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Cinétique de biolixiviation d'un résidu minier de pyriteen présence d'effluents organiques utilisés commemilieu de culture pour Acidithiobacillus ferrooxidansP. Drogui a , S. Picher a , G. Mercier a & J‐F. Blais a

a Institut National de la Recherche Scientifique (INRS‐ETE), Université du Québec, 2800, rueEinstein, C.P. 7500, Sainte‐Foy, Qc, G1V 4C7, CanadaPublished online: 17 Dec 2008.

To cite this article: P. Drogui , S. Picher , G. Mercier & J‐F. Blais (2003): Cinétique de biolixiviation d'un résidu minier depyrite en présence d'effluents organiques utilisés comme milieu de culture pour Acidithiobacillus ferrooxidans , EnvironmentalTechnology, 24:11, 1413-1423

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Environmental Technology, Vol. 24. pp 1413-1423©Selper Ltd, 2003

CINÉTIQUE DE BIOLIXIVIATION D'UN RÉSIDU MINIERDE PYRITE EN PRÉSENCE D'EFFLUENTS ORGANIQUES

UTILISÉS COMME MILIEU DE CULTURE POURACIDITHIOBACILLUS FERROOXIDANS

BIOLEACHING KINETIC OF A PYRITE MINING RESIDUEUSING ORGANIC WASTES AS CULTURE MEDIA FOR

ACIDITHIOBACILLUS FERROOXIDANS

P. DROGUI, S. PICHER, G. MERCIER AND J-F. BLAIS*

Institut National de la Recherche Scientifique (INRS-ETE), Université du Québec, 2800,rue Einstein, C.P. 7500, Sainte-Foy, Qc, G1V 4C7, Canada

(Received 4 March 2003; Accepted 26 July 2003)

ABSTRACT

In this study, the results of the leaching of metal sulphide concentrate using organic wastes as culture media forAcidithiobacillus ferrooxidans are summarized. These results indicate that the liquid fraction of municipal sewage sludge,paper mill sludge and pig manure, containing 10 % (w v-1) pulp density of a pyritic mine waste concentrate can support thegrowth of the leaching bacteria and allow metal solubilization. The inhibition by dissolved organic carbon (DOC) appearedwhen the concentration in pig manure liquid fraction and sewage sludge filtrate is higher than 180 mg 1-1 and 500 mg l-1,respectively. However, increase in organic concentration up to 650 mg l-1 using paper mill sludge supernatant had noinhibitory effect on the bacterial growth. An important decrease of the DOC has been measured during all bioleaching tests.The organic matter was probably consumed by heterotrophic microorganisms activity. The growth rate of the iron-oxidizingbacteria varied from 0.05 to 0.07 h-1. The dissolution of pyrite (FeS2) in organic waste media led to a yield of Fe solubilizationof about 35 %. Copper and zinc were also solubilized during the bioleaching tests. The yields of Cu and Zn solubilizationranged from 12 to 24 %.

Keywords: Bioleaching, pyrite, pig manure, sludge, Acidithiobacillus ferrooxidans.

INTRODUCTION même, il a été démontré que cette espèce bactérienne oxyde lapyrite à une vitesse supérieure à celle de l'oxydation chimique

La production de métaux par biolixiviation à partir de de la pyrite par le sulfate ferrique [3].minerais sous forme de sulfure ou de déchets industriels est Acidithiobacillus ferrooxidans et d'autres thiobacilles peuventune technique de plus en plus utilisée. La forme de sulfure la être également utilisés pour la mise en solution des métauxplus répandue dans la nature est la pyrite, un sulfure de fer. présents dans les boues d'épuration municipales en présenceL'oxydation de la pyrite par les ions ferriques est bien connue de sulfate ferreux [4-6] ou soufre élémentaire [7-8] utiliséet couramment utilisée en biohydrométallurgie. La comme substrat énergétique.régénération subséquente des ions ferriques peut être Les procédés de biolixiviation en réacteurs agités, en taseffectuée par une oxydation biologique des ions ferreux en ou en aspersion d'excavation nécessitent généralementprésence de bactéries préalablement et convenablement l'addition de nutriments. Ces nutriments sont généralementacclimatées [1]. Acidithiobacillus ferrooxidans est l'espèce des sels d'azote et de phosphore dissous nécessaires aubactérienne prédominante dans la plupart des procédés de maintien de l'activité métabolique et à la croissance desbiolixiviation [2]. Cette espèce bactérienne est capable de tirer bactéries oxydant le fer et le soufre [9-10]. Une alternative àson énergie métabolique de l'oxydation du fer ferreux en fer l'ajout de ces sels nutritifs est l'utilisation de déchetsferrique. Elle peut aussi convertir directement les sulfures de organiques riches en nutriments naturels (phosphore, azote,métaux insolubles en sulfates beaucoup plus solubles. De etc.). Cette pratique aurait l'avantage de réduire les coûts

