Modelisation de la cinetique de biodegradation de phenol par granules aerobies.

Calvario-Riveras, Claudia ; Vazquez-Rodriguez, Gabriela A. ; Roux, Gilles 等

INTRODUCTION

Le phenol est un intermediaire dans la synthese industrielle de bisphenol A, de caprolactame, d'alkylphenols, de chlorophenols et d'autres substances chimiques. Il est aussi produit naturellement, lors du metabolisme animal et humain ou encore lors de la degradation de la lignine (Bugg et Winfield, 1998). Pour ces raisons, le phenol et ses derives se trouvent parmi les polluants les plus communs dans les eaux residuaires industrielles. Cependant, meme a des concentrations de l'ordre de 5 [micro]g/L, le phenol confere a l'eau un gout et une odeur desagreables, c'est pourquoi il s'avere necessaire de developper et mettre en oeuvre des methodes efficaces de traitement des eaux usees phenoliques.

Il existe plusieurs procedes physicochimiques capables d'eliminer le phenol de l'eau tels que l'adsorption, l'echange d'ions ou l'oxydation chimique. Les traitements biologiques presentent quant a eux l'avantage de mineraliser les polluants organiques sous forme de C[O.sub.2] et [H.sub.2]O, contrairement aux techniques physicochimiques, lesquelles n'aboutissent souvent qu'a l'immobilisation du polluant ou a sa degradation partielle. Les procedes biologiques sont toutefois tres sensibles aux fluctuations de la concentration de substrats toxiques telles que le phenol, puisqu'a partir d'une teneur seuil, l'activite microbienne est inhibee. De ce fait, la cinetique de biodegradation de phenol a ete souvent decrite par l'expression d'Haldane (Equation (1)), aussi bien pour des cultures axeniques de Ralstonia eutropha (Leonard et al., 1999) ou de Pseudomonas putida (Hill et Robinson, 1975; Kumar et al., 2005), que pour des populations mixtes (Nuhoglu et Yalcin, 2005; Vazquez-Rodriguez et al., 2006). Pourtant, meme si cette expression peut modeliser la vitesse specifique de croissance ([mu]) comme une fonction de la concentration initiale en phenol ([S.sub.0]), souvent elle ne peut pas decrire les profils de consommation de phenol, en particulier pour des concentrations initiales elevees (i.e., 800 mg/ L; Wang et Loh, 1999).

[mu] = [[mu].sub.max] S/S + Ks + [S.sup.n]/[K.sub.i] (1)

ou [[mu].sub.max], [K.sub.s], [K.sub.i] et n sont respectivement la vitesse specifique maximale de croissance, la constante d'affinite de Monod, la constante d'inhibition et une constante (souvent egal a deux). L'Equation (2) montre que le rendement de production de biomasse (Y) observe relie la vitesse specifique de croissance (w) et la vitesse specifique de degradation ([q.sub.s]). Le Tableau 1 presente un resume de quelques valeurs rapportees dans la litterature pour ces parametres.

[q.sub.s] = [mu]/Y (2)

La granulation aerobie constitue un nouveau procede de traitement des eaux residuaires, encore relativement peu exploite. Cette technologie a ete surtout mise en oeuvre en reacteurs discontinus sequentiels (sequencing batch reactors, SBR). Dans ce type de systeme, la biomasse croit en agglomerats de forme spheroidale grace a l'action de cohesion exercee par des polymeres exocellulaires. Les granules contiennent une grande quantite de biomasse active et presentent une vitesse de sedimentation plus elevee que celle des boues activees conventionnelles. De ce fait, il n'est pas necessaire d'avoir un dispositif externe pour accomplir la separation de l'eau traitee et de la biomasse et les eaux residuaires peuvent etre traitees dans des reacteurs compacts et fonctionnant avec des cycles courts.

