Étude de l élimination de Cr(VI) par une boue biologique après épandage

Water Qual. Res. J. Canada, 2005 Volume 40, No. 2, 184 190 Copyright 2005, CAWQ Étude de l élimination de Cr(VI) par une boue biologique après épandage Study of the Elimination of Cr(VI) using an Activated Sludge after Application Abdelkader Iddou* et Mohand Said Ouali Laboratoire de valorisation des matériaux et traitement des nuisances, Département de chimie, Faculté des sciences et sciences de l ingénieur, Universités de Mostaganem, BP 992, Mostaganem 27000, Algérie Plusieurs industries, telles que les tanneries, la métallurgie, de traitement de surface, etc, produisent des quantités significatives de déchets liquides riches en élément chrome sous sa forme de Cr(VI). Cette étude traite de l élimination de cette espèce chimique très toxique. Les expériences ont été effectuées en «batch» sous agitation et le matériau utilisé est une boue de station d épuration biologique après épandage. Plusieurs facteurs physico-chimiques jouent un rôle dans l efficacité de l élimination de l espèce étudiée sur le support choisi. En effet, des observations de l influence qu ont sur le processus des facteurs tels que la variation de la concentration initiale du Cr(VI), le rapport solide/solution ainsi que l apport en oxygène au système permettent de suggérer un mécanisme d élimination. L étude a montré qu il est nécessaire que la flore microbienne présente dans le support s adapte au milieu auquel elle est soumise. Cette adaptation est d autant plus importante que les espèces responsables de l élimination du Cr(VI) sont plus efficaces à des concentrations inférieures à 30 mg/l, avec des taux d élimination de 100% au bout de 48 heures. Une plus grande efficacité du système fermé et une cinétique d ordre 1 sont mises en évidence. L utilisation de ce genre de matériau dans le traitement des eaux en général, et des eaux chargées en élément Cr(VI) en particulier, permettrait d une part la réduction des déchets des stations d épuration biologique des eaux et d autre part, l élimination totale de l élément toxique Cr(VI) à de faibles concentrations, entraînant ainsi la baisse du coût d exploitation dans les stations d épuration de rejets chargés en chrome de certaines industries telle que celle de traitement de surface. Mots clés : Cr(VI), boue biologique, flore microbienne, adaptation, oxygénation Several industries in sectors such as tanning, metallurgy, surface treatment, etc., produce important quantities of liquid waste containing chromium in the Cr(VI) form. This study is focused on the elimination of this very toxic element. Batch experiments were carried out with stirring and the material used was sludge from a biological waste treatment plant after it had been spread in fields. Several physicochemical factors affect the effectiveness of the elimination of the species studied on the chosen matrix. Indeed, based on observations of the influence on the process of factors such as the variation of the initial Cr(VI) concentration, the solid/solution ratio and how much oxygen is available in the system, an elimination mechanism has been proposed. The study has shown the necessity for the microbial flora present in the chosen matrix to undergo an adaptation to its environment. The importance of this adaptation process is reinforced by the fact that the species responsible for the elimination of Cr(VI) are more effective at concentrations lower than 30 mg/l, with 100% elimination rates reached after 48 hours of elapsed time. The greater effectiveness of closed systems and first-order kinetics for the process have been demonstrated. The benefits from the use of sludge in water treatment, particularly for water with Cr(VI) loads, would be twofold. This approach would lead not only to a reduction of waste products from biological waste treatment plants, but also to the total elimination of low levels of the toxic Cr(VI) species, thus leading to a cheaper operation of treatment plants required for the treatment of chromium-containing industrial effluents as encountered in the surface treatment sector. Key words: Cr(VI), biological sludge, microbial flora, adaptation, oxygenation Introduction Le chrome hexavalent est reconnu comme étant très toxique et cancérigène pour les animaux et l homme (Ouki et Neufeld 1997). Ce métal a un effet accumulatif dans * Auteur-ressource; iddouaek@yahoo.fr la flore et la faune, créant un déséquilibre écologique. La concentration minimale admissible pour le Cr(VI) varie selon les instances et les pays, elle est en général de 0,1 mg/l (Singh et Tiwari 1997). Pour se trouver dans cette limite de concentration, il est important pour les industries de traiter leurs effluents afin de réduire la concentration de l espèce chromique polluante à des niveaux 184