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d'operation de la biolixiviation.Cependant, meme si ces produits organiques sont riches

en sels nutritifs, ils contiennent aussi des composesorganiques qui peuvent inhiber la croissance ou l'activitebacterienne. Parmi les thiobacilles, Acidithiobacillus ferrooxidcmsapparalt comme l'une des especes les plus sensibles a lapresence de composes organiques dans un milieu de culturemineral [11]. Divers produits organiques comme les acidesorganiques, les alcools primaires, les proteines hydrolyse'es,les sucres, les detergents anioniques, les surfactantscationiques, etc. sont reconnus comme e'tant toxiques pourAcidithiobacillus ferrooxidans [12-14]. La presence eventuelle debacteries here'rotrophes dans le milieu de culture peutcontribuer a reduire 1'effet inhibiteur de ces composesorganiques. En effet, certains auteurs ont de'montre' que leshetgrotrophes jouent un r61e vital en consommant la matiereorganique, laquelle a une action inhibitrice sur l'activitemetabolique des bacteries autotrophes [15-17].

Cette etude examine la possibility d'utiliser trois typesd'effluents organiques (filtrat de deshydratation de bouesmunicipales, surnageants de centrifugation de boues d'unefabrique de papier et de lisier de pore) comme source denutriments pour la croissance de Acidithiobacillus ferrooxidanslors de la biolixiviation des metaux. Les valeurs limites decarbone organique dissous (COD) inhibant l'activitebacterienne ont ete determines pour chaque type d'effluentorganique. Le taux de croissance des bacteries oxydant le fer ae'te egalement eValue pour chaque milieu de culture utilise. Lasolubilisation des principaux metaux (Fe, Cu et Zn) a e'teegalement suivie.

MATERIELS ET METHODES

Dechets Organiques

Trois types d'effluents riches en matiere organique ontete utilises comme milieu de culture pour la croissance desbacteries : un filtrat de deshydratation de boues depurationmunicipales (BM), un surnageant de centrifugation de bouesd'une fabrique de papier (BP) et un surnageant decentrifugation de lisier de pore (LP). La fraction liquide desboues d'epuration municipales a ete obtenue apres filtrationde melanges de boues primaires et secondaires sur un filtre abandes presseuses a la station d'epuration des eaux usees dela ville de Quebec. Le lisier de pore a ete obtenu a la fermeexperimentale de l'lnstitut de Recherche et de Developpementen Agroenvironnement (IRDA) situe a Saint-Lambert(Quebec). Les boues de papetiere ont ete echantillonnees a lacompagnie Produits Forestiers Alliance localisee a Donnacona(Quebec). Les fractions liquides du lisier de pore et des bouesd'une fabrique de papier ont ete obtenues par centrifugation a13000 g pendant 20 min. Les fractions liquides ont eteconservees a 4°C dans des contenants en polypropylene pourun maximum de quatre semaines avant d'etre utilisees pourles cultures bacteriennes.

Preparation Minerale

Le substrat utilise pour les essais est un residu minier(pyrite) issu d'un concentre de flottation en vrac de sulfuresprovenant du site minier d'extraction d'or et d'argent deNorebec-Manitou (Val d'Or, Quebec). Le residu a ete tamiseet lave dans une solution acide avant d'etre utilise. Le residu aete lave afin d'eliminer le plus possible d'eiements nutritifs etd'agents toxiques (reactifs utilises pour la flottation dessulfures) pouvant 6tre presents initialement. Le lavage duconcentre de sulfure est obtenu apres melange de 20 % dedensite de pulpe dans de 1'eau distillee prealablementacidifiee a pH 2.0 a l'acide sulfurique (2N) et ce, pendant uneperiode de 24 h. Le residu de pyrite ainsi obtenu est sgparepar filtration et rince trois fois de suite a l'aide de la solutionacidifiee a pH 2.0 avant d'etre s£che par la suite a 80°Cpendant 24 h. L'analyse granulometrique effectuee auMicrotrac-laser indique que 100 % du materiel est de diametrede taille inferieure a 53 Jim. Les principaux mineraux presentsdans le residu minier sont la pyrite (FeS2) et de faiblesquanrites de sphalerite (ZnS) et de chalcopyrite (CuFeSj). Lesteneurs en metaux du residu minier apres lavage sontrespectivement de 33.0 ± 3.9 % Fe, 0 .24*0.01% Cu et1.32 ± 0.04 % Zn.

Microorganismes

La souche microbienne utilisee dans cette etude est uneculture indigene de Acidithiobacillus ferrooxidans obtenue apartir de la microflore de boues d'epuration municipales [4].Cet inoculum bacterien a ete acclimate sur une periode de 11mois a la croissance en presence de residus de pyrite et desurnageant de deshydratation de dechets organiques.

