L'extraction biologique des métaux lourds des boues anaérobies d'épuration.

Mémoire présenté à

lrlnstitut National de la Recherche Scieatifique (Il.fRS-Eau)

conune exigence partielle de la

maitrise ès Sciences de 1'Eau Par

Guy Mercier

Lrextraction biologique des boues anaérobies

des nétaux lourds d'épuration

Je tiens ici à renercler les gens qui mront aidé tout au long de'ltélaboration de ce némoire. De façon plus particulière, _{Je tiens à témoigner ma gratitude} à mon directeur de nénoir-e M. Denis Couillard, gui a su être encourageant et dynamique tout au long de ce travail tout en étant un très bon directeur scientifique. Je renercie aussi M. R.D. Tyagi pour ses nombreux conseils.

Pour les nombreuses heures de travail de dactylographie, _Je remercie l{me Suzanne Dussault qui a étê une aide précieuse. Finalement, _{Je suis} reconnaissant au Conseil de Recherches en Sciences naturelles et Génie du Canada pour son soutien financier.

La disposition des boues résidualres de lrépuration des eaux nunicipal.es cause un problène de taille. Une des solutions est d'en faire ltépandage agricole, car les boues constituelt r- excellent engrais et amendeur de sol. Cependant une revue de 1a littérature nontre que plus de 50% des boues résiduaires contiennent trop de nétaux lourds pour 1tépandage agricole. Ltextraction chinique étant coûteuse, le procédé de solubilisation biologique à I'aide des thiobacilles a été envisagée.

Le procédé biologique est étudié dans deux types de réacteur; tur réacteur en continu sans recyclage et un avec recyclage. Le réacteur evec recyclage srest révélé être noins efficace que le sinple réacteur en continu car la séparation solide-liquide est trop lente et inefficace ce qui amène la reprécipitation ou recornplexation du cuivre et dans une noindre nesure celle du zinc. Un mode de séparation pl,us rapide et efficace est proposé. Dans cette étude le neilleur pourcentage de solubilisation pour le Cu est obtenu à un temps de séjour de 3 jours avec 3 g L-1 de FeSOa.THz} dans le réacteur continu. En effet, 62.2% du cuivre et 77.47" du zinc sont respectivement solubilisés. La neilleure solubilisation du zinc (97.2%) est obtenue dans le réacteur avec recyclage pour un temps de résidence _{de 4 Jours. Le tenps est donc le facteur important pour} le zlnc alors que la quantité de substrat et le potentiel d'oxydo-réduction régissent la solubilisation du cuivre.

INTRODUCTION CIIAPITRE 1 -CTTAPITRE 2

-PROBUÉ}'ATIQT]E

REVI]E-DE TITTÉRATT'RE ST'R T,'Nt.ltÈTæ}lENT DES UÉTAU DES BOUSS

n'ÉpunettoN-3

49 5 6 2.L Conposition nétallique des boues résiduaires

2.2 Spéclatlon des nétaux dans les boues anaérobies 2.3 Processus cbimique versus processus blologlque pour

solubiliser les nétaux 29

2.4 Les nicro-organisnes de la solubilisation bactérienne des

nétaux 30

2.4.1 Mécanisnes de la solubilisation bactérienne des

nétaux 35

2.5 Les facieurs affectant la croissance de ces micro-organismes 39

2 . 5 . t _{$ p e d e s u b s t r a t} 3 9

2.5.2 Le dioxyde de carbone 42

2.5.3 Oxygène et potentiel d'oxydo-réduction (P0R) 43 2.5.4 Pourcentage de solides et diamètre des particules de

substrat

2.5.5 Température et pH optimun

2.5.6 Agitation et coefficient volumétrique de transfert d'oxygène

2 . 5 . 7 N u t r i n e n t s r e q u i s

2.6 Expériences antérieures drextraction bactérienne des nétaux dans les boues digérées en anaérobiose

2.7 Types de réacteurs

CHAPITTE 3 - PHASE EXPÉRI}MNTAI,E

3.1 Justification des choix expérimentaux . 3 . 2 O b j e c t i f s

3.3 Design expérimentaL 3 . 4 M a t é r l e l

3 . 4 . 1 S o u c h e b a c t é r i e n n e u t i l i s é e . . . 3 . 4 . 2 B o u e s u t i l i s é e s

3.4.3 Description du nontage et des appareils

2 3 23 44 45 4 7 49 6 5 6 7 6 8 6 9 6 9 6 9 7 0

3 . 5 M é t h o d e s 8 0 1 1 8 t20 L22 3 . 5 . 1 3 . 5 . 2 3 . 5 . 2 . t 3 . 5 . 2 . 2 3 . 5 . 2 . 3 3 . 5 . 2 . 4 3 . 5 . 2 . 5 3 . 5 . 2 . 6 3 . 5 . 2 . 7 4 . 2 f n f l u e n c e d e s cuivre et du Échantillonnage

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Métaux lourds

Coefficient volunétrique du transfert droxygène (K1a) et taux de consommation d'oxygène (TCO)

Volune des boues décantées (VBC) et indice du volume des boues (M) 80 8 1 8 1 8 1 82 82 83 8 3 84 84 84 3.6 Résultats bruts

3.6.1 îeneurs en solides dans les réacteurs

3.6.2 Evolution des principaux paranètres et de la solubilisation des métaux lourds

3.6.3 Mesure du coefficient volunétrique de transfert dtoxygène (Kra) et du taux de consoonation d'oxygène (TCO)

3.6.4 VoÏume des boues décantées (VBC) et indice du volune des b o u e s ( M )

CHAPITRE 4 - ANALYSE DES NÉSUT,IETS

4.1 Périodes correspondantes au régine pemnanent pour les divers tenps de séjour 8 6 8 6 8 6 8 9 8 9 zinc

4.2.t Relation entre la solubilisation du cuivre et du zinc

et le POR dans les réacteurs . 111

4.2.2 RelatLon entre la solubilisation du cuivre et du zinc

e t l e p H . . L t 7

principaux paramètres sur la solubilisation du

sation du cuivre et du zLnc et 4 . 2 . 3 R e l a t i o n e n t r e l a s o l u b i l i

la population bactérienne

4.2.4 Relation entre la solubilisation du cuivre et du zinc et le p o u r c e n t e g e de saturation en O2 et le _taux d'aération ... 4.3 Efficacité technologique des divers t5nres de traitenents proposés

et consomnation dtacide

4 . 3 . L I n f l u e n c e d u t e m p s d e s é j o u r L 2 4 4.3.2 Solubilisation du nickel, cadmiun, chrome et plomb 127 4 . 3 . 3 S o l u b i l i s a t i o n d a n s l e b a s s l . n d ' a l i n e n t a t i o n 1 3 0 4 . 3 . 4 I n f l u e n c e de la concentration de FeSOa'7HaO 1 3 0

4.3.5 Étoa. conparative des deux réacteurs I+.3.6 _{Décantabiltté de la boue traitée}

L32 136 145 t47 t47 1 5 0 L52 154 4 . 3 . 7 R é d u c t i o n d e s s o l i d e s v o l a t i l e s . . . 1 3 8 : 4.4 Coefficients biocj.nétiques 140 C}IAPIINE 5 - DISCUSSION 5 . 1 R é e c t e u r s a p p r o p r i é s . . . . . . . . 5.2 Comparaisons économiques

5.2.L L'épandage agricole versus les autres modes de disposition 5.2.2 Coûts des produits chiniques et comparaison entre les

procédés chlmiques et biologiques

5.2.3 Intégration des coûts aux nodes de disposition des boues résiduaires et comparaison avec la valeur fertilisante .... .5.3 Normes québécoise dtépandage des boues résiduaires

