denitrification dans un milieu nutritif naturel resume - CERE

04-06 Novembre, 2010, Sousse ,Tunisie
Vème Congrès International sur les Energies Renouvelables et l’Environnement
DENITRIFICATION DANS UN MILIEU NUTRITIF NATUREL
H. BOUGHERARA, W. CHEURFI, O. BENTABET et B. KEBABI
Laboratoire Pollution et Traitement des Eaux,
Département de chimie, Faculté des sciences exactes. Université Mentouri de Constantine,
Route de Ain El Bey, Constantine 25000
Tel/Fax: 213 31 81 88 65
[email protected]
RESUME
L’utilisation intensive des engrais azoté en Algérie a entrainé une pollution des eaux par les
nitrates. Cette concentration a atteint dans la région de Collo (Wilaya de Skikda) 570 mg/L
dépassant ainsi largement la norme O.M.S (50 mg/L). Ceci a des conséquences négatives sur
la santé humaine (Méthémoglobinémie) et l’environnement (eutrophisation). Dans nos
travaux, nous avons étudié l’élimination de cette pollution par l’utilisation d’une culture mixte
de microorganismes. Les microorganismes ont été prélevés dans la station d’épuration d’El
Menia Constantine. Après leurs adaptations, ils sont introduits à température fixe dans un
réacteur en anoxie contenant l’eau polluée par les nitrates, le milieu nutritif et une source de
carbone. Un spectrophotomètre UV-Visible Techcomp 8500 a été utilisé pour la mesure de la
turbidité des échantillons ce qui permet de déterminer l’évolution de la densité de la
population bactérienne. Il a également été utilisé pour mesurer le taux d’élimination des
nitrates par colorimétrie avec la méthode de salicylate de sodium.
Dans notre étude nous avons remplacé la source de carbone et le milieu nutritif
conventionnellement synthétiques par la farine de datte. Cette dernière contient des sels
minéraux et des sucres favorables à la croissance bactérienne. Notre étude à montré que
l’efficacité de dénitrification est proportionnelle à la croissance bactérienne. Elle augmente
d’une façon exponentielle après un temps de latence de l’ordre de 8 heures. Au cours de la
réaction de dégradation nous avons observé une augmentation du pH dans notre réacteur, il
passe de 7,00 à 8,38. En étudiant l’influence du pH initial sur la dénitrification des
microorganismes, nous avons observé que la concentration en ion hydrogène modifie le taux
de croissance des bactéries et de dégradation des nitrates. A pH acide, la réduction des nitrates
est incomplète, ceci s’explique par l’accumulation d’oxyde nitreux et nitrique qui interfère la
réaction de dénitrification. La vitesse de réduction des nitrates est moins importante dans un
pH acide (0,0096 g.L-1.h-1) que dans un pH basique (0,013 g.L-1.h-1).
La dénitrification est optimale à une température de 35°C pour un rapport C/N = 2,5. Dans ces
conditions 95% de la quantité initiale des nitrates est éliminée après environ 100 heures de
traitement.
Mots clés
Culture mixte, dénitrification, source de carbone, milieu nutritif, farine de datte.
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1. INTRODUCTION
Les eaux souterraines destinées à l’alimentation humaine sont souvent sujet à d’innombrables
sortes de pollution chimique. L’une des principales pollutions des eaux souterraines par les
produits diffuse, d’origine notamment agricole, est la pollution par les nitrates. Au cours des
dernières décennies un grand nombre d’observations ont conduit les autorités sanitaires de
nombreux pays et l’O.M.S à considérer les nitrates des eaux d’alimentation et, sans doute leur
augmentation progressive consécutive aux activités de l’homme, comme un danger potentiel
pour la santé publique. Environ 70% des fertilisants azotés utilisés en agriculture sont perdus
dans l’environnement sous forme de nitrates [Yapo O.B. et al, 2009] que l’on retrouve dans
les eaux de surface et souterraines.