Procedure Experimentale

Les essais ont ete effectues avec des volumes de 210 mld'echantillons places dans des fioles erlenmeyer de 500 ml decapacite. Les echantillons etaient composes d'effluents dedeshydratation de dechets organiques auxquels 10 mld'inoculum (5 % v v"1 inoculum) et 22 g (10 % p v"1) de residude pyrite ont ete ajoutes. Le pH a ete par la suite ajuste a 2.5avec de l'acide sulfurique (2N). Les echantillons ont eteincubes a une temperature constante de 30°C sous uneagitation de 160 rpm dans un incubateur Lab-Line (Modele3520). Deux echantillons controles (positif et negatif) necontenant aucun ajout de surnageant de dechets organiquesont ete egalement prepares, Iesquels ont servi comme base decomparaison avec ceux contenant des effluents organiques. Lecontrole positif etait compose de 95 % (v v'1) de milieusynthetique (MS) [10], alors que le controle negatif etaitcompose de 95 % (v v'1) d'eau distillee (ED). Ces echantillonscontenaient egalement 5 % (v v"1) d'inoculum et 10 % (p v"1)de residu de pyrite. La composition initiale en azote,phosphore et COD des milieux de culture est indiquee auTableau 1.

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Tableau 1. Composition des milieux de culture contenant 5 % (v v1) d'inoculum et 10 % (p V1) de residu de pyrite.

Composition

N-NrVp-pcv-COD

95 % (v v"1) BM

61.9 ±a 2.814.5 ± 0.7834 ±95

Concentration du milieu de culture (mg I1)

95 %(w')BP27.2 ± 11.833.2 ± 16.9661 ±1

95%(W')LF

1860 ±1114 ±103100 ± 2

1 95 % (v V1) MS

639 ±194.0 ± 0.8151 ±2

95 % (v v1) ED

25.2 ± 0.28.1 ± 0.145±4

* moyenne ± ecart-type de mesures en triplicat.

Des e'chantillons de 20 ml ont ete regulierementpreleves (tous les deux jours) pour les mesures de pH, dupotentiel d'oxydore'duction (POR) et de concentrations de ferferreux et ferrique. La periode d'echantillonnage s'est etaieesur quatre semaines. Les batteries sont adaptees au milieu deculture lorsque le POR a augmente pour se stabiliser autourde 500 mV. Par la suite, 5 % (v v"1) d'inoculum a ete transferedans 210 ml de milieu frais correspond ant, suivi deI'incubation. Les essais ont ete effectue's en triplicat. Dese'chantillons de 20 ml ont aussi ete preleves au debut et a la findes experiences pour ^valuer la teneur en metaux, ennutriments (ammoniaque et phosphate) et en COD. La perted'eau par Evaporation lors des essais a £te compensee parl'ajout d'une quann'te equivalente d'eau distiliee, en prenantsoin de soustraire les volumes d'echantillons preleves.

Les bact£ries heterotrophes acidophiles presentes dansles differents milieux de culture ont ete denombrees par lamethode d'ensemencement sur geiose. Le milieu geiose a eteprepare a partir d'un melange de 50 % d'une solution d'agarsterilisee (30 g I"1) et de 50 % de solution GTS-glucose. Le pHdu melange a ete par la suite ajuste a 2.5 avec de 1'acidesulfurique (2N). La solution de GTS-glucose avait lacomposition suivante: (NH4)2SO4 2.0 g I"1, K2HPO4 0.5 g I1, KC10.1 g I1, MgSO4-7H2O 0.5 g I'1, a-D-glucose l.Ogl-', BactoTryptic Soy Broth media (DIFCO, France) 0.1 g I"1 [18]. Lesessais ont ete faits en triplicat en inoculant 0.1 ml de chaqueechantillon a 30°C pour une periode de 5 jours. Les boites depetals contenant entre 30 et 300 colonies ont ete utilisees pour1'identification et pour le calcul de la concentration desmicroorganismes heterotrophes en UFC ml'1.

Techniques Analytiques

Les valeurs de pH et de potentiel d'oxydo-re'duction(POR) ont ete determiners a l'aide d'un pHmetre FisherAccumet AR25. La precision de l'eiectrode de POR a eteverifiee par la determination du POR d'une solution satureede quinhydrone a pH 4 et 7. Le COD a e'te' determine par unanalyseur Shimadzu TOC 5000. L'ammoniaque et lesphosphates ont e'te mesurees a l'aide d'un auto analyseurLachat selon les methodes QuickChem no 10-107-06-2-B (N-NH3) et QuickChem no 10-115-01-1-B (P), respectivement. Lesconcentrations de fer ferreux et de fer ferrique ont eredetermine'es par la methode colorimetrique a laphenanthroline [19]. L'absorbance a 510 nm a ete mesuree a

l'aide d'un spectrophotometre UV visible (Spectronic 601).Les concentrations de metaux en solution ont ete mesurees al'aide d'un spectrophotometre d'absorption atomique Varian(Modele SpectrAA 220FS). Les teneurs en metaux dans leresidu de pyrite ont ete determinees suite a une digestiontotale par les acides HNO3, HF, et HC1O4 selon la methode30301 [19].