5.3.1 Utilité de la décontanination d'une boue qui est à la

limite pernise pour sa teneur en nétaux (Zn et Cd) 160 5.4 Étod" des divers nodes dtapplication de lrextraction des nétaux

avec la digestion aérobie mésophile 161

5 . 4 . 1 E x t r a c t i o n p o s t - d i g e s t i o n e t d i s c u s s i o n d e L r u t i l i s a t i o n

de la nitrification comme agent acidifiant ... L63 5 . 4 . 1 . 1 D i g e s t i o n a é r o b i e n e n é e j u s q u ' à n i t r i f i c a t i o n

puis extraction des nétaux L64

5 . 4 . 1 . 2 D i g e s t i o n a é r o b i e c o n v e n t i o n n e L l e s a n s n i t r i

-fication suivie de I'extraction des métaux 168 5.4.2 Digestion aérobie combinée à l'extraction des nétaux 168

5.4.3 Le cas des boues de déphosphatation L72

Conclusions et recomnandations 175

R é f é r e n c e s . . . 1 8 1

Tableau 1 . 1 : Concentrations maxinales pernissibles de nétaux lourds (ng kg-l boue sèche) dans les boues considérées acceptables pour épandage sur les

terres agricoles 10

Noroes de-la CEE rélatlves aux teneurs de nétaux

tolé-rées pour ltépandage agricole ... 13

Charges naxinales adnissibles en nétaux lourds (en

k g / h a ) p o u r l e s t e r r e s a g r i c o l e s . . . L 4 Coatenu en nétaux lourds dans les boues résiduaires

purenent domestiques en ng kg-r sec . L7

Contenu en solides totaux (ST) et en nutrinents dans

les boues de 34 vllles du Québec 18

Contenu en composés potentiellenent toxiques dans les

boues réslduaires de 34 villes du Québec 19 Concentrations d9 divers nétaux dans les boues

résiduaires au:K Etats-Unis et au Québec 24 Spéciation des principaux nétaux lourds dans les boues

aaaérobies selon divers auteurs 28

llicro-organismes acidophiles ayant un potentiel pour

la solubilisation bactérienne des nétaux 36 Paranètres cinétiques de ThiobaciLlus _@!1!gg sot

dLvers substrats 4A

Nornes ontariennes pour L'épandage agricole des boues 53 Analyse dtun échantillon de boues exécutée par le

ninistère de I rEnvironnement du Québec prélevé le 17 j u i n 1987 à 1'usine d'épuration de Ville de

Deux-M o n t a g n e s . . . . : . . 7 L

Contenu moyen en métaux des boues dtalinentation pour

les divers tenps de séjour 72

Pourcentage noyen de solides totaux _{(ST) ' soLides} volatiles (SV) et solides inertes (SI) pour les divers

temps de séjour dans les réacteurs 85

Pérlode servadt au calcul des taux et des % de solubili-sation, au caLcul des POR moyens, du % Eoyen de satura-tion en 02, du pH noyen ainsi qu'à l'évaluatLon de K1.a

e t d e T C O . . : . . . . 9 0 lableau TabLeau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau L . 2 : 1 . 3 : 1 . 4 : 1 . 5 : 1 . 6 : 2 . L : 2 . 2 z 2 . 3 : 2 . 4 : 2 . 5 3 . 1 lableau Tableau 3 . 2 : 3 . 3 : lableau 4 . L : 1x

Tableau Tableau Tableau 4 . 2 : 4 . 3 4 . 4

Valeurs noyennes du taux de solubilisation, du POR, du

pH et % de saturation en O2 113

ltoyennes des populations bactériennes acldophiles . 119 Teneurs en solldes totaux (% St1 dans les réacteurs, le

surnageant du décanteur et le recyclage et indice du

volume des boues (M) 123

Conparalson entre les taux de solubilisation obtenus et

ceux tirés de travaux antérieurs 126

Solublllsation du cadniun et du nlckel L28 Solubilisation des nétaux dans le bassin d'alinentation

au tenps de séjour de 3 Jours avec une teneur de

s u b s r r a t d e 3 g L - l F e S 0 4 . 7 l l 2 O 1 3 1 Comparaison des paramètres pour les 2 réacteurs opérés

avec 3 g t-l de FeS0a.THzO au tenps de séJour de 3

Jours L34

Réductlon des solides volatils dans le réacteur en

continu 139

SoLubillsation du Cu et du Zn et le POR moyen dans les

réacteurs pour les divers temps de séjour L46 Conparaison économJ.que des procédés chiniques et

b i o l o g i q u e s 1 5 1

Coûts conparatifs _{ajustés en $ CAN 1987 tm-1 boues}

sèches 155

Coût de la décontamination des boues pour la société

par torme sèche 156

Scénarios d'épandage des boues résiduaires 158 Seuils des concentrations de nétaux solubles qui

inhibent le procédé de nitrification

Ganmes de pH tolérés pour divers t5pes de micro-organismes qui peuvent être présents dans les boues

d ' é p u r a t i o n . . 1 7 0 Tableau Tabl.eau Tableau 4 . 5 : 4 . 6 4 . 7 Tableau 4 . 8 : Tableau Tableau Tableau Tableau Tableau ?abLeau Tableau TabLeau 4 . 9 : 5 . 1 : 5 . 2 : 5 . 3 : 5 . 4 : 5 . 5 5 . 6 5 . 7 :

Dlagramme dréquilibre pour divers nétaux dans les boues enaérobies ... Figure 2.1 : Figure 2.2 : Figure 2.3 : Figure 2.4 : Figure 2.5 : Figure 2.6 : Figure 3.2 : Figure 4.la z Figure 4 . 1 b : Figure 4 . 1 c : Figure 4 . 1 d : Figure 4 . 2 a z

Effet de la concentration en solides des pourcentage de solubilisation des nétaux Effet a" f" température

cadnium dans les boues

boues sur le 2 7 46 46 5 5 5 7 5 7 6 1 7 3 7 7 9 1 9 2 9 3 sur la solubillsation du de loronto

Figure 2.7 : Réacteur à recyclage interne pneumatique ... F i g u r e 3 . 1 :

Solubilisatl.on du zinc dans les boues digérées a n a é r o b i e s . . .

Taux de solubilisation en fonctlon des temps en fournée

Schéma cbarbon

du procédé choisi pour la désulfuration du

Schéma gl.obal du procédé de solubilisation des nétaux d a n s l e s b o u e s a n a é r o b i e s . . .

Schéna détaillé de lfalimentation et des deux réacteurs

Pourcentage de solubilisation du cuivre et du zinc, POR et pH dans le réacteur en continu au temps de séJour de 1 jour

Population bactérienne acidophile et % de saturation en oxygène pour le réacteur en continu au tenps de séjour de 1 jour

Pourcentage de solubilisation du cuivre et surnageant du zinc, POR et pH dans le réacteur avec recyclage et le décanteur eu temps de séjour de 1 jour

PopuLation bactérienne ecidophile et % de saturation en oxygène dans le réacteur avec recyclage au temps de séjour de 1 jour

Pourcentage de solubilisation du cuivre et du zLnc, POR et pH dans le réacteur en continu au temps de s é j o u r d e 2 j o u r s . . .

Populetion bactérienne acidophile et % de saturation en oxygène pour le réacteur en continu au temps de s é J o u r d e 2 j o u r s . . .