La pollution des aux par les nitrates en Algérie est un problème alarmant, ceci est due à
l’utilisation intensive des engrais azotés ainsi que la mal formation de nos agriculteurs qui
utilisent les engrais en excès des besoins des plantes. Des études dans certaines régions ont
montrées que la concentration en nitrate est souvent au dessus de 50 mg/L, norme
recommandée par l’OMS (Organisation Mondiale de la Santé). Sidi Bel-Abes, Birkhadem,
Chlef, et la plaine de Mitidja sont des exemples concrets où la concentration en nitrates
dépasse déjà en 1990 les 260 mg/L [Salem Z. et al, 2007]. En 2004 la concentration atteint
570 mg/L à Oued Mazzouze (Collo, W de Skikda) [Chabour N., 2004].
Une concentration élevée des nitrates dans les eaux de récréation modifie l’équilibre
biologique en provoquant le phénomène d’eutrophisation [Foglar L. et Vukovié M., 2005]. La
consommation d’une eau riche en nitrates peut provoquer la méthémoglobinémie aussi
appelée la maladie des bébés bleus du fait de la transformation dans l’organisme humain des
nitrates en nitrites et en nitrosamines cancérogènes. Il existe plusieurs techniques
physicochimiques et biologiques de traitement des nitrates. Les plus utilisés sont les procédés
d’échanges d’ions et l’osmose inverse [Goodrich A. et al, 1991]. Récemment les processus
biologiques se sont avéré les plus concurrentiels et les mieux adaptés au traitement des
nitrates en raison de leur facilité, efficacité et de leurs coût modéré. La dénitrification
biologique permet la transformation de composés d’oxyde d'azote par des bactéries en azote
gazeux.
Notre travail porte sur le traitement biologique des nitrates en utilisant des micro-organismes
en culture mixte prélevés dans la station d’épuration d’El Menia de Constantine. La technique
que nous avons choisie nécessite l’apport d’une source de carbone extérieure dans un milieu
nutritif approprié où les nitrates jouent le rôle d’un accepteur final d’électrons au lieu de
l’oxygène. L’inconvénient de l’utilisation d’une source de carbone synthétique est
l’intoxication de milieu récepteur par l’excès non complètement dégradé de cette source. Cet
inconvénient est évité dans notre étude par le remplacement de la source de carbone
conventionnelle par de la farine de datte. Ceci a aussi comme avantage la réduction du coût du
traitement par l’inutilité de l’utilisation d’un milieu nutritif.
2. MATERIELS ET METHODES
2.1. Matériels
Les bactéries utilisées pour ce travail ont été prélevées du bassin de dénitrification de la
station d’épuration d’El Menia Constantine Algérie. Après adaptation de ces cultures mixtes
elles ont été utilisées dans notre procédé [Bougherara, H., 2007]. Elles ont été par la suite
utilisées pour l’inoculation du réacteur et cultivées dans une culture en discontinu (batch) en
conditions anoxiques, car les germes dénitrifiant existent dans les zones ou la concentration
en oxygène dissout est faible [Stanier R.Y., 1976]. Un spectrophotomètre UV-Visible 320
2
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SAFAS MONACO a été utilisé pour la mesure de la turbidité des échantillons ce qui permet
de déterminer la densité de la population bactérienne. Il a été également utilisé pour mesurer
l’évolution de la concentration de nitrate. L’évolution du pH a été mesurée à l’aide d’un pHmètre HANNA instruments HI 8519 N.
2.2. Méthodes d’analyses
En présence de salicylate de sodium les nitrates prennent une coloration jaune susceptible
d’un dosage à 415 nm [Rodier J., 1978]. Cette propriété a été exploitée pour la mesure de la
concentration des nitrates durant nos expériences. Les nitrites sont dosés aussi par
colorimétrie. L’acide sulfanilique en milieu chlorhydrique, en présence d’ion ammonium et de
phénol forme avec des ions
un complexe coloré jaune dont l’intensité est proportionnelle
à la concentration en nitrites [Rodier J., 1978]. L’évolution de la turbidité aux cours de nos
expériences a été mesurée à une longueur d’onde de 600 nm. Cette mesure nous a permis de
déterminer l’évolution de la quantité de biomasse.