Malgre l'utilisation de cette technologie pour le traitement de hautes charges organiques de l'azote et du phosphore, la traitabilite de composes toxiques tels que le phenol par des granules aerobies est encore peu etudiee et ce en depit de ce qui est couramment accepte, a savoir que les granules presentent une tolerance elevee vers ce type de polluants (Liu et Tay, 2004). Cette tolerance face aux composes toxiques peut rendre inadequats les parametres cinetiques mesures pour des cultures en suspension lors de la modelisation de la biodegradation par granules aerobies. Jiang et al. (2002, 2004) et Tay et al. (2005) ont montre que le phenol peut etre utilise comme seule source carbonee par des cultures granulaires. Cependant, seulement Jiang et al. (2002) proposent un modele cinetique pour le processus de biodegradation, lequel n'est pas utilise pour decrire les profils de consommation de phenol.

Ainsi, le but de ce travail est l'etude cinetique de la biodegradation du phenol par des granules aerobies, particulierement ce qui concerne l'inhibition a des concentrations elevees de cette molecule. Pour cela, des granules aerobies ont ete obtenus a partir d'un surnageant de boues activees, et puis acclimates au phenol dans un reacteur du type SBR. L'acclimatation est censee augmenter le potentiel de biodegradation des granules, car les populations issues de boues activees peuvent s'acclimater aux composes phenoliques avec succes (Zidane et al., 2006). Ensuite, la cinetique de biodegradation a ete etudiee a des differentes concentrations initiales de phenol (40-1112 mg/L). A partir de ces experiences, realisees en fioles agitees, un modele cinetique est propose.

MATERIEL ET METHODES EXPERIMENTAUX

Reacteur aerobie a biomasse granulaire

Les cultures granulaires ont ete realisees a temperature ambiante dans un bioreacteur en verre de 2,25 L de volume utile, fonctionnant a alimentation sequentielle (SBR). Dans ce systeme, presente a la Figure 1, une eau usee synthetique est traitee en aerobiose avec un cycle de fonctionnement de 3 h, dont les etapes sont donnees dans le Tableau 2.

Initialement, le reacteur est ensemence par le surnageant d'une boue activee issue de la station d'epuration urbaine de San Juan Ixhuatepec (Mexique), laquelle traite des eaux usees domestiques et industrielles. Le taux d'inoculation a ete de 15 % v/v. Au debut de chaque cycle, l'eau usee est amenee au bioreacteur par le haut, apres quoi l'aeration et la conversion de matiere organique commencent. L'apport d'oxygene, necessaire pour l'epuration, est assure par une diffusion continue de fines bulles d'air en base de colonne a 5 L/min. Des mesures de phenol a l'entree et a la sortie de l'eau usee synthetique, faites avant l'ensemencement du reacteur, ont montre une perte de phenol par volatilisation inferieure a 1,2 % avec ce debit d'air de 5 L/min. Cette aeration, controlee par le biais d'un debitmetre volumique, conduit en plus a une mise en suspension de la phase solide. A la fin du cycle, l'aeration s'eteint et les granules sedimentent en quelques minutes. Puis, l'eau traitee est soutiree par une sortie situee a 50 cm de la base du bioreacteur, de sorte que les granules y restent et il se produit un echange de milieu de 47,6 %. L'apport d'eau usee et le soutirage de l'eau traitee sont assures par des pompes peristaltiques (Masterflex) fonctionnant a debit constant. Le temps de residence hydraulique est de 7h15 min.

Une application faite sous environnement LABVIEW[TM] (Laboratory Virtual Instrument Engineering Workbench ; National Instruments, Etats-Unis) permet de commander automatiquement les pompes d'apport d'eau usee et de soutirage d'eau traitee en fonction du cycle de fonctionnement etabli (Tableau 2), en utilisant la carte d'acquisition de donnees NI6024E de National instruments. Une electrovanne est aussi commandee par le logiciel afin d'assurer l'etape d'aeration.

[FIGURE 1 OMITTED]

Eau usee synthetique

L'eau usee synthetique est constituee d'un milieu mineral et d'ethanol comme source carbonee. Cette eau a la composition donnee dans le Tableau 3, laquelle est enrichie avec une solution d'oligoelements (Tableau 4). Une fois les granules obtenus, ils ont ete acclimates au phenol en rajoutant cette molecule a raison de 100 mg/L d'eau usee.

