lesquels de ces procédés produisaient le plus d’oxyde nitreux et dans quelles quantités. Ainsi, des études comparatives ont montré que les installations mettant en œuvre des procédés de traitement biologique à biomasse libre (boues activées) présentaient des facteurs d’émission d’oxyde nitreux compris entre 0 et 0,05 % d’oxyde nitreux émis par rapport à l’ammonium nitrifié, tandis que les installations mettant en œuvre des procédés à biomasse fixée, dans lesquels la biomasse forme un film, communément appelé « biofilm », sur des supports solides pouvant être de différentes natures, tels que par exemple des billes de polystyrène ou des éléments en matière plastique à surface spécifique élevée (du type de ceux fabriquées par la société Anox Kaldnes), ont présenté des facteurs d’émission d’oxyde nitreux variant de 1% à 4 %, soit a minima vingt fois plus. Il est donc apparu clairement suite à ces études que les installations de traitement des eaux usées mettant en œuvre des réacteurs à biomasse fixée pour abattre la pollution azotée sont celles produisant le plus d’oxyde nitreux, gaz ayant un effet de serre particulièrement élevé. Plus précisément, il a été établi que les émissions élevées d’oxyde nitreux dans les réacteurs à biomasse fixées sont liées au déficit d’oxygène qui se produit principalement dans les couches profondes du biofilm, c’est-à-dire celles les plus proches du support. Ce déficit d’oxygène provoque une compétition entre les bactéries AOB impliquées dans la réaction de nitritation et les bactéries NOB impliquées dans la réaction de nitratation (voir FIG. 1 ). Cette compétition se traduit par une accumulation de nitrites dans le bioréacteur. Cette augmentation de la concentration en nitrites a pour conséquence d’accroître la formation d’oxyde nitreux au cours de l’étape de nitrification en favorisant : l’oxydation hybride de l’hydroxylamine (NH 2 OH), la dénitrification autotrophe chez les AOB. Si l’oxydation hybride de l’hydroxylamine a un impact limité sur les émissions d’oxyde nitreux, la dénitrification autotrophe représente la principale voie de production de ce gaz. Afin de diminuer les émissions d’oxyde nitreux par les installations de traitement des eaux usées, il a été proposé dans l’art antérieur de collecter celles-ci et de les traiter. Une telle approche peut être qualifiée de curative. Elle présente l’inconvénient de devoir mettre en œuvre une filière de traitement supplémentaire, ce qui n’est satisfaisant ni d’un point de vue économique ni d’un point de vue écologique. La présente invention a au contraire pour objectif de prévenir l’émission d’oxyde nitreux dans les installations de traitement des eaux usées mettant en œuvre un traitement de la pollution azotée dans un ou plusieurs réacteurs à biomasse fixée sur un support, c’est-à-dire d’empêcher sa production plutôt que d’avoir à l’éliminer une fois produit. L’invention propose un procédé de réduction de l’empreinte écologique d’une installation de traitement des eaux usées incluant au moins un réacteur accueillant une biomasse au moins en partie fixée, ledit réacteur étant utilisé pour nitrifier en présence d’oxygène la pollution azotée desdites eaux, ledit procédé étant caractérisé en ce qu’il consiste à alimenter, grâce à des moyens d’apport d’oxygène, la biomasse fixée dudit réacteur avec de l’oxygène pur ou de l’air enrichi en oxygène, de façon à réduire les émissions d’oxyde nitreux (N 2 O) émis par ledit réacteur. On notera qu’il était établi dans l’art antérieur que le processus biologique de nitrification de la pollution azotée mis en œuvre pour traiter la pollution azotée des eaux usées pouvait produite à différentes étapes de l’oxyde nitreux. De nombreux scientifiques ont donc cherché à réduire les facteurs d’émission de ce composé. On notera aussi qu’il avait été proposé dans l’art antérieur d’aérer la biomasse nitrifiante avec de l’oxygène pur ou de l’air enrichi en oxygène, et ce dans le seul but d’améliorer la disponibilité de l’oxygène auprès de celle-ci. Toutefois, cet