2.3. Les conditions opératoires
Les boues prélevées dans la station d’épuration sont dissoutes par agitation dans de l’eau
distillée. La solution récupérée après filtration est mélangée à une solution contenant notre
milieu naturel qui contient la farine de datte comme source de carbone. La croissance
bactérienne est suivie par des mesures de la densité optique (à 600 nanomètres) à des
intervalles réguliers de temps. Les expériences sont réalisées dans un réacteur de 500 ml
contenant 200 ml du milieu nutritif que nous avons ensemencé avec 5 ml d’inoculum préparé
précédemment. La mesure du pH et la concentration de l’oxygène sont réalisés par des
électrodes introduites en permanence dans le réacteur. L’anaérobie est réalisé par barbotage
d’azote jusqu'à désoxygénation totale de la solution. Le réacteur est agité en permanence afin
d’homogénéiser le milieu réactionnel. Il est muni d’une ouverture permettant les prélèvements
sans perturbation du milieu réactionnel.
3. RESULTATS ET DISCUSSIONS
3.1. Utilisation de la farine de datte comme source de carbone
Après adaptation des cultures mixtes elles ont été utilisées dans une solution aqueuse
contenant la farine de datte et les nitrates à une concentration fixe.
Avant de s’intéresser au suivie des différents paramètres contrôlant la dénitrification
(concentration en nitrates, suivi de la dégradation du polluant au cour du temps…) en utilisant
la farine de datte comme milieu nutritif et source de carbone, il s’est avéré nécessaire de
rappeler d’une manière générale l’évolution d’une masse bactérienne en présence de notre
source de carbone et milieu nutritif naturel.
La courbe montrant l’évolution de la concentration bactérienne (figure 1) montre que la
croissance bactérienne passe par les quatre étapes successives suivantes : étape de latence,
étape de croissance exponentielle, étape de ralentissement et finalement l’étape de stagnation.
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DO (600 nm)
0,20
IV
0,15
III
0,10
0,05
II
I
0,00
0
20
40
60
80
100
Temps (h)
Figure. 1: Evolution de la croissance bactérienne au cours de la dénitrification
Le taux de croissance µ et la quantité de la biomasse produite ∆X [Guiraud. J.P., 1998] sont
calculés à partir des deux relations suivantes :
Les calcules montrent que :
µ = 0,081 h-1
∆X = 1135,6 mg L-1
La croissance bactérienne est accompagnée d’une consommation proportionnelle d’ions
nitrates comme le montre la figure 2.
[N-NO3] en mg/L
1000
800
600
400
200
0
0
20
40
60
80
100
Temps (h)
Figure 2 : Cinétique de dénitrification
4
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La croissance bactérienne s’arrête après consommation presque totale des nitrates. Ceci
montre que la dénitrification n’est qu’une alternative à la respiration classique de l’oxygène
[Patureau, D., 1995]. Ainsi les nitrates sont utilisés comme accepteurs finaux d’électrons qui
sont transférés le long de la chaîne respiratoire [Tiedje J.M., 1988].
La vitesse moyenne de disparition des nitrates durant la phase de croissance exponentielle est
de :
Vmoy =4,58 mg L-1 h-1.
Une concentration en nitrates inférieurs à 50 mg L-1 (concentration toléré par la législation
algérienne) est obtenue après 80 heures de traitement.
La dénitrification s’arrête après 85 heures de traitement. La concentration des nitrates est alors
de 34 mg L-1, ce qui donne un taux de dénitrification de 93,5%.
Au cours de la réaction de dégradation nous avons observé une augmentation du pH dans
notre réacteur car la réaction biologique est consommatrice de protons [Haslay C., 1993].
Dans notre cas il passe de 7,00 à 8,38 (figure 3).
9
pH
8
7
6
0
20
40
60
80
100
Temps (h)
Figure 3 : Evolution du pH au cours de la dénitrification
3.2. Effet de la teneur en ions nitrates
Afin d’optimiser le rapport C/N nous avons réalisé quatre cultures dans une eau synthétique,
ensemencées avec 5 ml d’inoculum préparé précédemment, alimentées par la farine de datte
et différentes concentration de nitrates sont calculées de façon à obtenir différents rapports
C/N. Dans ce cas l’évolution cinétique observée sur la figure 4 montre que la différence de la
croissance bactérienne n’est pas large. Par ailleurs nous avons remarqué que la quantité de la
biomasse produite pour la quatrième culture C/N=2,5 est la plus grande. Cette croissance
bactérienne est dû a la consommation d’ions de nitrates figure 5.