Élimination de Cr(VI) par une boue biologique 185 acceptables. L élimination du chrome hexavalent des eaux de rejets industriels est un problème environnemental majeur, puisque les coûts des traitements conventionnels existants sont très élevés. L utilisation de déchets de station d épuration s avère une nouvelle méthode dont le développement et la mise en œuvre sont d une urgence primordiales à cause de l augmentation continue du volume des déchets. L épandage de ces déchets est une technique très utilisée et très économique, mais leur utilisation intensive cause des effets néfastes et dévastateurs pour l environnement du fait de leur composition : métaux lourds (Pb, Cd, Cr, Ni, ), matières organiques (hydrocarbures aromatiques polycycliques et leurs dérivés) dont la majorité ont montré leurs effets mutagène et carcinogène (Bodzek et al. 1997). Plusieurs travaux ont été effectués concernant l élimination du Cr(VI), dont les plus importants se rapportent à la réduction de l espèce chromique par des bactéries et le charbon actif à un ph acide. En effet, Shakoori et al. (2000) ont isolé des bactéries Gram positif d un effluent d une tannerie, ils ont pu ensuite réduire plus de 78% du Cr(VI) contenu dans un milieu nutritif à ph 9,5 pendant 72 h. Chirwa et Wang (2000) ont réussi la réduction, par E. coli, du Cr(VI) en réacteur anaérobie et en présence du phénol comme seule source de carbone à des concentrations variables. La réduction est presque totale à une concentration de 4,5 mg/l au bout de 67 h. Cifuentes et al. (1996) ont à leur tour étudié la possibilité d éliminer et d immobiliser le chrome sous ses deux formes tri et hexavalente par le sol à des ph acides et basiques respectivement; par ailleurs, ils ont essayé de voir le comportement de certains micro-organismes visà-vis des espèces chromiques étudiées après un certain temps d épandage. Le comportement du chrome (VI) en présence d une biomasse a été aussi observé par Rege et al. (1997), Sulzbacher et al. (1997) et Schmieman et al. (1998). Ces auteurs ont pu démontrer la capacité des micro-organismes, de provenance et de types différents, à réduire le chrome (VI) en plusieurs espèces chromiques. Srinath et al. (2002) ont suggéré, quant à eux, un mécanisme de bioaccumulation et de biosorption de Cr(VI) par des bactéries isolées d un effluent de tannerie. Kozˇuh et al. (2000) et Wittbridt et Palmer (1996) ont permis de constater la possibilité de réduction du chrome (VI) par différents types de sols. On peut citer les travaux de Singh et Tiwari (1997) qui ont suggéré l adsorption du chrome (VI) sur une patte de charbon générée comme déchet de fabrication de certains engrais. Ouki et Neufeld (1997) ont mis en évidence la présence du Cr(III) dans des solutions contenant initialement du Cr(VI) et ayant subit un traitement par charbon actif en milieu acide. Aggarwal et al. (1999) ont montré l affinité du charbon actif oxydé par différentes substances chimiques vis-à-vis du Cr(III) et du Cr(VI) selon les cas, ainsi que l effet du dégazage des même matériaux à différentes températures; il s est avéré à la suite de ces essais que plus la température de dégazage augmente plus l élimination du chrome (VI) est importante. Une boue de station d épuration biologique des eaux de rejet d un complexe laitier algérien après épandage a été utilisée pour nos travaux. Les analyses bactériologiques et physico-chimiques de la boue ainsi qu une étude cinétique ont été effectuées pour évaluer l influence de certains paramètres physico-chimiques. L hypothèse de notre étude était basée sur la capacité de certains micro-organismes à éliminer le Cr(VI) des solutions aqueuses par piégeage, immobilisation ou réduction. Matériels et méthodes Les analyses physico-chimiques et biologiques des boues requièrent des méthodes semblables à l analyse des eaux, cependant les boues sont plus complexes et il est nécessaire de tenir compte de l aspect hétérogène du produit, notamment lors de la collecte d échantillons. Les échantillons de boue sont prélevés sur des champs d épandage à différents points, afin de permettre une bonne homogénéité du prélèvement et une parfaite isolation