9 4

95 Figure 4 . 2 b z

F i g u r e 4 . 2 c t

F i g u r e 4 . 2 d , z

F i g u r e 4 , 3 a z

F i g u r e 4 . 3 b :

Pourceatage de solubillsation du cul.vre et du zjrnc, POR et pH dans le réacteur avec recyclage et le

sur-nageant du décanteur au tenps de séjour de 2 jours ... 97 Population bactérienne acidophile et % de saturation

en oxygène dans le réacteur avec recyclage au tenps de

s é J o u r d e 2 J o u r s . . . 9 8

Pourcentage de solubilisation du cuivre et du zLnc, POR et pll das le réacteur en continu au tenps de séjour

de 3 Jours avec 1 g FeS0a'7H20 par litre de boue 99 Population

en oxygène séjour de

bactérienne acidophile et I de saturation dans le réacteur en continu au tenps de 3 jours avec 1 g FeS0a.7lI20 par litre de boue

Figure 4.3c : Pourcentage de solubilisation du POR et pH dans le réacteur avec nageant du décanteur au tenps de

evec I g FeSOa.THzO par litre de

cuivre et recyclage séjour de du zinc, et le sur-3 jours 1 0 0 1 0 1 boue

F i g u r e 4 . 3 d : Population bactérienne acidophile et % de saturation en oxygène dans Le réacteur avec recyclage au tenps de séjour de 3 jours avec 1 g FeS0a'7HzO par litre de

b o u e . . . . . : 1 0 2

Pourcentage de solubilisation du cuivre et du zLrtc, POR et pH dans Le réacteur en continu au temps de

s é J o u r d e 4 j o u r s . . . 1 0 3 Population bactérienne acidophile et I de saturation

en oxygène dans le réacteur en continu au tenps de

s é J o u r d e 4 j o u r s . . . 1 0 4 Figure 4 . 4 a :

Figure 4 . 4 b z

Figure 4.4c : Pourcentage de solubilisation du cuivre et du zin.c, POR et pH dans le réacteur avec recyclage et le

sur-n e g e a sur-n t d u d é c a sur-n t e u r a u t e sur-n p s d e s é j o u r d e 4 Jours ... 1 0 5 F i g u r e 4 . 4 d : Populatlon bactérienne acidophile et % de saturatLon

en oxygène dans le réacteur avec recyclage au temps

d e s é J o u r d e 4 j o u r s . . . 1 0 6 Pourcentage de solubilisation du cuivre et du zi-nc,

POR et pH dans le réacteur en continu au temps de séJour de 3 Jours avec 3 g FeSOa.TIlzO par litre de Figure 4 . 5 a z

boue

x l 1

bactérienne acidophile et % de dans le réacteur en continu au 3 jours avec 3 g FeSOa.7H2O par

saturation tenps de Iitre de 1 0 8 Figure 4.5b : F i g u r e 4 . 5 c : Flgure 4.6 : Figure 4.7 : Figure 4.8 : F i g u r e 4 . 9 : F i g u r e 5 . 1 : F i g u r e 5 . 2 i Population en oxygène séjour de boue Poureentate de solùbilisation du POR et pH dans le réacteur evec recyclée au tenps de séJour de 3

cuivre et du zLnc, recyclage et la boue

Jours avec 3 g F e S O a . 7 H z O p a r litre d e b o u e

Figure 4.5d : Population bactérl.enne acidophile et % de saturation en oxygène dans le réacteur avec recycl.age au tenps de séjour de 3 jours avec 3 g FeS0a'7H20 par litre de boue

109

1 1 0 Effet du tenps de séjour sur les valeurs moyennes de pH

et de POR dans les deux t5pes de réacteurs . I1.4 Effet du tenps de séjour sur la solubllisation du

cuivre et du zinc dans les deux tlpes de réacteurs 115 Effet du temps de séJour sur les taux de

sol.ubilisa-tion du cul.vre et du zinc dans les deux types de

r é a c t e u r s 1 1 6

Influence de la concentratLon de FeSOa'7HaO sur la solubilisation du cuivre et du zLnc dans les rêacteurs

à t = 3 j o u r s 1 3 3

Coûts t5piques pour 1'épandage agricole (boue liquide), I'enfouissement (boues 20% solides totaux), la dispo-sllion en ner (20% solides totaux) et Itincinération

( 2 0 % solides totaux) selon I'EPA (1984) 1 4 8 Effet de la température sur le changement de pll

princi-palement dû à la nitrification lors de la digestion

INTÎODUCTION

L'épandage des boues résiduaires d'épuration des eaux municipales est un mode de gestion écononique. Cependant, la teneur en métaux lourds de ces boues enpêche souvent leur épândage pour des raisons de toxicité. L'enlèvement de ees métaux par solubilisation chinique s'est révélé trop coûteux.

Depuis près de 10 ans naintenant divers chercheurs travaillent sur La soLubilisation biologique de ces métaux à l.'aide des thiobacilles. Les travaux d e c e s c h e r c h e u r s o n t p e r n i s d r e n t r e v o i r u n p o t e n t i e l i n t é r e s s a n t . Malheureusement toutes les études ont été faites dans des erlenmeyers ou dans des réacteurs en fournée. Ces mêmes recherches ont été faites avec des boues anaérobies sans ajout de substrat supplénentaire cax les sulfures de métaux sont abondants dans ce genre de boues et servent de substrat aux thiobacilles.

Une recherche plus élaborée sur les divers t1pes de réacteur stavère nécessaire si ltappLication connerciale est sérieusernent envisagée. Cette étude vise donc à essayer deux types de réacteur fonctionnant en continu. Le premier est un simple réacteur en continu sans aucun recyclage. Le deuxième est un réacteur en continu avec recyclage. C'est donc dire que ce réacteur se déverse dans un décanteur où 1es phases quasi solides et liquides sont séparées et que 1a boue é p a i s s e ( f o n d ) e s t e n p a r t i e r e t o u r n é e d a n s l e r é a c È e u r d ' o ù l e t e r m e r e c y c l a g e . U n e a u t r e i n n o v a t i o n d e c e t t e é t u d e e s t l t e m p l o i d t u n r é s i d u industriel peu coûteux Le sulfate ferreux heptairydrate. Son emploi s'avère nécessaire car les boues digérées en anaérobiose de Ville De Deux-Montagnes ne s o n t p a s a p t e s à supporter la croissance des thiobaeilles. 1 1 s ' a g i t i c i d r u n e étude conparative êntre les deux réacteurs qui seront opérés à 4 temps de

s é j o u r d i f f é r e n t s d a n s l e s m ê m e s c o n d i t i o n s . 1 1 s e r a a l n s i p o s s i b l e d ' é t a b l i r pour chague réacteur les courbes du taux et du pourcentage de solubilisation en fonction du tenps de séjour. Des mesures fréquentes de potentiel rédox et de pH nous permettront, de plus, de voir ltinfluence de ces paramètres sur la solubilisation des nétaux

Au premier chapitre, le lecteur se faniliarise avec La problématique des métaux dans 1es boues. Au chapitre 2, la revue de la littérature présente de façon plus détaillée les nicro-organismes et les boues d'épuration ainsi que les facteurs importants pour 1'activité bactérienne des thiobacilles. La phase e x p é r i m e n t a l e e s t p r é s e n t é e e n t r o i s i è m e l i e u e t e s t s u i v i e d e I ' a n a l y s e d e s résultats au chapitte 4. Finalement, cette étude se situant dans le cadre des sciences appliquées, le chapitre 5 discute des conclusions générales des réacteurs, des facteurs économiques, ainsi que des normes québécoises sur ltépandage agrlcole qui ont un inpact najeur sur l'épandage des boues et sur ce p r o c é d é . E n d e r n i e r l i e u , L ' a u t e u r d i s c u t e d e s p o s s i b l i l i t é s d ' a p p l i c a t i o n d e ce procédé dans le cas des boues ayant subi une digestion aérobie. En effet, la très grande najorité des boues du Québec subissent une digestion aérobie, i1 e s t d o n c i n t é r e s s a n t d ' é t u d i e r 1 e s p o s s i b i l i t é s d e s o l u b i l i s a t i o n b i o l o g i q u e des métaux dans l-es boues aérobies.

Dans une usine nunicipale dtépuration des eaux usées, les principaux métaux lourds cadmium, cuivre, zinc, pLomb, nercure, chrome et nlckel s.e concentrent dans les boues des décanteurs primaires et secondaires (Stephenson et Lester, 7 9 8 7 a ; 1 9 8 7 b ; N e l s o n , 1 9 8 6 ; S t o v e l a n d e t a l . , 1 9 7 9 ; C h e n g e t a I . , 1 9 7 5 ; O 1 i v e r et Coscove, 1974). Les hétaux insolubles précipitent partiellement lors de la décantation prinaire (Sterrit et Lester, 1984) aLors que dans J.es systèmes à boues activées, I'interaction des métaux solubles et insolubles avec le floc biologique nène à 1'adsorption passive des nétaux sur Les cellules (Stephenson et Lester , L987a; 1987b). IL y a aussj. formation de conplexes avec les polymères extracellulaires (Brown et Lester, L979). L'emprisonnenent physique des nétaux dans le biofloc peut aussi se produire (Stephenson et Lester, 1 9 8 7 b ) .