art antérieur n’avait pour objectif que d’augmenter les rendements de l’étape de nitrification et non de réduire l’empreinte écologique des installations mettant en œuvre celle-ci. A la connaissance de la Demanderesse, il n’avait cependant jamais été envisagé d’utiliser de l’oxygène pur ou de l’air enrichi en oxygène dans le but spécifique de réduire l’empreinte écologique des installations des traitement des eaux usées incluant au moins un réacteur utilisé pour nitrifier celles-ci. Quand le problème liant émissions d’oxyde nitreux par les installations de traitement des eaux et empreinte écologique de ces dernières a été établi, l’homme de l’art s’est tourné vers une approche curative de ces émissions, consistant à capturer l’oxygène nitreux pour le traiter. Au contraire, les inventeurs ont opté pour une approche préventive, visant donc à minimiser la formation d’oxyde nitreux au sein de telles installations. Selon une variante préférentielle de l’invention, on utilise de l’oxygène pur pour alimenter la biomasse. Utiliser de l’oxygène pur permet en effet d’optimiser le fonctionnement de celle-ci pour nitrifier les eaux usées. Toutefois, selon une autre variante, on pourra se contenter d’utiliser de l’air enrichi en oxygène, l’air enrichi en oxygène étant moins coûteux que l’oxygène pur, à condition qu’il comprenne au moins 30 % en volume d’oxygène, préférentiellement 50%, et encore plus préférentiellement 60%. Selon un aspect de l’invention, lesdits moyens d’apport d’oxygène à ladite biomasse fixée peuvent être mis en œuvre de façon intermittente ou séquencée. En limitant le débit d’oxygène, il est ainsi possible de diminuer les émissions de gaz. Avantageusement, le procédé selon l’invention pourra aussi comprendre une étape d’acheminement de tout ou partie d’un ciel gazeux dudit réacteur à biomasse fixée, ledit ciel gazeux contenant de l’oxygène non consommé par ladite biomasse fixée auxdits moyens d’apport d’oxygène à ladite biomasse fixée. Ainsi, il sera possible de recycler l’oxygène, de diminuer les quantités de ce composé pour la mise en œuvre du procédé, et corollairement de diminuer les coûts liés à celui-ci. Selon une variante de l’invention, ladite biomasse pourra être fixée sur au moins un type de supports mobiles sur lesquels la biomasse forme un biofilm, lesdits supports formant au moins un lit au sein dudit réacteur et ledit au moins un lit pouvant être en tout ou partie fluidisé. Ces supports pourront par exemple être constitués de billes de polystyrène et/ou d’éléments en matière plastique à surface spécifique élevée, tels que ceux commercialisés sous la dénomination AnoxKaldnes ®. Selon une variante, ladite biomasse pourra aussi être utilisée pour dénitrifier, en l’absence d’apport d’oxygène, la pollution azotée desdites eaux. Dans ce cas des moyens de recirculation des eaux dans ledit réacteur seront prévus. Selon encore une autre variante, ladite biomasse pourra être fixée sur au moins une membrane, ladite étape consistant à alimenter la biomasse dudit réacteur avec de l’oxygène pur ou de l’air enrichi en oxygène étant effectuée en injectant l’oxygène pur ou l’air enrichi en oxygène dans ladite membrane. D’une façon intéressante, l’oxygène utilisé dans le cadre du procédé selon l’invention pourra avantageusement être un sous-produit d’une installation de production d’hydrogène par électrolyse de l’eau. Toujours dans le cadre de la lutte contre le réchauffement climatique, la production de ce composé est en forte croissance. En effet, « l’hydrogène vert » ainsi produit peut-être utilisé comme source d’énergie écologique et à terme moins chère que les sources fossiles. En utilisant l’oxygène produit par ces installations dans le cadre du procédé, ce dernier s’inscrit alors dans le cadre d’une économie circulaire encore plus vertueux pour l’environnement. Ladite installation de production d’hydrogène pourra avantageusement être située à proximité de l’installation de traitement des eaux usées à laquelle l’invention est appliquée afin