Comparaison du rendement de l'elimination des residus endogenes pour differents types de boues - effet de la destructuration de la boue sur la biodegradation et biodisponibilite des residus

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(1)COMPARAISON DU RENDEMENT DE L’ELIMINATION DES RESIDUS ENDOGENES POUR DIFFERENTS TYPES DE BOUES : EFFET DE LA DESTRUCUTURATION DE LA BOUE SUR LA BIODEGRADATION ET BIODISPONIBILITE DES RESIDUS. ADRIANA DEL PILAR REINA QUINTERO. INSTITUT NATIONAL DES SCIENCES APPLIQUEES DE TOULOUSE UNIVERSIDAD DE LOS ANDES. Directeurs : YOLAINE BESSIERE, Ph, D. MANUEL S. RODRIGUEZ S, Ph, D.. Février 2010 à Toulouse.

(2) REMERCIEMENTS Agradezco enormemente a mis padres por darme sin condición la oportunidad de tener una excelente educación, por sus grandes esfuerzos y por confiar en mis aptitudes profesionales desde el principio. Agradezco a mis hermanas, mis mejores amigas, por aconsejarme en los momentos decisivos y por llenarme de ánimo cuando los obstáculos aparecieron.. A mis maestros, por su disponibilidad y sobretodo por iniciarnos e involucrarnos con la problemática ambiental y de desarrollo del país. Por insistir en que somos nosotros, los ingenieros colombianos, quienes tenemos la responsabilidad de promover el cambio.. A Manuel Rodriguez por confiar en mí y facilitar mi proceso de intercambio de tesis en el INSA de Toulouse.. A Yolaine Bessiere e Irene Mozo por sus aportes científicos y su disponibilidad para formarme en las experiencias del laboratorio.. A mis compañeros del laboratorio en el INSA por enseñarme francés, por guiarme ante lo desconocido y por instruirme sobre las investigaciones que se llevan a cabo hoy en día en calidad del agua.. A mis amigos de los Andes, en especial a los incondicionales de ingeniería ambiental, les agradezco por compartir venturosamente conmigo estos 5 años. Por ser cada uno como es y por aceptarme como soy, por enseñarme que la sencillez es, en su mayoría, más sublime y conveniente para la humanidad.. A Felipe por su compañía y porque siempre creyó en mí.. A todo el que cruzó mi camino, aquel que preguntó o que me dio una respuesta. 1.

(3) TABLE DE MATIERES. Remerciements ........................................................................................................................... 1 Liste de figures ........................................................................................................................... 3 Liste d’abreviations .................................................................................................................... 4 Introduction ................................................................................................................................ 5 1.. 2.. Les micropolluants de type HAPs : les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques ........ 7 1.2. Caractéristiques physiques .......................................................................................... 7. 1.3. Les Niveaux de Toxicité .............................................................................................. 9. 1.4. Sources d’émission et transport ................................................................................. 11. 1.4. Détection des HAPs ................................................................................................... 12. Elimination des micropollunts des eaux résiduaires ........................................................ 13 2.1. Traitement conventionnel des eaux résiduaires : devenir des HAPs ......................... 13. 2.2. Dégradation aérobie des HAPs .................................................................................. 14. 2.3. Microbiologie de la dégradation aérobie de micropolluants ..................................... 15. 2.3.1 Composition et caractéristiques de la boue ............................................................. 15 2.4 3.. Le devenir de la phase de respiration endogène ........................................................ 17. Mise au point de l’experimentation .................................................................................. 19 3.1 Matériels et méthodes..................................................................................................... 19 3.1.1 Contrôle de paramètres dans les pilotes: ................................................................. 20 3.1.2 Modèles de décès .................................................................................................... 23 3.2. Résultats et Discussion .............................................................................................. 24. 3.2.1. Expérience 1 ....................................................................................................... 24. 3.2.2. Expérience 2 ....................................................................................................... 29. 3.3. Comparaison de l’activité spécifique entre les 2 expériences ................................... 32. 4.. Conclusions ...................................................................................................................... 34. 5.. Bibliographie .................................................................................................................... 35. 6.. Annexes ............................................................................................................................ 38 6.1. Annexe 1 .................................................................................................................... 38. 6.2. Annexe 2 .................................................................................................................... 39 2.

(4) LISTE DE FIGURES Figure 1 : Structures des principaux HAPs ................................................................................ 9 Figure 2: Nombre et positions d'alkylation du naphtalène ......................................................... 9 Figure 3 : Sources d’émission et transport ............................................................................... 12 Figure 4 : Minéralisation des HAPs ......................................................................................... 15 Figure 5 : Photographie microscopique (6.3) : Agglomérations biologiques - Flocs et granules développées dans un réacteur aérobie. Source: l’équipe LISBP de l’INSA de Toulouse ........ 16 Figure 6 : Différents phases d’une croissance cellulaire. Source : Notes de classe. ................ 18 Figure 7 Schéma de principe des pilotes : a) Expérience 1 ; b) Expérience 2 ......................... 19 Figure 8 : Courbe de Calibration du COT ................................................................................ 22 Figure 9 : Courbe de Calibration de Sucres ............................................................................. 22 Figure 10 : Courbe de Calibration de Protéines ....................................................................... 23 Figure 11 : Les MVS prédit et mesurés.................................................................................... 25 Figure 12 : Activité spécifique en termes de rO2 ..................................................................... 25 Figure 13 : a. Demande Chimique d’oxygène b. Carbone Organique Total ........................... 26 Figure 14 : Concentration de Nitrates et rO2/MVS ................................................................. 27 Figure 15 : Concentration de protéines et sucres ..................................................................... 28 Figure 16 : cations et anions ..................................................................................................... 28 Figure 17 : Les MVS prédit et mesurés.................................................................................... 29 Figure 18 : Activité spécifique en termes de rO2 ..................................................................... 30 Figure 19 : a. Demande Chimique d’oxygène b. Carbone Organique Total ............................ 31 Figure 20 : Concentration de Sucres et Protéines..................................................................... 31 Figure 21 : Comparaison de l’activité spécifique de chaque expérience ................................. 32 Figure 22: Granulométrie a) Expérience 1 ; b) Expérience 2 .................................................. 34. 3.

(5) LISTE D’ABREVIATIONS. HAP : Hydrocarbures Aromatiques polycycliques DCO : Demande Chimique d’oxygène DBO : Demande Biologique d’oxygène OD : Oxygène dissous SST : Solides en Suspension Total MO : Matière Organique COT : Carbone Organique Total MES : Matière en Suspension MM : Matières Minérales MVS : Matières Volatiles en Suspension EPS : Substances Polymères Extracellulaires AOP : Procédés d’Oxydation Avancé. DCM : Matière Colloïdale Dissoute EPA: Environmental Protection Agency. 4.