Selon Stephenson et testex (1987a), les métaux les moins solubles se retrouvent en plus grandes quantités dans les boues, soient le cadmium, le chrome, le cuivre, le plomb et le zinc. Plus de 75% de ces métaux présents dans I'eau à traiter se concentrent dans les boues. Le cobaltr le molybdène et le nickel é t a n t b e a u c o u p p l u s s o l u b l e s , i l s s o n t r e t i r é s d e l t e a u à t r a i t e r r a v e c u n pourcentage inférieur à 40%.

Le traitement et la disposition finale des boues d'épuration représentent un coût najeur du traitenent des eaux usées. Selon certains auteurs, ce coût peut représenter jusqu'à 50% du coût total de la dépollution des eaux (Couillard, 1 9 8 8 ; D a v i s , 1 9 8 6 ; L e s t e r g 3 _ È , 1 9 8 3 ) . L e v o l u n e d e s b o u e s r e p r é s e n t e approximativement 1% du volume des eaux usées traitêes (Davis, 1986). De p1us, l e s b o u e s c o n t i e n n e n t e n t r e t e t 7 % d e s o l i d e s ( L e s t e r e t a l . , 1983).

Les modes de disposition des boues sont peu nombreux et présentent de gros i n c o n v é n i e n t s . L ' i n c i n é r a t i o n e s t c o û t e u s e ( D a v i s , 1 9 8 7 ) e t p o l l u e I ' a i r

(Scheltinga, 1987). Avec ce mode de disposition, les nétaux se retrouvent dans les cendres qutil faut enfouir sécuritairement. Ltenfouissenent sanitaire est de plus en plus difficile à cause du manque de sites appropriés tandis que le rejet en mer cause de sérieux problèmes environnenentaux (Lester et al. , 1983) . Finalement, 1tépandage sur les terres agricoles des boues digérées stavère souvent la solution la plus écononique (Davis , !987; 1986), et f intérêt pour c e c i e s t t o u j o u r s d r a c t u a l i t é ( N i c b o l s o n ; 1988). A u Québec, 1'épandage n'est autorisé que si les boues ont été stabilisées par digestion aérobie, anaérobie o u p a r l a c h a u x , o u s i 1 ' â g e d e s b o u e s e s t a u m o i n s d e 2 0 j o u r s ( F L y n n e t a 1 . , 1 9 8 7 ; 1 9 8 6 ) .

La pollution de I'environnement par les métaux est de plus en plus p r é o c c u p a n t e , s u r t o u t p o u r c e q u i e s t d u P b , C d , H g e t A s ( N r i a g u , 1 9 8 8 ) . L a plupart des métaux lourds sont toxiques et crest pourquoi ils sont une source dtinquiétude stils sont présents en trop grande concentration dans les boues r é s i d u a i r e s ( S c h e l t i n g a , L 9 8 7 1 ' T j e l l , 1 9 8 6 , S o m m e r s e t N e l s o n 1 9 8 1 ) . L e cuivre, le nickel, le zlnc sont phytotoxiques (llebber, 1986; Davis et C a r L t o n - S m i t h , 1 9 8 4 ; B e c k e t t e t D a v i s , 1 9 8 2 ; B i n g h a m e t a l . , 1 9 7 9 ) . I l s o n t donc pour effet de diminuer la croissance et le rendement des plantes au de1à d'une concentration donnée. l{ebber et al-. (1984) concluent que le cuivre et 1e nickel ont respectivement 2 et I fois La toxicité du zinc. Le cadmium est z o o t o x i q u e p o u r l e s n a m m i f è r e s e t l t h u m a i n c a r l o r s q u ' i l e s t r é g u l i è r e m e n t i n g é r é , i l s ' a c c u n u l e d a n s l e s r e i n s e t l e s e n d o m n a g e ( N r i a g u , 1 9 8 8 ; E n v i r o n n e m e n t C a n a d a , 1 9 8 5 ; L e s t e r e t a l . , 1 9 8 3 ; R y a n e t a l . ' 1982; Naylor et L o e h r , 1 9 8 1 ) . I 1 s t a c c u m u l e d a n s l e s v é g é t a u x e t d a n s l a c h a i n e a l i m e n t a i r e . Ce phénomène se produit à des concentrations de cadmium dans le sol qui sont

beaucoup plus faibles que celles causant la phytotoxiclté du cadmium (Environnement Canada, 1985; Bingham 9!S, L979). Pour ces raisons, le cadniun est le nétal. le p!.us redouté. Ce qui est vislble dans les faibles valeurs de cadmiun tolérées dans les boues pour épandage agricol.e (Tableau 1.1). Les canadiens ingèrent déJè par leur nourriture de 50 à 90 Ug de Cd par jour, alors que la linite suggérée par ltorganisatlon nondlale de la santé (OMS) est de 7L Vg de Cd par Jour (Webber, 1986). Les autorités canadiennes doivent donc être très vigilentes pour ce qui est de ltaccumulation de ce nétal. dans les sols via les boues résiduaires. ldebber et al. (1984) concluent que le cadnium doit servir de base à 1rélaboration des nornes concernent La concentration maxinale de nétaux acceptables dans les boues servant à l'épandage sur des sols agricoles. En 1986, Webber, dans un rapport synthèse, suggère draugnenter la norne canadi.enne au niveau de celle des Etats-Unis pour le cadniun (4 kg Cd ha-1 (Cdn) vs 5 à 20 Kg Cd ha-1 selon la capacité dréchange cationique du sol). Ceci semble peu justifiable étant donné la forte ingestion de cadniun que subissent déjà les canadiens. Surtout que les américains ont diminué la charge de cadmium qui était de 5 à 20 kg Cd ha-1 selon la capacité d'échange cationique du sol à des valeurs de 2 à 4.5 kg Cd ha-l pour les états d u n o r d - e s t ( T j e l 1 , 1 9 8 6 )

L'accunulation du manganèse, du fer, du zinc et du cadniun par les plantes a d é j à é t é p r o u v é ( S c h e l t i n g a , 1 9 8 7 ) . S e l o n D a v i s ( 1 9 8 4 ) , l e n e r c u r e , l e p l o n b et le chrome sont moins disponibles pour l'assinilation par les plantes étant donné gu'ils sont présents sous formes insolubles. À ltopposé, le cadmium, le nickel, le zinc et le cuivre sont plus dangereux, étant plus solubles et donc p l u s d i s p o n i b l e s p o u r I t a s s i m i l a t l o n p a r l e s p l a n t e s . C e t t e s o l u b i l i t é i n q u i è t e s c L e n t i f l q u e s e t g e s t i o n n a i r e s ( D a v i s , 1986; TJel1, 1986; Lester et a l . , 1 9 8 3 , S p o s i t o , 1 9 8 1 ) , c a r e l l e r e n d p r o b a b l e l a c o n t a m i n a t i o n d e s n a p p e s

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dteau souterral.aes dans 1es cas dtépandage agricole ou drenfouissement sanitaire.

Avec les problènes associés aux nétaux contenus dans les boues, on pourrait se demander: pourquoi envlsager lèur épandage sur des terres destinées à I'agricultuïe. La réponse est que les boues constituent un excellent engrais à cause des proprlétés sulvantes (Davis, 1987):

. _{la conposition typique des boues drépuratiou} est 4.LT" d'azote, 1.47. de p h o s p h o r e et 0.3Xde potassirm sur la base dupourcentage de solldes secs;

r _{les boues aident à naintenir Les élénents nutritifs dans le sol;}

elles contribuent nutritifs; surtout

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des apports en matière organique et en éléments e l l e s s o n t t r è s c o n c e n t r é e s e n s o l l d e s ;

a _{e1les améliorent la structure et la consistanee du sol;}

. _{elles augmentent la capacité de rétention d'eau du sol;}

Les boues constituent donc autant un anendeur de sol qutun engrais pour c e l u i - c i .