de réduire le transport de l’oxygène entre les deux installations. Ceci sera notamment possible dans les grandes villes, celles-ci ayant des stations d’épuration et pouvant avoir aussi des installations de production d’hydrogène ou des projets d’en être équipée. Préférentiellement, lesdites eaux sont préalablement dénitrifiées dans un compartiment de dénitrification, les eaux provenant du réacteur utilisé pour nitrifier en présence d’oxygène la pollution azotée desdites eaux étant en partie réacheminées en tête dudit compartiment de dénitrification. Une telle variante permet de pousser encore plus l’abattement du N 2 O. Enfin, les eaux traitées par les installations auxquelles le procédé de l’invention est appliqué pourront être des eaux municipales ou des eaux industrielles. Selon une variante du procédé, l’apport en oxygène pur à la biomasse est réalisé en injectant l’oxygène pur dans le réacteur à une vitesse inférieure à 4 m/h, préférentiellement inférieure à 2 m/h. Selon cette variante, l’apport en oxygène pur à la biomasse est réalisé en injectant l’oxygène pur dans le réacteur à une vitesse supérieure à 0,7 m/h, préférentiellement supérieure à 1 m/h. Selon une variante préférentielle, l’apport en oxygène pur à la biomasse est réalisé en injectant l’oxygène pur dans le réacteur à une vitesse comprise entre 1 m/h et 2 m/h. De telles vitesses permettent à la fois de réduire efficacement les émissions d’oxyde nitreux N 2 O dans le réacteur tout en ne dégradant pas, voire en améliorant, l’efficacité du traitement de nitrification, comparé à un procédé dans lequel de l’air et non de l’oxygène pur est injecté. Pour éviter une perte de performance de nitrification, les inventeurs ont en effet démontré que la vitesse de l’O 2 pur injecté dans la biomasse ne devait pas être trop basse. Avantageusement, les émissions d’oxyde nitreux N 2 O sont davantage réduites lorsque l’injection d’O 2 pur est réalisée de façon intermittente ou séquencée. L’invention est exemplifiée par la description qui suit d’un mode de réalisation de celle-ci, en référence aux figures 1 à 3. Les dessins annexés sont schématiques et visent avant tout à illustrer les principes de l’invention. FIG. 1 est une représentation schématique des principales réactions biochimiques impliquées dans les étapes de traitement de la pollution azotée (nitrification et dénitrification). FIG. 2 est une représentation schématique d’une installation pilote utilisée pour démontrer les intérêts du procédé selon l’invention ; FIG. 3 illustre une courbe de la variation des facteurs d’émission du N 2 O entre des essais « tests » et « témoin » en fonction de la vitesse de l’O 2 pur. Description d’un mode de réalisation La FIG. 1 indique les étapes de nitratation, de nitritation, de dénitrification hétérotrophe et de dénitrification autotrophe. Cette dernière étape est réalisée par les bactéries AOB et a la particularité d’être une réaction incomplète du fait de l’absence ou de la désactivation d’une enzyme, la N 2 O réductase chez celles-ci (cette absence ou désactivation est symbolisée par la croix sur la FIG. 1 ). Dans une première série d’essais, six essais démontrant l’efficacité du procédé selon l’invention ont été effectués grâce à un pilote comprenant deux réacteurs identiques de nitrification 1,1a. Ce pilote est représenté à la FIG. 1 . Il a été utilisé pour nitrifier en présence d’oxygène un effluent à traiter. En référence à la FIG. 1 , la dégradation de la pollution azotée d’un effluent par une biomasse comprend les étapes de nitratation, de nitritation, de dénitrification hétérotrophe et de dénitrification autotrophe dudit effluent qui peut avoir été prétraité, notamment pour en éliminer les matières en suspension. L’étape de dénitrification autotrophe est réalisée par les bactéries AOB et a la particularité d’être une réaction incomplète du fait de l’absence ou de la désactivation d’une enzyme, la N 2 O réductase chez celles-ci (cette absence ou désactivation est symbolisée par la croix sur la FIG. 1 ). L’installation pilote représentée à la FIG. 2 a été utilisée pour nitrifier l’effluent. Les émissions d’oxyde nitreux ne se produisant que lors de la phase de nitrification, aucune phase de dénitrification, qui aurait aurai pu être effectuée dans le réacteur en plaçant ceux-ci en anoxie, n’a été intégrée lors des essais. Le pilote a également été utilisé pour abattre la DCO de l’effluent afin de déterminer si le procédé avait un impact sur l’abattement de la pollution carbonée. Dans l’installation pilote représentée, chacun des deux réacteurs 1,1a est constitué par un même équipement connu de l’homme de l’art et commercialisé par Veolia sous la marque Biostyr ® . Chacun de ces équipements comprend une colonne 2, 2a de 5 m de haut accueillant un lit 3, 3a constitué de billes en polystyrène sur lesquels un film de biomasse (biofilm) est fixé, ladite biomasse étant identique dans les deux réacteurs. Des moyens d’apport 4, 4a d’un effluent à traiter sont prévus dans la partie inférieure de chaque colonne, dans un espace prévu sous ledit lit dont il est séparé par une grille. Des moyens d’évacuation 5, 5a de l’effluent traité sont prévus à partir de la partie supérieure de la colonne, l’effluent connaissant donc un trajet ascendant dans celle-ci. Ces moyens d’évacuation récupèrent l’eau traitée après qu’elle a traversé le lit 3, 3a et qu’elle se trouve dans la surverse 14, 14a des réacteurs. Chaque réacteur 1, 1a est par ailleurs équipé à sa base de moyens 6, 6a pour distribuer un gaz en pied de colonne dans l’espace prévu sous le lit qui reçoit les eaux à traiter. Ce gaz permet d’une part d’apporter à la biomasse présente sur les supports l’oxygène lui permettant de dégrader la pollution carbonée et de nitrifier la pollution azotée dudit effluent. Dans cette installation pilote, les deux bioréacteurs sont prévus pour fonctionner en parallèle, leurs moyens d’alimentation étant chacun en communication avec une canalisation commune 7 d’amenée d’eau usée reliée à des moyens 8 d’alimentation de celle-ci. Le pilote représenté à la FIG. 2 comprend également une sonde 11 servant à mesurer le pH et la température de l’effluent à traiter et une sonde 12 pour mesurer sa concentration en ammonium (NH 4 + ). Ces sondes sont positionnées en amont des réacteurs 1, 1a au niveau d’une bâche 13 recevant l’effluent à traiter. Chaque réacteur 1, 1a est également dotée de trois sondes 17, 17a ; 18, 18a ; et 19, 19a (commercialisées par la société Hach) permettant de mesurer respectivement le pH, la concentration en dioxygène et la concentration en oxyde nitreux en phase liquide dans la surverse 14, 14a des colonnes 2, 2a. Le pilote comprend également un dispositif 20 incluant deux analyseurs de gaz (commercialisés sous la dénomination VA-3000 par la société Horiba) permettant de relever en permanence les concentrations en oxyde nitreux, en dioxygène et en oxyde de carbone dans les ciels gazeux 15, 15a respectivement de la colonne 2 du réacteur test 1 et de la colonne 2a du réacteur témoin 1a. Première série d’essais Conditions de réalisation de la première série d’ essai s Lors de la première série d’essais, les deux réacteurs ont été alimentés en parallèle avec la même eau usée. Le procédé selon l’invention a été mis en œuvre dans l’un de ceux-ci, à savoir le réacteur 1 (« réacteur test »), tandis que l’autre réacteur, à savoir le réacteur 1a (réacteur témoin), a été mis en œuvre selon l’art antérieur. Ainsi, dans le réacteur témoin 1a, les moyens 6a d’apport d’oxygène à la biomasse fixée ont été connectés à une source d’air comprimé arrivant par une canalisation 9, tandis que, dans le réacteur de test 1, les moyens 6 d’apport d’oxygène à la biomasse fixée ont été connectés à une bonbonne 10 contenant de l’oxygène pur. Le débit d’air comprimé et le débit d’oxygène pur ont été réglés de façon telle que la biomasse présente dans le réacteur test 1 reçoive la même quantité d’oxygène que celle présente dans le réacteur témoin 1a. Le fonctionnement du réacteur témoin et celui du