du milieu extérieur. La taille (µm) et la diversité des espèces microbiennes rendent difficile leur identification. De plus, les méthodes les plus fréquemment utilisées afin d estimer quantitativement la flore microbienne sont de nature biologique et font appel à des milieux de culture solides ou liquides selon le cas. La boue utilisée dans cette étude provient des champs d épandage, d une station d épuration des eaux usées du complexe laitier de Sidi saada (Relizane) dans l Ouest algérien. Cette dernière utilise le procédé à boue activée. Analyse microbiologique de la boue On pratique une série d ensemencements de parties aliquotes de suspensions (Leclerc et al. 1983) et les lectures sont effectuées après le temps nécessaire à chaque espèce recherchée (Tableau 2). Pour la détermination du temps d adaptation, une suspension de 5 g de boue dans 100 ml de solution de chrome(vi) à 100 mg/l est mise sous agitation. Après un intervalle de temps de 24 h, un prélèvement de 1 ml est effectué, sous des conditions opératoires aseptiques. Après dilution adéquate, on détermine le nombre de colonies en procédant à un ensemencement sur le milieu gélosé TGEA (Tryptone Glucose - Extrait de levure - Agar). Analyses physico-chimiques La détermination des teneurs de la boue en métaux traces a été effectuée par spectrophotométrie d absorption atomique (Pye-unicam SP9 utilisant une flamme airacétylène) aux longueurs d ondes appropriées à chaque métal, après minéralisation selon le procédé à l eau régale décrit par l Office International de l Eau (1985) pour les éléments métalliques.

186 Iddou et Ouali TABLEAU 1. Paramètres physico-chimiques de la boue Analyses Résultats ph 6,5 7 Taux d humidité (%) 10 Matières organiques (%) 73,6 Matières minérales (%) 16,4 Cr (mg/l) Traces Zn (mg/l) 3,34 Cd (mg/l) Traces Pb (mg/l) 0,16 Fe (mg/l) 15,13 Cu (mg/l) Traces Les concentrations en Cr(VI) dans les solutions ont été déterminées par la méthode colorimétrique (complexe chrome-diphenylcarbazide) en utilisant un spectrophotomètre (JENWAY 6300) à 540 nm (Shakoori et al. 2000). Détermination des paramètres gouvernant l élimination de Cr(VI) L influence des acides volatils est mise en évidence en étudiant deux séries d échantillons placés sous agitation dans des flacons bruns bouchés, avec des masses de boue variables : 0,1, 0,5, 1, 1,5, et 2,5 g et un volume de solution constant de 400 ml (volume déterminé après étude, résultats non présentés), correspondant à des rapports solide/solution de : 0,25, 1,25, 2,5, 3,75 et 6,25 g de boue/l de solution de Cr(VI) à 20 mg/l. Les flacons de la première série sont munis de nacelles contenant des pastilles de potasse, ceux de la deuxième ne le sont pas. Les ph initiaux et finaux sont mesurés. L efficacité de la boue, formée en majorité de microorganismes, à éliminer le Cr(VI) est liée à la présence ou l absence de l oxygène libre. C est pourquoi nous avons préparé deux séries d échantillons de 400 ml de solution à 20 mg de Cr(VI)/L, mises en contact avec des masses de boue croissantes. Une première série : système fermé (anaérobiose) avec KOH, agité avec des masses de boue de 0,1, 0,2, 0,3, 0,4 et 0,5 g. Une deuxième série : système ouvert (oxygénation normale), agité avec des masses de boue de 0,1, 0,2, 0,3, 0,4 et 0,5 g. Enfin, la détermination de la cinétique d élimination du chrome (VI) par la boue a été menée, sous agitation, dans des flacons contenant 400 ml de solution à des concentrations de 10, 20, 30, 40, 100, 150 et 200 mg Cr(VI)/L, et une masse de boue de 4 g; ce qui nous donne un rapport solide/solution de 10 g/l. Pour toutes nous manipulations le ph des suspensions était le ph naturel (compris entre 7 et 7,2) c est à dire sans ajustement. La température (ambiante) était de 29 ± 1 C. Résultats et discussion Analyses physico-chimiques et microbiologiques Les résultats de l analyse physico-chimique nous ont révélé le caractère organique de la boue caractérisée par un taux de matière organique d environ 74%. Les concentrations en métaux lourds (Tableau 1) montrent une certaine contamination telle que signalée par plusieurs auteurs (Bodzek et al. 1997). L analyse microbiologique (Tableau 2) nous montre la présence de certaines populations microbiennes provenant essentiellement du sol des champs d épandage, tels que les clostridium sulfitoréducteur et les champignons tels que Aspergillus niger. Enfin, le test de mobilité révèle le comportement facultatif des microorganismes vis-à-vis de l