Au Royaune-Uni 39% des boues municipal.es sont utillsées en agriculture (Davis, 1987) t (44% selon Lake g!__eL, 1984), la concentration moyenne en cadmium de toutes les boues est de 2g.g ng Cd Kg-r boues sèches. Aux Ét.t"-Utis la concentration nédiane en cadmiun est de 16 ng Cd ç-r (noyenne = 110 mg Cd Kg-l

s e l o n S o m n e r s , t 9 7 7 ) b o u e s s è c h e s ( D a v i s , 1 9 8 6 ) . L a n o r n e a u x P a y s - B a s e s t de 5 rng Cd Kg-l boues sèches; eux Étrt"-Uoi", elle est de 25 mg Cd Kg-l boues s è c h e s ( T j e l l , 1 9 8 6 ) , a l o r s q u ' a u R o y a u m e - U n i e I l e e s t d e 2 0 n g C d K g - 1 b o u e s s è c h e s ( D a v i s , 1 9 8 7 ) .

Ces quelques chiffres montrent une très grande variabilité dans les normes. Cette situation est corroborée par le tableau 1.1 qui présente les normes de différents pays du nonde (Webber g!3}., 1984), alors que le tableau 1.2 nous résume Les normes qui ont été votées pour ôtre appliquées dans 1a CEE en 1989; ell.e serviront de base nininale pour 1es pays de la Conrmunauté Économique Européenne (CEE) (Davis, 1987) . La concentration maximale de métaux tolérable dans le sol peut être contrôlée par la charge annuelle maximale acceptable pour le sol ou par la concentration maximale acceptable dans les boues. La norme pour le chrome nrest pas encore déterminée nais devrait ltêtre sous peu. Selon Davis (1987), ces nornes sont conpàtibles avec les normes actuelles de Grande B r e t a g n e . M a i s s i I ' o n r e g a r d e L a n o r m e d e s P a y s - B a s ( t a b l e a u 1 . 1 ) , o n staperçoit que la norne de base pour 1a CEE est beaucoup moins sévère.

A u x E t a t s - U n i s ( E P A , 1 9 3 4 ) , a u C a n a d a ( E n v i r o n n e m e n t C a n a d a , 1 9 S 5 ) , a i n s i q u ' a u Québec, jusqu'en L986, Le pH mininal du sol requis pour faire 1'épandage a g r i c o l e é t a i t d e 6 . 5 . A u Québec, les sols sont généralement acides (4.5 à 6 . 0 ) F l y n n e t a 1 . ( 1 9 8 7 ) . L e n i n i s t è r e _{d e l ' E n v i r o n n e m e n t d u Québec a donc} récernment décidé drabaisser le seuil minimal pour I'épandage agricole des boues résiduaires à un pH de 6. Ce choix est peut-être un peu risqué puisque la solubilité du Cd augmente avec la diminution du pH (Environnement Canada, 1985) et que selon Hinesly et al. (1977) le pH optimal pour absorption et 1a translocation du cadniun vers les grains de nais est de 6.

Tableau 1.2: Normes nétaux

de la CEE relatives aux teneurs de tolérées pour 1'épandage agricole

Métal Sol (ng kg-1 seq) Boue (mg kg-l sec) Quantité annuelle ( k g h a - l g n - r 1 Cadniun CuLvre Nickel Zi;rc Plonb Mercure 1-3 50-140 30-75 150-300 50-300 1 - 1 .5 20-40 1000-1750 300-400 2500:4000 750-1200 t6-25 0 . 1 5 L 2 3 30 1 5 0 . 1 Tiré de Davis, 1987

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Une distinction importante doit être faite entre les trois types de normes. 11 y a les normes sur le contenu en nÉtaux dans les boues (tableaux 1.1 et 1.2), les normes sur la charge totale (sur plusieurs années) de nétaux pouvant être a p p l i q u é e ( t a b l e a u 1.3). F i n a l e m e n t , i l y a l a c o n c e n t r a t i o n n a x i n a l e d u m é t a l à ne pas dépasser dans Iê sol qui est de 3.5. mg Cd kg-r de sol au Royaune-Uni, de 1 à 3 pour la CEE de 3 pour la République fédérale allemande (RfA) (Tjell, 1 9 S 6 ) e t d e 2 m g C d k g - l d e s o l ' a u Q u é b e c ( F l y n n e t a 1 . , 1 9 8 7 ; 1 9 8 6 ) .

Au tableau 1.3, on constate que les pays Scandinaves sont beaucoup plus s t r i c t e s p o u r la charge de cadmiun applicable ( 0 . 0 7 5 à 0.2 kg Cd ha-l). À l'autre extrémité on retrouve les Ét"t"-Unis et la RFA.

L e s t e r e t a 1 . ( 1 9 8 3 ) évaluent entre 82-85%,le p o u r c e n t a g e des boues qui ne respectent pas la norme pour ltéquivalent zinc au Royaune-Uni. En Ontario, Wong & Henry (1984b) estinent que'50% des boues ne respectent pas les normes ontariennes; alors gu'aux Ét.t"-Unis, Wozniak et Huang (1982) ont évalué que de 5 0 à 6 0 % d e s b o u e s dépassent les normes proposées par 1'EPA. Finalement, Tjell

(1986) concLut que presque tous les intervenants sont d'accord sur le falt q u ' i l y a de gros probl.èmes potentiels d e t o x i c i t é , e t q u e , l e s n o r m e s p o u r L e cadmium tendront à être de plus en plus sévères.

L e c o n t r ô l e à l a s o u r c e d e s m é t a u x , a ê t ê é t u d i é . M a i s i l e s t d i f f i c i l e e t coûteux à appliquer, car il nécessite de connaitre et de contrôLer la pollution g é n é r é e p a r chaque pollueur industriel. T j e l l ( 1 9 3 6 ) conclut que même s'il e s t possible de dinlnuer le contenu en métaux des boues par la surveiLlance des

industries, il demeure qutune bonne partie des boues est toujours contaninée. Le nême auteur conclut qu'il est probablenent pLus coûteux de procéder au

contrôLe à la source des métaux lourds que d'utiliser les modes les plus dispendieux d'élinination des boues résiduaires, ce qui rend peu intéressant le contrôle à la source.

La contribution de nétaux lourds des résidences et des eaux de ruissellement a été évaluée par Klein et al. (t974) pour La ville de New-York. 11 est étonnant de constater que 49% du Cd, 47]( du Cu et 42% dtt Zn proviennent des résidences. Les eaux de ruissellement urbain contribuent pour 31% du Zn et L4% d u C u a l o r s q u e 2 0 f d e c e d e r n i e r é l é m e n t p r o v i e n n e n t d u s y s t è m e d'approvisionnenent en eau potable. Seul le chrone (52%) et 1e nickel (6511) proviennent najoritairement des industries. Fôrstner et Wittmann (L979) réétudièrent 1es données de Klein et a1. (7974) et conclurent de plus que le ruissellement urbain est une source majeure de plonb et de zinc. l{ozniak et Huang (1982) estiment qutune grande partie des nétaux provient des résidences et du ruissellement urbain et que la concentration des métaux croit evec la population d'une ville. Ces auteurs indiquent gue 80% des boues pourraient a i n s i d é p a s s e r l e s normes de I'EPA. L e t a b l e a u 1 . 4 d o n n e l a c o n c e n t r a t i o n e n métaux de boues résiduaires purement donestLques selon Tjell (1986) et Davis ( 1 e 8 7 ) .

