Dans le cycle de l’azote des systèmes de traitement des eaux usées et des milieux aquatiques naturels, la conversion de l’azote organique en azote ammoniacal est l’un des processus centraux. Ce processus, connu sous le nom d'ammonification, constitue une étape fondamentale dans la transformation de l'azote, influençant directement l'efficacité de la dénitrification ultérieure et d'autres réactions d'élimination de l'azote. Il joue un rôle essentiel dans le contrôle de la pollution azotée des plans d’eau. L'azote organique est largement présent dans les eaux usées domestiques, les eaux usées industrielles et les plans d'eau naturels, ses principales sources comprenant des composés organiques contenant de l'azote tels que les protéines, les acides aminés, l'urée, les acides nucléiques et les substances humiques. Ces substances doivent être décomposées par des processus métaboliques microbiens, pour finalement se convertir en azote ammoniacal (ce{NH3-N} ou ce{NH^{+}_{4}-N}), qui participe ensuite à la migration et à la transformation ultérieures de l'azote.
1. Le processus principal de conversion de l’azote organique en azote ammoniacal : l’ammonification
L'ammonification fait référence à la réaction biochimique dans laquelle les groupes contenant de l'azote dans les composés organiques azotés sont progressivement décomposés sous la catalyse de micro-organismes, libérant finalement de l'azote ammoniacal. Selon les types de micro-organismes impliqués et les conditions de réaction, l’ammonification peut être classée en ammonification aérobie et anaérobie. Bien que leurs voies de réaction et leurs micro-organismes dominants diffèrent, les produits finaux sont principalement constitués d’azote ammoniacal.
Ammonification en conditions aérobies
L'ammonification aérobie est le processus par lequel les micro-organismes aérobies oxydent et décomposent les composés organiques azotés dans un environnement riche en oxygène. Il présente des taux de réaction rapides et une efficacité de conversion élevée, servant de principale forme de transformation de l'azote organique dans l'étape aérobie du traitement des eaux usées (comme le réservoir d'aération dans le processus de boues activées).
Voies de transformation de l'azote organique protéique
Les protéines sont l’un des polluants azotés organiques les plus courants dans les plans d’eau, et leur conversion en azote ammoniacal implique deux réactions clés. La première étape est l’hydrolyse des protéines, catalysée par des protéases sécrétées par des micro-organismes aérobies, qui décomposent les grosses molécules protéiques en polypeptides et acides aminés plus petits. Les protéases, notamment la trypsine et la pepsine, présentent une spécificité dans la rupture des liaisons peptidiques au sein des molécules protéiques. La deuxième étape est la désamination des acides aminés, le processus principal de l'ammonification, où les acides aminés, sous l'action de la désaminase, perdent leur groupe amino (NH₂) par désamination oxydative, désamination réductrice ou désamination hydrolytique, le convertissant en azote ammoniacal.
En prenant comme exemple la désamination oxydante, sa réaction peut être représentée comme suit :
ce{R-CH(NH2)-COOH + O2 -> R-CO-COOH + NH3}
L'ammoniac (ce{NH3}) généré par la réaction se combine avec les ions hydrogène dans l'eau pour former des ions ammonium (ce{NH^{+}_{4}}). Le rapport entre les deux dépend du pH de l’eau. Lorsque le pH est alcalin, l'ammoniac (ce{NH3}) prédomine ; lorsque le pH est acide, les ions ammonium (ce{NH^{+}_{4}}) dominent.
2. Voies de transformation de l’azote organique dans les composés d’urée
L'urée est un composant important de l'azote organique présent dans les eaux usées domestiques. Son processus d'ammonification est catalysé par l'uréase, se produisant dans des conditions douces et se déroulant rapidement dans un environnement aérobie. L'uréase rompt la liaison amide dans la molécule d'urée, la décomposant directement en azote d'ammonium et en dioxyde de carbone. L'équation de la réaction est la suivante :
ce{CO(NH2)2 + H2O -> 2NH3 + CO2}
Cette réaction ne nécessite pas d’étape intermédiaire d’acide aminé, présente une efficacité de conversion extrêmement élevée et constitue l’une des principales sources d’azote ammoniacal dans les eaux usées domestiques.
(2) Ammonification dans des conditions anaérobies
L'ammonification anaérobie est le processus par lequel des micro-organismes anaérobies ou anaérobies facultatifs fermentent et décomposent les composés organiques azotés dans un environnement sans oxygène, ce qui se produit généralement dans les étapes anaérobies du traitement des eaux usées (telles que les digesteurs anaérobies), les sédiments et les plans d'eau hypoxiques. Par rapport à l’ammonification aérobie, l’ammonification anaérobie se déroule à un rythme plus lent et s’accompagne de la production de gaz comme le méthane et le sulfure d’hydrogène.
