Microflore hétérotrophe impliquée dans leprocédé simultané de biolixiviation des métaux etde digestion des boues d’épuration

M. Gamache, J.F. Blais, R.D. Tyagi et N. Meunier

Résumé : Jusqu’à présent, quelques études microbiologiques ont permis de mettre en évidence le rôle et l’identificationde certaines espèces bactériennes chimiolithotrophes directement impliquées dans le procédé simultané de biolixiviationdes métaux lourds et de digestion des boues d’épuration municipales (procédé SSDML). De plus, différents travaux mi-crobiologiques ont permis d’établir la performance de ce procédé pour la destruction des microorganismes indicateursde pathogènes. Cependant, aucune étude n’a été effectuée afin de définir le comportement des populations microbienneshétérotrophes durant l’acidification des boues survenant lors de l’opération, en mode cuvée et en mode continu, du pro-cédé SSDML. Les résultats obtenus sur des boues primaires provenant de la Communauté Urbaine de Québec (CUQ)-Est, des boues mixtes de Valcartier et secondaires de Beauceville montrent une diminution, puis une destruction de latrès grande majorité des espèces bactériennes hétérotrophes retrouvées initialement lors de l’opération en mode cuvéeet continu du procédé SSDML. L’application des conditions acide et oxydante prévalant lors de l’opération du procédé,entraîne une uniformisation de la flore microbienne hétérotrophe; seuls deux types de microorganimes subsistent, soitprincipalement la levure Blastoschizomyces capitatus et une moisissure non identifiée.

Mots clés : boues d’épuration, biolixiviation et digestion simultanée, bactéries hétérotrophes, Blastoschizomycescapitatus, moisissures.

Abstract: Until now, some microbiological studies have made it possible to highlight the role and identification of cer-tain chimiolithotroph microorganisms directly involved in the simultaneous sewage sludge digestion and metal leaching(SSDML process). Moreover, some other studies have established the performance of the SSDML process for the de-struction of pathogens. However, until now no study has been carried out to define the equilibrium of the heterotrophicmicrobial populations during the sludge acidification occurring during the operation of the SSDML process. Hence, theSSDML process was studied in batch and continuous mode employing different types of sludges (Communauté Urbainede Québec (CUQ)-East primary sludge, Beauceville secondary sludge, and mixture of primary and secondary Valcartiersludge). The equilibrium of heterotrophic microbial populations was investigated along with sludge acidification andsolids degradation. The results obtained during the SSDML process on different sludges showed a decrease followed bythe destruction of a majority of heterotrophic bacterial species found in fresh sludges. The isolation and characteriza-tion of different microbial species showed that only two types of microorganisms persisted: the yeast Blastoschizomycescapitatus and an unidentified fungus.

Key words: sewage sludge, simultanous bioleaching and digestion, heterotrophic bacteria, Blastoschizomyces capitatus,fungi.

174

Gamache et al. Introduction

Depuis quelques années, les autorités gouvernementalesont développé différents mécanismes de surveillance pourdiminuer et contrer les problèmes de pollution. En ce quiconcerne les problèmes de pollution de l’eau, les diversesinstances politiques ont mis sur pied des programmes deplus en plus adéquats pour l’assainissement des eaux uséesmunicipales. Par contre, ces divers programmes ont engen-dré une quantité appréciable de boues résiduaires qui necesse de croître avec les années. Seulement aux États-Unis,la production de biosolides est estimée actuellement à 7,1millions de tonnes (U.S. Environmental Protection Agency1999). Des solutions sécuritaires et peu dispendieusesd’élimination de ces boues doivent être identifiées, puisquela disposition finale de celles-ci constitue une étape très coû-teuse dans le traitement des eaux usées municipales (Couil-

Can. J. Civ. Eng. 28: 158–174 (2001) © 2001 CNRC Canada

158

DOI: 10.1139/cjce-28-1-158

Reçu le 2 juin 2000. Révision acceptée le 30 octobre 2000.Publié au site Web des Presses scientifiques du CNRC le 5février 2001.

M. Gamache, J.F. Blais1, R.D. Tyagi et N. Meunier.Institut National de la Recherche Scientifique (INRS–Eau),Université du Québec, 2700, rue Einstein, Sainte-Foy, QCG1V 4C7, Canada.

Les commentaires sur le contenu de cet article doivent êtreenvoyés au directeur scientifique de la revue avant le 30 juin2001.

1Auteur correspondant(courriel : blaisjf@inrs-eau.uquebec.ca).

lard et Mercier 1994). Parmi les méthodes de dispositionenvisageables, la valorisation agricole semble être une solu-tion à privilégier. Toutefois, la concentration élevée en métauxtoxiques dans les boues et la présence de microorganismes pa-thogènes constituent deux inconvénients majeurs à cette pra-tique (Bruce et Davis 1989; Dudley et al. 1980; Scheltinga1987; U.S. Environmental Protection Agency 1979, 1993).

Pour éliminer ces deux principaux obstacles, plusieursgroupes de chercheurs ont étudié l’utilisation de procédéschimiques (Hayes et al. 1980; Jenkins et al. 1981; Scott etHorlings 1979; Tuin et Tels 1990; Wozniak et Huang 1982)alors que d’autres ont développé des procédés biologiques.Au cours des 10 dernières années, des procédés de lixivia-tion bactérienne des métaux (Blais et al. 1992a, 1992c,1993c; Couillard et al. 1991; Henry et al. 1988; Tyagi etCouillard 1989; Wong et Henry 1988) et de biolixiviationdes métaux combinée à une digestion simultanée des boues(procédé SSDML) (Benmoussa et al. 1994; Blais et al.1992b; Tyagi et al. 1993b, 1993c) ont été étudiés. L’avantagede cette dernière approche technologique, en comparaisonavec les techniques d’acidification chimiques, provient de laréduction considérable des quantités de produits chimiquesnécessaires pour l’opération du procédé (acidification et neu-tralisation des boues).

Le procédé SSDML exploite la présence dans les bouesd’épuration d’une microflore indigène composée de thioba-cilles capables d’oxyder le soufre élémentaire ajouté auxboues en acide sulfurique. Cette production d’acide entraîneune baisse considérable du pH des boues et une hausse desconditions oxydantes du milieu, ceci causant une solubilisa-tion importante des métaux toxiques. Un temps de rétentionhydraulique de l’ordre de 10 à 12 jours est requis pour per-mettre une stabilisation adéquate des boues municipales.Une fois traitées, les boues lixiviées sont conditionnées parajout de floculant (polymère organique) puis déshydratéesmécaniquement. Les boues déshydratées sont ensuite neutra-lisées à pH 7 par ajout de chaux vive ou inerte et achemi-nées par camion au lieu d’épandage agricole. Le lixiviatacide contenant les métaux est neutralisé à un pH comprisentre 7 et 8 par ajout d’une solution de chaux saturée etlaissé décanter jusqu’à l’obtention d’une boue métallique.Ce dernier résidu est déshydraté, puis séché avant d’êtreacheminé à un site de disposition de produits dangereux.

Du point de vue technologique, les effets des principauxparamètres sur l’opération du procédé SSDML sont mainte-nant bien cernés (Blais et al. 1993a; Ravishankar et al. 1994;Sreekrishnan et al. 1993; Tyagi et al. 1993a). Du point de vuemicrobiologique, il a été démontré que le procédé SSDMLpermet une destruction des bactéries et virus indicateurs depathogènes (coliphages, coliformes totaux, coliformes fé-caux et streptocoques fécaux) lors de l’abaissement du pH(Blais et al. 1992b; Shooner et al. 1992). La microflore res-ponsable du processus d’acidification des boues composéesde microorganismes oxydant le soufre élémentaire en acidesulfurique a aussi été caractérisée (Blais et al. 1992a,1993b).