Cultures en fioles agitees

Ces cultures ont ete realisees par ensemencement de fioles d'Erlenmeyer bafflees d'un litre contenant 0,4 L d'eau usee synthetique et des quantites variables de phenol (40-1112 mg/L), avec des teneurs en granules comprises entre 2 et 4 g. Les fioles ont ete incubees a 25[degrees]C dans un bain d'eau thermostate et maintenues sous agitation constante (120 TPM). Les echantillons preleves a differents temps de degradation ont ete centrifuges a 4000 TPM pendant 10 min et puis analyses en termes de concentration de phenol.

Methodes analytiques

Le phenol a ete analyse selon la methode colorimetrique a l'amino4-antipyrine decrite par Woolard et Irvine (1995). Cette methode a une limite de detection de 0,073 mg/L et un ecart-type de [+ or -] 0,021 mg/L pour une gamme 0-25 mg/L. La quantite de matieres en suspension (MES) a ete determinee par gravimetrie (APHA, 1998). La demande chimique en oxygene (DCO) a ete mesuree selon la micro methode HACH, laquelle presente un ecart-type de [+ or -] 2,7 mg/L pour une gamme 3-150 mg/L (donnees du fournisseur; HACH, 2003).

RESULTATS ET DISCUSSION

Culture et acclimatation des granules aerobies Apres ensemencement, le reacteur de granulation a fonctionne pendant sept jours avant que les premiers granules ne soient apparus. Ces premiers granules avaient un diametre moyen d'un millimetre et se desintegraient facilement. Apres 40 jours de culture dans les memes conditions, il a ete observe que la structure des granules est devenue plus compacte, dense et resistante. De plus, en meme temps que la quantite de biomasse augmentait dans le reacteur, les granules ont atteint un diametre moyen d'environ 3 mm. Cependant, la taille des granules a considerablement varie par la suite de l'etude.

Deux charges massiques ont ete testees, 1,28 et 3,35 kgDCO/[m.sup.3] par jour, pour lesquelles des rendements d'epuration de 77 [+ or -] 17 et 88 [+ or -] 7 % ont ete mesures. Cette amelioration du rendement peut s'expliquer par l'augmentation considerable de la biomasse qui a eu lieu dans le reacteur, laquelle a vraisemblablement provoquee la diminution de la concentration des produits microbiens solubles. L'augmentation de la charge massique a aussi conduit a un accroissement de la vitesse specifique de degradation de la matiere organique ([q.sub.s]) de 24,7 a 53,5 mgDCO/gMES par heure. Lorsque le phenol a ete ajoute a l'eau usee synthetique, les granules se sont tout de suite acclimates, puisque la vitesse ([q.sub.s]) s'est maintenue et des rendements d'epuration de 100 % par rapport au phenol ont ete enregistres. Un suivi de la teneur en phenol tout au long d'un cycle de fonctionnement du reacteur a indique son epuisement au bout des 20 premieres min, tandis que la consommation de la DCO a pris 50 min environ. Bien que theoriquement il soit possible de raccourcir la duree du cycle, celui-ci doit etre suffisamment long pour permettre la croissance de la biomasse a l'interieur du reacteur. Ainsi, la duree du cycle ne s'est pas modifiee.

Cinetique de biodegradation du phenol

L'etude cinetique de la biodegradation du phenol a ete realisee dans des fioles agitees, ou des quantites equivalentes de granules acclimates ont ete exposes a differentes concentrations initiales ([S.sub.o]) de phenol (40-1112 mg/L). Afin de mieux observer l'evolution de la concentration de phenol, les essais effectues a des So faibles (40-209 mg/L) sont representes sur la Figure 2A alors que ceux effectues a des concentrations elevees (432-1112 mg/L) sont donnes sur la Figure 2B. Les granules ont montre une haute resistance a la toxicite du phenol, car ils ont pu biodegrader completement cette molecule a des concentrations tres superieures a celle utilisee pendant l'acclimatation. Aussi, et contrairement a ce que certains auteurs rapportent, meme pour des cultures acclimatees (Kumar et al., 2005), aucun des essais n'a presente de phase de latence, ce qui peut s'expliquer par les hautes concentrations de biomasse employees.

Il est possible aussi de constater dans la Figure 2B un ralentissement de la vitesse de degradation du phenol au fur et a mesure que celui-ci s'epuise. Selon plusieurs auteurs, ce phenomene peut s'expliquer par l'accumulation du semialdehyde 2-hydroxymuconique, lequel est un intermediaire dans le clivage meta du phenol qui inhibe la consommation de celui-ci (Leonard et al., 1999; Nuhoglu et Yalcin, 2005; Vazquez-Rodriguez et al., 2006).

Pour chaque essai, la vitesse specifique de degradation ([q.sub.s]) a ete calculee; les huit points experimentaux correspondants sont presentes sur la Figure 3. Cette vitesse s'est accrue (de 8,3 a 10,1 mg/gMES par heure) lorsque la concentration initiale en phenol est passee de 40 a 209 mg/L. Cependant, pour des concentrations initiales superieures a cette derniere, une diminution de la vitesse de degradation a ete constatee.

Modelisation de la biodegradation du phenol

Etant donne que la relation observee entre [q.sub.s] et [S.sub.o] montre une inhibition de la vitesse de biodegradation a des concentrations elevees de phenol, les donnees experimentales se comportent comme un modele de type Haldane (Equation (3);

Melin et al., 1998).

[MATHEMATICAL EXPRESSION NOT REPRODUCIBLE IN ASCII] (3)

ou [MATHEMATICAL EXPRESSION NOT REPRODUCIBLE IN ASCII] est la vitesse specifique maximale de consommation du substrat.

[FIGURE 2 OMITTED]

Les valeurs des parametres cinetiques peuvent etre trouvees par une methode soit numerique (e.g. la methode des moindres carres ou d'estimation quadratique), soit heuristique. Dans ce travail, les parametres ont ete determines par une methode de recherche directe (Hooke et Jeeves, 1961). Pour l'identification des parametres cinetiques, les huit couples de donnees, valeurs experimentales des vitesses specifiques de degradation ([q.sub.s])/ concentrations initiales en phenol ([S.sub.o]), ont ete utilisees. En appliquant la methode de recherche directe, nous obtenons [MATHEMATICAL EXPRESSION NOT REPRODUCIBLE IN ASCII], [K.sub.s] = 77,55 mg/L, [K.sub.i] = 738,61 mg/L et n = 2,276. La Figure 3 montre la concordance entre le modele de la vitesse specifique de consommation de phenol et les resultats experimentaux.

[FIGURE 3 OMITTED]

La bibliographie propose un large eventail de valeurs pour les parametres cinetiques de l'expression d'Haldane. Comme il est indique dans le Tableau 1, la variabilite des valeurs est importante pour [K.sub.i] (72,45-934,5 mg/L), [MATHEMATICAL EXPRESSION NOT REPRODUCIBLE IN ASCII]. Les valeurs trouvees dans cette etude pour [K.sub.s] et [K.sub.i] se situent dans la gamme rapportee dans la litterature. Cependant, la valeur calculee de [MATHEMATICAL EXPRESSION NOT REPRODUCIBLE IN ASCII] est inferieure a ce qui est donne dans la litterature, cette valeur peut etre due a une accumulation de biomasse inactive dans les granules. De plus, la comparaison entre les valeurs calculees dans cette etude et celles reportees auparavant pour des granules aerobies n'a pas ete possible, car celles-ci ne sont pas significatives ([K.sub.s] > [K.sub.i]; Jiang et al., 2002). Pourtant, cela releve l'importance d'etudier davantage la cinetique de biodegradation de polluants par des cultures granulaires.

Resultats de simulation

Afin de valider le modele propose, nous avons fait une simulation dynamique de l'evolution de la concentration de phenol pour chaque experience. Le comportement de la concentration de phenol au cours des cultures en fioles agitees a donc ete simule a l'aide du modele d'Haldane propose et du logiciel MATLAB[TM] (Matrix Laboratory ; Mathworks Inc., Etats-Unis). Le modele choisi a permis de rendre compte de l'evolution de la concentration de phenol, particulierement a des teneurs superieures a 209 mg/L. Cela est confirme par les valeurs des coefficients de correlation ([r.sup.2]) calcules et consignes dans le Tableau 5 avec les concentrations initiales de phenol employees.