réacteur test n’ont donc différé que par l’utilisation d’air pour oxygéner la biomasse du premier et d’oxygène pur pour oxygéner celle du deuxième. Les essais ont chacun été réalisés sur une durée de 4 heures. Durant cette période, les réacteurs 1 et 1a ont été alimentés en continu en eau usée à traiter selon un débit d’alimentation de 100 L/h. Cette eau usée présentait une charge en DCO totale (DCO T ) différente pour chaque essai variant de 2,80 à 5,83 Kg O 2 .m -3 .j -1 , et une charge en ammonium (NH 4 + ) différente pour chaque essai variant de 0,50 à 0,80 Kg N-NH 4 + m -3 .j -1 (voir tableau 1 ci-dessous). La biomasse présente dans la colonne 2a du réacteur témoin 1a a été alimentée avec un débit d’air comprimé de 500 NL/h et la colonne 2 du réacteur test 1 avec un débit d’oxygène pur 100 NL/h. Ainsi, la même quantité d’oxygène a été distribuée dans les deux colonnes. La DCO s , la DCO t et NH 4+ ont été mesurées en continu à la sortie de chaque colonne pendant toute la durée de chaque essai et une moyenne a été faite sur 4 heures pour chacun de ces paramètres. La charge moyenne en pollution azotée (NH 4+ ) et en pollution carbonée (DCO t ) par rapport à la charge entrante a ainsi pu être calculée. La teneur en N 2 O dans les ciels gazeux de chaque réacteur a été mesurée en continu sur la durée de chaque essai grâce à l’analyseur de gaz inclus dans le dispositif 20 et une moyenne a été faite sur 4 heures. La concentration en N 2 O dissous dans l’eau traitée a également été mesurée grâce à cet analyseur et aux sondes 19 et 19a et une moyenne a été faite sur 4 heures. Résultats de la première série d’essais Selon un premier essai de la première série d’essais, les charges en DCO t ( Kg O 2. .m -3 .j -1 ) et NH 4 + ( Kg N-NH 4 + . .m -3 .j -1 ) appliquées sur la colonne 2a du réacteur témoin 1a et celles obtenues en sortie de celle-ci ainsi que le taux de nitrification (%) sont indiqués dans le tableau 1 ci-dessous. Essais DCO t entrante DCO t éliminée NH4 + entrante NH4 + éliminée Taux de nitrification 1 4,54 3,92 0,80 0,29 36,25 2 3,57 2,98 0,74 0,28 37 84 3 5,83 4,75 0,35 0,17 48,57 4 5,04 4,29 0,75 0,32 42,67 5 4,03 3,37 0,79 0,31 39,24 6 2,80 2,36 0,50 0,29 58,00 [Tableau 1] Les charges en DCO t (Kg O 2 .m -3 .j -1 ) et NH 4 + (Kg N-NH 4 + .m -3 .j -1 ) appliquées sur la colonne 2 du réacteur test 1 et celles obtenues en sortie de celle-ci ainsi que le taux de nitrification (%) sont indiqués dans le tableau 2 ci-dessous Essais DCO t entrante DCO t éliminée NH4 + entrante NH4 + éliminée Taux de nitrification 1 4,54 3,95 0,80 0,50 62,50 2 3,57 3,00 0,74 0,47 63,51 3 5,83 4,77 0,35 0,24 68,57 4 5,04 4,48 0,75 0,43 57,33 5 4,03 3,43 0,79 0,50 63,29 6 2,80 2,36 0,50 0,38 76,00 [Tableau 2] La DCOt éliminée a été en moyenne de 3,66 Kg O 2 .m -3 .j -1 dans le réacteur témoin et de 3,66 Kg O 2 .m -3 .j -1 dans le réacteur test. Ces résultats montrent que les abattements de la DCO T n’ont essentiellement pas varié dans le réacteur test par rapport au réacteur témoin. L’injection d’oxygène pur en lieu et place d’air dans un réacteur de nitrification n’a donc pas d’impact sur l’élimination de la pollution carbonée. La concentration en N-NH 4 + éliminée a quant à elle été en moyenne de 0,28 Kg N-NH 4 + .m -3 .j -1 dans le réacteur témoin et de 0,42 Kg N-NH 4 + .m -3 .j -1 dans le réacteur test. Ces résultats montrent donc que les performances de nitrification ont été nettement améliorée dans le réacteur test mettant en œuvre une injection d’oxygène pur par rapport au réacteur témoin mettant en œuvre de l’air. Plus précisément, le taux de nitrification dans le réacteur témoin a été en moyenne de 42 % alors que dans le réacteur test il a été en moyenne de 65 %. Ainsi, le rendement de nitrification a été améliorée en moyenne de 50 % dans le réacteur test par rapport au réacteur témoin. Concernant l’oxyde nitreux, la production de celui-ci a été mesurée tout au long de chaque essai dans la phase gazeuse (N 2 O Gaz ) présente dans le ciel gazeux de chaque réacteur et dans