R£SULTATS ET DISCUSSION

Effet de la Concentration de Carbone Organique

Les premiers essais effectues consistaient a determinerpour chaque type d'effluent organique la concentrationmaximale de carbone organique dissous (COD) dans lasolution de lixiviation a partir de laquelle l'activitebacterienne est inhibee. Pour ce faire, differentesconcentrations de COD ont ete obtenues par dilution a l'eaudistiliee des fractions liquides initiales des dechetsorganiques. L'activite bacterienne a ete par la suite evalueepar la mesure du POR. Comme le font remarquer plusieursauteurs [1], le rendement d'oxydation de la pyrite est d'autantplus important que le POR en solution est eleve. La hausse duPOR est en grande partie attribuee a l'augmentation durapport Fe3*/Fe2* [20] et peut etre utilisee comme mesure de1'activite biologique au cours de 1'oxydation de la pyrite. LaFigure 1 presente pour differents milieux de culture,revolution du POR en fonction de la concentration en COD.Les valeurs de POR correspondent aux valeurs enregistreesau cours de la phase stationnaire (POR maximal et constant)dans chacun des milieux de culture. Dans le cas des milieuxde culture constitues de surnageant de lisier de pore, le PORreste maximal (550 mV) jusqu'l une concentration en CODd'environ 180 mg I'1 puis diminue pour se stabiliser auxenvirons de 400 mV. Pour les milieux de culture constitues defiltrat de boues d'epuration municipales, le POR restemaximal jusqu'a une concentration de COD d'environ 500 mgI'1. Des concentrations de COD superieures a 500 et 180 mg I"1

sont inhibitrices pour Acidithiobacillus ferrooxidansrespectivement dans le filtrat de boues d'epuration et desurnageant de lisier de pore. En revanche, une augmentationdu COD allant jusqu'a 650 mg I"1 n'a aucun effet inhibiteur surl'activite bacterienne dans les milieux de culture constitues desurnageant de boues de fabriques de papier.

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400100 200 300 400 500

COD (mg I"1)

600 700 800

Figure 1. Effets sur le POR de la concentration en carbone organique dissous des divers dechets organiques testes lors des essaisde biolixiviation.

Les r£sultats montrent que 1'activite bacterienne dependnon seulement de la concentration en COD mais egalement dela nature des composes organiques presents dans le milieu deculture. En fait, il a ete de'montre' que plusieurs composesorganiques tels que, les acides carboxyliques, les detergentsanioniques, les surfactants cationiques, les acides amines et lescarbohydrates, ont ete identifies comme etant des inhibiteursde l'oxydation biologique du fer ferreux et de la croissancebacterienne [11]. Les travaux mene's par ces memes auteursmontrent que des interactions chimiques peuvent exister entre1'ion ferreux et ces molecules organiques a l'exterieur de lacellule bacterienne.

L'effet inhibiteur enregistre pour une concentration deCOD relativement faible (180 mg I"1) dans le surnageant delisier de pore resulte problablement de la nature tres complexedes composes organiques presents dans ce type d'effluent. Eneffet, le lisier de pore issu des porcheries contient tres souventdes antibiotiques (tetracycline, chlortetracycline, etc), lesquelssont couramment administres aux animaux pour leurprotection et leur croissance acc61eree [21]. II est egalementimportant de noter que 25 % a 75% des antibiotiquesadministres aux animaux se retrouvent sans decompositiondans les feces [22,23].

Dans le surnageant de boues de fabriques de papier, lecarbone organique est majoritairement de source vegetale etest constitue" de cellulose qui est un polysaccharide forme demolecules de sucre simple comme le glucose. D'apres les

resultats indiques a la Figure 1, les composes cellulosiquessont moins toxiques que les composes organiques presentsdans les filtrats de boues d'epuration et de lisier de pore. Enplus de leur toxicite relativement faible, les composescellulosiques (notamment le glucose) peuvent servir de sourced'eriergie pour certaines bacteries oxydantes du fer [24].

La coexistence de microorganismes heterotrophes etautotrophes dans un milieu donne peut favoriser 1'activite desbacteries autotrophes. En effet, ces organismes heterotrophespeuvent agir comme agent protecteur en consommant lamatiere organique susceptible d'inhiber 1'activite des bacteriesA. ferrooxidans [15-17].

Une baisse du COD a ete observee lors de la perioded'incubation. Ainsi, dans le surnageant de boues d'epuration,une reduction de la concentration initiale de COD (470-834 mg I"1) a des valeurs finales respectives comprises entre 84et 655 mg I"1 a ete obtenue, soit une elimination de 22 a 82 %.Une diminution de la concentration initiale du COD (221-350 mg I'1) a des valeurs finales respectives comprises entre 79et 76 mg I'1 a ete enregistree dans le surnageant de boues defabriques de papier, soit une elimination de 64 a 78 %. Demgme, une chute du COD initial (189-4000 mg I'1) a desvaleurs finales respectives comprises entre 79 et 3100 mg I'1 aete notee dans le surnageant de deshydratation de lisier depore, soit une reduction de 23 a 62 %. Cette baisse de laconcentration en COD est probablement due a la presence debacteries heterotrophes acidophiles ou acido-toierantes. La

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croissance des bacteries he'terotrophes acidophiles a d'ailleurse^ mesuree lors de la lixiviation des me'taux des bouesdepuration municipales [25].

Des essais ont 6t6 effectue's pour s'assurer que desmicroorganismes he'te'rotrophes 6taient presents dans lesdechets organiques utilises lors de cette etude. Unchampignon heterotrophe identifie comme etant Cladosporiumsp. a e'te retrouve' avec une concentration variant entre 4 x 104

et7xlO4UFCmr1.