[FIGURE 4 OMITTED]

La Figure 4 presente les donnees experimentales pour chaque concentration initiale de phenol, ainsi que les donnees obtenues par simulation du modele. Cette figure montre aussi le bon ajustement du modele aux cinetiques de biodegradation, meme si elles ont ete obtenues a des concentrations initiales en phenol tres differentes.

[FIGURE 5 OMITTED]

Analyse de sensibilite du modele

L'analyse de sensibilite permet d'identifier les parametres qui ont le plus d'influence sur la capacite de prediction du modele propose. L'analyse a ete realisee pour les quatre parametres du modele, [MATHEMATICAL EXPRESSION NOT REPRODUCIBLE IN ASCII], [K.sub.s], [K.sub.i] et n. Comme les experiences ont ete menees dans une large gamme de concentrations initiales en phenol, deux experiences ont ete retenues pour l'analyse de sensibilite: l'une effectuee a une concentration initiale faible ([S.sub.o] = 209 mg/ L) et l'autre a une concentration elevee (So=1013 mg/L). Pour chaque parametre, une plage de valeurs a ete choisie; dans le cas de [K.sub.s] et [K.sub.i], ces plages correspondent aux valeurs reportees dans la litterature. L'analyse de sensibilite a ete conduite en faisant varier un seul parametre a la fois entre ses valeurs minimale et maximale communement etablies. Ensuite, il suffit de calculer l'erreur moyenne absolue entre la valeur de la concentration de phenol (S) predite par le modele en utilisant la valeur nominale du parametre et sa valeur modifiee (maximale ou minimale). L'erreur moyenne absolue a ete calculee pour chaque concentration initiale choisie ([S.sub.o]) tout au long de la duree de l'experience pour des intervalles de temps de 6 min. Les valeurs nominales des parametres, ainsi que les plages de valeurs utilisees et les erreurs moyennes absolues sont reportees dans le Tableau 6 pour chaque concentration initiale de phenol.

D'apres les resultats de l'analyse, [MATHEMATICAL EXPRESSION NOT REPRODUCIBLE IN ASCII] et n sont les parametres qui ont le plus d'impact sur la capacite de prediction du modele. Le modele est peu sensible aux changements du parametre [K.sub.s], ce qui nous indique que le phenomene le plus important est l'inhibition. En general, pour des concentrations initiales faibles de phenol, le modele est assez robuste vis-a-vis des variations de tous les parametres d'apres les resultats montrees dans le Tableau 6 (l'erreur moyenne absolue est inferieure a 30 mg/L). La sensibilite au parametre [K.sub.s] acquiert une certaine importance pour les concentrations initiales de phenol reduites, mais les erreurs produites sont toujours peu importantes. Pour des concentrations initiales ([S.sub.o]) elevees le modele est plus sensible, en particulier pour les parametres qui modelisent l'inhibition tels que [K.sub.i] et n. Il est aussi interessant de remarquer que [K.sub.i] a une influence considerable dans la capacite de prediction du modele, mais seulement a des concentrations elevees. Cependant, les resultats indiquent que n est encore plus important dans la performance du modele. Il ressort de cette etude de sensibilite que les parametres lies a l'inhibition doivent etre caracterises avec soin pour obtenir des resultats de modelisation valables.

La Figure 5 illustre l'effet qu'a chaque parametre dans le calcul de qs. Notamment, il en ressort que meme si [K.sub.i] et n ont tous les deux une influence sur l'inhibition, chaque parametre modelise des phenomenes differents. Tandis que K; est lie a la valeur de S pour laquelle l'effet de l'inhibition commence, le parametre n modelise quant a lui l'allure de l'inhibition. Grace a celui-ci, il est possible de prendre en compte une inhibition dans la vitesse de degradation plus accentuee au fur et a mesure que la concentration de phenol augmente.