(6) INTRODUCTION L’augmentation de l’usage de produits chimiques industriels, pesticides, fertilisants, pharmaceutiques, etc., entraîne une augmentation des rejets à la fois en termes de concentration et de toxicité dans l’environnement. L’apparition de polluants émergents et difficiles à traiter entraîne le développement de nouveaux procédés de traitement de cette pollution. Parmi tous les procédés de traitement des eaux résiduelles domestiques et industrielles, nous allons ici nous focaliser sur les procédés aérobies de boues activées car ils sont déjà présents dans la plupart des stations d’épuration urbaines et industrielles. Ainsi, une amélioration de ces procédés semble plus viable que l’implémentation de nouvelles technologies. Dans les procédés aérobies, les agrégats biologiques sont responsables de la dégradation de polluants. Quand les cellules en suspension sont soumises à une aération, elles vont s’agréger pour former une structure complexe. Dans cette structure, les microorganismes trouvent un environnement propice à leur survie en raison de leurs propriétés de transport, d’adsorption et de leur métabolisme. (Calvo, 2006). Généralement, ce consortium synergique est composé de microorganismes, de minéraux et de Substances Polymères Extracellulaires (EPS). Ces EPS sont des composés polymorphes qui résultent des sécrétions cellulaires et des produits de lyse (protéines, acides nucléiques, polysaccharides, lipides, phospholipides, etc). Les proportions et la taille des EPS dépendent à la fois des caractéristiques du milieu, du type de microorganisme et des conditions de croissance (Calvo, 2006) (Bing-Jie et al). Cependant, cette tendance à la production de résidus, qui ne sont eux non plus pas bio dégradés, entraîne encore un important degré de pollution dans l’eau. Les différentes réponses métaboliques que les microorganismes peuvent montrer suite à l’introduction de contraintes dans le milieu, sont une opportunité pour développer des stratégies d’élimination de résidus cellulaires. Par exemple la mise en condition d’agrégats en respiration endogène (où la condition d’inanition est causée par la précédente consommation totale du substrat), pourrait permettre d’observer à la fois le comportement des différents types de microorganismes qui se trouvent dans les agrégats biologiques, mais aussi la diminution de la biomasse active. Ainsi une 5.

(7) visualisation des performances bio-dégradatives en termes de consommation d’oxygène et de décès cellulaire pourra être réalisée. De plus, une analyse de la bio-disponibilité et de la biodégradation des produits de lyse pourra être accomplie en couplant cette condition endogène à des conditions de stress lié à des contraintes physiques (déstructuration des agrégats). Dans ce rapport on va accomplir une bibliographie sur les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAPs) comme représentantes des autres micropolluants qui persistent dans le milieu et doivent être étudies de la même façon que les résidus endogènes.. 6.

(8) 1. LES. MICROPOLLUANTS DE TYPE. HAPS : LES HYDROCARBURES. AROMATIQUES POLYCYCLIQUES Selon l’Environmental Protection Agency (EPA) et la Directive de Cadre européenne sur l’eau (2000/60/CE), les polluants organiques comme les HAPs sont d’une importance prioritaire de par leur transport à longue distance et leur haut niveau de toxicité.. 1.2 Caractéristiques physiques Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAPs) sont des molécules organiques formées par la fusion de deux ou plus cycles benzéniques (carbone et hydrogène). Tous les HAPs ont des caractéristiques physico-chimiques communes qui les transforment en composés persistant dans le milieu et qui leur confèrent le statut de polluants dangereux pour l’Homme et l’Environnement. (Voir Figure 1).. Les HAPs sont hydrophobes et par conséquent bio-accumulables dans les tissus gras mais solubles dans plusieurs solvants organiques. Le coefficient de répartition octanol/eau varie pour chaque HAP (voir Tableau 1). Il y a une proportionnalité directe (Log Kow) entre le poids moléculaire ou le nombre de cycles aromatiques et l’hydrophobicité, la persistance et la toxicité dans l’eau. Tableau 1 : Propretés physiques des HAPs. Poids. Densité. Log. Toxicité. Niveau legal*. moléculaire. kg/m3. Kow. (µg /l). (µg /l). Nap. 128. 1.02. 3.3. 2305. 2.4. Fluorène. Flu. 166. 1.2. 4.18. 430. Phénanthrène. Phe. 178. 1.18. 4.46. 383. Anthracène. Ant. 178. 1.25. 4.45. 95. 0.4. Fluoranthène. Flr. 202. 1.2. 5.16. 35. 1. Pyrène. Pyr. 202. 1.27. 4.88. 20. B[a]A. 228. 1.27. 5.66. Nf. Composées. Acronyme. Naphtalène. Benzo[a]anthr acène. 7.

(9) Chrysène Benzo[b] fluoranthène Benzo[k] fluoranthène Benzo[a]pyrèn e Dibenzo[ah]an thracène. Chr. 228. 1.27. 5.81. Nf. B[b]F. 252. 1.27. 5.78. Nf. B[k]F. 252. 6.11. Nf. 0.03. B[a]P. 252. 1.35. 6.13. Nf. 0.1. B[ah]A. 278. 1.28. 6.75. Nf. Source : Adapté de Juan Sànchez-Avila et al. et Amandine Abadie ** D’accord « directive 2006/11/EC ». Au contraire, l’augmentation du poids moléculaires des HAPs entraîne la diminution de leur solubilité et de leur volatilité. A exception du Naphtalène, les HAPs sont peu volatiles et sont en majorité adsorbés par les M.E.S. et les sédiments. Cependant, leur volatilité dans l’atmosphère dépend de la pression de vapeur saturante et par conséquent de leur température. Plus la masse moléculaire est élevée, moins l’est la pression de vapeur saturante et plus l’est la phase particulaire des HAPs1. Comme la quantité, la position (α ou β) des radicaux alkyle (ethyl, methyl…) dans les anneaux est importante (Figure 2). Ces radicaux peuvent influencer le comportement du composé dans le milieu. Selon Kristine H. WAMMER, les HAPs alkyles sont plus persistants dans l’environnement, surtout ceux dont les alkyles sont dans la position α.. D’autre-part, un HAP ayant la même quantité d’anneaux qu’un autre mais en différente position, constitue un isomère. Par conséquence, le nombre d’isomères augmente avec le nombre de cycles, qui, de plus, peuvent être alkylés ou non. Ainsi, il y a plus de 100 HAPs et molécules dérivés plus connus comme « homologues substitués ». 1. Marc J. Oliver, 2007. 8.

(10) Figure 1 : Structures des principaux HAPs. Les HAPs se présentent à l’état solide où liquide, normalement incolores, et ne se dégradent pas facilement à cause de leur stabilité chimique. Ils font parti des Polluants Organiques Persistants (POPs) et des Polluants Organiques Hydrophobes (POHs).. Figure 2: Nombre et positions d'alkylation du naphtalène. 1.3 Les Niveaux de Toxicité La principale raison de l’étude des HAPs est leur toxicité. Quand ils sont adsorbés où retenus dans un organisme vivant, ils réagissent et forment des époxydes, mais aussi des composés très toxiques qui transforment l’activité enzymatique, conduisant à endommager les fonctions cellulaires et produisant cancer ou disruption endocrinienne2.. 2. Juan Sanchez-Avila et al.. 9.