Plusieurs études ont été réalisées dans le passé afin de ca-ractériser la microflore hétérotrophe de boues d’épuration(Dudley et al. 1980; Witthauer 1980). Parmi les microorga-nismes hétérotrophes aérobies retrouvés généralement dansles boues, il y a une forte prédominance de bâtonnets et de

coccobacilles Gram négatifs, de levures appartenant augenre Rhodotorula et Blastoschizomyces et de moisissures.En fait, plusieurs facteurs peuvent influencer la compositioninitiale des microorganismes hétérotrophes contenus dans lesboues d’épuration. Les facteurs primaires sont la composi-tion des eaux résiduaires, le taux intrinsèque de croissancedes microorganismes, la compétition entre chaque espèce etles conditions physico-chimiques des boues. La charge orga-nique du bassin d’aération, la disponibilité de l’oxygène, lepH, les agents inhibiteurs, l’âge des boues et la turbulencephysique sont probablement les principales conditions physi-co-chimiques influant sur la composition microbiologiquedes boues municipales (Cyrus et Sladka 1970; Witthauer1980).

Bien que les populations microbiennes hétérotrophes desboues sont l’objet de travaux antérieurs, il demeure que lecomportement de cette flore indigène lors du traitement desboues par le procédé SSDML reste inconnu à ce jour.L’objectif de la présente étude était donc de vérifier la com-position et l’équilibre de diverses populations microbienneshétérotrophes aérobies (hétérotrophes totaux, hétérotrophesacidophiles, levures, actinomycètes, moisissures) dans diverstypes de boues, lors de l’opération du procédé SSDML enmode cuvée et en mode continu.

Matériels et méthodes

Échantillonnage des boues d’épurationLes différentes boues d’épuration utilisées pour cette

étude ont été prélevées des décanteurs primaires et (ou) desunités de décantation secondaire, de stations québécoisesd’épuration des eaux, soit des boues primaires de la Commu-nauté Urbaine de Québec (CUQ)-Est, des boues secondaires deBeauceville (BV) et des boues mixtes de Valcartier (VC). Lesboues mixtes employées sont constituées d’approximativement60 % (v/v) de boues primaires et de 40 % (v/v) de boues se-condaires. Les boues ont été conservées à 4°C jusqu’à leurutilisation, puis ont été tamisées (<1 cm) afin d’éliminer lesparticules grossières pouvant obstruer les conduitesd’alimentation des bioréacteurs. En raison du nombre deréacteurs employés et des temps de rétention hydrauliquesretenus, l’âge maximum des boues ainsi préservées était de21 jours. Enfin, une dilution appropriée avec de l’eau du ro-binet a été effectuée afin de garder des proportions en soli-des similaires d’un type de boues à l’autre.

Acclimatation de la microflore indigèneL’inoculum employé pour le début des essais provenait de

la microflore indigène des boues d’épuration qui a étéadaptée tout d’abord en y ajoutant une concentration de3 g/L de soufre en poudre et en fournissant une agitation etune aération adéquate (500 rotations par minute (rpm) et untaux d’aération de 0,12 volume d’air par volume de réacteurpar minute (VVM)). Le pH et le potentiel d’oxydoréduction(POR) ont été suivis aux 24 h jusqu’à l’obtention d’un pHd’environ 2,0. Dès lors, l’inoculum était prêt à être utilisépour le démarrage de l’essai en mode cuvée. Pour les essaissubséquents, les boues traitées contenues dans les réacteurs àla fin de l’essai précédant ont servi d’inoculum de départ, cequi a permis d’obtenir une culture mixte de thiobacilles (mi-croorganismes oxydant le soufre élémentaire), de plus en

© 2001 CNRC Canada

Gamache et al. 159

plus adaptée aux boues à traiter. La même technique, maissans apport exogène de soufre élémentaire, a été utiliséepour préparer un inoculum afin d’ensemencer les boues, lorsde l’opération du procédé conventionnel de digestion aé-robie (CASD).

Description du montage expérimental (mode cuvée)Six bioréacteurs parfaitement agités de 40 L de capacité

ont été employés pour les essais en mode cuvée. Ces réac-teurs étaient de type Nalgène en polyéthylène haute densité(HDPE) (hauteur et diamètre interne respectivement de 54 et32 cm) et étaient agités chacun par un agitateur CaframoRZR50 de 1/6 hp (1 hp = 745,6999 W) muni d’une hélice àquatre palmes de marque Lightnin, modèle A315, d’un dia-mètre total de 12,5 cm montée sur une tige métallique creuseen acier inoxydable (316SS) et tournant à 500 rpm. Chaquebioréacteur était également muni d’un couvercle de 32 cmde diamètre et de trois chicanes creuses en polyméthacrylatede 3,2 cm de diamètre par 40 cm de longueur, placés à 120degrés d’intervalle et à 2,5 cm du fond des cuves.

Chacun des bioréacteurs utilisés contenait un volume utilede 30 L des diverses boues à l’étude. Pour un volumed’opération de 30 L, la hauteur du liquide était de 35 cm, cequi donne un rapport h/d de 1,09.

Les boues ont été aérées à 0,20 VVM par un diffuseur de2,5 cm de diamètre externe muni d’un disque poreux de70 �m en polyéthylène (Cole-Parmer, modèle G-06614–25)fixé le long d’une des chicanes, et ce, afin de faciliter le net-toyage quotidien du disque poreux. Les débits d’air ont étéajustés par un débitmètre Cole-Parmer (modèle G-03267–28)et la pression du gaz a été maintenue constante à 103 kPa.

Une quantité de 90 g de soufre élémentaire de la com-pagnie SULCHEM Products (aire de surface de3055 cm2/g), soit l’équivalent de 3,0 g/L, a été ajoutée à cha-cun des réacteurs utilisés pour l’opération du procédéSSDML, alors qu’aucun ajout n’a été fait à ceux utiliséspour les études du procédé conventionnel de digestion aé-robie (CASD). Un volume de 20 % (v/v) d’inoculum dechaque boue a été utilisé pour ensemencer respectivementchacun des bioréacteurs.

L’évaporation a été compensée quotidiennement par ajoutd’eau du robinet, 15 min avant les échantillonnages. Deséchantillons ont été prélevés à des intervalles minimaux de24 h pour les différentes mesures. Les bioréacteurs ont étémaintenus à température ambiante pour l’ensemble des es-sais réalisés en mode cuvée et en mode continu.

Description du montage expérimental (mode continu)Trois bioréacteurs possédant les caractéristiques décrites pré-

cédemment ont été utilisés pour les essais en mode continu. Unbassin agité assurant l’alimentation en boue fraîche a été em-ployé pour chaque réacteur.

Une minuterie programmable de marque Chontrol, mo-dèle XT, permettait de contrôler une pompe péristaltiqueCole-Parmer (modèle 7553–30) pour chaque bioréacteur, quiassurait l’entrée simultanée de boue fraîche et l’évacuationdes boues traitées à chaque heure. Des quantités de 1 g/L desoufre élémentaire en poudre ont été ajoutées à chaque jouren fonction de la quantité de boues traitées.

Analyses physico-chimiquesLes mesures de POR et de pH ont été prises sur un pH-

mètre Fisher Acumet modèle 915 avec des électrodes Cole-Parmer à double-jonction, cellule de référence de typeAg/AgCl pour le pH et à bande de platine pour le POR. Laconcentration en oxygène dissous (OD) dans les boues a étémesurée avec un oxymètre Yellow Springs Instruments (mo-dèle 58). Les solides totaux (ST) et volatils (SV), les ma-tières en suspension (MES) et volatiles (MVES), ainsi queles solides dissous et colloïdaux totaux (STDC) et volatils(STDCV) ont été déterminés selon les méthodes standardi-sées (American Public Health Association 1989; Degrémont1989). Des échantillons de boues (25 mL) ont également étéprélevées et filtrées sur des membranes filtrantes WhatmanGF/A afin de mesurer les concentrations de métaux lourdssolubilisés (Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb et Zn). La mesure desmétaux dans la phase liquide a été effectuée par spectropho-tométrie à émission de plasma induit (ICP, model AtomScan 25, Thermo Jarrell Ash Corp.). La teneur total de mé-taux dans les boues a été mesurée après digestion de celles-ci dans HNO3, HF et HClO4 selon la American PublicHealth Association (1989).