CONCLUSIONS

Ce travail met en evidence la faisabilite du processus de granulation aerobie pour la degradation de phenol. Les granules acclimates au phenol ont permis de degrader 1112 mg/L de cette molecule en cultures discontinues. En plus, l'acclimatation des granules aerobies a des concentrations plus elevees de phenol pourrait vraisemblablement augmenter la capacite d'epuration du procede.

Un modele cinetique base sur l'expression d'Haldane s'est revele approprie pour decrire la relation entre la concentration de phenol et sa vitesse specifique de degradation. Avec le meme jeu de parametres, ce modele permet aussi de representer les profils de consommation de phenol observes lors des experiences discontinues. Une analyse de sensibilite du modele aux variations des differents parametres a montre que ceux lies a l'inhibition (n et [K.sub.i]) sont les plus influents dans les conditions testees. De cette maniere, le modele propose pourrait etre utilise pour la prediction, l'optimisation et la commande du procede de biomasse granulaire lors du traitement d'effluents phenoliques.

REMERCIEMENTS

Ce travail a ete effectue grace a des subventions du PROMEP et du CONACYT (SEP-2003-C02-45394) du Mexique. Mme. Claudia Calvario remercie ce dernier pour la bourse qu'il lui a octroyee. Les auteurs remercient egalement Violeta Valera et Yoselin Badillo pour leur aide technique et leur fructueuse collaboration au cours de cette etude.

NOMENCLATURE

DCO demande chimique en oxygene (mg/L)
[K.sub.s] constante d'affinite de Monod (mg/L)
[K.sub.i] constante d'Haldane (mg/L)
n constante
[q.sub.s] vitesse specifique de degradation (mg/gMES par h)
[MATHEMATICAL vitesse specifique maximale de degradation (mg/gMES
EXPRESSION NOT par h)
REPRODUCIBLE
IN ASCII]
S concentration de phenol (mg/L)
So concentration initiale de phenol (mg/L)
SBR sequencing batch reactor; reacteur a alimentation
 sequentielle
Y rendement de production de biomasse

Symboles grecs

[mu] vitesse specifique de croissance (1/h)
[[mu].sub.max] vitesse specifique maximale de croissance (1/h)

Manuscript received December 6, 2006; revised manuscript received July 11, 2007; accepted for publication June 29, 2007.

REFERENCES

APHA, "Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater," 20th ed., American Public Health Association, Washington, D.C. U.S.A. (1998).

Bugg, T. D. H. et C. J. Winfield, "Enzymatic Cleavage of Aromatic Rings: Mechanistic Aspects of the Catechol Dioxygenases and later Enzymes of Bacterial Oxidative Cleavage Pathways," Nat. Prod. Rep. 15, 513-530 (1998).

HACH, "Chemical Oxygen Demand. Reactor Digestion Method," dans "Water Analysis Handbook", Hach Company, (2003).

Hill, G. A. et C. W. Robinson, "Substrate Inhibition Kinetics Phenol Degradation by Pseudomonas putida," Biotechnol. Bioeng. 17,1599-1615 (1975).

Hooke, R. et T. A. Jeeves, "Direct Search Solution of Numerical and Statistical Problems," J. Assoc. Comp. Mach. 8, 212-229 (1961).

Jiang, H. L., J. H. Tay et S. T. L. Tay, "Aggregation of Immobilized Activated Sludge Cells into Aerobically Grown Microbial Granules for the Aerobic Biodegradation of Phenol," Lett. Appl. Microbiol. 35,439-445 (2002).

Jiang, H. L., J. H. Tay et S. T. L. Tay, "Changes in Structure, Activity and Metabolism of Aerobic Granules as a Microbial Response to High Phenol Loading," Appl. Microbiol. Biotechnol. 63, 602-608 (2004).

Kumar, A., S. Kumar et S. Kumar, "Biodegradation Kinetics of Phenol and Catechol Using Pseudomonas putida MTCC 1194," Biochem. Eng. J. 22, 151-159 (2005).

Leonard, D., C. Ben Youssef, C. Destruhaut, N. D. Lindley et I. Queinnec, " Phenol Degradation by Ralstonia eutropha Colorimetric Determination of 2-hydroxymuconate Semialdehyde Accumulation to Control Feed Strategy in Fed-Batch Fermentations," Biotechnol. Bioeng. 65, 407-415 (1999).