(11) Les HAPs peuvent être assimilés par la peau, les organes pulmonaires et digestifs car ils se trouvent dans tous les milieux environnants3. Cependant, selon l’Office Fédéral de la Santé Publique Suisse (OFSP), la voie d’assimilation la plus facile est l’alimentaire, surtout via les viandes et poisons fumés ou grillés au feu, ainsi que les céréales. Une personne ayant de bonnes habitudes alimentaires peut ingérer 235 ng/jour de benzo[a]pyrène4. La bioaccumulation des HAPs dans le gras des animaux dont l’Homme s’alimente est aussi une raison de l’influence majoritaire de la voie alimentaire.. Le niveau de toxicité des HAPs dépend de la quantité de cycles aromatiques. Entre plus cycles aromatiques ait le compose, il sera plus persistent donc toxique. Le tableau 1 montre les niveaux de toxicité dans l’eau de chaque HAP, mais on peut voir que la structure est un facteur qui influe aussi. Par exemple, le Phenanthrene a trois cycles benzéniques comme l’Anthracène mais la différence de toxicité entre eux, est un ordre de magnitude. D’autre part, la dose et le temps d’exposition au polluant, que un mammifère reçoit, sont les paramètres le plus important à l’heure d’évaluer les niveaux de toxicité de chaque HAP. Bien que le tableau 1 ne montre pas la toxicité de tous les HAPs, selon beaucoup des études publiées, le Benzo[a]pyrene est le plus cancérigène (Voir Tableau 2). Tableau 2 : Classification des HAP selon différents entités. Composés. 3 4. Polluants. Cancérogène pour. prioritaires (EPA) l’homme (CIRC, 2008). Naphtalène. X. Fluorène. X. Phénanthrène. X. Anthracène. X. Fluoranthène. X. Pyrène. X. Cancérogène (alimentation) EFSA, 2008. X. Amandine, 2009 OFSP, 2008. 10.

(12) Benzo[a]anthracène. X. 2B. X. Chrysène. X. 2B. X. Benzo[b] fluoranthène. X. 2B. X. Benzo[k] fluoranthène. X. 2B***. X. Benzo[a]pyrène. X. 1*. X. Dibenzo[ah]anthracène. X. 2A**. X. Source : Adapté d’OFSP * La substance est cancérogène **La substance est probablement cancérogène ***La substance est possiblement cancérogène. 1.4 Sources d’émission et transport. Les HAP sont produits de procédés pyrolitiques, de combustion incomplète de matière organique (charbon, mazout, carburant, boit, tabac, etc). Spécialement, les HAPs sont produits de la combustion à haute température (500-800) °C ou de la soumission à faibles températures pendant beaucoup de temp.(A.K. Haritash, 2009). Il y a des sources nature comme les éruptions volcaniques et des sources anthropogeniques. Entre les anthropogeniques, les émissions véhiculaires sont la source la plus grande des HAPs et la plus directe pour l’homme. Dans un pot d’échappement, très proche à la vie quotidienne de gent, les composées libères sont le benzo[a]pyrene, benzo[b]fluoranthrene, benzo[g,h,i]perylene, benzo[b]anthracene et fluorene. Ces HAPs qui sont libérés au air, sont traînés, lavés ou ruissellement par la pluie jusqu’au réseau d’assainissement. Cependant, la capacité de volatilisation de chaque HAP, commenté au avant chapitre, cause la mobilisation des HAP jusqu'à lieux où ils ne se sont jamais produits. Donc, les HAPs légères (par exemple 2 cycles benzéniques) peuvent se mobiliser vers l’atmosphère plus facilement que les lourdes. D’autre part, les processus industriels sont aussi une source important de HAPs. Les activités industrielles plus influant sont le raffinage du pétrole, la production d’aluminium, d’alquitran, de papier, de bois, d’énergie, d’explosives, de plastique, de pesticides, de lubrifiants, etc. Les HAPs produits à niveaux industriel peuvent être libères au air ou même aller directement au système d’épuration des eaux, et finalement aux corps d’eau naturelles. 11.

(13) Figure 3 : Sources d’émission et transport. 1.4 Détection des HAPs Détection : Les HAPs ont la capacité d’absorber photons UV et remiser la lumière en fluorescence. Quand les HAPs sont excités ou avec un niveau d’énergie supérieur, émettent lumière en couleurs très spécifiques, identifiables et différentiables entre chaque un. Chromatographie Gaz/ Spectrophotométrie de masse (GC/MS) Chromatographie Liquid Haute Performance (HPLC) Extraction : Solide - liquide Extraction Solide Phase Extraction (SPE). 12.

(14) 2. ELIMINATION DES MICROPOLLUNTS DES EAUX RESIDUAIRES 2.1 Traitement conventionnel des eaux résiduaires : devenir des HAPs. Les eaux résiduaires qu’arrivent aux stations d’épuration des eaux proviennent de rejets domestiques, industrielles et urbains, tous pollués avec un grand nombre des composés inclurent les HAPs. Les procédés de traitement des eaux résiduaires fassent la mise au point de réduire la quantité de Matière Organique (MO) et de polluant organiques. En dépendant de la qualité des influents et de la qualité d’eau exigé au fin des procédés, les conditions opératoires peuvent changer. Conventionnellement, l’eau se soumettre à pré traitement. Procédés physiques comme ciblé, dessablage et déshuilage s’utilisent par la séparation des grands solides et une partie des matières en suspension. Pour l’élimination des MES et matière organique, à lieu le traitement primaire qu’utilise procédés physiques-chimies comme la sédimentation et la flottation. Cependant, c’est le traitement secondaire lequel réduit la plus part de MES et MO vers la dégradation biologique. Le traitement biologique consiste en la dégradation de matière organique par les microorganismes présents dans le milieu. Il est le plus viable parce qu’on n’utilise pas des autres chimiques lesquels sont plus chers et génèrent polluants secondaires (Sridhar Viamajala et al). En plus, on peut utiliser procédés aérobies comme anaérobies pour perfectionner la dégradation de la plus part de polluants, en comprendrant lesquels sont considérés comme émergents. Au moment, les procédés biologiques sont le potentiel le plus viable mais les conditionnes opératoires ne sont pas strictement développées pour éliminer les micropolluants comme les HAPs. Par exemple, une étude réalisé en Espagne , par le « Department of Environmental Chemistry », IDAEA-CSIC de Barcelona qu’ a mesuré les niveaux des HAPs avant et après le traitement biologique, a révélé que pour une système non dessiné par le traitement biologique des HAPs, on peut obtenir une efficacité de 64% d’élimination et que cette valeur c’est meilleur que celui là qu’on peut obtenir vers le traitement chimique. Le 36% des micropolluants restant est encore une menace pour l’hygiène de l’eau.. 13.