oxygène. D après Eckenfelder (1982), la fraction des matières organiques de la biomasse est de 77% environ, ce qui est compatible avec la composition microbiologique d une boue issue du traitement des eaux usées d une laiterie. Temps d adaptation de la flore microbienne Vu le caractère microbien du matériau utilisé, la détermination du temps d adaptation des micro-organismes au milieu auquel ils sont confrontés était nécessaire. La détermination du temps d adaptation de la biomasse permet de constater, d après la (Figure 1), une diminution de la flore totale allant de 60 10 6 à 1,26 10 6 germes/ml au bout de 48 h; au-delà de ce temps, on note une augmentation de la population microbienne qui passe à 22 10 6 germes/ml en 96 h indiquant, par conséquent, une adaptation au milieu chromique toxique dans lequel elle se trouve. L augmentation de la population microbienne est constatée au bout de deux jours, temps à partir duquel toutes nos mesures de concentrations résiduelles de l espèce chromique étudiée sont effectuées. Effets des acides volatils sur l élimination de Cr(VI) Cette étude consiste en une cinétique comparative sur deux séries d échantillons et l influence des acides TABLEAU 2. Analyses microbiologiques de la boue Test bactériologique Germes totaux Esherichia coli Streptocoques fécaux Clostridium sulfitoréducteur Champignons Penicillium chrysogenum Mucor miehei Aspergillus niger Levures Test de mobilité Résultats 60 10 6 germes/ml Facultatif

Élimination de Cr(VI) par une boue biologique 187 Figure 1. Temps d adaptation de la flore microbienne de la boue au chrome. volatils est mise en évidence. En effet, on observe une efficacité plus apparente de la boue dans le cas de la première série de flacons contenant la potasse. Le tracé de la Figure 2A et 2B montre clairement d une part, l influence du rapport solide/solution; on remarque que plus le rapport augmente plus l élimination est rapide (observation équivalente dans les deux cas), et d autre part, on note que pour les faibles rapports solide/solution, le système fermé avec la potasse est plus efficace que celui fermé sans potasse (Figure 3). C est ainsi que pour un temps de contact de 21 jours, on atteint les 100% d élimination dans le cas de la première série (avec KOH), et environ 84% dans celui de la seconde (sans KOH) et ce, pour un rapport solide/solution de 0,25 g/l. Cette différence d efficacité peut être attribuée au fait que la flore qui a survécu au «stress chromique» utilise en anaérobiose le chrome héxavalent (sous la forme de bichromate) comme source d oxygène, ce qui accentue sa disparition de la solution et donc sa réduction. Les ph finaux de nos échantillons dans les deux cas sont mesurés et l influence de ces derniers pour un même rapport solide/solution est mise en évidence (Figure 4). En effet, au cours des deux jours d adaptation de la biomasse au milieu chromique, on remarque une diminution du ph final des suspensions dans le cas du système fermé sans KOH, ce qui est dû à la solubilisation des acides volatils, résultant particulièrement de la respiration des micro-organismes; par contre, dans le cas des suspensions du système fermé contenant KOH, on remarque une augmentation du ph final, ce qui laisse supposer une neutralisation par la base des même acides volatils, empêchant donc leur solubilisation, phénomène observé dans le premier cas. L augmentation du ph dans le cas de la série fermée avec KOH favorise l élimination du Cr(VI); ce phénomène a été observé par Shakoori et al. (2000). Effet de l oxygène libre sur l élimination de Cr(VI) L évolution du taux d élimination, sous différentes conditions, est représentée dans la Figure 5A et 5B. On note que pour un même temps de contact et une même masse de matériau, l élimination dans le cas de l anaérobiose est plus efficace que dans celui de l oxygénation normale; les taux d élimination obtenus sont respectivement de l ordre de 29% et 27,1% pour une masse de 0,5 g et un temps de contact de 32 jours. Cette différence peut être expliquée par la présence d une flore majoritaire à caractère anaérobie, ce qui la rend plus efficace en système fermé. Deux sources d oxygène peuvent être signalées dans ce cas : l oxygène libre en solution qui est consommé dans la première phase vu sa disponibilité directe, et l oxygène combiné, représenté par les ions chromate en solution, consommé en deuxième phase a b Figure 2. Influence du rapport solide/solution en système fermé, (A) avec KOH, (B) sans KOH.