Mesure des populations microbiennesLes populations microbiennes dans les boues ont été dé-

nombrées par la technique d’ensemencement direct sur mi-lieu gélosé telle que décrite par la American Public HealthAssociation (1989). Les hétérotrophes totaux (HT) ont étéénumérés sur un milieu « trypticase soy broth – yeast ex-tract » (milieu TSBYE) composé de 30 g/L de TSB, de3.0 g/L de YE et de 15 g/L d’agar. La croissance des levu-res, des actinomycètes et des moisissures a été mesurée surle milieu « potato dextrose agar » (milieu PDA). Les milieuxde culture utilisés proviennent de la compagnie BBL.

Les populations hétérotrophes acidophiles ont été dénom-brées sur trois milieux de culture, soit le milieu « mannitol –yeast extract » (MYE-2,5), le milieu « glucose – yeast ex-tract » (GYE-2,5) ainsi que le milieu « potato dextroseagar » (PDA-2,5). Lors de leur préparation, ces milieux ontété ajustés à pH 2,5 avec de l’acide sulfurique (1 M). Lacomposition des milieux MYE-2,5 et GYE-2,5 est tirée desétudes de Johnson et Kelso (1983) et Harrison (1978, 1981).

La préparation des échantillons de boues a été effectuéeselon la technique modifiée de Dudley et al. (1980) décritepar Blais et al. (1992b). Des volumes de 5 mL de boues ontété mélangés à haute vitesse au Vortex pendant 2 min dansun tube à centrifugation contenant approximativement 1 g debilles de verre stériles (4 à 5 mm). Les échantillons étaientpar la suite dilués dans du tampon PBS (0,01 M) et des volu-mes de 0,1 mL des dilutions appropriées étaient déposés, enduplicata, à la surface des géloses et étalées à l’aide de tigede verre. Les géloses étaient incubées à 32°C pendant 72 à120 h.

Identification des microorganismesLes diverses souches microbiennes retrouvées sur les cinq

différents milieux de culture ont été isolées. Les tests debase tels que la coloration de Gram, la catalase et l’oxydaseont été effectués. Les diverses souches étaient alors identi-fiées avec des galeries d’identification API appropriées (20E,20C, CHB, NFT, Staph Ident). Des tests supplémentaires ont

© 2001 CNRC Canada

160 Can. J. Civ. Eng. Vol. 28, 2001

été parfois effectués pour confirmer l’étape d’identificationsur galerie API (Warren et Shadomy 1991).

Résultats et discussion

Conditions opératoires en mode cuvée des procédésSSDML et CASD

La solubilisation des métaux présents dans les boues re-quiert l’obtention de pH acides et de conditions du milieufortement oxydantes (potentiel d’oxydoréduction élevé). Cesconditions physico-chimiques se produisent dans les bouesd’épuration subissant le procédé SSDML, suite à la produc-tion d’acide sulfurique résultant de l’oxydation du soufreélémentaire ajouté (Blais et al. 1992a; Tyagi et al. 1993b).Toutefois, les cinétiques d’acidification des boues sont dé-pendantes des conditions d’opération du procédé, tels que latempérature, le type de boues (primaires, secondaires, mix-tes) et le contenu en solides des boues (Blais et al. 1992c,1993a; Tyagi et al. 1993a). Par ailleurs, des travaux menéssur plus de 23 boues d’épuration différentes ont démontréque le procédé SSDML peut être utilisé pour la décontami-nation et la stabilisation de divers types de boues (Blais etal. 1992a).

Dans la présente étude, l’efficacité du procédé SSDML adonc été comparée à celle du procédé conventionnel dedigestion aérobie (CASD) pour la stabilisation et la déconta-mination des boues, ainsi que pour l’équilibre des populationsmicrobiennes hétérotrophes dans trois types de boues, soit :les boues primaires de la Communauté Urbaine de Québec(CUQ), les boues secondaires de Beauceville (BV) et lesboues mixtes de Valcartier (VC).

Le tableau 1 présente les valeurs initiales et finales (après20 jours d’essai) de pH et de potentiel d’oxydoréduction(POR), ainsi que les valeurs moyennes de température etd’oxygène dissous mesurées quotidiennement dans lesboues. L’ajout initial de l’inoculum (20 % v/v) dans lesboues subissant le procédé SSDML entraîne une légèrebaisse du pH (4,37 à 5,14) en comparaison aux boues trai-tées par le procédé CASD (pH initial entre 5,22 et 6,27).Cette observation s’explique par l’acidité des inoculums duprocédé SSDML (CUQ : 2,13; BV : 2,07; VC : 2,00) parrapport à celle des inoculums utilisés pour le procédé CASD(CUQ : 6,02; BV : 4,30; VC : 8,18). Après 20 jours de trai-tement, le pH des trois types de boues subissant le procédéSSDML est très acide (1,69 à 2,26), alors que le pH des troisboues traitées par digestion aérobie conventionnelle est trèsdifférent, soit à 7,49 et 8,15 pour les boues primaires et mix-tes et à 4,10 pour les boues secondaires.

L’observation de la figure 1 permet de mieux apprécier lesvariations au niveau du pH des boues durant l’opération desprocédés SSDML (CUQ-S, BV-S et VC-S) et CASD (CUQ-C, BV-C et VC-C). Ainsi, bien que les valeurs finales desboues traitées par le procédé SSDML soient rapprochées(1,69 à 2,26), la cinétique d’acidification des boues est trèsdifférente selon les boues. Une période de traitement de5,5 jours est suffisante pour acidifier les boues secondaires(BV) à pH 3,0, alors que des périodes de 8,0 et 12,5 jourssont nécessaires pour les boues mixtes (VC) et les boues pri-maires (CUQ) respectivement. Cette différence au niveau dela cinétique d’acidification des divers types de boues peutêtre attribuée principalement à deux causes, soit la diffé-rence de capacité tampon des boues et l’activité des microor-ganismes (thiobacilles) producteurs d’acide sulfurique (Blaiset al. 1993b; Sreekrishnan et al. 1993).

Par ailleurs, le pH des boues primaires (CUQ) et mixtes(VC) traitées par le procédé CASD augmente progressive-ment durant les 10 premiers jours d’opération, puis se stabi-lise dans les 10 derniers jours. Cette hausse du pH des bouespeut être associée à une forte activité endogénique avec pro-téolyse pour ces boues initialement très peu digérées. Dansle cas des boues secondaires (BV) digérées partiellement(boues activées à aération prolongée), la hausse du pH est demoindre durée, soit environ 5 jours, puis est suivie par uneacidification progressive résultant probablement du proces-sus de nitrification (Benmoussa et al. 1997).

Le POR étant fonction en bonne partie du pH, il est nor-mal de constater que le POR initial et final des boues subis-sant le procédé SSDML (initial, 4 à 81 mV; et final, 467 à521 mV) est plus élevé que celui des boues traitées par leprocédé CASD (initial, –74 à 4 mV; et final, –24 à 301 mV)(tableau 1). La figure 2 montre d’ailleurs la fluctuation duPOR des boues lors des essais des procédés SSDML etCASD menés en mode cuvée. En plus du pH, le POR quimesure l’état d’oxydation général du système est influencépar le rapport Fe3+/Fe2+ ainsi par la concentration en oxy-gène dissous du milieu (Desjardins et Lessard 1992; Pesic etal. 1989). Les valeurs de POR plus élevées pour les bouestraitées par le procédé SSDML comparativement au procédéCASD s’expliquent aussi par l’oxydation biologique du fersolubilisé lors de l’acidification des boues. L’oxydation del’ion ferreux en milieu acide est catalysé par la bactérieThiobacillus ferrooxidans, qui fait partie de la microflore indi-gène des boues d’épuration municipales (Blais et al. 1993c).