(15) Il existe des autres moyens basés sur le traitement biologique comme les réacteurs à membranes et des autres traitements physique chimiques qui ne peuvent pas supporter la même charge polluant qu’un système biologique. La suivante étape, le traitement tertiaire, se charge de éliminer la plus grand quantité de nutriments, comme l’azote vers de la nitrification – dénitrification et le phosphore. Finalement, l’eau peut être conduit à procédés que éliminent complètement les matières en suspension et dissous. Ces procédés appelés Procédés d’Oxydation Avancé (AOP) sont très chères et peu convenables pour la qualité exigé au fin du traitement des eaux résiduaires.. 2.2 Dégradation aérobie des HAPs. Plusieurs études scientifiques ont démontré que les HAPs sont aptes à la biodégradation autant aérobie comme anaérobie dans un système d’épuration [1-8] [10]. On peut trouver certains registres des taux de dégradation des HAPs et des autres polluants persistantes dans l’environnement (ANNEXE 1).. Les taux plus hautes de biodégradation ont été mesurés dan un système de traitement biologique des eaux (MacLeod, 2005) et chaque une varié selon les conditionnes environnementales qui ont été appliqués.. La simplification des HAPs consiste en décomposer les substances en moins complexes et la minéralisation consiste en les transformer en minérales (H2O, CO2, CH4). (Figure 4). Le deux mécanismes, encadrés dans la dégradation biologique, sont possibles grâce à que les HAPs servent comme substrat ou source de charbon pour diverse microorganismes. La dégradation biologique est une mécanisme d’oxydation et par conséquent dépend d’un accepteur d’électrons lesquels peuvent être O2, CO2, NO2-, d’accord le caractéristiques du milieu ( aérobie, anoxique ou anaérobie). D’après ce que Sille Bendix Larsen et al. a trouvé dans son étude, incubation de P. Acetatigenes pendant 3 jours à 37 °C et mélange N2 :CO2 (80 :20, v/v), la biodégradation anaérobie peut éliminer jusqu’à 80% des HAPs avec l’addition continue de microorganismes dans le réacteur. D’autre part, Yinjie J. Tang et al., après d’une évaluation d’énergie de Gibbs 14.

(16) en chaque procédés, assurent que la biodégradation aérobie est aussi possible et en plus qu’il est plus rapide que l’anaérobie.. Figure 4 : Minéralisation des HAPs. Le traitement aérobie plus utilisé à l’échelle industrielle est l’épuration par les boues activées parce qu’en différence avec les biofilms, les boues activées sont libres dans le milieu. (Amandine, 2009). Les boues activées se développent dans un réacteur aéré et mélangé avec des microorganismes, que pour son haut taux de croissance sont recirculés au réacteur.. 2.3 Microbiologie de la dégradation aérobie de micropolluants. 2.3.1Composition et caractéristiques de la boue Quand la biomasse en suspension se soumettre à l’aération, peut conformer une matrice pour son support. Dans cette matrice, les microorganismes trouvent une ambiance propice pour survivre en raison des propretés du transport de masse, d’adsorption et de fonctionnement multicellulaire. (Calvo, 2006). Généralement ce consortium synergie est composé par microorganismes, minérales et Substances Polymères Extracellulaires (EPS). Les EPS son secrétions polymorphes qui résultent de la lyse cellulaire (protéines, acides nucléiques, polysaccharides, lipides, phospholipides, etc) et dont sa proportion et taille dépende des caractéristiques du milieu, le type de microorganisme et sa phase de croissance (Calvo, 2006).. 15.

(17) Figure 5 : Photographie microscopique (6.3) : Agglomérations biologiques - Flocs et granules développées dans un réacteur aérobie. Source: l’équipe LISBP de l’INSA de Toulouse. Les agglomérations biologiques (Figure 5) sont les composés les plus importants dans le traitement aérobie car sont les responsables de la dégradation de polluants grâce aux suivantes propriétés: Bio floculation : Maintenir aux microorganismes ensembles dans la matrice (haute densité cellulaire) vers interactions physique chimies. Adsorption : Obtenir nourriture de l’extérieur vers la surface de la matrice. Transport de masse : transport de déchets cellulaires vers l’extérieur et transport de nourriture vers l’intérieur de la matrice. Protection : Soutien des conditions extrêmes pour les microorganismes les moins fortes, par exemple le séjour de microorganismes anaérobies à l’intérieur des granules et flocs où l’oxygène n’arrive pas.. La capacité de biodégradation des quelques polluants dépend de l’habilité enzymatique de chaque microorganisme. Les bactéries, par exemple, sont les principaux dégradeurs dans la nature à cause de sa capacité adaptative et enzymatique. Cependant, on peut trouver des champignons et levures capables de dégrader les HAPs parce qu’ont les enzymes spécifiques. Selon Gonzalez, les enzymes avec une grande habilité d’oxyder les HAPs sont : •. Lignine peroxydase 16.

(18) •. Manganèse peroxydase. •. Laccase. •. Fenoloxydase. Les microorganismes les plus connus selon l’expérience d’A.K. Haritash sont les Pseudomonas Aeuroginasa et Rhodotula Glutinis. qui peuvent pousser et dégrader le. Phenanthrene jusqu'à 99% quand ils sont incubés tous seuls. Autres microorganismes sont été proposes au ANNEXE 2. A part du type d’enzyme, la capacité de biodégradation dépend de plus facteurs comme la température, la quantité d’oxygène et la concentration de substrat, car sont facteurs qui peuvent génèrent stress. Par exemple, l’exposition à HAPs en concentrations égal ou plus grande que 30 mg HAP/kg biomasse perturbe les populations microbiennes en termes de densité et métabolisme (A.K Haritash). Dans son étude théorique sur bioremediation et traitement d’effluents, Gonzales a conclu que les HAPs qui ont plus de trois cycles benzéniques ne peuvent pas bien être biotransformés. Egalement, Amandine affirme que plus les molécules sont de petite taille, plus elles sont sujettes aux processus de dégradation. D’autre part, la présence d’un HAP peut stimuler l’élimination d’un autre (H.K.Haritash), ou la présence d’un microorganisme inhibe l’action dégradatif d’un autre. Ainsi, l’interaction cométabolique ou l’adaptation au milieu peuvent être facteurs à étudier pour améliorer la biodégradation des HAPs.. 2.4 Le devenir de la phase de respiration endogène. Les différentes réponses et métabolismes qu’un système microbien peut montrer sur les interactions dans le milieu sont une opportunité pour développer des stratégies contrôlées d’élimination de micropolluants. Mise au point des conditions de stress dans un système microbienne pourrait exposer le comportement des différent types de microorganismes qui se trouvent dans les agglomérations biologiques. Ainsi visualiser les performances biodégradatifs en termes de consommation d’oxygène et décadente cellulaire. 17.