188 Iddou et Ouali Figure 3. Comparaison de l élimination du Cr(VI) pour un rapport solide/solution de 0,25 g/l. Figure 4. Evolution du ph final dans les séries d échantillons fermés avec et sans KOH. lorsque la première source d oxygène vient à manquer. Cette deuxième phase est plus apparente dans le cas du système fermé, ce qui explique clairement la différence dans les résultats entre les deux systèmes étudiés. Par ailleurs, on note la formation d un pallier à partir de 21 jours de contact dans les deux cas représentés dans la Figure 5; cette observation peut être attribuée à l épuisement des matières nutritives et donc à la diminution de la population microbienne responsable de cette élimination. La sur-aération (résultats non présentés) provoque une asphyxie de la biomasse et donc ralentit d une manière considérable l efficacité des micro-organismes, contenus dans la boue, à éliminer le Cr(VI). Ce résultat ne peut que nous permettre de suggérer une réduction du chrome héxavalent en chrome trivalent (analyse de la solution finale le prouvant). Cinétique d élimination L application de l équation cinétique du premier ordre [Log(Ci/Ce) = kt], a permis de constater que l élimination du Cr(VI) suit ce modèle pour toutes les concentrations a b Figure 5. Effet de l oxygénation sur l efficacité de la boue, (A) anaérobiose, (B) aérobiose.

Élimination de Cr(VI) par une boue biologique 189 a b Figure 6. Cinétique d élimination du Cr(VI), (A) 40 mg/l, (B) 100, 150 et 200 mg/l. supérieures à 40 mg/l avec des coefficients de détermination R 2 acceptables allant de 0,94 à 0,97 (Figure 6A et 6B); les concentrations au-dessous de cette valeur sont rapidement éliminées et ne servent qu à adapter la flore microbienne. Par ailleurs, on note, d après les pentes des différentes équations correspondant aux constantes cinétiques (Tableau 3), que la vitesse d élimination est ralentie considérablement quand la concentration du polluant augmente, ce qui a probablement provoqué la mortalité des micro-organismes ou leur sporulation vu leur présence dans un milieu défavorable. Conclusion L approche utilisée pour l étude de l élimination du Cr(VI) est très particulière du fait de la composition microbienne du support utilisé et de la forme du toxique à éliminer. En effet, l étude a montré l influence de certains paramètres : temps d adaptation, acides volatils ainsi que l effet de l oxygénation. Les micro-organismes composant la boue se sont adaptés au milieu contenant le Cr(VI) au bout de 48 heures. Cette étude a montré (i) l influence des acides volatils sur le ph de la solution et par conséquent sur les taux d élimination du Cr(VI), (ii) l oxygénation défavorise l élimination du Cr(VI) alors que l anaérobiose la favorise, (iii) une cinétique d élimination d ordre 1 qui diminue quand la concentration des TABLEAU 3. Paramètres de la cinétique Concentration (mg/l) 40 100 150 200 Pente 0,442 0,052 0,017 0,020 Ordonnée à l origine -0,06 0,03 0,038-0,006 Coefficient R 2 0,94 0,96 0,95 0,97 ions chromate augmente, (iv) un effet apparent de ralentissement de l activité microbienne au-delà de 150 mg/l, dû à l apparition de l effet inhibiteur