Les teneurs moyennes en oxygène dissous, calculées surl’ensemble des mesures quotidiennes, dans les boues traitéespar le procédé SSDML sont un peu supérieures (4,2 à

© 2001 CNRC Canada

Gamache et al. 161

Procédé SSDML Procédé CASD

Paramètres CUQ BV VC CUQ BV VC

pH initial 5,14 4,80 4,37 5,22 6,27 5,73pH final 2,26 1,78 1,69 7,49 4,10 8,15POR initial 4 8 81 4 –74 –41POR final 467 486 521 –24 301 17T (°C) 23,0 ± 0,7 23,3 ± 0,5 24,2 ± 0,7 23,5 ± 0,5 23,4 ± 0,4 23,3 ± 1,1O.D. (mg/L) 4,2 ± 1,9 4,8 ± 1,7 5,8 ± 2,4 2,8 ± 0,9 4,0 ± 1,8 3,3 ± 1,7

Tableau 1. Variations du pH, du POR, de la température et de l’oxygène dissous des boues lors de l’opération en mode cuvée desprocédés SSDML et CASD.

5,8 mg/L) à celles observées dans les boues subissant le pro-cédé CASD (2,8 à 4,0 mg/L) (tableau 1). Ce phénomènes’explique assez aisément par une baisse importante del’activité de la flore microbienne suite à l’application desconditions acides et oxydantes prévalant lors de l’opérationdu procédé SSDML. Cette chute de l’activité microbienneest d’ailleurs confirmée dans une section ultérieure, par laréduction importante des diverses espèces microbienneshétérotrophes composant la microflore des boues. Il faut noterque l’opération du procédé SSDML ne nécessite pas le main-tien d’une concentration en oxygène dissous aussi élevée queles valeurs mesurées lors des présents travaux (>4 mg/L).Une teneur se situant entre 1 et 2 mg/L est suffisante pourl’opération de cette technologie (Tyagi et al. 1998).

Conditions opératoires en mode continu du procédéSSDML

Les premières recherches portant sur le procédé SSDMLont été réalisées en mode d’opération cuvée (Benmoussa etal. 1994; Blais et al. 1992b). En effet, cette technologie com-prenait initialement deux étapes successives, soit une étapede digestion aérobie des boues, suivie de l’étape de solubili-sation des métaux lors de l’acidification des boues, à pHprès de 2,0, par la microflore indigène des boues oxydant lesoufre élémentaire ajouté en acide sulfurique (Blais et al.1992a, 1993b). Ainsi, compte-tenu du peu d’activité biolo-gique mesurée normalement à pH très acide (<2,5), il sem-blait peu envisageable de pouvoir opérer le procédé SSDMLen mode semi-continu ou continu, donc en milieu constam-ment acide.

Toutefois, les études récentes portant sur l’opération enmode cuvée du procédé SSDML ont montré que le proces-sus de digestion des boues se poursuit malgré l’acidificationprononcée des boues à des pH voisins de 2,0 (Tyagi et al.1993b). L’étude du procédé SSDML à pH constant a démon-

tré que les cinétiques de réduction des solides des boues àpH acide (2,0 à 2,5), sont comparables à celles mesurées àdes pH près de la neutralité (Blais et al. 1997). Dès lors,l’opération en mode semi-continu ou continu du procédéSSDML est apparue possible.

Lors des essais du procédé SSDML en mode continu, unecertaine instabilité dans les conditions d’équilibre des bio-réacteurs a été constatée comme le montrent les variationsdu pH et du POR (fig. 3 et 4). Ainsi, un accroissement initialsuivi par une diminution et une stabilisation du pH à 2,5 aété dénoté pour les boues primaires (CUQ), alors que pourles boues mixtes (VC) une augmentation progressive du pH,de 1,8 à 3,6 a été observée. Pour ce qui est des boues secon-daires (BV), une hausse progressive du pH de 2,1 à 2,9 a étéobservée à partir du 14e jour de l’essai.

Les profils de POR présentés à la figure 4 montrent queles conditions oxydantes du milieu ont diminué quelquespeu en ce qui concerne les boues primaires (CUQ) et lesboues secondaires (BV). Une baisse substantielle du POR aété notée dans le cas des boues mixtes (VC). Le tableau 2présente les valeurs moyennes de pH et de POR mesuréeslors des essais. Le temps de rétention hydraulique (TRH)présenté au tableau 2 a été calculé à partir de la quantité to-tale de boues traitées durant la période d’essai de 28 jours.Une période d’essai plus longue aurait sans doute permis demieux stabiliser les conditions d’opération et de performancedes bioréacteurs. De même, l’utilisation d’un TRH plus grandaurait également favorisé le maintient de l’activité de la mi-croflore indigène oxydant le soufre en acide sulfurique.

Digestion des boues d’épurationLa réduction des solides des boues constitue un critère de

performance de première importance dans l’évaluation desprocédés de stabilisation et de digestion des boues d’épuration

© 2001 CNRC Canada

162 Can. J. Civ. Eng. Vol. 28, 2001

Fig. 1. Profil temporel du pH des boues lors de l’opération enmode cuvée des procédés SSDML et CASD.

Fig. 2. Profil temporel du POR des boues lors de l’opération desprocédés SSDML et CASD en mode cuvée.

(Desjardins et Lessard 1992; U.S. Environmental ProtectionAgency 1979).

Deux types d’activités métaboliques prévalent lors du trai-tement des boues d’épuration par stabilisation aérobie.D’une part, l’anabolisme résulte de l’assimilation et de latransformation des composés simples en des constituantscellulaires. D’autre part, le catabolisme sert à fournirl’énergie nécessaire pour les activités métaboliques et pourle maintien des fonctions vitales des cellules.

Lorsque les substrats exogènes métabolisables sont enconcentrations faibles dans le milieu, les cellules vont puiserdans leurs réserves intracellulaires, afin de pourvoir à leursactivités vitales. Ce phénomène, appelé « respiration endo-gène », constitue le principe de base de la digestion aérobie.Ainsi, dans ces conditions de carence, les cellules oxydentleurs propres constituants. Une fois les réserves épuisées, lescellules meurent et se lysent, entraînant ainsi une libérationde substrats dans le milieu, lesquels deviennent disponiblespour les cellules encore vivantes. Ce processus continu causeune réduction globale de la biomasse active et une minérali-sation de la matière organique biodégradable. De façon sim-plifiée, l’activité métabolique de destruction de la biomasseen condition aérobie et en absence de bactéries nitrifiantespeut s’exprimer par l’équation suivante (U.S. EnvironmentalProtection Agency 1979) :

C5H7NO2 + 5O2 � 5CO2 + NH3 + 2H2O +

énergie

La réduction des solides des boues constitue un paramètrede base pour caractériser la qualité des boues sortant des di-gesteurs aérobies et anaérobies. L’efficacité des procédés dedigestion est généralement exprimée en termes de réductiondes matières volatiles en suspension (MVES). Une réductionde 40 % des MVES est suggérée par l’agence américaine de

protection environnementale (U.S. Environmental ProtectionAgency 1979) comme critère standard de stabilité des bouesd’épuration. Ce critère de qualité des boues peut toutefoisêtre contesté, puisque la portion biodégradable varie ample-ment (35 à 70 %) selon les boues produites (Desjardins etLessard 1992). L’application de ce critère d’efficacité peutdonc s’avérer irréalisable dans certains cas et peu exigeantedans d’autres cas (Matsch et Drnevich 1977).