[/elimination du COD a e'te plus elevee dans les milieuxde culture, consta'tugs de surnageant de boues de fabriques depapier et de filtrat de boues depuration comparativement acelle mesuree dans le surnageant de lisier de pore. Cecipermet encore une fois de confirmer la structure complexe etrefractaire des composes organiques presents dans le lisier depore, lesquels sont plus difficiles a oxyder biologiquement.

Le Tableau 1 compare les concentrations de N-NH4* etP-PO4* prtsentes dans 95 % (v V1) de milieux de culture dedechets organiques (LP, MB et LP), a celles mesure"es dans lescontrdles positif (MS) et negatif (ED). L'azote et le phosphore,e'le'ments essentiels au me'tabolisme bacterien se retrouvent enquantite tres faibles dans les effluents de deshydratation dedechets organiques comparativement au milieu synthetiquemineral (MS). En depit de ces faibles concentrations en azoteet en phosphore, I'activite' bacte'rienne est enregistree dans lesfiltrats d'effluents organiques. Ce fait est principalement

attribue' a une acclimatation progressive et convenable desAcidithiobacillus ferrooxidans. L'isolemenent de la florebacterienne A. ferrooxidans a paru'r de boues depuration etson acclimatation subsequente a croitre initialement sur desdechets organiques permettent aux bacteries de maintenirleur activite metabolique en presence de faible quantity denutriments.

Cinetique de 1'Oxydation Biologique du Fer Ferreux

La cinetique de l'oxydation biologique du fer ferreux apartir de la pyrite a e'te determined dans les differents milieuxde culture. Les concentrations de COD d'effluents bruts (LP,BM et BP) utilises lors de ces essais etaient respectivement de3100, 834 et 350 mg I1. Des dilutions 1/20 (v V1) et 1/4 (v V1)du lisier de pore et du surnageant de boues depuration onte'te' respectivement effectuees afin de maintenir laconcentration de COD a des valeurs inferieures a celles pourlesquelles l'activite1 bacte'rienne est inhibe'e et ce, en fonctiondes resultats pre'ee'demment obtenus. Aucune dilutionprealable n'a cependant e'te' effectue'e avec le surnageant deboues de fabrique de papier. L'oxydation biologique de lapyrite a e'te e'value'e par la mesure du POR (Figure 2) et desconcentrations en fer ferreux (Figure 3) et en fer ferrique(Figure 4).

oP

650 -1

600 -

550 -

500

BM -O-BP -«-LP -D-MS -A-ED

450

400 -

350

12 16 20

Temps (jours)

24 28 32

Figure 2. Variation du POR en fonction du temps avec des ratios en dechet organique non inhibiteurs de croissance desbacteries oxydantes du fer pour chaque milieu organique ainsi que pour les essais controles.

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3500

3000

BM -O-BP - • - L P -O-MS - A - ED

12 16 20

Temps (jours)

24 28 32

Figure 3. Variation de la concentration en fer ferreux lors de la biolixiviation de la pyrite avec des ratios de dechets organiquesn'entrainant pas d'inhibition bacte'rienne.

30000

25000 -

20000 -

£

BM -O-BP -#-LP -D-MS -±-ED

15000 -

10000 -

5000 -

12 16 20

Temps flours)

Figure 4. Variation de la concentration en fer ferrique lors de la biolixiviation de la pyrite avec des ratios de dechets organiquesn'entrainant pas d'inhibition bactenenne.

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Apres 48 heures d'incubation, le POR decroit jusqu'a

environ 400 mV et ce, dans chaque milieu de culture

(Figure 2). Une periode de latence de 6 et 14 jours a Ete

respectivement enregistree dans les Echantillons de filtrats de

boues d'epuration municipales et de lisier de pore. Par la

suite, le POR croit et reste stationnaire entre 525 et 550 mV.

Pour les Echantillons de surnageant de boues de papetieres, le

POR croft jusqu'a 525 mV aprfes seulement deux jours de

temps de latence puis, decroit lentement pour se stabiliser

autour de 475 mV. La comparaison de ces resultats avec ceux

obtenus en presence de milieu synthEtique mineral (MS,

contrdle positif) et en presence du contr61e nEgatif (ED)

montrent la possibility d'utiliser les trois types d'effluents de

surnageant de deshydratation de dechets organiques dans les

milieux de culture pour la biolixiviation de la pyrite par A.

ferrooxidans. Les valeurs initiales de POR relativement elevees

au debut des essais sont dues a une concentration tres faible

de fer ferreux comparativement au fer ferrique initialement

present dans l'inoculum utilise. La decroissance subsEquente

du POR resulte de deux types de reactions, biologique et

chimique. La premiere resulte d'un mEcanisme directe de

dissolution biologique de la pyrite, lequel est decrit par

I'Equation (i):

FeS2+H2O + 3.5O2-bacteria

(i)

et la deuxieme reaction de type chimique, est attribute a la

presence d'ions ferriques initialement presents dans les 5 %

(v/v) d'inoculum. Ces ions sont capables de reagir avec FeS2

suivant l'Equation (ii):

FeS, • + 8H2O chemical »15Fe2> + 2SO2,- + 16H+ (ii)

D a ete suggerE que la presence de Acidithiobacillus ferrooxidans

permettait d'oxyder la pyrite avant 1'oxydation chimique par

le sulfate ferrique [3].