des chromates, et enfin (v) le seul mécanisme qu on peut suggérer pour un des cas étudiés est une réduction de l espèce chromique de l état héxavalent à l état trivalent. Cette étude a montré l existence d un potentiel remarquable de la boue biologique, utilisée sans traitement préalable, à éliminer le chrome sous sa forme la plus toxique, à savoir Cr(VI). Ce procédé peut être utilisé en substitution du traitement des eaux chromiques par le charbon actif qui, malgré son origine peu coûteuse, nécessite un apport énergétique non négligeable pour sa fabrication, rendant ainsi très élevé le coût de traitement du mètre cube d eau. Références Aggarwal D, Goyal M, Bansal RC. 1999. Adsorption of chromium by activated carbon from aqueous solution. Carbon 37:1989 1997. Bodzek D, Janoszka B, Dobodz C, Warzecha L, Bodzek M. 1997. Determination of polycyclic aromatic compounds and heavy metals in sludges from biological sewage treatment plants. J. Chromatogr. 77:177 192. Chirwa EN, Wang Y. 2000. Simultaneous chromium (VI) reduction and phenol degradation in an anaerobic consortium of bacteria. Water Res. 34:2376 2384. Cifuentes FR, Lindmann WC, Barton LL. 1996. Chromium sorption and reduction in soil with implication to bioremediation. Soil Sci. 161:233 241. Eckenfelder WW. 1982. Gestion des eaux usées urbaines et industrielles : caractérisation techniques d épuration aspects économiques. Lavoisier, Paris. Kozˇuh N, Stupar J, Gorenc B. 2000. Reduction and oxida-

190 Iddou et Ouali tion processes of chromium in soils. Environ. Sci. Technol. 34:112 119. Leclerc H, Izard D, Husson MO, Wattre P, Jakubczak E. 1983. Microbiologie générale. Doin, Paris. Office International de l Eau. 1985. Analyse des boues. Tome 2 : Analyses chimiques, p. 55 56. Ouki SK, Neufeld D. 1997. Use of activated carbon for the recovery of chromium from industrial wastewater. J. Chem. Tech. Biotech. 70:3 8. Rege MA, Petersen JN, Johnstone DL, Turick CE, Yonge DR, Appel WA. 1997. Bacterial reduction of hexavalent chromium by Enterobacter cloacae strain HO1 grown on sucrose. Biotech. Lett. 19:691 694. Schmieman EA, Yonge DR, Rege MA, Petersen JN, Turick CE, Johnstone DL, Appel WA. 1998. Comparative kinetics of bacterial reduction of chromium. J. Environ. Eng. 124:449 455. Shakoori AR, Makhdoom M, Haq RH. 2000. Hexavalent chromium reduction by dichromate-resistant grampositive bacterium isolated from effluents of tanneries. Appl. Microbiol. Biotech. 53:348 351. Singh VK, Tiwari PN. 1997. Removal and recovery of chromium (VI) from industrial waste water. J. Chem. Tech. Biotech. 69:376 382. Srinath T, Verma T, Ramteke PW, Garg SK. 2002. Chromium (VI) biosorption and bioaccumulation by chromate resistant bacteria. Chemosphere 48:427 435. Sulzbacher K, Ecke H, Lagerkvist A, Calmano W. 1997. Anaerobic reduction of hexavalent chromium in filter sludge of an electrochemical process. Environ. Technol. 18:301 307. Wittbridt PR, Palmer CD. 1996. Effect of temperature, ionic strength, background electrolytes, and Fe(II) on the reduction of hexavalent chromium by soil humic substances. Environ. Sci. Technol. 30:2470 2477. Reçu: le 21 janvier 2003; accepté: le 13 avril 2005.