En système continu, un temps de rétention hydraulique de12 à 16 jours est normalement employé pour le traitementaérobie des boues secondaires, alors qu’une période de 18 à22 jours est requise pour une stabilisation adéquate de mé-langes de boues primaires et secondaires (Reynolds 1982).

Le tableau 3 présente le bilan de réduction des matières ensuspension pour les procédés SSDML et CASD opérés enmode cuvée. Les valeurs présentées dans ce tableau sont lesmoyennes de deux lectures. Les cinétiques de réduction desmatières en suspension (MES et MVES) montrent que leprocédé SSDML est aussi performant que le procédé CASDpour la réduction des solides.

En fait, la cinétique de réduction des MES et des MVESdes boues primaires (CUQ) est un peu plus grande pour leprocédé CASD (2,6 et 3,2 %/jour) que pour le procédéSSDML (2,3 %/jour). Toutefois, pour les deux autres typesde boues, soit les boues secondaires (BV) et les boues mix-tes (VC), la diminution des matières en suspension totales et

© 2001 CNRC Canada

Gamache et al. 163

Fig. 3. Profil temporel du pH des boues lors de l’opération duprocédé SSDML en mode continu.

Fig. 4. Profil temporel du POR des boues lors de l’opération duprocédé SSDML en mode continu.

Paramètres CUQ BV VC

TRH (jours) 26,1 14,9 22,0pH moyen 2,83 ± 0,30 2,33 ± 0,21 2,63 ± 0,56POR (mV) 394 ± 43 341 ± 39 250 ± 145

Tableau 2. Conditions opératoires moyennes du procédé SSDMLen mode continu.

volatiles est plus rapide avec le procédé SSDML (1,6 à1,8 %/jour) qu’avec le traitement CASD (0,8 à 1,5 %/jour).

Le bilan de réduction des matières en suspension lors desessais du procédé SSDML en mode continu est montré autableau 4. Les taux de diminution des MES et MVES desboues secondaires (BV) s’avèrent légèrement supérieurs (2,3et 2,5 %/jour) à ceux mesurés en mode d’opération cuvée(1,6 et 1,8 %/jour). Par contre, la réduction des MES etMVES est plus faible en mode continu pour les boues mixtes(VC) et est inexistante dans le cas des boues primaires(CUQ). Ce phénomène s’explique par les conditions d’aciditéinsuffisantes appliquées à ces boues, lors de l’opération enmode continu du procédé SSDML, soit un pH moyen de2,83 ± 0,30 pour les boues primaires et 2,63 ± 0,56 pour lesboues mixtes. En comparison, un pH moyen de 2,33 ± 0,21a été mesuré dans le cas des boues secondaires.

Les études antérieures portant sur l’opération du procédéSSDML en mode cuvée ont démontré que la réduction dessolides des boues s’effectue tout au long de la période detraitement, c’est-à-dire à pH neutre et à pH acide (Ben-moussa et al. 1994; Tyagi et al. 1993b). De plus, des essaischimiques de digestion des boues en milieu acide ont mis enévidence que l’acidification des boues à pH 2,0 à 2,5 en-traîne une digestion partielle et rapide des boues, associée àune activité chimique d’hydrolyse et de minéralisation de lamatière organique (Meunier et al. 1996). Toutefois, une frac-tion non négligeable de la réduction des solides des bouespeut être attribuée à une activité biologique de respirationendogène lors d’une incubation prolongée des boues en mi-lieu acide. Une chute importante des cinétiques de réductiondes solides est notée lorsque les boues sont maintenues à despH supérieurs à 2,5.

Une partie de la diminution des MES et MVES mesuréelors de l’opération du procédé SSDML résulte de la mise ensolution des matières solides des boues. Toutefois, des étu-des ont démontré que la solubilisation de la matière orga-nique et des éléments nutritifs des boues demeure faiblelorsque le pH final des boues est maintenu supérieur à 1,8(Tyagi et al. 1993b). Il faut également considérer que le trai-tement des boues dans les conditions d’acidité rencontréeslors de l’opération du procédé SSDML permettent une des-truction très efficace des indicateurs bactériens et viraux depathogènes, laquelle est nettement supérieure à celle ob-servée lors des digestions aérobie et anaérobie mésophiles(Blais et al. 1992b; Shooner et al. 1992).

Biolixiviation des métaux lourdsLe but original visé par le développement du procédé

SSDML était de mettre au point une technologie efficacepour l’enlèvement des métaux lourds présents dans les bouesd’épuration municipales et qui limitent leur utilisationcomme fertilisant en agriculture.

Les tableaux 5 et 6 présentent les teneurs initiales enmétaux lourds dans les boues d’épuration, les rendements desolubilisation atteints au terme des essais du procédé SSDMLen mode cuvée, ainsi que les moyennes des rendements ob-tenus avec les boues traitées en mode continu.

Les teneurs limites en métaux lourds prescrites par leGouvernement du Québec (1991) pour l’application desboues d’épuration sur les terres agricoles sont les suivantes(en mg/kg de boues sèches) : Cd, 15; Cr, 1000; Cu, 1000;Mn, 3000; Ni, 180; Pb, 500 et Zn, 2500. Les trois boues em-ployées dans cette étude respectaient initialement ces nor-mes en métaux lourds. Quoiqu’il en soit, l’utilisation duprocédé SSDML en mode continu permet de diminuer ap-préciablement les teneurs en métaux toxiques dans cesboues, ce qui rehausse en soit leur valeur comme fertilisant.

En mode cuvée (tableau 5), les rendements de solubilisa-tion des métaux varient de 24 à 100 % pour le cadmium, de5 à 37 % pour le chrome, de 41 à 94 % pour le cuivre, de 68à 88 % pour le manganèse, de 26 à 47 % pour le nickel, de 5à 27 % pour le plomb et de 82 à 100 % pour le zinc. Enmode continu (tableau 6), bien que les conditions acides etoxydantes ne soient pas optimales, des rendements moyensintéressants de solubilisation des métaux sont mesurés : Cd,31 à 67 %; Cr, 4 à 24 %; Cu, 39 à 57 %; Mn, 18 à 77 %; Ni,7 à 46 %; Pb, 8 à 12 % et Zn, 83 à 91 %.

Il faut noter que les métaux solubilisés lors de l’applicationdu procédé SSDML sont précipités et récupérés aprèsdéshydratation des boues. L’utilisation de ce procédé de dé-contamination nécessite donc l’emploi d’équipements de dés-hydratation résistants à la corrosion, ainsi que l’intégrationd’un circuit de précipitation des métaux et de neutralisationdes lixiviats (filtrats ou surnageants de la déshydratation desboues). Ces divers aspects techniques ont d’ailleurs été dis-cutés par Couillard et Mercier (1990, 1992).

Caractérisation de la microflore hétérotropheLe suivi des populations microbiennes hétérotrophes aéro-

bies dans les boues a été effectué dans le cas des trois typesde boues traitées en mode cuvée par le procédé de digestionaérobie conventionnelle (CASD), ainsi que par le procédé si-multané de biolixiviation des métaux et de digestion des

© 2001 NRC Canada

164 Can. J. Civ. Eng. Vol. 28, 2001

Procédé SSDML Procédé CASD

Solides CUQ BV VC CUQ BV VC

MESInitial (g/L) 18,6 26,2 18,4 16,6 26,2 18,2Final (g/L) 10,0 17,8 12,0 8,0 21,8 14,0Réd. (%/jour) 2,3 1,6 1,7 2,6 0,8 1,2

MVESInitial (g/L) 13,0 12,6 14,6 12,4 12,2 13,6Final (g/L) 7,0 8,2 9,8 4,6 9,2 9,6Réd. (%/jour) 2,3 1,8 1,6 3,2 1,2 1,5

Tableau 3. Bilan de réduction des matières en suspension desboues lors de l’opération en mode cuvée des procédés SSDMLet CASD.