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0,30
C/N = 1
C/N = 2
C/N = 2,5
C/N = 3
DO (600 nm)
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
0
20
40
60
80
100
Temps (h)
[N-NO3] en mg/L
Figure 4 : Effet du rapport C/N sur la croissance bactérienne
650
600
550
500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
C/N = 1
C/N = 2
C/N = 2,5
C/N = 3
0
20
40
60
80
100
Temps (h)
Figure 5 : Effet du rapport C/N sur la dénitrification
Une diminution de la concentration de nitrates et devient pratiquement nulle au bout de 75
heures, particulièrement pour le rapport C/N=2,5. dans ces conditions le taux de
dénitrification atteint 94%.
2.3. Effet du pH initiale sur la dénitrification
Le pH est un facteur important qui limite la dénitrification. En premier lieu nous avons suivi
la croissance bactérienne dans trois milieux de culture ayant des pH initiaux différents (5, 7,
9) ceci a été réalisé en ajoutant HCl (1M) pour assurer l’acidité et NaOH (1M) pour la
basicité.
6
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pH = 5
pH = 7
pH = 9
0,30
DO (600 nm)
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Temps (h)
Figure 6 : Effet du pH initial sur la croissance bactérienne
La principale influence du pH pendant la dénitrification semble être son effet sur la
concentration en NH3 et HNO2 qui peuvent être des inhibiteurs. Les pH acides provoquent
une accumulation de NO et N2O. Dans notre cas, la dénitrification augmente avec le pH
(figure 7) et le pH optimal est dans la marge neutre entre 6,5 et 7,5 où nous avons un taux de
dénitrification de 95 %.
0,9
pH = 5
pH = 7
pH = 9
0,8
[N-NO3] en (g/L)
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Temps (h)
Figure 7 : Effet du pH initial sur la dénitrification
4. CONCLUSION
La pollution des eaux par les nitrates provoque des nuisances sur la nature (eutrophisation) et
plus particulièrement sur la santé humaine (méthémoglobinémie). Notre travail a été porté sur
l’étude de la dénitrification par l’utilisation d’une culture mixte des micro-organismes
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prélevés dans la station d’épuration d’El Menia Constantine en réacteur batch en utilisant la
farine de datte comme source de carbone organique et milieu nutritif en même temps. Nous
avons étudié l’influence des différents paramètres physicochimiques qui peuvent avoir un
effet inhibiteur ou accélérateur sur la biodégradation des nitrates.
L’utilisation de la farine de datte comme source de carbone nous a permis d’éliminer dans un
réacteur batch 93,5% de la concentration initiale des nitrates ainsi que son utilisation a comme
avantage la réduction du coût de traitement par l’inutilité d’utilisation d’un milieu nutritif
approprié. Durant ce traitement le pH est passé de 7,00 à 8,38.
Nous avons trouvé un meilleur taux de dénitrification pour un rapport de carbone sur azote
C/N = 2,5.
Le pH est un paramètre important affectant le processus de dénitrification et le pH optimal
semble d’être aux environs de pH = 7.
5. BIBLIOGRAPHIE
Bougherara. H. Cheurfi W., Kebabi. B. (2007). Etude de la biodégradation de la
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Guiraud, J.P. (1998). Microbiologie alimentaire. (DUNOD).
Haslay C, Leclerc H (1993). Microbiologie des eaux.
Patureau, D. (1995). Etude cinétique et physiologique d’une bactérie dénitrifiant en
conditions aérobies. Suivi en réacteur aéré, parfaitement mélangé, en culture pure et en
culture mixte associée à une flore nitrifiante. Thèse pour l’obtention du diplôme de doctorat.
Rodier, J. (1978). L’analyse de l’eau, sixième édition.
Stanier R.Y.(1976) Microbiologie générale, Masson et CIE éditeurs; pp. 225-370.
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1450-216X Vol.26 No.4 (2009), pp.565-576.
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