la phase liquide (N 2 O Liquide ) de la surverse de chaque réacteur. Grâce à ces mesures, les concentrations totales en acide nitreux produit par le réacteur test et par le réacteur témoin ont été calculées lors de chaque essai (N 2 O Total = N 2 O Gaz + N 2 O Liquide ). Le facteur de production globale de N 2 O de chaque réacteur a pu être calculé en rapportant la production totale d’oxyde nitreux à la pollution azotée nitrifiée (N 2 O Total / NH 4 + traité). Les résultats obtenus sont synthétisés dans le tableau 3 ci-dessous dans lequel les facteurs de production sont exprimés en pourcentage de N-N 2 O Total produit par quantité de NH 4 + nitrifié. Essais Facteur de production N 2 O Total réacteur témoin Facteur de production N 2 O Total réacteur test 1 5,17 1,94 2 5,64 2,04 3 2,42 1,77 4 4,16 1,54 5 4,63 1,77 6 3,17 1,24 [Tableau 3] Selon ces résultats, le facteur d’émission de N 2 O Total dans le réacteur témoin a été en moyenne de 4,20 % alors que dans le réacteur test il a été en moyenne de 1,72 %. Ainsi, lorsque de l’oxygène pur est utilisé en alternative à de l’air comprimé les facteurs d’émission de N 2 O Total ont diminué en moyenne de 59 %. L’oxyde nitreux étant un gaz à effet de serre, les facteurs d’émission d’oxyde nitreux en phase gazeuse ont également été calculés uniquement sur la base des quantités de N 2 O émises dans les ciels gazeux des colonnes 2, 2a des réacteurs 1, 1a. Le facteur d’émission de chaque réacteur a pu être calculé en rapportant pour chaque essai les émissions de N 2 O gazeux à la pollution azotée nitrifiée (N 2 O Gaz / NH 4 + nitrifié). Les résultats obtenus sont synthétisés dans le tableau 4 ci-dessous dans lequel les facteurs d’émission N 2 O gazeux sont exprimés en pourcentage de N-N 2 O Gaz produit par quantité de NH 4 + nitrifié. Essais Facteur de d’émission N 2 O Gaz réacteur témoin Facteur d’émission N 2 O Gaz réacteur test 1 4,15 0,71 2 4,61 0,84 3 2,08 0,83 4 3,37 0,65 5 3,77 0,77 6 3,17 0,66 [Tableau 4] Selon ces résultats, le facteur d’émission de N 2 O Gaz dans le réacteur témoin a été en moyenne de 3,44 % alors que dans le réacteur test il a été en moyenne de 0,73 %. Ainsi, lorsque de l’oxygène pur est utilisé en alternative à de l’air comprimé les facteurs d’émission de N 2 O Gaz ont diminué en moyenne de 79 %. Ces résultats mettent en évidence que l’utilisation d’oxygène pur pour alimenter en oxygène un réacteur nitrifiant à biomasse fixée permet à la fois d’améliorer les performances de nitrification du réacteur mais aussi d’émettre un gaz moins chargé N 2 O. Ils permettent donc de démontrer qu’alimenter un réacteur nitrifiant à biomasse fixée avec de l’oxygène pur permet de réduire l’empreinte écologique d’une installation de traitement des eaux accueillant au moins un tel réacteur. Deuxième série d’essais Une deuxième série d’essais a été réalisée afin d’évaluer l’impact des vitesses de l’O 2 pur sur les facteurs d’émission du N 2 O (FE-N 2 O) dans un bioréacteur utilisant le procédé Biostyr TM (décrit ci-dessus) aéré avec de l’O 2 pur. Six essais, répertoriés dans la colonne « test », ont été réalisés à des vitesses d’O 2 pur différentes (comprises entre 0,71 et 3,5 m/h), et comparés à six essais réalisés à une vitesse de l’air injecté dans la biomasse constante, de 7,1 m/h, répertoriés dans la colonne « témoin ». Les conditions de réalisation et les résultats de ces essais sont présentés dans les tableaux 5a et 5b ci-après. Essais Charge appliquée sur les colonnes "Témoin" et "Test" Colonne "Témoin" V en eau (m/h) Charge [N-NH4+] appliquée (kg N/m3/j) Vitesse air (m/h) [O2] (mg/l) Charge [N-NH4+] traitée (kg N/m3/j) Facteur d'émission de N2O (% du N-NH4+ traité) 1 0,71 0,42 7,1 5,6 0,37 4 2 1,42 0,94 7,1 5,5 0,43 3,2 3 0,71 0,43 7,1 6,9 0,43 4 4 0,71 0,42 7,1 7,6 0,42 3,6 5 0,71 0,42 7,1 7,4 0,42 2,9 6 1 0,62 7,1 6,1 0,4 2,54 Essais Colonne "Test" Comparaison des colonnes "Test" et "Témoin" Vitesse O2 (m/h) [O2] (mg/l) Charge [N-NH4+] traitée (kg N/m3/j) Facteur d'émission de N2O (% du N-NH4+ traité) Δ Performance de traitement (%) Δ Facteur d'émission N2O (%) 1 3,5 34,6 0,43 2 16,22 -50,00 2 1,1 11,3 0,6 0,5 39,53 -84,38 3 3,5 37,7 0,43 2,06 0,00 -48,50 4 0,71 24,3 0,42 0,3 0,00 -91,67 5 0,71 26,1 0,41 0,35 -2,38 -87,93 6 0,71 19,2 0,49 0,21 22,50 -91,73 [Tableau 5b] Les tableaux 5a et 5b permettent de comparer les facteurs d’émission du N 2 O des essais « test » aux facteurs d’émission du N 2 O des essais « témoins ». Des variations (en %) de facteurs d’émission sont ainsi obtenues. L’impact de la vitesse de l’O 2 pur sur les facteurs d’émission du N 2 O (FE-N 2 O) du procédé Biostyr TM est également représenté sur le graphique de la FIG. 3 illustrant la variation des facteurs d’émission du N 2 O (FE-N 2 O) entre les essais « tests » et « témoin » en fonction de la vitesse de l’O 2 pur. Les abscisses représentent la vitesse de l’O 2 pur et les ordonnées représentent la variation des facteurs d’émission du N 2 O (FE-N 2 O) entre les deux essais (en %). Une valeur de variation de facteurs d’émission négative indique une diminution des facteurs d’émission du N 2 O de la colonne “Test” en comparaison des facteurs d’émission du N 2 O de la colonne “Témoin”. Les résultats de ces essais montrent que la réduction du facteur d’émission du N 2 O avec le bioréacteur Biostyr TM aéré avec de l’O 2 pur est directement corrélé à la vitesse de l’O 2 pur, et plus précisément que le facteur d’émission du N 2 O diminue lorsque la vitesse de l’O 2 pur diminue, de manière linéaire. Le facteur d’émission du N 2 O est au plus bas (environ à -89%) pour une vitesse de l’O 2 pur de 0,71 m/h. Le facteur d’émission du N 2 O est au plus haut (-50%) pour une vitesse de l’O 2 pur de 3,5 m/h. Troisième série d’essais Une troisième série d’essais a également été réalisée afin d’évaluer l’impact des vitesses de l’O 2 pur sur les performances de traitement du bioréacteur Biostyr TM aéré avec de l’O 2 pur. Quatre essais, répertoriés dans la colonne « test », ont été réalisés à des vitesses d’O 2 pur différentes (comprises entre 0,71 et 7,1 m/h), et comparés à quatre essais réalisés à une vitesse de l’air injecté dans la biomasse constante, de 7,1 m/h, répertoriés dans la colonne « témoin ». Les conditions de réalisation et les résultats de ces essais sont présentés dans les tableaux 6a et 6b ci-après. Essais Charge appliquée sur les colonnes "Témoin" et "Test" Colonne "Témoin" Charge [N-NH4+] appliquée (kg N/m3/j) V en eau (m/h) Vitesse air (m/h) [O2] (mg/l) Charge [N-NH4+] traitée (kg N/m3/j) 1 0,58 1,56 7,1 6,3 0,38 2 0,83 1,56 7,1 5,9 0,35 3 0,63 1,43 7,1 6,8 0,31 4 0,54 1,56 7,1 6,7 0,34 Essais Colonne "Test" Comparaison des colonnes "Test" et "Témoin" V en eau (m/h) Vitesse O2 (m/h) [O2] (mg/l) Charge [N-NH4+] traitée (kg N/m3/j) Δ Performance de traitement (%) 1 1,56 0,71 17 0,32 -15,79 2 1,56 1,4 20 0,47 34,29 3 1,43 2,1 42,9 0,59 90,32 4 1,56 7,1 20 0,54 58,82 [Tableau 6b] Les tableaux 6a et 6b permettent de comparer les performances de traitement (nitrification) de l’eau des essais « test » aux performances de traitement de l’eau des essais « témoins ». Des variations (en %) de performance de traitement de l’eau sont ainsi obtenues. Les résultats de ces essais montrent que la réduction en deçà d’une certaine limite de la vitesse de l’O 2 pur dans le réacteur Biostyr TM aéré avec de l’O 2 pur est associée à une perte de performances de traitement de l’eau. En effet, pour l’essai n°1 réalisé à une vitesse d’O 2 pur de 0,71 m/h, les performances de nitrification sont réduites d’environ 15 %. La concentration en O 2 dissous est de 17 mg/l. Pour l’essai n°3 réalisé à une vitesse d’O 2 pur de 2,1 m/h, les performances de nitrification sont augmentées d’environ 90 %. La concentration en O 2 dissous est d’environ 43 mg/l. Les valeurs des concentrations en O 2 dissous varient entre 17 mg/l et 43 mg/L, ce qui indique que les diminutions des capacités épuratrices du bioréacteur Biostyr TM ne sont pas liées à des carences en O 2 mais à l’augmentation de la vitesse d’O 2 pur dans le