Solides CUQ BV VC

MESInitial (g/L) 15,3 ± 1,7 34,9 ± 6,2 19,6 ± 3,3Final (g/L) 15,0 ± 1,5 23,2 ± 0,8 15,7 ± 1,5Réduction (%/jour) 0,0 2,3 0,9

MVESInitial (g/L) 10,7 ± 1,2 18,3 ± 3,2 15,7 ± 2,5Final (g/L) 10,9 ± 1,0 11,6 ± 0,7 12,4 ± 1,2Réduction (%/jour) 0,0 2,5 1,0

Tableau 4. Réduction des matières en suspension des boues lorsde l’opération en mode continu du procédé SSDML.

boues d’épuration (SSDML). De même, la fluctuation desdiverses populations microbiennes dans les boues traitéespar le procédé SSDML opéré en mode continu a été évaluée.

Les figures 5 à 7 présentent les variations des décomptesmicrobiens sur les divers milieux de culture, effectués lorsdes essais en mode cuvée. Une diminution lente et continuedes populations dénombrées sur les cinq milieux de culture aété observée dans les trois boues traitées par le procédéCASD. Dans ce cas, la microflore initiale des trois boues estcomposée principalement par des microorganismes non aci-dophiles. En effet, les concentrations initiales des microorga-nismes mesurées sur les milieux PDA et TSBYE variaiententre 8 × 105 et 4 × 107 UFC/mL, alors que les comptes ini-tiaux sur les milieux acidifiées à pH 2,5 (PDA-2,5, GYE-2,5et MYE-2,5) se situaient entre 2 × 103 et 4 × 104 UFC/mL.

Dans le cas des boues traitées en mode cuvée par le pro-cédé SSDML, une baisse subite des populations dénombréessur les milieux PDA et TSBYE a été notée lors del’acidification des boues. Parallèlement à cette baisse, unehausse des décomptes de microorganismes acidophiles aaussi été constatée lors de la réduction du pH des boues.Dans les boues acidifiées, les concentrations de microorga-nismes retrouvées sur les milieux acidifiées et non acidifiéessont pratiquement semblables et évoluent à la hausse, parti-culièrement pour les boues primaires de la CUQ et les bouesmixtes de Valcartier.

La caractérisation de la microflore retrouvée sur les diversmilieux de culture a permis de mieux comprendre le com-portement des différentes populations microbiennes lors del’opération en mode cuvée des procédés CASD et SSDML.Les figures 8 à 10 montrent d’ailleurs l’équilibre des princi-paux genres de microorganismes retrouvés dans les troisboues. Ainsi, de manière semblable aux décomptes totaux ef-fectués sur les milieux de culture, une diminution progressive

des diverses populations de microorganismes a été observéedans les boues traitées par le procédé CASD. Toutefois, ilfaut souligner le comportement particulier des bactéries dugenre Klebsiella, (K. pneumoniae et K. oxytoca) dont le dé-compte baisse brutalement dans les trois boues. Cette élimi-nation de ces bactéries doit être directement liée àl’acidification des boues. De même, il faut noterl’augmentation des populations de moisissures dans lesboues mixtes de Valcartier.

Les essais microbiologiques démontrent également qu’il ya une destruction de la flore microbienne hétérotrophe aé-robie, suite à l’acidification des boues survenant lors del’opération en mode cuvée du procédé SSDML. À partir dece moment, il y a une uniformisation de la flore micro-bienne. L’observation du tableau 7 montre en effet que seulsdeux types de microorganismes résistent à l’application duprocédé SSDML, soit principalement la levure Blastoschizo-myces capitatus, ainsi qu’une moisissure non identifiée. Unehausse importante de la concentration de cellules viables deB. capitatus a d’ailleurs été notée dans les trois boues testéeset correspond à la hausse des populations microbiennesconstatée sur les divers milieux de culture.

Les levures et les moisissures sont des microorganimestrès versatiles, pour lesquels il a été démontré que plusieursespèces peuvent résister à des pH acides et à des conditionsde milieux extrêmes (Lodder et Kreger-Van Rij 1967; Rossiet Arst 1990). Ainsi, les essais de croissance qui ont été me-nés démontrent que B. capitatus croit aussi bien dans lescinq milieux de culture utilisés et donc en milieux acide etneutre. Peu de renseignements sont disponibles concernantla physiologie et le métabolisme de ce microorganisme. Tou-tefois, il appert que cette levure assimile le glucose et le ga-lactose, mais ne fermente aucun sucre (Lodder et Kreger-Van Rij 1967; Warren et Shadomy 1991).

© 2001 CNRC Canada

Gamache et al. 165

CUQ BV VC

Métaux Conc. (mg/kg) Solub. (%) Conc. (mg/kg) Solub. (%) Conc. (mg/kg) Solub. (%)

Cd 2,56 24,4 1,61 100 2,58 100Cr 130 5,1 91,4 36,6 69,8 26,3Cu 385 41,4 219 81,0 638 93,8Mn 311 68,3 1650 88,0 421 86,6Ni 36,4 43,8 54,4 46,9 37,4 25,9Pb 113 4,7 19,2 15,9 93,8 26,7Zn 1020 81,6 407 96,8 441 100

Tableau 5. Concentration initiale et solubilisation des métaux lourds des boues lors de l’opération en mode cuvée du procédé SSDML.

CUQ BV VC

Métaux Conc. (mg/kg) Solub. (%) Conc. (mg/kg) Solub. (%) Conc. (mg/kg) Solub. (%)

Cd 4,81 67 ± 22 2,03 66 ± 15 4,15 31 ± 37Cr 706 4 ± 3 95,7 24 ± 7 69,8 8 ± 12Cu 232 54 ± 8 219 57 ± 12 754 39 ± 43Mn 290 66 ± 15 1490 77 ± 18 520 18 ± 28Ni 39,0 46 ± 13 50,0 38 ± 10 31,3 7 ± 10Pb 49,0 8 ± 4 11,0 12 ± 9 76,0 10 ± 10Zn 667 87 ± 4 403 91 ± 6 505 83 ± 14

Tableau 6. Concentration initiale et solubilisation des métaux lourds des boues lors de l’opération en mode continudu procédé SSDML.

© 2001 CNRC Canada

166 Can. J. Civ. Eng. Vol. 28, 2001

Fig. 5. Dénombrement des microorganismes présents dans les boues primaires de la CUQ lors de l’opération en mode cuvée :(a) procédé CASD, (b) procédé SSDML.

© 2001 CNRC Canada

Gamache et al. 167

Fig. 6. Dénombrement des microorganismes présents dans les boues secondaires de Beauceville lors de l’opération en mode cuvée :(a) procédé CASD, (b) procédé SSDML.

© 2001 CNRC Canada

168 Can. J. Civ. Eng. Vol. 28, 2001

Fig. 7. Dénombrement des microorganismes présents dans les boues mixtes de Valcartier lors de l’opération en mode cuvée :(a) procédé CASD, (b) procédé SSDML.

© 2001 CNRC Canada

Gamache et al. 169

Fig. 8. Dénombrement par genres microbiens des microorganismes présents dans les boues primaires de la CUQ lors de l’opération enmode cuvée : (a) procédé CASD, (b) procédé SSDML.

© 2001 CNRC Canada

170 Can. J. Civ. Eng. Vol. 28, 2001

Fig. 9. Dénombrement par genres microbiens des microorganismes présents dans les boues secondaires de Beauceville lors del’opération en mode cuvée : (a) procédé CASD, (b) procédé SSDML.

© 2001 CNRC Canada

Gamache et al. 171

Fig. 10. Dénombrement par genres microbiens des microorganismes présents dans les boues mixtes de Valcartier lors de l’opération enmode cuvée : (a) procédé CASD, (b) procédé SSDML.