(19) La figure 6 montre la tendance de la croissance cellulaire quand les microorganismes sont soumis à un milieu riche en substrat.. Figure 6 : Différents phases d’une croissance cellulaire. Source : Notes de classe.. La phase 6 représente la phase de respiration endogène où les conditions d’inanition, causées par la précédente consommation totale du substrat, génèrent la diminution de la biomasse (X). Cependant, selon Lopez c’est nécessaire avoir compte un autre concept qui influence ce comportement : l’entretien et la régénération de la biomasse. La phase 7 montre une augmentation faible de la concentration de microorganismes car quelque produits de la lyse cellulaire sont biodégradables et par conséquence sont consumées, sois pour l’entretien énergique ou sois pour la régénération de la biomasse. Ainsi, mise au point l’expérimentation de la boue en phase endogène permettra connaître la biodisponibilité de ces produits de lyse et la capacité de la boue pour les biodégrader. Des futures études doivent entre réalises pour corroborer l’élimination des HAPs des eaux.. 18.

(20) 3. MISE AU POINT DE L’EXPERIMENTATION 3.1 Matériels et méthodes Une caractérisation physique, chimique et biologique a été faite pour comparer le comportement biodégradatif de microorganismes sous conditions endogènes de deux expériences : l’Expérience 1 sans déstructuration et l’Expérience 2 avec déstructuration des agrégats biologiques. La méthodologie a suivi le comportement de taille, rO2 (vitesse de consommation d’oxygène), DCO, COT, cations, anions polysaccharides et sucres de la boue et des surnageants pour déterminer si une déstructuration de la boue dans l’Expérience 2 peut améliorer la capacité de réduction de résidus endogènes dans l’eau. Les deux expériences ont été réalisées sur une boue lavée provenant de la station d’épuration des eaux Muret de Toulouse. La liqueur mixte a été mise dans les réacteurs en conditions endogènes depuis le début des expériences, comme le montrent les schémas suivants :. a.. b. Figure 7 : Schéma de principe des pilotes : a) Expérience 1 ; b) Expérience 2. 19.

(21) 3.1.1 Contrôle de paramètres dans les pilotes: Le diamètre intérieur du réacteur est de 12,5cm et sa hauteur de 24,5cm. Le réacteur est muni d’une double enveloppe permettant d’assurer la régulation de température à 20°C ± 2 °C. Le pH a été contrôlé automatiquement entre 7 et 7.5 pendant chaque expérience par l’ajout d’acide sulfurique (0.1 N) et de soude caustique (0.1 N). Agitation : L’agitation a été assurée au moyen d’une hélice (turbine Rushton à 4 pales droites) et la vitesse d’agitation choisie était d’environ 230 rpm. Il s’agissait d’un compromis pour éviter la décantation tout en limitant les projections de boue sur les parois du réacteur. Aération : Le débit d’air imposé était de 50 L.h-1 et celui-ci passait par un barboteur de façon à le saturer en eau et limiter les phénomènes d’évaporation et volatilisation dans le réacteur. Mesure du rO2 : Le dispositif était équipé d’une cellule de respirométrie fermée c'est-à-dire de mesure de l’oxygène dissous (permettant d’estimer la vitesse de consommation de l’oxygène) d’un volume de 0,3 L, dans laquelle une partie du liquide contenu dans le réacteur était pompée à l’aide d’une pompe péristaltique à intervalles réguliers pendant la phase d’aération. Une temporisation de 1 min a permit d’éviter une sous-estimation de la rO2. La recirculation a été réalisée pendant 1,5 min de façon à assurer le renouvellement de liquide dans la cellule. Les valeurs des paramètres, température, pH, oxygène dissous et rO2 ont été enregistrées à chaque seconde par le logiciel d’acquisition de données. Dans la deuxième expérience la déstructuration par Ultraturrax à 10 000 rpm a été démarrée à partir du temps zéro par périodes de 1.5 secondes par intervalles de 15 minutes. Le débit d’air imposé et l’agitation a été arrêté juste avant chaque recirculation pour éviter la présence de bulles dans la cellule de respirométrie. Le suivi de la boue en endogène est réalisé à l’aide de diverses méthodes analytiques présentées ci-dessous : Granulométrie La distribution statistique de taille (en pourcentage de volume et nombre) sur les échantillons de boues a été effectuée au moyen d’un granulomètre laser Mastersizer 2000. 20.

(22) Observations Microscopiques Des observations microscopiques avec des objectifs X10, X25 et X40 ont été réalisées pour comparer morphologiquement l’évolution de la boue et sa dispersion dans la liqueur mixte. MES / MVS de la boue Une coupelle en aluminium est séchée à l’étuve (100°C) et pesée (m0). Un volume (V) de 25mL de liqueur mixte est centrifugé à 4500 rpm pendant 15 minutes. Les surnageants sont séparées et la fraction solide est mise dans la coupelle. Cette coupelle est ensuite séchée à 105°C pendant 24h et pesé (m1). La teneur en matières en suspension est alors donnée par : MES =. (m1 − m0 ) V. (1). La coupelle est ensuite séchée au four à 500°C pendant 2h puis pesée (m2). La teneur en Matières Volatiles en Suspension est alors donnée par : MVS =. (m1 − m 2 ) V. (2). Le surnageant obtenu de la centrifugation a été pris comme deuxième échantillon. De la même façon la moitié de ce surnageant (SC) est filtrée à 0.2 µm pour obtenir un troisième échantillon appelé le surnageant filtré (SF). Sur le SC et le SF on a réalisé les suivantes analyses : La Demande Chimique d’Oxygène (DCO) La quantité d’oxygène consommée par les matières organiques pendant une oxydation chimique est mesurée par la méthode micro-DCO, où une réduction du bichromate en milieu acide est suivie d’un dosage en retour au sel de Mohr. La composition ionique La concentration des cations et anions au cours du temps des échantillons SC et SF est mesuré à l’aide de la chromatographie ionique (DIONEX DX320 + ICS2000). Une séparation des charges ioniques est réalisée, puis chaque composé est quantifié par conductimétrie. Le Carbone Organique Total (COT) Une oxydation complète de la matière organique est réalisée pour quantifier la quantité de CO2 qui a été produit, proportionnelle à la quantité de carbone présente dans l’échantillon. L’analyseur de Carbone Organique Total (COT DC 180 Dorhman) a été calibré. (Figure 8).. 21.

(23) mesuré (ppm). 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0. y = 0.9733x 2 R = 0.9908. 0. 10. 20. 30. 40. 50. étalon (ppm) Figure 8 : Courbe de Calibration du COT. Sucres A l’aide d’une micro-méthode pour le dosage des sucres à l’anthrone on a mesuré la concentration de sucres dans les échantillons par comparaison d’une mesure de l’absorbance (620 nm) avec du glucose. Une solution mère de glucose à 0.2 g/L a été utilisée pour la calibration de la méthode. (Figure 9).. 0,45 absorbance. 0,4 0,35 0,3. y = 2.0575x R2 = 0.9944. 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0 0. 0,05. 0,1. 0,15. 0,2. 0,25. étalon (g GLU/L). Figure 9 : Courbe de Calibration de Sucres Protéines. Protéines La méthode BCA (Acide BiCinchonique) a été réalisée pour mesurer la concentration protéique dans les échantillons par comparaison d’une mesure de l’absorbance (570 nm) avec 22.