Liu, Y. et J. H. Tay, " State of the Art of Biogranulation Technology for Wastewater Treatment," Biotechnol. Adv. 22, 533-563 (2004).

Marrot, B., A. Barrios-Martinez, P. Moulin et N. Roche, " Biodegradation of High Phenol Concentration by Activated Sludge in an Immersed Membrane Bioreactor," Biochem. Eng. J. 30,174-183 (2006).

Melin, E. S., J. A. Puhakka et J. F. Ferguson, "Enrichment and Operation Strategies for Polychlorophenol Degrading Microbial Cultures in an Aerobic Fluidized-Bed Reactor," Water Environ. Res. 70, 171-180 (1998).

Nuhoglu, A. et B. Yalcin, "Modelling of Phenol Removal in a Batch Reactor," Process Biochem. 40, 1233-1239 (2005).

Pawlowsky, U. et J. A. Howell, "Mixed Culture Biooxidation of Phenol I. Determination of Kinetic Parameters," Biotechnol. Bioeng. 15, 889-896 (1973).

Reardon, K. F., D. C. Mosteller et J. D. B. Rogers, "Biodegradation Kinetics of Benzene, Toluene and Phenol as Single and Mixed Substrates for Pseudomonas putida F1," Biotechnol. Bioeng. 69, 385-400 (2000).

Tay, S. T. L., B. Y. P. Moy, A. M. Maszenan et J. H. Tay, "Comparing Activated Sludge and Aerobic Granules as Microbial Inocula for Phenol Biodegradation," Appl. Microbiol. Biotechnol. 67, 708-713 (2005).

Vazquez-Rodriguez, G., C. Ben-Youssef et J. Waissman-Vilanova, "Two-Step Modeling of the Biodegradation of Phenol by an Acclimated Activated Sludge," Chem. Eng. J. 117, 245-252 (2006).

Wang, S. J. et K. C. Loh, "Modeling the Role of Metabolic Intermediates in Kinetics of Phenol Biodegradation," Enzyme Microb. Technol. 25, 177-184 (1999).

Woolard, C. R. et R. L. Irvine, "Treatment of Hypersaline Wastewater in the Sequencing Batch Reactor," Water Res. 29, 1159-1168 (1995).

Zidane, F., B. Berrada, B. Lekhlif, M. Lounes et J. F. Blais, "Performances d'un Biofiltre a Garnissage Plastique pour le Traitement d'Effluents Fortement Contamines en Phenol, Cadmium et Chrome," J. Environ. Eng. Sci. 5, 317-327 (2006).

Claudia Calvario-Riveras, Gabriela A. Vazquez-Rodriguez (1), Gilles Roux (2) et Julio Waissman-Vi lanova (3) *

(1.) Centro de Investigaciones Quimicas, Universidad Autonoma des Estado de Hidalgo, Carr. Pachuca-Tulancingo km. 4.5, C.P. 42076, Pachuca Hgo., Mexique

(2.) Laboratoire d'Analyse et d'Architecture des Systemes (LAAS-CNRS), 7 avenue du Colonel-Roche, 31077 Toulouse cedex 4, France

(3.) Centro de Investigacion en Tecnologias de la Informacion y Sistemas, Universidad Autonoma des Estado de Hidalgo, Carr. Pachuca-Tulancingo km. 4.5, C. P. 42076, Pachuca Hgo., Mexique

* Author to whom correspondence may be addressed. E-mail address: julio@uaeh.edu.mx

DOI 10.1002/cjce.20014

Tableau 1. Resume des valeurs des parametres cinetiques utilisees
pour la modelisation de la biodegradation de phenol

 Parametres

 [[mu].sub.
Microorganisme max] [K.sub.s] [K.sub.i]
(references) ([h.sup.-1]) (mg/L) (mg/L)

P. putida 0,305 3,633 129,79
MTCC 1194 (1)

P. putida F1 (2) 0,110 320 --

P. putida 0,534 <1 470
ATCC 17484 (3)

Ralstonia 0,410 2 350
eutropha (4)