L’étude microbiologique des boues traitées en modecontinu par le procédé SSDML corrobore le comportementde la microflore hétérotrophe dénotée en mode cuvée. En ef-fet, comme le démontre le tableau 8, seules la levure B. ca-pitatus et une moisissure ont été retrouvées dans leseffluents acides finaux des bioréacteurs opérés en modecontinu. Les figures 11 et 12 illustrent d’ailleurs l’équilibrede ces populations microbiennes tout au long des essais.Tout comme pour les essais en mode cuvée, une croissancesignificative de la levure B. capitatus a été remarquée lors del’opération du procédé SSDML en mode continu. La prolifé-ration des populations de moisissures est nettement moinsaccentuée que pour la levure. D’ailleurs, les concentrations

de moisissures dans l’effluent des boues primaires de laCUQ étaient inférieures à 1 × 103 UFC/mL.

Conclusion

Les présents travaux de recherche ont démontré que letraitement des boues d’épuration municipales par le procédésimultané de biolixiviation des métaux et de digestion desboues (procédé SSDML), opéré en mode cuvée ou en modecontinu, cause une élimination drastique de la diversité despopulations microbiennes hétérotrophes aérobies. En effet,l’application des conditions acide et oxydante prévalant lorsde l’opération du procédé SSDML entraîne la prolifération

© 2001 CNRC Canada

172 Can. J. Civ. Eng. Vol. 28, 2001

Affluent Effluent

Microorganismes CUQ BV VC CUQ BV VC

Acinetobacter lwoffi – + – – – –Bacillus cereus + + + – – –Bacillus pumilus – – – – – –Bacillus brevis ou radius + + + – – –Blastoschizomyces capitatus + + + + + +Chrysomonas luteola + + + – – –Enterobacter cloacae – – – – – –Klebsiella oxytoca – – – – – –Klebsiella pneumoniae + + + – – –Pseudomonas cepacia + + – – – –Pseudomonas paucimobilis + + + – – –Pseudomonas putrifaciens + – – – – –Pseudomonas testo. ou alcali. – – – – – –Rhodotorula sp. – + + – – –Saccharomyces cerevisiae – – + – – –Moisissures + + + + + +

Tableau 8. Identification de la présence des microorganismes dans les boues lors de l’opération enmode continu du procédé SSDML.

Initial Final

Microorganismes CUQ BV VC CUQ BV VC

Acinetobacter lwoffi – + – – – –Bacillus cereus + + + – – –Bacillus pumilus + – – – – –Bacillus brevis ou radius + + + – – –Blastoschizomyces capitatus + + + + + +Chrysomonias luteola + + + – – –Enterobacter cloacae – – + – – –Klebsiella oxytoca – – + – – –Klebsiella pneumoniae + + + – – –Pseudomonas cepacia + + – – – –Pseudomonas paucimobilis + + + – – –Pseudomonas putrifaciens + – + – – –Pseudomonas testo. ou alcali. + – + – – –Rhodotorula sp. – – + – – –Saccharomyces cerevisiae – – + – – –Moisissures + + + + + +

Tableau 7. Identification de la présence des microorganismes dans les boues lors de l’opération enmode cuvée du procédé SSDML.

des deux seuls microorganismes survivants au traitement,soit la levure Blastoschizomyces capitatus et une moisissurenon identifiée. Des recherches complémentaires doiventdonc être menées afin, d’une part, d’étudier la physiologie etle métabolisme particulier de ces microorganismes et,d’autre part, de vérifier le potentiel d’utilisation et de valori-sation des boues traitées par ce procédé.

Remerciements

Les auteurs adressent leurs remerciements au Conseil deRecherches en Sciences Naturelles et en Génie du Canada(subvention CRSNG Stratégique A4984) et à l’Université duQuébec (Fonds de développement académique de réseau)pour leurs participations financières. Nous aimerions aussi

remercier Madame Linda Rodrigue pour son appui techniqueet expérimental.

Références

American Public Health Association. 1989. Standards methods forexamination or water and wastewater. 17e éd. American PublicHealth Association, Washington, D.C.

Benmoussa, H., Campbell, P.G.C., Tyagi, R.D., et Blais, J.F. 1994.Lixiviation biologique des métaux toxiques et stabilisation desboues d’épuration municipales. Water Pollution Research Jour-nal of Canada, 29 : 39–52.

Benmoussa, H., Tyagi, R.D., et Campbell, P.G.C. 1997. Simulta-neous sewage sludge digestion and metal leaching using an in-ternal loop reactor. Water Research, 31 : 2638–2654.

Blais, J.F., Tyagi, R.D., et Auclair, J.C. 1992a. Bioleaching of met-als from sewage sludge by indigenous sulfur-oxidizing bacteria.Journal of Environmental Engineering, American Society ofCivil Engineers, 118 : 690–707.

Blais, J.F., Tyagi, R.D., Auclair, J.C., et Lavoie, M.C. 1992b. Indi-cator bacteria reduction in sewage sludge by a metal bioleachingprocess. Water Research, 26 : 487–495.

Blais, J.F., Tyagi, R.D., Huang, C.P., et Auclair, J.C. 1992c. Com-parison of acid and microbial leaching for metal removal frommunicipal sludge. Water Science and Technology, 26 : 197–206.

Blais, J.F., Tyagi, R.D., et Auclair, J.C. 1993a. Bioleaching of met-als from sewage sludge: Effects of temperature. Water Research,27 : 111–120.

Blais, J.F., Tyagi, R.D., et Auclair, J.C. 1993b. Bioleaching of met-als from sewage sludge: Microorganisms and growth kinetics.Water Research, 27 : 101–110.

Blais, J.F., Tyagi, R.D., et Auclair, J.C. 1993c. Metal removal fromsewage sludge by indigenous iron-oxidizing bacteria. Journal ofEnvironmental Science and Health, A28 : 443–467.

Blais, J.F., Meunier, N., et Tyagi, R.D. 1997. Simultaneous sewagesludge digestion and metal leaching at controlled pH. Environ-mental Technology, 18 : 499–508.

Bruce, A.M., et Davis, R.D. 1989. Sewage sludge disposal: cur-rent and future options. Water Science and Technology, 21 :1113–1128.

Couillard, D., et Mercier, G. 1990. Procédé de solubilisationbiologique des métaux dans les boues anaérobies d’épuration :filtrabilité, neutralisation, et teneur en N et P des boues traitées.Canadian Journal of Chemical Engineering, 69 : 779–787.

Couillard, D., et Mercier, G. 1992. Précipitations sélectives desmétaux solubilisés biologiquement des boues d’épuration. Cana-dian Journal of Chemical Engineering, 70 : 1021–1029.

Couillard, D., et Mercier, G. 1994. An economic evaluation of bio-logical removal of heavy metals from wastewater sludge. WaterEnvironment Research, 66 : 32–39.

Couillard, D., Chartier, M., et Mercier, G. 1991. Bacterial leachingof heavy metals from aerobic sludge. Bioresource Technology,36 : 293–302.

Cyrus, A., et Sladka, A. 1970. Several interesting organisms pres-ent in activated sludge. Hydrobiologia, 35 : 383–396.

Degrémont. 1989. Mémento technique de l’eau. 9e éd. Degrémont,France.

Desjardins, B., et Lessard, P. 1992. Digestion aérobie des boues :principes, modélisation et contrôle. Sciences et Techniques del’Eau, 26 : 209–226.

Dudley, D.J., Guentzel, M.N., Ibarra, M.J., Moore, B.E., et Sagik,B.P. 1980. Enumeration of potentially pathogenic bacteria fromsewage sludges. Applied and Environmental Microbiology, 39 :118–126.

© 2001 CNRC Canada

Gamache et al. 173

Fig. 11. Fluctuations de la concentration de Blastoschzomycescapitatus dans les boues lors de l’opération en mode continu duprocédé SSDML.