(24) une gamme de BSA dilués. Les concentrations de la gamme étalon se situaient entre 0.01 et 0.75 g BSA/L (Figure 10).. absorbance. 1,2 1 0,8 y = 1,3881x 2 R = 0,9987. 0,6 0,4 0,2 0 0. 0,2. 0,4. 0,6. 0,8. étalon (g BSA /L). Figure 10 : Courbe de Calibration de Protéines. 3.1.2 Modèles de décès Les modèles de décès suivants ont été extrait (Ramdani et al.) et utilisés pour bien comprendre le comportement de la biomasse active en condition endogène et pour la détermination de son taux de décès b (j-1). Modèle Classique Le décès de la biomasse active (XH) en procédés aérobies est considéré de premier ordre en termes de XH comme montre l’équation 3. d XH/dt = -b. XH. (3). Si XH (0) est la concentration au tout début de l’expérience, alors la concentration de XH au temps = t est alors: XH (t) = XH (0).e-b.t. (4). 23.

(25) Modèle basé sur les MVS restantes A la différence du modèle précédent, ce deuxième modèle ne considère pas le fait que toute la fraction soit active. La quantité de biomasse qui disparaît est alors [XH(0) - XH(t)] et la fraction f représente la quantité de biomasse qui reste comme résidu endogène. Mais à la fin, la valeur de XH est presque nulle alors que XH(tfinal), quantité de MVS mesurée à la fin de l’expérience est :. VSS(u) = VSS(0) + (1-f).XH. (5). En combinant les équations (4) et (5) on obtient : VSS(t) = VSS(u) + (1-f).XH(0).e-b.t. (6). Et finalement, la fraction active au début de l’expérience est:. FA = XH(0) VSS(0). (7). 3.2 Résultats et Discussion 3.2.1 Expérience 1 Un réacteur avec 2.52 L boue activée, interconnecté à une cellule de respirométrie, est démarré en conditions endogènes et contrôlé pendant 215 heures. Le pH (entre 7 et 7.5) et la Température (20°C) ne varient pas au cours de temps. La vitesse de consommation d’oxygène (rO2) et l’oxygène dissous sont inversement proportionnels, comme prévu. Les MES et les MVS diminuent exponentiellement au cours du temps comme le montre la Figure 11:. 24.

(26) MVS (g/L). 1,80 1,60 1,40 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 0. 50. 100. 150. 200. 250. Temps (heures) modèle. experié nce. modèl e 2. Figure 11 : Les MVS prédit et mesurés. Une diminution de MVS de 1.5 g/L à 0.47 g/L montre selon les modèles 1 et 2 un taux de décès respectivement de 0.18 j-1 et 0.4 j-1, et une fraction active (FA) au début de l’expérience de 88 %. En termes de rO2, la fraction active de MVS est aussi représentée sur la figure 12. A partir de ce graphique on peut identifier qu’entre les temps 0 et 10 heures a lieu une diminution de l’activité liée à une diminution de MVS.. mg O2/g MVS.h. 16 14 12 10 8 6 4 2 0 0. 50. 100. 150. 200. 250. Temps (heures). Figure 12 : Activité spécifique en termes de rO2. 25.

(27) Ensuite, on observe une forte augmentation de l’activité spécifique liée à un processus de Nitrification. On corrobore cette hypothèse avec les résultats de DCO-COT (Figure 13 a. et b.) où l’on perçoit que l’augmentation de la rO2/MVS n’est pas associée à une consommation de matière organique dans la même période du temps, parce que tant que la rO2 augmente, la DCO et le COT font de même. Par contre, sur la Figure 14 montrant le comportement de l’azote face à la rO2/MVS, on distingue l’apparition de nitrates (N-NO3-) juste à la même heure où commence l’activité. 250. 16 12 10. mg DCO/L. 150. 8 100. 6 4. 50. mg O2/g MVS.h. 14. 200. 2. 0 0. 50. 100. 150. 200. 0 250. Temps (heures) DC O SF. rO2/MVS. 35 30 COT ppm. 25 20 15 10 5 0 0. 50. 100. 150. 200. 16 14 12 10 8 6 4 2 0 250. mg O2/g MVS.h. a.. Temps (heures) COT SF. rO2. b. Figure 13 : a. Demande Chimique d’oxygène b. Carbone Organique Total. Malgré le fait que la rO2/MVS diminue tant que le N-NO3- continue à augmenter (jusqu’à temps 215 heures), il y avait encore une activité représentative en termes de rO2 à la fin de 26.

(28) l’expérience. La vitesse de consommation d’oxygène à cette période était de 3.2 mg O2/L.h et pour la production de 88 mg N-NO3- /L il était nécessaire d’avoir une rO2 minimale de 2.7 mg O2/L.h. De la même façon la présence de N-NH4+ était nécessaire pour la production de 88 mg NNO3-, mais il n’y en avait pas assez. On émet dans cette étude l’hypothèse selon laquelle l’ammonium provenait soit du relargage cellulaire soit de la désintégration de protéines en acides-aminés car on ne trouve pas des. mg N-NO3-/L. 100 80 60 40 20 0 0. 50. 100. 150. 200. 16 14 12 10 8 6 4 2 0 250. mg O2/g MVS.h. autres possibles sources de NH4+.. Temps (heures) N-NO3-. rO2. Figure 14 : Concentration de Nitrates et rO2/MVS. Par ailleurs, entre les temps 50 et 120 h il y a un rapport proportionnel entre la diminution de la rO2 et l’augmentation du DCO et COT comme possible réponse à l’accumulation de produits de lyse cellulaire qui sont sortis des cellules après la décadence des MVS au cours du temps. La Figure 15 conforte la précédente hypothèse en montrant une accumulation de sucres et de protéines au même temps où diminuent la rO2 et les MVS, et où la DCO et le COT augmentent.Pendant cette période de temps on avait une production de 98 g eq. GLU et de 30 mg eq. BSA par gramme de MVS mort.. 27.

(29) 16. 0,07. 14. 0,06. 12. 0,05. 10. 0,04. 8. 0,03. 6. 0,02. 4. 0,01. 2. 0 0. 50. 100. 150. mg O2/g MVS.h. Su c: g glu/L Pro t: g BSA/L. 0,08. 0 250. 200. Temps (heures) sucres. protéines. rO2/MVS. Figure 15 : Concentration de protéines et sucres. Dans la même figure on observe une stabilisation de la concentration de sucres et protéines à la fin de l’expérience. Il peut être lié à 2 processus : une biodégradation explicable grâce à la diminution de la DCO à la fin de l’expérience ou une stabilisation de la mort cellulaire. Par rapport aux autres cations et anions représentés sur la Figure 16 on voit une augmentation. 200. 50. 180. 45. 160. 40. 140. 35. 120. 30. 100. 25. 80. 20. 60. 15. 40. 10. 20. 5. 0 0. 50. 1 00. 1 50. 20 0. Cl-; K +; P-PO4 -3 (m g/L). SO4- 2 ; N a+ (mg/L). de Na+ et SO4-2 liée au contrôle du pH avec la soude et l’acide.. 0 25 0. Tem ps ( he ure s) SO4-2. Na+. Cl -. K+. P-PO4 -3. Figure 16 : cations et anions. 28.