Même si ces boues respectent la p1-upart des normes, il nten demeure pas moins gue les systèmes dtégoûts purement donestiques sont rares _{au Québec.} Le tableau 1.5 donne la concentration en éléments nutritifs des boues de 34 villes d u - Québec en 1988 (St-Yves, ' 1 9 8 8 b ) a l o r s g u e le tableau L . 6 p r é s e n t e l a concentration des divers contaminants (nétaux + Eétalloîdes + BPC) dans les m ê m e s b o u e s . M ê n e s i l e s r é s u l t a t s n e s o n t q u e p r é l i m i n a i r e s , i l e s t f a c i l e d'y voir gue 18 villes sur 34 (52.9%) dépassent la norme obligatoire pour au

T a b l e a u 1 . 4 Contenu en nétaux lourds dans les boues résiduaires purement donestLques eD ng kg-l sec. T j e 1 1 ( 1 9 8 6 ) D a v i s ( 1 9 8 7 )

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(BA RBS) -A1rer's Cfiff (BA) Beauceville (BA Fo) Beauharrp.is (BA llo) Black-I^ake (BA RIS) Canpbell's BaV (DD) Ctupeau (BD)

Ccrnunaté égicnale otacuais (BA) Ccrmnsyille (BA Fo) Famhæ (BA Fo) crarùy (BA) Jcnquière (BA Fo) Lac-lÉgartic (nA AP) l&gqr (BA ro)

lkrt-Roflard (BA) lbnt-ikenùlætt (BD) ùlotre nile des Pins

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lbtrel.{bredrLec (M) Ræk Fcest (M) Ræ,k Is1ârd (BA) Salaberry de Valleyfield (BA) Stædgathedes-lhs (BA) Ste-+Ialene.de-Bagot (BD) Ste+ladelei:e (BA) Ste tblanie (BA) St-Bernard (BA AP) St-Gabriel-dr

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moins un des contaminants, ceç boues ne sont donc pas aptes à être épandues sur les sols agricoles. Les BPC ne semblent pas poser de problènes. Le cuivre est l'élément le plus problématlque dans ce tableau, le nanganèse et Le bore sulvent en ordre drimportance. Un cas problène de nercure et un autre de ôô-lybdène sont observablés. Finalenent Les boues de Vlctoriavllle contiennent du cadmium en quantité appréciable en dépassant la norme recomnandée tout en respectant la norne obl.igatoire pour cet élénent zootoxique. La seule option pour les boues qui dépassent la concentrEtion naxinale tolérable pour ltépandage agrLcole des boues d'épuration est la décoatanination à la station d ' é p u r a t i o n .

2.1 ColrposrTroN

MÉTAttrQtE

DES

BOWS

nÉSrOUarnnS

Somers (L977, a éva1ué la concentratl.on en nétaux de 250 échantillons de boues venant de 150 statlons différentes. St-Yves (1985) a effectué le nême genre de travail au Québec ce qui'est résuûé dans le mémoire de Giroux (1986).

Après un prenier exanen du tableau 2.1, on constate gue les valeurs pour le Québec sont beaucoup plus faibles, ceci est dû eu faj-t que la plupart des stations traitent des effluents de nunicipalités rurales (Giroux, 1986). (Le tableau 1.6 dénontre que 52.9% des boues dépassent les normes obligatoires pour un élénent toxique au moins). Cependant avec lraJout de municipalités plus inportantes (St-Yves, 1988b), il y a augnentation des concentrations moyennes pour le cuivre et Le zLnc, Le manganèse semble aussL être présent en grande quantité.

Âux États-Unis, la ganne des concentrations est très large. Les noyennes sont beaucoup plus fortes gue les nédianes, spécialement pour le cadniun. En fait, environ 47% des boues "o* Ét.t"-unis dépassaient la vaLeur nédl"ane de 16 mg Cd kg-l (Somners, 1977) alors que la norme anéricaine pour le Cd est de 25 ng kg-1

( T j e l l , 1 9 8 6 ) .

2.2 SPÉCIATION DES }{ETAUX DA}.IS LES BOUES ANETNONTNS

Avant de discuter du procédé de solubilisation bactérienne des métaux, il est important d'étudier les formes sous lesquelles ceux-ci existent dans les boues anaérobies. En général les ions nétalliques libres sont assez tares dans les

Tableau 2.1: Concentrations de Etats-Unis et au

divers nétaux dans les boues résiduaires aux Québec

ç ' u ' t t ng/kg sec

Québec

Gamme Médiane l{oyenne Moyenne

Giroux St-Yves t986 1988b Pb Zn Cu Ni cd Cr Mn 1 3 - 1 9 7 0 0 101 - 27 800 84 - 10 400 2 - 3 5 2 0 3 - 3 4 1 0 1 0 - 9 9 0 0 0 5 0 0 740 8 5 0 8 2 L 6 8 9 0 1 2 1 360 7 9 0 2 1 0 320 1 1 0 620 1 8 0 . 4 9 8 . 2 5 2 6 . 9 5 9 4 . s 5 5 1 . 8 6 9 8 . 7 3 5 .6 2 A . 7 9 . 9 4 . 2 9 1 3 . 0 * * 4 4 . 5 3 1 1 1 1 . 2 lr _{Sornmers , L977}

boues (Sterrit et tester, 1984), les fornes inorganigues Lnsolubles et les complexes avec la natière organique représentent les fornes dominantes.

Les conditions réductrices qui préval.ent lors de la digestion anaérobie des boues fornent des sulfurês nétalliques (Ilayes et Ttreis, L978; Mosey, 1976) qui sont extrênenent insolubles (Lester _9lL, 1983) . La seule exception est celle du chrome qui forme plutôt un hydroxyde insoluble (lbeis et Hayes, 1980). Tous semblent dtaccord pour prédire que le culvre est présent sous forme de sulfure cuivreux (CueS) (Legret g!3!., 1983; Tbeis et Hayes, 1980; Stover et &{, 1976). Globalenent llayes et Ttreis (1978) conclueat que Cu, Zn, Pb, Cd et Ni sont à peu près à 70% sous forne de sulfure et à environ 30% sous forme intracell-ulaire. Alors que 40% du Cr se retrouve sous forne Cr(OH)3 et plus de 60% sous forme intracellulaire

Plus récemment Alibhai et al. (1985) ont conclu que la formation de complexes avec la surface des cellules (probablement les groupenent - SII des protéines) entre en conpétition avec la précipitation sous forme de sulfure pour Cu, Zn, Pb, Cd, Ni et Hg et sous forme d'hydroxyde pour Cr. Ainsi iL sembLe que le zinc est principalenent lié à la natière organique (Gould et Genetelli, 1978; Stover 9[]., L976t). Pour le cadnium le consensus nrest pas établi puisque S t o v e r e t a L . ( L 9 7 6 ) e t L e g r e t e t a 1 . ( 1 9 8 3 ) o n t t r o u v é l a c l a s s e c a r b o n a t é e plus importante que la classe des sulfures pour cet élénent.

Le nickel suscite noins de controverses et il est le seul à pouvoir être présent sous fornes solubles en guantités appréciables _{(Legret 9j_3!,,} 1983; Hayes et Ttreis, 1978). Le plomb ceuse encore noins dfincertitude car il est très peu soluble et bien fixé dans les boues par des mécanismes de

préeipitation (PbS) et de complexation avec la matière organique. Finalement Le fer se retrouve sous forne de précipités de Fea(POq)2 ou de FeS, ou encore, lié à La matière organique.

Li figure 2.1 représent'e les conditions dréquilibre calculées par Theis et Hayes (1980) pour un t5pe de boues anaérobies. On peut y remarquer Ia zone d'équilibre de ce tJæe de boues anaérobies et on voit bien selon cette figure sous guelles formes existent Les divers métaux. La figure 2.1 démontre que la solubilité d'un métaL dépend autant du potentiel rédox (Eh) que du pH. À remarquer que le cuivre nécessite un potentiel rédox plus élevé que les autres n é t a u x p o u r ê t r e s o l u b l e ( C u * 2 ) . L e t a b l e a u 2 . 2 r é s u m e l e s d i v e r s e s o p i n i o n s des scientifiques sur la spéciation des nétaux dans les boues anaérobies.