L'augmentation du POR est observEe Iorsque la bacterie

Acidithiobacillus ferrooxidans oxyde le fer ferreux en fer

ferrique. L'oxydation biologique du fer ferreux est donnee par

I'equation (iii):

d'incubation. Dans les Echantillons de surnageant de lisier de

pore (LP), une augmentation de la concentration de fer

ferrique est Egalement enregistree atteignant une valeur quasi

stable de 14000 mg I"1 apres environs 26 jours d'incubation. Le

milieu synthEtique (MS) a permis d'atteindre une tres forte

concentration en fer ferrique avoisinant 25000 mg I'1 et aucun

plateau n'a EtE observe. En presence de surnageant de lisier

de pore (LP), la periode de latence a certes EtE plus longue

mais la concentration de fer ferrique finale est plus importante

que celle enregistree dans les Echantillons BM et BP. En fait,

la quantite de nutriments (N et P) initialement disponible

dans les Echantillons BM et BP devient tres vite insuffisante

suite a la multiplication cellulaire, entrainant ainsi une

diminution de I'acrivite bactenenne. En revanche, la presence

de concentration relativement elevee en azote ammoniacal

dans les Echantillons LP (comparativement aux milieux BM et

BP) permet aux bactEries d'oxyder davantage le fer ferreux et

d'atteindre ainsi des concentrations plus ElevEes de fer

ferrique. Par ailleurs, il a Ete suggErE que 1'insuffisance

d'Elements nutritifs dans un milieu de culture peut etre a

1'origine de 1'inactivite des bactEries A. ferrooxidans [14].

En somme, l'oxydation des ions ferreux en ions

ferriques dans les milieux de culture (MS, BM, BP et LP) est

pr incipalement attribuEe a 1'activitE bacterienne

contrairement au contr61e nEgatif (ED) ou une tres faible

activitE bactErienne a EtE observEe. Un tel rEsultat dans le

controle nEgatif peut etre a priori attribuE a une insuffisance

de nutriments ou encore a 1'absence de bactEries

hEtErotophes, lesquelles sont capables de favoriser des

conditions propices a l'oxydation biologique du fer ferreux.

La deuxieme hypothese semble plus probable, les

concentrations de N-NH/ et P-PO^ dans le contrSle nEgatif

(ED) Etant du meme ordre de grandeur que celles mesurEes

dans les milieux de culture 25 % B M et 95 % BP o u

l'oxydation du fer ferreux en fer ferrique a EtE observEe. En

revanche, aucune presence de bacterie hEtErotrophe n'a EtE

dEcelEe dans le contrdle nEgatif (ED).

L'oxydation de la pyrite induit une baisse du pH initial

(2.37-1.84) a des valeurs finales comprises entre 1.25 et 1.74.

Cette baisse du pH est due a la formation d'ions H* au cours

de l'oxydation de la pyrite (Equation (i) et (ii)). La baisse de

pH peut gtre Egalement attribuEe a la reaction du fer ferrique

avec l'eau decrite par l'Equation (iv) [26]:

4H + +O 2 - (iii)

Aux Figures 3 et 4, il est intEressant de noter que l'oxydation

du fer ferreux en fer ferrique apparaft dans les differents

milieux de culture a 1'exception de celui prEparE a partir d'eau

distillEe (ED, contrdle nEgatif). La concentration de fer

ferrique dans les Echantillons ED est restee quasiment

nEgligeable pendant toute la periode d'incubation (Figure 4).

La concentration de fer ferrique a augmentE de zEro a environ

7500 mg I"1 et est restee quasiment stable dans les Echantillons

B M et BP et ce, apres respectivement 16 et 12 jours

Fe3* + 3H2O =>Fe(OH)3+3H+ (iv)

La production de diverses jarosites contribue aussi a la baisse

du pH comme le montrent les Equations (v) et (vi) [9]:

+ 2SO42" + 7H2O => Fe3(SO4 )2(OH)3 • 2H2O + 5H+ (v)

H3O+ + 2SO42~ + 6H2O = )2(OH)6 + 6H+

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La vitesse de croissance des bacteries a ete determineepour Ies divers milieux de culture. Le nombre de bacteries (N,)a un instant t quelconque dans un reacteur fonctionnant enmode batch est donnee par liquation (vii) [27]:

N , -N 0 *2 n (vii)

Dans cette Equation, le nombre No represente le nombreinitial de bacteries et n le nombre de generation de bacteries.Le taux specifique de croissance bacterienne (fj) dans unreacteur fonctionnant en mode cuvee peut etre defini commele nombre de generation (n) par unite de temps (t):

n _ 1 »logN, - logNp' t t Iog2

(viii)

Lorsque le denombrement total de bacteries ne peutetre effectue, comme c'est le cas en presence d'un substratinsoluble, la croissance bacterienne peut alors £tre evaluee apartir de la consommation du substrat [28-29]. En fait, il a etemontre1 que la croissance de A. ferrooxidans est directementpioportionnelle a la quantity du substrat Fe2* oxyde [11]. Dansle cas present, le nombre de bacteries etant proportionnel a laquantite de pyrite oxydee, liquation (viii) devient alors:

u - - * -log 2

(ix)

Le nombre de generation repr^sente le nombre de foisque la concentration cellulaire double lors de la periode decroissance exponentielle. Le temps de generation (g) est1'inverse du taux specifique de croissance (g = v'1) etcorrespond au temps requis pour doubler la population ou,plus sp£cifiquement dans le cas present, pour doubler laconcentration de fer ferrique en solution.