(30) Il y a aussi une importante apparition et augmentation de P-PO4-3 due à l’hydrolyse des polyphosphates à ortho-phosphates à l’intérieur des cellules. Ces ortho-phosphates (P-PO4-3) sortent sous forme soluble et peuvent être identifiés. 3.2.2 Expérience 2 L’expérience 2 est identique à la première mis à part le fait que le volume de 2.54 L de boue soit déstructuré par Ultrarrax à 10 000 rpm. De la même façon, le pH (entre 7 et 7.5) et la Température (20°C) ne varient pas au cours de temps. La vitesse de consommation d’oxygène (rO2) et l’oxygène dissous sont inversement proportionnels. Les MES et les MVS diminuent exponentiellement au cours du temps (Figure 17). MVS (g/L). 2,50 2,00 1,50 1,00 0,50 0,00 0. 20. 40. m odèle 1. 60 80 Temps (heures). 100. experiénce. 120. 140. modèle 2. Figure 17 : Les MVS prédit et mesurés. Les taux de décès des MVS déterminés par les modèles 1 et 2 sont respectivement 2,02 j-1 et 2,4 j -1, et on a une FA de 100% pour cette expérience. La deuxième modèle est plus proche des résultats expérimentaux, donc le taux de décès et la FA peuvent être validées comme valeurs approchées de la réalité. L’activité spécifique est ensuite représentée par un graphique de rO2/MVS où évidemment on trouve un fort décès au début de l’expérience comme conséquence de la mort cellulaire initiale.. 29.

(31) mg O2/g MVS.h. 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 0. 20. 40. 60. 80. 100. 120. 140. Temps (heures) rO2/MVS. Figure 18 : Activité spécifique en termes de rO2. A partir du temps 22 heures jusqu’à la fin, quand les résidus endogènes se sont déjà accumulés, l’activité montre une forte augmentation. Cette fois directement liée à la consommation de ces produits de lyse car la concentration de DCO-COT (Figure 19 a et b) diminue radicalement. Cependant, au moment de l’augmentation de la rO2/MVS on trouve une quantité faible de MVS. C'est-à-dire que malgré le fait qu’il y ait peu de microorganismes, la plupart d’entre eux sont actifs.. 70. 20 18. 60. 16. 50. DCO SF (mg/L). 14 mg O2/ g MVS.h. 12. 40. 10. 30. 8 6. 20. 4. 10. 2. 0 0. 20. 40. 60. 80. Tem ps (heures). 100. 120 SF. 0 140 r O2. a.. 30.

(32) 16 COT ppm. 14 12 10 8 6 4 2 0 0. 20. 40. 60. 80. 100. 120. 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 140. mg O2/g MVS.h. 18. Temps (heures) COT SF. rO2. b. Figure 19 : a. Demande Chimique d’oxygène b. Carbone Organique Total. La mort cellulaire, l’accumulation de produits de lyse et leur consommation au cours de l’expérience est aussi identifiable sur les Figure 20. La concentration protéique et des sucres dans le Surnageant suggère qu’ils ont été libérés pendant les premières heures jusqu’à obtenir une valeur maximale. Ensuite, la diminution de la concentration protéique et au même. 0,05 0,045 0,04 0,035 0,03 0,025 0,02 0,015 0,01 0,005 0 0. 20. 40. 60. 80. 100. 120. 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 140. mg O2 /g MVS .h. Suc: g glu/L Prot: g BSA/L. moment une diminution de la DCO et COT explique l’incrémentation de l’activité spécifique.. Temps (heures) suc res. prot éi nes. rO2/ MV S. Figure 20 : Concentration de Sucres et Protéines. 31.

(33) 21,2 mg éq. glucose sont produits pour chaque gramme de MVS qui décline entre les temps 47 et 117 heures. Cependant, on n’observe pas la diminution de la concentration en sucres attendue.. 3.3 Comparaison de l’activité spécifique entre les 2 expériences La figure 21 montre l’activité spécifique des microorganismes en termes de consommation d’oxygène de chaque expérience. La première expérience, qui a été démarrée en condition endogène sans contraintes physiques, montre une diminution de la vitesse de consommation d’oxygène par gramme de MVS depuis l’heure 50. Mais dans la deuxième expérience, avec. mg O2 /g MVS .h. l’Ultraturrax, se développe une fraction active de MVS plus importante. 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 0. 50. 100. 150. 2 00. 25 0. Tem ps (heure s) Exp érience 1. Expérience 2. Figure 21 : Comparaison de l’activité spécifique de chaque expérience. Les caractéristiques physico-chimiques des surnageants filtrés au début et à la fin de chaque réacteur (Tableau 2) révèlent que les contraintes physiques améliorent la capacité des microorganismes à consommer les résidus de la condition endogène. Tableau 2: Comparaison des caractéristiques physique-chimiques des surnageants Temps. Diminution. (heures). MVS (%). 215. 70%. Modèle. Modèle. Modèle. DCO. (0)-. de décès de décès de décès DCO(f°) 1 (b). 0.18 j-1. 2 (b). 0.4 j-1. 2 (FA). 0.88. sucres et Protéines*. %Diminution 2800-960. S: 73.2 P: 37. (66%). 32.

(34) 120. 95%. 2.02 j-1. •. 2.4 j-1. 1.15. S: 18.5 P:27.6. 3450-470 (86%). S: mg eq hlu/L et P: mg eq BSA/L. Une réduction totale de la DCO de la boue respectivement de 66% et de 86% pour chaque expérience suggère que le potentiel biodégradatif des microorganismes est plus élevé grâce au fait que les produits de lyse utilisés comme substrat (pour subsister) sont plus bio-disponibles. Morphologiquement, la taille et dispersion des agrégats ont radicalement changé au cours de l’expérience 2. La Figure 22 montre les résultats des analyses de distribution statistique de la taille en % de volume pour chaque expérience. Toutes le deux montrent un comportement mono modal mais tandis que la taille des particules reste constante pour la première phase expérimentale (56 µm), la taille des particules diminue de 85 µm à 64 µm dans la seconde.. Distribution en volume. 10 8. %v. 6 4 2 0 -2. 1. 10. 100. 1000. 10000. D (um). p1. p2. p3. p4. p5. p6. p7. a.. 33.

(35) Distr ibuti on en volume. 10. %v. 8 6 4 2 0 1. 10. 100. 1000. 10000. D (um) p1. p2. p3. p4. b. Figure 22: Granulométrie a) Expérience 1 ; b) Expérience 2. D’autre part, les observations microscopiques révèlent des agrégats encore plus attachés dans l’expérience 1 comme conséquence de la tendance floculante des microorganismes en matrices d’EPSs. Les agrégats sont très dispersés et les microorganismes sont libres dans la liqueur mixte pour l’expérience 2.. 4. CONCLUSIONS La déstructuration des agrégats biologiques favorise le potentiel dégradatif des produits endogènes et leur bio-disponibilité. Dans l’expérience qui a déstructuré les agrégats biologiques on trouve : -Une plus grande diminution de DCO et COT à la fin du procédé. -Une plus grande consommation de sucres et protéines. -Moins de MVS à la fin du procédé, avec une activité spécifique plus élevée. -Des particules de taille plus petite que sont en contact direct avec les microorganismes : bio disponibilité. 34.