bioréacteur. Les première et deuxième séries d’essais montrent qu’il est nécessaire de réaliser un compromis entre le besoin de réduction des émissions d’oxyde nitreux N 2 O et la performance de nitrification. Il est ainsi nécessaire d’appliquer une vitesse d’O 2 pur qui soit assez basse pour favoriser la réduction des émissions d’oxyde nitreux N 2 O mais également suffisante pour ne pas dégrader les performance de traitement de l’eau et en particulier les performances de nitrification. Procédé de réduction de l’empreinte écologique d’une installation de traitement des eaux usées incluant au moins un réacteur accueillant une biomasse au moins en partie fixée, ledit réacteur étant utilisé pour nitrifier en présence d’oxygène la pollution azotée desdites eaux, ledit procédé comprenant une étape consistant à alimenter, grâce à des moyens d’apport d’oxygène, la biomasse fixée dudit réacteur avec de l’oxygène pur ou de l’air enrichi en oxygène, de façon à réduire les émissions d’oxyde nitreux (N 2 O) émis par ledit réacteur. Procédé selon la revendication 1, comprenant le fait d’utiliser de l’oxygène pur pour alimenter lesdits moyens d’apport d’oxygène à ladite biomasse au moins en partie fixée. Procédé selon la revendication 1, comprenant le fait d’utiliser de l’air enrichi en oxygène comprenant au moins 30 %, préférentiellement au moins 50% et de façon préférée entre toute au moins 60 % en volume d’oxygène pour alimenter lesdits moyens d’apport d’oxygène à ladite biomasse fixée. Procédé selon l’une quelconque des revendications 1 à 3 dans lequel lesdits moyens d’apport d’oxygène à ladite biomasse fixée sont mis en œuvre de façon intermittente ou séquencée. Procédé selon l’une quelconque des revendications 1 à 4 comprenant une étape d’acheminement de tout ou partie du ciel gazeux dudit réacteur à biomasse fixée auxdits moyens d’apport d’oxygène, ledit ciel gazeux contenant de l’oxygène non consommé par ladite biomasse fixée. Procédé selon l’une quelconque des revendications 1 à 5 dans lequel ladite biomasse est fixée sur au moins un type de supports mobiles sur lesquels la biomasse forme un biofilm, lesdits supports formant au moins un lit au sein dudit réacteur et ledit au moins un lit étant en tout ou partie fluidisé. Procédé selon la revendication 6 caractérisé en ce ladite biomasse en partie au moins fixée est aussi utilisée pour dénitrifier en l’absence d’oxygène la pollution azotée desdites eaux. Procédé selon l’une quelconque des revendications 1 à 5 dans lequel la biomasse est fixée sur au moins une membrane, ladite étape consistant à alimenter la biomasse dudit réacteur avec de l’oxygène pur ou de l’air enrichi en oxygène étant effectuée en injectant l’oxygène pur ou l’air enrichi en oxygène dans ladite membrane. Procédé selon l’une quelconque des revendications 1 à 8 dans lequel l’oxygène utilisé est un sous-produit d’une installation de production d’hydrogène par électrolyse de l’eau. Procédé selon l’une quelconque des revendications 1 à 9 dans lequel lesdites eaux sont préalablement dénitrifier dans un compartiment de dénitrification, les eaux provenant du réacteur utilisé pour nitrifier en présence d’oxygène la pollution azotée desdites eaux étant en partie réacheminées en tête dudit compartiment de dénitrification. Procédé selon l’une quelconque des revendications 1 à 10 dans lequel lesdites eaux sont des eaux municipales ou des eaux industrielles. Procédé selon la revendication 2 dans lequel l’apport en oxygène pur à la biomasse est réalisé en injectant l’oxygène pur dans le réacteur à une vitesse inférieure à 4 m/h, préférentiellement inférieure à 2m/h. Procédé selon la revendication 12 dans lequel l’apport en oxygène pur à la biomasse est réalisé en injectant l’oxygène pur dans le réacteur à une vitesse supérieure à 0,7 m/h, préférentiellement supérieure à 1 m/h. Procédé selon les revendications 12 et 13 dans lequel l’apport en oxygène pur à la biomasse est réalisé en injectant l’oxygène pur dans le réacteur à une vitesse comprise entre 1 m/h et 2 m/h.