Le Tableau 2 compare Ies taux sp£cifiques de croissancebacterienne et du temps de generation calcules a 1'aidede 1' equation (ix) pour chaque milieu de culture. Le taux

Tableau 2. Taux specifiques et temps de generation desbacteries oxydantes du fer et concentrationsfinales de fer ferrique lors des essais.

Milieux

BMBPLPMS

0.0540.0660.0510.052

G (h)

18.415.119.619.4

[Fe3*], (mgl-1)

924076301240021900

specifique de croissance bacterienne (ji) variait de 0.051 to0.066 h'1 alors que le temps de generation (g) se situait entre15.1 et 19.6 h. La plus forte valeur du taux de croissance(0.066 h1) et le temps de generation le plus court (15.1 h) ontete obtenus avec le surnageant de boues de papetieres. Cecipermet done de confirmer encore une fois 1'inhibitionrelativement faible des composes organiques presents dansIes effluents de boues de papetieres.

II peut etre interessant de comparer Ies taux decroissance bacterienne dans Ies surnageants de dechetsorganiques avec ceux obtenus par certains auteurs dansd'autres conditions experimentales. Des recherchesanterieures [30] ont etudie I'effet des composes organiques(glucose, cellobiose, acide galacturonique, etc.) sur 1'oxydationdu fer ferreux par diverses souches de T. ferrooxidans enpresence d'un milieu mineral synthetique nomme « TKmedium » [31]. Ils obtinrent des valeurs de 6 a 39 h de tempsde generation, lesquelles etaient fonction de differentsparametres, tels que la souche bacterienne, la concentration etle type de composes organiques.

D'autres recherches [23] ont porte sur l'influence de laconcentration du glucose sur la croissance de Acidithiobacillusferrooxidans en presence de milieu synthetique 9K [10]contenant 8 g I'1 de fer ferreux a une temperature constante de30°C. Le taux de croissance specifique variait de 0.04 a 0.07 fr1

et la croissance maximale a ete obtenue avec uneconcentration optimale de 1.0 g I"1 de glucose.

Les donnees biocinetiques obtenues dans la presenteetude sont done en accord avec celles des travaux anterieurs.Les procedes discutes precedemment [24,30] necessitenttoutefois 1'addition de nutriments pour la croissancebacterienne. Dans la presente etude, la croissance bacteriennea ete soutenue par 1'apport de nutriments initialementcontenus dans les surnageants de dechets organiques sansajout de milieu nutritif synthetique. Ceci permet de reduireles couts de la biolixiviation de metaux a partir de residusminiers ou industriels. Cette nouvelle approche est doneavantageuse par rapport a 1'utilisation de milieuxsynthetiques plus couteux.

Lixiviation des Metaux

Le Tableau 3 presente pour differents milieux deculture, les concentrations initiates et finales des metaux (Cu,Fe et Zn) en solution ainsi que le pourcentage desolubilisation suite a la biolixiviation du sulfure metallique.Le rendement de solubilisation d'un metal est obtenu endivisant sa concentration finale en solution par sa teneurinitiate dans le residu minier determinee apres digestion. Lesteneurs initiates des metaux presents dans le residu de pyritesont les suivantes: Cu (240 ± 5 mg I'1), Fe (33000 ± 3900 mg I"1)et Zn (1320 ± 40 mg I'1). II est important de noter que ces essaisont ete effectues en presence de concentrations de COD pourlesquelles I'effet inhibiteur sur la croissance bacterienne estminimise (25 % BM, 100 % BP, 5 % LP). L'analyse de resultatsrevele que le meilleur taux d'extraction du Cu est obtenu dans

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Concentrations des m

Concentrations

Solubilisation du cuivreInitiale (mg I"1)Finale (mg I"1)Extraction (%)Solubilisation du ferInitiale (mg I'1)Finale (mg I'1)Extraction (%)Solubilisation du zincInitiale (mg I"1)Finale (mg I"1)Extraction (%)

etaux et pouro

BM

10.6 ±a 1.631.7 ±2.413.2 ± 0.1

862 ± 219970 ±136030.2 ±4.1

68.4 ± 27.4282 ±2221.4 ±1.7

entages de sol

BP

11.2 ± 0.635.0 ± 0.414.6 ± 0.2

727 ±10510800 ±40032.7 ±1.3

82.6 ± 13.8316 ± 1223.9 ± 0.9

ubilisation apres 30 jours de biol

Milieux de cultureLP

9.5 ± 0.428.5 ± 1.111.9 ±0.5

365 ±3112600 ± 130038.2 ±4.0

56.9 ± 8.9291 ±622.0 ± 0.5

MS

12.0 ±0.736.8 ±2.615.3 ± 1.1

788 ±2724400 ±610073.9 ± 18.5

85.7 ±21.8360 ±3427.3 ±2.6

ixiviahon en f.