(36) -Des procédés de consommation de résidus plus accélérés : ils se font dans un temps plus court. Des manipulations (conditions endogènes plus déstructuration) en contact avec les HAPs doivent être mis au point pour confirmer le potentiel biodégradatif des micropolluants et pour évaluer la toxicité des HAPs sur les agrégats biologiques.. 5. BIBLIOGRAPHIE [1] MAIALEN BARRET, DOMINIQUE PATUREAU, ERIC LATRILLE, HÉLÈNE CARRIÈRE,2009. A three compartment-model for micro pollutants sorption in sludge: Methodological approach in insights. Water Research, doi:10.1016/j.waters.2009.08.029. [2] A.K. HARITASH, C.P. KAUSHIK, 2009. Biodegradation aspects of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs): a review. Journal of Hazardous Materials 169, 1-15.. [3] WILLIAM T. STRINGFELLOW AND LISA ALVAREZ-COHEN, 1999. Evaluating the relationship between the sorption of PAHs to bacterial biomass and biodegradation. Water Research 33, 2535-2544.. [4] YINGJIE J. TANG, LIHONG QI, BARBARA KRIEGER-BROCKETT, 2005. Evaluating factors that influence microbial Phenanthrene biodegradation rates by regression with categorical variables. Chemosphere 59, 729-741.. [5]. DANIEL. WICKE,. UTA. BÖCKELMANN,. THORSTEN. REEMTSMA,. 2007.Experimental and modelling approach to study sorption of dissolved hydrophobic organic contaminants to microbial biofilms. Water Research 41, 2202-2210.. 35.

(37) [6] MENKQ MITTAL, KARL J. ROCKNE, 2009. Naphthalene and Phenanthrene sorption to very low organic content diatomaceous earth: modeling implications for microbial bioavailability. Chemosphere 74, 1134-1144.. [7] SILLE BENDIX LARSEN, DIMITAR KARAKASHEV, IRINI ANGELIDAKI, JENS EJBYE SCHMIDT, 2009. Ex-situ bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons in sewage sludge. Journal of Hazardous Materials 164, 1568-1572.. [8] AMANDINE ABADIE report. Elimination des micropolluants (substances prioritaires de type HAPs) par procédés biologiques hybrides: Analyse in situ du transfert dans les flocs et biofilms. Département de génie de procédés et de l’environnement, L’Institut National des Sciences Appliquées de Toulouse, 2009.. [9] BING-JIE NI, FANG FANG, WEN-MING XIE, MIN SUN, GUO-PING SHEN, WEIHUA LI, HAN-QING YU, 2008. Characterization of extracellular polymeric substances produced by mixed microorganisms in activated sludge with gel-permeating chromatography, excitation-emission matrix fluorescence spectroscopy measurement and kinetic modeling. Water Research 43, 1350-1358.. [10] KRISTINE H, WAMMER AND CATHERINE A. PETERS, Department of civil and environmental engineering, Princeton University, 2005. PAH biodegradation rates: A structure – Based study. Environ. Sci. Technol. 39, 2571-2578.. [11] GONZALES PIANA, MAURICIO, 2003. Bioremediacion y Tratamiento de Efluentes. RevistaCiencias, publicaciones cientificas.. [12] OFSP, l’Office Fédéral de la Santé Publique Suisse, 2008. Fiche d’information : Les hydrocarbures Aromatiques polycycliques (HAP). Confédération Suisse.. [13]. Air. Quality. Guidelines,. Chapter. 5.9:. Polycyclic. Aromatic. Hydrocarbonshttp://www.euro.who.int/document/aiq/5_9pah.pdf 36.

(38) [14] JIANLIN CHEN, M.H. WONG, Y.S. WONG, NORA F.Y. TAM, 2008. Multi-factors on biodegradation kinetics of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) by Sphingomonas sp. A bacterial strain isolated from mangrove sediment. Marine Pollution Bulletin 57 (2008), 695702.. [15] BRITT-MARIE WILEN, KRISTIAN KEIDING, PER HALKJAER NIELSEN, 1999. Anaerobic deflocculation and aerobic reflocculation of activared sludge. Water Research 34 (May 2000) 16: 3933-3942.. [16] K.J. KEESMAN, H. SPANJERS, 1999.. Endogenous Model State and Parameter. Estimation from Extensive Batch Experiment. Biotechnology and Bioengineering, Vol 68, N° 4, May 20, 2000.. [17] C. LOPEZ, M.N. PONS, E. MORGENTOTH, 2006. Endogenous processes during longterm starvation in activated sludge performing enhanced biological phosphorus removal. Water Research 40 (2006)1519-1530.. [18] CALVO, Diana. Estado del arte de Sustancias Polimericas Extracelulares (EPS) en sistemas de tratamiento anaerobio de aguas residuales. Universidad de los Andes, Bogota. [19] RAMDANI et al. Biodegradation of the endogenous residue of activated sludge, Water Research (2010), doi :10.1016/j.waters.2009.12.037. [20] M. STRICOT et al., Side-stream membrane bioreactors: Influence of stress generated by hydrodynamics on flocs structure, supernatant quality and fouling propensity, Water Research (2010), doi:10.1015/j.waters.2009.12.021. 37.

(39) 6. ANNEXES 6.1 Annexe 1 Tableau 3: Category assignments (factor) and Phenanthrene biodegradation rates. Source : Yinjie et al.. 38.

(40) D’ où Tableau 4: Category assignments to measurement conditions that retard Phenanthrene microbial biodegradation Notation POP: PAH-degrader adaptive state (numbers, carbon source,. Category 1 Enrichment culture, or cultures from highly. and species’ adaptation). polluted sites. MIX: Mixing category. Category 3. Bacterial consortium in. Bacteria from clean. lightly polluted sites. sediments. High free energy (. Low free energy. sufficient O2 supply. (mainly SO4-2. and nitrate reduction). reduction). ELA: Predominant electron acceptor, type and amount. Category 2. Well-mixed or aerated. SOR: Sorption category. TMP: Incubation Temperature. No sorption phase. 20-30 °C. Intermittent, or initial. Not mixed. mixing. (undisturbed). Slight sorption (slurry. Strong sorption, (sludge. with low to moderate. and sediment, low water. solids content). content. 10-20 °C. Adapted from Yinjie et al.. 6.2 Annexe 2 Agrobacterium Bacillus Burkholderia Sphingomonas Absidia Cylindrospora Mucor hiemalis Aspergillus fumigatus Cladosporium Cladosporoides Fusarium Soloni Trichoderma viride. 39.

(41)