Fig. 12. Fluctuations de la concentration de moisissures dans lesboues lors de l’opération en mode continu du procédé SSDML.

© 2001 CNRC Canada

174 Can. J. Civ. Eng. Vol. 28, 2001

Gouvernement du Québec. 1991. Valorisation agricole des bouesde stations d’épuration des eaux usées municipales. Guides debonnes pratiques, Ministère de l’Environnement, Ministère del’Agriculture des Pêcheries et de l’Alimentation, Québec.

Harrison, A.P., Jr. 1978. Microbial succession and mineral leachingin an artificial coal spoil. Applied and Environmental Microbiol-ogy, 36 : 861–869.

Harrison, A.P., Jr. 1981. Acidiphilium cryptum gen. nov., sp. nov.,heterotrophic bacterium from acidic minerals environments. In-ternational Journal of Systematic Bacteriology, 31 : 327–332.

Hayes, T.D., Jewell, W.J., et Kabrick, R.M. 1980. Heavy metals re-moval from sludges using combined biological/chemical treat-ment. Dans Proceeding of the 34th Industrial Waste Conference,Purdue University, West Lafayette, Indiana, 8–10 mai 1979. AnnArbor Science, Ann Arbor, Michigan. pp. 529–543.

Henry, G., Prasad, D., et Lohaza, W. 1988. Survival of indicatorbacteria during learching. Environmental Engineering: Proceed-ings of the 1988 Joint CSCE–ASCE National Conference, Van-couver, B.C., 13–15 juillet. Canadian Society for CivilEngineering in conjunction with Environment Canada and TheUniversity of British Columbia, Monreal, Que. pp. 369–376.

Jenkins, R.L., Beanjami, J.S., Marvin, L.S., Rodger, B., Lo, M.P.,et Huang, R.T. 1981. Metals removal and recovery from munici-pal sludge. Journal of Water Pollution Control Federation, 53 :25–32.

Johnson, D.B., et Kelso, W.I. 1983. Detection of heterotrophic con-taminants in cultures of Thiobacillus ferrooxidans and theirelimination by subculturing in media containing copper sul-phate. Journal of General Microbiology, 129 : 2969–2972.

Lodder, J., et Kreger-Van Rij, N.J.W. 1967. The yeast: a taxonomicstudy. North Holland Publisher, Amsterdam.

Matsch, L.C., et Drnevich, R.F. 1977. Autothermal aerobic digestion.Journal of Water Pollution Control Federation, 49 : 296–310.

Meunier, N., Tyagi, R.D., et Blais, J.F. 1996. Traitement acide pourla stabilisation des boues d’épuration. Canadian Journal of CivilEngineering, 23 : 76–85.

Pesic, B., Oliver, D.J., et Wichlacz, P. 1989. An electrochemicalmethod of measuring the oxidation rate of ferrous to ferric ironwith oxygen in the presence of Thiobacillus ferrooxidans. Bio-technology and Bioengineering, 33 : 428–439.

Ravishankar, B.R., Blais, J.F., Benmoussa, H., et Tyagi, R.D. 1994.Microbial leaching of metals from sewage sludge: Elementalsulphur recovery. Journal of Environmental Engineering, Ameri-can Society of Civil Engineers, 120 : 462–470.

Reynolds, T.D. 1982. Unit operations and processes in environ-mental engineering. Éditeur : Ray Kingman. B/C EngineeringDivision, PWS Publishers, Boston.

Rossi, A., et Arst, H.N., Jr. 1990. Mutants of Aspergillus nidulansable to grow at extremely acidic pH acidify the medium lesswild type when grown at more moderate pH. Microbiology Let-ters, 66 : 51–54.

Scheltinga, H.M.J. 1987. Sludge in agriculture: the European ap-proach. Water Science and Technology, 19 : 9–18.

Scott, D.S., et Horlings, H. 1979. Removal of phosphates and met-als from sewage sludges. Environmental Science and Technol-ogy, 9 : 849–855.

Shooner, F., Benmoussa, H., Blais, J.F., et Tyagi, R.D. 1992. Inac-tivation virale lors d’un processus de biolixiviation des bouesd’usines d’épuration des eaux municipales. Compte-rendu du 8e

Congrès régional de l’Est du Canada de l’Associationcanadienne sur la qualité de l’eau, Sainte-Foy, Québec. Associa-tion canadienne sur la qualité de l’eau, Gloucester, Ontario.

Sreekrishnan, T.R., Tyagi, R.D., Blais, J.F., et Campbell, P.G.C.1993. Kinetics of heavy metals bioleaching from sewage sludge-I:Effects of process parameters. Water Research, 27 : 1641–1651.

Tuin, B.J.W., et Tels, M. 1990. Removing heavy metals from con-taminated clay soils by extraction with hydrochloric acid, EDTAor hypochlorite solutions. Environmental Technology, 11 :1039–1052.

Tyagi, R.D., et Couillard, D. 1989. Bacterial leaching of metalsfrom sludge. Dans Encyclopedia of environmental control tech-nology. Vol. 3. Wastewater treatment technology. Éditeur : P.E.Cheremisinoff. Library of Environmental Pollution ControlTechnology, Gulf Publishing Co., Houston, Texas. pp. 557–591.

Tyagi, R.D., Blais, J.F., Auclair, J.C., et Meunier, N. 1993a. Bacterialleaching of toxic metals from municipal sludge: Influence ofsludge characteristics. Water Environment Research, 65 : 196–204.

Tyagi, R.D., Blais, J.F., Meunier, N., et Kluepfel, D. 1993b.Biolixiviation des métaux lourds et stabilisation des bouesd’épuration. Essai en bioréacteur opéré en mode cuvée. Cana-dian Journal of Civil Engineering, 20 : 57–64.

Tyagi, R.D., Blais, J.F., Boulanger, B., et Auclair, J.C. 1993c. Si-multaneous municipal sludge digestion and metal leaching.Journal of Environmental Science and Health, A28 : 1361–1379.

Tyagi, R.D., Sreekrishnan T.R., Blais, J.F., Surampalli R.Y., etCampbell, P.G.C. 1998. Effect of dissolved oxygen on sludgeacidification during the SSDML-process. Water Air, and SoilPollution, 102 : 139–155.

U.S. Environmental Protection Agency. 1979. Sludge treatmentand disposal. Process design manual. Center for EnvironmentalResearch Information, Cincinnati, Ohio. EPA-625/1–79–011.

U.S. Environmental Protection Agency. 1993. Standards for the useand disposal of sewage sludge, 40 CFR Parts 257, 403 and 503, Fi-nal Rule. U.S. Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio.

U.S. Environmental Protection Agency. 1999. Biosolids genera-tion, use, and disposal in the United States. U.S. EnvironmentalProtection Agency, Cincinnati, Ohio. EPA-530-R-99–009.

Warren, N.G., et Shadomy, H.J. 1991. Yeast of medical impor-tance. Dans Manual of clinical microbiology. 5e éd. Éditeurs :A. Balows, W.J. Hausler Jr., K.L. Herrmann, H.D. Isenberg, etH.J. Hhadomy. American Society for Microbiology, Washing-ton, D.C. pp 617–629.

Witthauer, D.P. 1980. Biocoenosis and degradation in model wastewater treatment plants. European Journal of Applied Microbiol-ogy and Biotechnology, 9 : 150–1693.

Wong, L.T.K., et Henry, J.G. 1988. Bacterial leaching of heavymetals from anaerobically digested sludge. Dans Biotreatmentsystems. Vol. II. Éditeur : D.L. Wise. CRC Press Inc., BocaRaton, Floride. pp. 125–169.

Wozniak, D.J., et Huang, J.Y.C. 1982. Variables affecting metal re-moval from sludge. Journal of Water Pollution Control Federa-tion, 54 : 1574–1580.