Boues activees (5) 0,438 29,54 72,45

Boues activees (6) 0,143 87,45 107,06

Boues actives 0,223 5,86 934,5
filamenteuses (7)

Granules -- 481 212
aerobies (8)

 [MATHEMATICAL
 EXPRESSION
 NOT
 REPRODUCIBLE
 IN ASCII]
Microorganisme (g/g h) Concentrations
(references) par (mg/L)

P. putida 0,469 * 10-1000
MTCC 1194 (1)

P. putida F1 (2) 0,137 * [less than
 or equal to] 54
P. putida 1,027 * 0-700
ATCC 17484 (3)

Ralstonia 0,603 * < 350
eutropha (4)

Boues activees (5) -- 0-3000

Boues activees (6) 0,238 * 25-1450

Boues actives -- 0-1000
filamenteuses (7)

Granules 0,233 0-2000
aerobies (8)

(1) Kumar et al. (2005)

(2) Reardon et al. (2000). Le modele utilise est celui de Monod.

(3) Hill et Robinson (1975)

(4) Leonard et al. (1999)

(5) Marrot et al. (2006)

(6) Nuhoglu et Yalcin (2005)

(7) Pawlowsky et Howell (1973)

(8) Jiang et al. (2002)

* Calcule a partir de l'Equation (2).

Tableau 2. Etapes de fonctionnement du reacteur
a biomasse granulaire

Etape Duree (min)

Alimentation 2
Aeration/reaction 172
Sedimentation 4
Vidange 2

Tableau 3. Composition de l'eau usee synthetique

Compose Concentration

Ethanol 0,40 g/L
[NH.sub.4]Cl 0,16 g/L
[K.sub.2]HP[O.sub.4] 0,58 g/L
[K.sub.2]H2P[O.sub.4] 0,23 g/L
MgS[O.sub.4] - 7[H.sub.2]O 0,09 g/L
Ca[Cl.sub.2] . 2[H.sub.2]O 0,07 g/L
EDTA 0,02 g/L
Solution d'oligoelements 1 ml/L

Tableau 4. Composition de la solution d'oligoelements

Compose Concentration

Fe[Cl.sub.3] x 6H20 1,50 g/L
[H.sub.3]B[O.sub.3] 0,15 g/L
CUS[O.sub.4] x 5[H.sub.2]O 0,03 g/L
KI 0,03 g/L
Mn[Cl.sub.2] x 4[H.sub.2]O 0,12 g/L
[Na.sub.2]Mo[O.sub.4] x 2[H.sub.2]O 0,06 g/L
ZnS[O.sub.2] x 7[H.sub.2]O 0,12 g/L
CO[Cl.sub.2] x 6[H.sub.2]O 0,15 g/L

Tableau 5. Coefficients de correlation entre les donnees
experimentales et celles obtenues par simulation du modele

[S.sub.0] 40 84 209 432
(mg/L)

1-2 949 918 989 992

[S.sub.0] 722 821 1013 1112
(mg/L)

1-2 996 983 996 999

Tableau 6. Resultats de l'analyse de sensibilite parametrique pour des
concentrations de phenol faible ([S.sub.0.] = 209 mg/L) et elevee
([S.sub.0.] = 1013 mg/L)

Parametre Valeur nominale Valeur minimale/
 maximale
[MATHEMATICAL EXPRESSION NOT
REPRODUCIBLE IN ASCII] 29,7 20/40

[K.sub.s] 77,55 50/150

[K.sub.i] 738,61 500/1000

n 2,276 2,1/2,5

Parametre Erreur moyenne Erreur moyenne
 absolue de S pour absolue de S pour
 [S.sub.0] = [S.sub.0] =
 209 mg/L 1013 mg/L

[MATHEMATICAL EXPRESSION NOT
REPRODUCIBLE IN ASCII] 28,4/15,4 216,5/116,3

[K.sub.s] 6,3/15,9 3,6/9,5

[K.sub.i] 8,6/4,7 179,1/98,1

n 10,6/37,9 257,9/465,5