ED

9.1 ±0.554.1 ± 10.222.5 ±4.3

261 ± 193400 ± 44010.3 ± 1.3

70.3 ± 8.4267 ±1120.2 ±0.8

moyenne ± ^cart-type de mesures en triplicat.

l'eau distillee (22%), alors qu'un pourcentage d'extractionvariant entre 12 et 15 % a 6t6 obtenu en presence desurnageants de dechets organiques et de milieu synthetique(SM). Ces faibles valeurs de solubilisation enregistre'espeuvent etre probablement dues a la presence deconcentrations de matiere organique relativement e'leve'esdans ces milieux (155 a 661 mg I"1 de COD compare a 45 mg I"1

dans Ie milieu ED) sur laquelle Ie cuivre une fois solubilisepeut s'adsorber et former des complexes insolubles. II a et^de'montre que Ie cuivre peut se lier aux matieres humiquescontenues dans un effluent organique et former des moleculescomplexes et insolubles [32].

La plus forte concentration finale de fer (24400 mg I'1)en solution a He obtenue dans Ie milieu synthgtique mineral(contr61e positif), ce qui correspond a un pourcentaged'extraction de 73.9 %. Pour les milieux constitue's de dechetsorganiques, la concentration en fer total variait de 9970 a12600 mg I"1, soit une solubilisation variant entre 30 et 38 %.Comme prevu, la plus faible concentration en fer a e'te'mesure'e dans Ie controle negatif (ED) avec 3400 mg I'1 ce quicorrespond a un rendement de solubilisation de seulement10%.

Le rendement de solubilisation du zinc dans les dechetsorganiques (21 a 24 %) est assez similaire a celui enregistre'dans le contrdle negatif (20 %). Ces faibles rendements desolubilisation du zinc sont e'tonnants puisque la sphalerite selixivie generalement plus facilement que la pyrite. Ces faiblesrendements de solubilisation du zinc semblent done indiquerque le sulfure de zinc present dans le r£sidu minier est trespeu accessible pour 1'attaque bacterienne directe ou indirecte.

CONCLUSIONS

Cette recherche avait pour objectif d'evaluer lapossibility d'utiliser des d£chets organiques comme source denutriments pour la croissance de Acidithiobacillus ferrooxidans

en remplacement des milieux synthe'tiques utiliseshabituellement dans les proce'des de lixiviation microbiennedes m£taux. Cette etude de'montre que les fractions liquidesde boues depuration municipals, de boues d'usine de pate etpapier et de lisier de pore peuvent servir de source denutriments, sans autre ajout de sels nutritifs, pour assurer lacroissance de A. ferrooxidans au cours de la biolixiviation desulfures me'talliques. Le taux spe'eifique de croissance (//) desbacteries oxydantes du fer varie entre 0.05 to 0.07 h'1 dans cesdivers milieux de culture constitues de fractions liquides dedechets organiques. Pour la fraction liquide de bouesdepuration municipales, une concentration en carboneorganique dissous superieure a 500 mg I'1 inhibe ces bact^ries.Le seuil d'inhibition se situe a 180 mg I"1 pour la fractionliquide du lisier de pore teste, alors qu'aucune inhibition n'a£t£ notee pour la fraction liquide d'une boue de pate et papiercontenant jusqu'a 650 mg COD I'1. L'effet inhibiteur pourrait£tre reduit par la presence de microorganismes he'te'rotrophesacidophiles ou acido-tole'rants qui joueraient un role vital enconsommant la matiere organique. L'emploi d'effluentsorganiques comme source de nutriments pour la florebacterienne pourrait contribuer a require les coutsd'operation de la biolixiviation des me'taux. En revanche, lacinetique d'extraction des me'taux pourrait gtre relativementplus lente comparativement a l'utilisation de milieusynte'tique (MS). L'emploi combine1 d'effluents organiques(LP, BM ou BP)et de milieu synthetique (MS) pourraitpermettre d'ameliorer la cine'tique de solubilisation desme'taux.

REMERCIEMENTS

Les auteurs remercient Pauline Fournier, Michelle G.-Bordeleau et Sebastien Duval pour leur soutien technique. Lesauteurs sont aussi redevables au CRSNG, au FCAR et auprogramme de Chaires de recherche du Canada pour leur

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Support financier. population (h)LP = Lisier de porc (fraction liquide)

Liste des symbols POR = Potentiel d'oxydo-réduction (mV)N = Nombre de génération

BM = Boue d'épuration municipale (fraction liquide) No = Nombre initial de bactériesBP = Boue d'usine de pâte et papier (fraction liquide) N, = Nombre de bactéries au temps tCOD = Carbone organique dissous MS = Milieu synthétique minéralED = Eau distillée t = Temps (h)g = Temps de génération ou de doublement de \i = Taux spécifique de croissance (h'1)

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