11 ne faut surtout pas oublier que dans les boues anaérobies (solides totaux aux environs de 37"), la matière organique est très abondante et gue la s t a b i l i t é d e s c o m p l e x e s o r g a n o m é t a l l i q u e s s e l o n 1 a s é r i e d ' I r v i n g - W i 1 1 i a m s ( I r v i n g e t W i l l i a m s , 1 9 4 8 ) s u i t I ' o r d r e s u i v a n t :

P b > C u > N i > C o > Z n > C d

On devra donc s'attendre à avoir pl.us de difficultés à solubiliser 1-e pLomb et et le cuivre. En étudiant les résultats des essais qui ont été faits par acidification chimique, on s'aperçoit vite que ces deux nétaux sont en fait p r e t i q u e m e r i t non solubilisés. F i n a l e m e n t , L e g r e t e t a l . ( 1 9 8 7 ) concluent que dans le milieu naturel, mis à part le plomb, tous les métaux lourds sont potentiellement relargables, le cadnium et surtout le nickel étant les plus m o b i l e s .

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d'équtlibre pour divers nétaux dans les boues Les llgands cont Cr = Pr= sr = t0-tll (A) cd' (B) Pb, (E) Zn, (F) Cu ' (Û" IÉets & Ilayes, 1980) F i g u r e 2 . 1 :

Tableau 2.2: Spéciation des principaux métaux selon divers luteurs.

lourds dans les boues anaérobies

L E G E N D E : I N T R A C E L . : C A R B . I

o R 6 . :

E X . I O X Y . ; H Y D : I N T R A C E L L U L A I R E C A R B O N A T E

r - r É - À L A m A r l È n E

ÉcxeNsEeeuE

O X Y D E I { Y D R O X Y D E ELE}IENÎ TIAYES & TT{EIS

1 9 7 8

STOTfER ET Af,. L976

LEGRET Eî AL. l 9 8 3

C u

C u z S > I N T R A C E L . CU=S > CARBONATE Cu:!S > CARBONATE + E u - o r E . N i N i S > I N T R A C E L . C A R B . > O R G . > E X . N i - O R 6 . + N i S 7 n Z n S > I N T R A C E L . Z n - o r g > C A R B . C A R B . > O X y . + H y D P b P b S > I N T R A C E L . C A R B . > O R B . > P b S P b S I Î ' I M O B I L E

cd

C d S > I N T R A C E L . C A R B . > C d S > o R 6 .

C A R B . > c d o

C r C r ( O H ) s > I N T R A C E L O R G A N I O U E

2.3 PROCESSUS CUD1IQUE VERSUS PROCESSUS BIOLOGIQTE POUR SOLUBILISER tES ImTAW

Pl.usieurs tentatives de solubilisation chinique des nétaux ont été étudiées ( K i f f e t a l . , 1 9 8 3 ; l { o z n i a k e t H u a n g , 1 9 8 2 i J e n k i n s e t a l . , 1 9 8 1 ; C o r n w e l l g 4 , 1 9 8 0 ; o l i v e r e t € a r e y , L 9 7 6 ; B l o o n f i e l d e t P r u d e n , 1 9 7 5 ; 0 1 v e r g ! a L ,

I975i Scott et llorllngs, 1975). La plupart du tenps, ces méthodes sont i n e f f i c a c e s p o u r s o l u b i l i s e r l e p l o n b e t 1 e c u i v r e ; c e d e r n i e r e s t problénatique pour ce qui a trait à la toxicité des boues, sa teneur étant souvent au-dessus des normes fixées. De plus, ce sont des néthodes coûteuses car elles reguièrent de grandes quantités dracide, soit de 0.5 à 0.8 g H2S0a/g boues sèches (TYagi et Couillard, L987a; lfong et Henry, 1983; Schôborn et Hartmann, 1978; Oliver et Carey, 1976). Ces méthodes nécessitent souvent la dilution des boues pour obtenir de bons rendements et en plus, elles exigent de grandes quantités de chaux à la ftn du traitement, afin de neutraliser I'acide p o u r p r é c i p i t e r l e s n é t a u x .

Des résultats plus probants ont êtê obtenus par llayes et al. (1980) qui atteignent de bons rendements de solubilisation pour les métaux. (Cd = 95, Cu: 6L%, Ni=81%, Zn=99%, Pb=55%, Cr=29%). Par contre, leur méthode nécessite que la boue soit préalablement digérée à 55oC ("Aerobic Autoheated Thermophilic Digesterr') et que 1'acidification soit faite à la même température ce qui donne au procédé un avantage au niveau de la solubilité des sels mais peut par contre c o û t e r f o r t c h e r à r é a l i s e r . D e p l u s , d a n s c e c a s , L e c o û t d e l r a c i d e ( H C l ) est inportant. Ce point sera étudié à la fin de ce némoire lors des conparaLsons économiques des divers procédés.

La tentative 1a plus récente est celle de Logan et Feltz (1985) qui ont procédé à lrextraction des mêtaux avec HCl (pH = 2) sur des boues aaaérobies qui étaient préalablement aérées pendant 2 senaines. Ce procédé soLubilise 76% du Cd et plus de 70% du Zn, Ni, Ca et Mn, mais n'enlève qure 25% du cuivre et moins Aè- 5% du Pb. Même si lés quantités d'acide requises sont dininuées dues à La longue aération, La quantité de chaux requise est élevée. Les principaux désavantages de cette approche sont le long tenps requis pour lraération et la faible extraction du cuivre et du plomb. Les aspects économiques de cette approche seront étudié à la fin de ce mémoire.

2.4 LES UICRO-ORGANISI'MS DE LA SOLUBILISAîION BACTÉRIENNE DES METAUX

la solubilisation des nétaux par les Le micro-organisme le plus

bactéries est sans contredit s e s a s s o c i é s ( C o l m e r e t a 1 . ,

utilisé dans Thiobacillus

1 9 5 0 ; C o l m e r e t H i n k l e , L 9 4 7 ) .

ferrooxi"d4ns, découvert par Colmer et

Cette bactérie qui appartient au genre Thiobacille, est un organisme chemoautotrophe, c'est-à-dire qu'elle tire son énergie métabolique de s u b s t a n c e s c h i n i q u e s . D a n s 1 e c a s d u T h i o b a c i 1 1 u s @ , " . s o n t 1 e s

formes réduites du soufre inorganique et le fer ferreux qui sont utilisées ( H a r r i s o n , 1 9 8 4 ; I n g l e d e w , L 9 8 2 ; L u n d g r e n e t S i l v e r , 1 9 8 0 , G u a y e t a l . , L 9 7 6 ) . U n e b o u e a n a é r o b i e p e u t ' d o n c r ê t t b é o r i e , s u p p o r t e r l a v i e d e c e micro-organisne car le fer est sous forne ferreux et les sulfures y sont abondants.-''

L e f a i t d ' ê t r e a p t e ( I I ) à F e ( I I I ) e s t termes cette capacité

à tirer son énergie vitale de La simple oxydation de Fe rxr phénonène très rare. Ingledew (1982) cond'ente en ces

étonnante:

-ttÏtre

latter ltfe styler- growth 'on Fe (II) oxidation represents one of the narrowest thernodlmanic limits for which growth is known to occur..."

Harrison (1982) a recensé 23 souches différentes de cette bactérie qu'il qualifie d'aérobie et dracidophile strictes (Harrison, L984; Ingledew, t982). Thiobacil,Lus ferrooxidans est une bactérie nésophile à gran négatif (Vishniac, 1974), gui se présente sous forme de bâtonnet de dimension 0.5 à 0.8 pn X 1.0 -2 . 0 y n ( B o s e c k e r e t K u r s t e n , f 9 7 S ) .

S e l o n c e r t a i n s a u t e u r s ( C o r b e t t e t Ingledew, 1987; Sugio et al., 1 9 8 5 ; G o o d n a n g!3!., 1983) elle peut aussi vivre en milieu anaérobie. 11 est à noter gue les bactéri"" _{Igrrobacillus} ferrooxidans _{et lgg@!!$} sulfooxidans ont été reconnues en L972, conme étant de la nême espèce, étant des souches différentes de ThiobaciLlus ferrooxidans, (Kelly et Ttrovinen, L972).

La seule source de carbone de cette bactérie est le dioxyde de carbone ( H a r r i s o n , 1 9 8 4 ; G u a y g | a l . , L 9 7 6 ) . E l l e a s s i n i l e l t a z o t e s o u s f o r m e d ' i o n s ammoniun (Harrison, L982). Mackintosh (1978) a dénontré qn'e1le était apte à fixer l'azote atnosphérique (N2).

Quelques auteurs (Ingledew, 1982; Le Roux gt al., 1978) croient gue T. ferrooxidans peut se nourrir de natlère organique; mais ceci est contredit par Harrison (1984). En effet, ce dernier attribue cette hétérotrophisme à la

contanination de la souche pseudo pure par des hétérotrophes acidophiles tels Thiobacillus acidophilus ou Acidiphillun crtrptum.

Le_s nutrinents essentiels à cette bactérie sont lt azote, le phosphate, le sulfate à Z g I"'t (Tuovitren et a1., 1971a) et le magnéslum (II). Le nitrate e s t i n h i b i t e u r s à 0 . 0 5 % , l e c h l o r u r e , l e f r u c t o s e , l e l a c t o s e r l r e x t r a i t d e v i a n d e , l e p e p t o n e e t l e t r 5 p t o n e , l e s o n t à 0 . 5 U ( T u o v i n e n e t a 1 . , 1 9 7 1 a ) . L'argent ionique à lO-sU est lnhibiteur lorsque T. ferrooxidans croit sur FeSOa

(Norris et Kell.y, 1978b). Le cinnabre (HgS) est inhibiteur lorsqu'il est p.résent à plus de 10% nais a peu dteffet à une concentration de 1% (Baldi et 01son, 1937). NéanmoLns, dans la plupart des cas, des souches résistantes se développent. Certains anions, surtout sous leurs fornes protonées, tels le HCl, le IlN0r et les acides organiques sont toxigues stils sont en quantités appréciables. En effet, ces nolécules traversent alors la membrane et vont a c i d i f i e r l e c y t o s o l q u i est normalement à pH 7 (Alexander et al., L 9 8 7 ; Ingledew, 1982).

2

-D a n s c e r t a i n s c a s , u n s u b s t r a t ( F e ( I I ) , _{S z 0 a ) p e u t d e v e n i r i n h i b i t e u r à} c r o i s s a n c e , l o r s q u e le substrat principal e s t d i f f é r e n t . C r e s t a i n s i q u e 1 0 de thiosulfate ou autre forme réduite du soufre inhibe la croissance T . f e r r o o x i d a n s s u r l e s u l f a t e f e r r e u x à p H 1 . 5 ( H u r t a d o e t a 1 . , 1 9 8 7 ) . l ' o p p o s é H a z e u e t a l . ( 1 9 8 6 ) ont observé gue 75 nl,I de Fe(II) o u F e ( I I I ) , dininuait la croissance de T. ferrooxidans aur le thiosulfate drenviron 30%.

1 a mM de

À

La résistance de cette bactérie e f f e t , p o s s i b l e dtoxyder le fer 0 . 1 5 l { d e z i n c , 0 . 1 7 l { d e n i c k e l ,

aux nétaux lourds

, i l en presence o une 0.16 It de cuivre, e s t g r a n d e ; i l l u i e s t , e n concentration inférieure à 0 . 1 7 ! 1 d e c o b a l t , 0 . 1 8 ! l d e

m a n g a n è s e e t 0 . 3 7 M d ' a l u m L n i u n ( H u t e b i n s e t a l . , 1 9 8 6 ) . L e p l u s t o x i q u e d e s élênents est I'ion nolybdate qul est léthal _{à 5 ng/L pour !.ferrooxidans.} Ltion nolybdate a une structure très senblable à ltlon sulfate, il le rempLace donc dans les mécanisnes enzJrmatiques de la bactérie, ce qui lrenpoisonne

(Tuovinen et Kelly, L974b). L'urànium, 1es anions d'arsenic, de sélénium et de tellure sont inhibiteurs dans des gamnes de concentrations de 0.8 à 3 nM. Finalement, la crolssance sur 1e thiosulfate est beaucoup plus sensibl.e à

f inhibition par les nétaux (Tuovinen et a1., 1971b).

L e p o t e n t i e l d ' o x y d o - r é d u c t i o n o u p o t e n t l e l r é d o x ( P O R ) d u s y s t è m e ferreux-ferrique est de + 747 nV à 25oC (Lundgren et Silver, 1980). Cependant, les valeurs expérimentales oscillent entre + 220 mV et 540 nV (Brierley, 1978), lorsque les sulfures métall.iques servent conne substrat. Dans les boues, le potentiel rédox doit se situer aux environs de ces valeurs pour qutil y ait solubilisation des métaux.

Il est faux s o l u b i l i s a t i o n désulfuration

de prétendre à I'utilisation de cultures pures lors de La bactérienne des nétaux dans les boues nunicipales. Lors de la du charbon, il y a présence de Ttriobacillus thiooxidans pouvant aussi oxyder les composés réduits des ninéraux du soufre, nais pas le fer.

ThiobaciLlus acidophilus oxyde la matière organique et les formes réduites du soufre (HarrLson, 1984). Acidiphilh:n crtætum oxyde la matière organique seulement. Ces deux dernières espèces de bactéries qui sont hétérotrophes sont nécessaires à T. ferrooxidans, car elles se nourissent des pyruvates qui sont ses déchets métaboliques et qui peuvent lnhiber sa propre croissance (Harrison,

lblobaclllus acidophilus a la forne dtun court bâtonnet, est gram négatif, non sporulante et est souvent visible aous forne de paire non détachée (Guay et S i l v e r , 1 9 7 5 a ) . E l l e c r o i t à d e s p I I d e 1 . 5 à 6 . 0 a v e c u n o p t L n u n d e c r o i s s a n c e à _plt 3.0. Le chlorure de sodium à plus de 0.5% inhibe sa croissance (Guay et Sflver, 1975a). Acidiphillun cryptun se distingue par son étrange nobilité car elle tourne en rond sur elle-mêne tout en restant au nêne point (Harrison,

1 e 8 4 ) .

Une eutre bactérie inportante est Leptospirillun ferrooxidans qui a une norphologie particulière, soit une forne en L ou de court serpent avec un long flagelle qui lui donne une très grande nobil.ité (Hutchins g!3!., 1986). Cette bactérie oxyde Le fer (II) nais non le soufre (Norris, 1983; Norris et Ke1ly, 1 9 7 8 a ; B a l a s h o v a e t a 1 . , 1 9 7 4 ) . E 1 l e e s t a u s s i g r a n n é g a t i f , a c i d o p h i l e e t nésophile en plus de se développer per chemoautotrophisme. En 1982, des recherches ont dénontré gu'elle oxyde la pyrite en culture pure (Norris, 1983) et qutelle peut lndirectenent solubiliser dtautres sulfures métalliques contenant des concentrations minines de fer.

L a p l u p a r t d e c e s b a c t é r i e s s o n t p r o b a b l e m e n t p r é s e n t e s l o r s d e 1 a solubilisation des métaux par les bactéries et ce, nême si f inoculum contient seulement T. ferrooxidans. Hutchins ggl!. (1986) parlent de présence dans le sol de ces diverses bactéries, il y a donc de grandes chances de les retrouver dans les boues nunLcLpales.

Récemnent, des teL Sulfolobus

recherches ont acidocaldarius

été entreprises avec des bactérl.es thermophiles que Kargi et Robinson (L982a, 19S2b) utilisent