La décomposition de l'azote organique par les micro-organismes anaérobies commence également par l'hydrolyse de composés organiques macromoléculaires, tels que les protéines, qui sont décomposés en acides aminés par les protéases anaérobies. Par la suite, les acides aminés libèrent de l’azote ammoniacal par désamination réductrice ou désamination fermentaire. En prenant la désamination réductrice comme exemple, l'équation de réaction est :
ce{R-CH(NH2)-COOH + 2H -> R-CH2-COOH + NH3}
De plus, dans les environnements anaérobies, les composés azotés organiques complexes tels que les acides nucléiques et l’humus peuvent également être progressivement décomposés par des micro-organismes, libérant de l’azote ammoniacal. Cependant, le processus de conversion est plus complexe et implique l’action synergique de plusieurs enzymes.
II. Principaux groupes microbiens impliqués dans l'ammonification
L’essence de l’ammonification est le processus métabolique des micro-organismes, impliquant un large éventail d’espèces microbiennes, notamment des bactéries, des champignons, des actinomycètes, etc. Différents micro-organismes présentent des variations dans leur capacité à décomposer l'azote organique et leur adaptabilité aux conditions environnementales.
```(1) Groupes bactériens```
Les bactéries sont les micro-organismes dominants dans l'ammonification, principalement classées en types aérobies et anaérobies. Les bactéries ammonifiantes aérobies comprennent des genres tels que Bacillus, Pseudomonas et Proteus, qui prolifèrent rapidement dans des conditions aérobies et présentent une activité protéase et désaminase élevée, permettant une décomposition efficace des protéines et des acides aminés. Les bactéries ammonifiantes anaérobies sont représentées par des genres comme Clostridium et les méthanogènes. Clostridium peut décomposer les protéines dans des conditions anaérobies pour produire de l'azote ammoniacal et des acides organiques, tandis que les méthanogènes utilisent de simples composés organiques azotés pour une fermentation ultérieure et participent aux réactions d'ammonification.
(2) Taxons fongiques et actinomycètes
Les champignons et les actinomycètes jouent également un rôle important dans la conversion de l'azote organique, en particulier dans le traitement des eaux usées contenant de l'azote organique complexe, telles que les eaux usées d'impression et de teinture et les eaux usées pharmaceutiques. Les champignons tels que Aspergillus et Penicillium peuvent sécréter diverses enzymes extracellulaires pour décomposer l'azote organique lié en composés organiques récalcitrants tels que la cellulose et la lignine ; Streptomyces, un genre d'actinomycètes, possède une forte capacité à décomposer l'azote organique humique. Les enzymes produites par leur métabolisme peuvent briser la structure stable des substances humiques et libérer de l'azote ammoniacal.
3, Facteurs clés affectant la conversion de l'azote organique en azote ammoniacal
L'efficacité de l'ammonification est influencée par divers facteurs environnementaux et caractéristiques du substrat. Dans les systèmes de traitement des eaux usées, la régulation de ces facteurs peut améliorer efficacement le taux de conversion de l'azote organique en azote ammoniacal, créant ainsi des conditions favorables pour une nitrification et une dénitrification ultérieures.
(1) Température
La température est le principal facteur affectant l’activité des enzymes microbiennes, déterminant directement la vitesse de la réaction d’ammonification. La température de croissance appropriée pour les micro-organismes ammonifiants est de 20 ℃ à 35 ℃. Dans cette plage de température, l'activité enzymatique est élevée et la vitesse de réaction d'ammonification s'accélère avec l'augmentation de la température ; Lorsque la température est inférieure à 10 ℃, le taux métabolique des micro-organismes diminue considérablement, l'activité enzymatique est inhibée et l'efficacité de l'ammonification diminue considérablement ; Lorsque la température dépasse 40 ℃, les protéines enzymatiques des cellules microbiennes subissent une dénaturation, conduisant à la stagnation de la réaction d'ammonification. Dans le traitement actuel des eaux usées, il est souvent nécessaire de prolonger le temps de rétention hydraulique ou d'augmenter la concentration des boues dans des conditions de basse température en hiver pour compenser la diminution de l'efficacité de l'ammonification.
(2) valeur du pH
La valeur du pH affecte indirectement l'ammonification en influençant l'environnement de croissance et l'activité enzymatique des micro-organismes. La plage de pH appropriée pour les micro-organismes aérobies ammonifiants est comprise entre 6,5 et 8,0, période pendant laquelle les activités protéase et désaminase des micro-organismes sont les plus élevées ; Lorsque la valeur du pH est inférieure à 5,5 ou supérieure à 9,0, la structure spatiale de l'enzyme sera perturbée, la croissance microbienne sera inhibée et la réaction d'ammonification sera entravée. Les micro-organismes ammonifiants anaérobies ont une plage d'adaptabilité relativement large aux valeurs de pH, avec une plage de pH appropriée de 6,0 à 7,5. Un environnement légèrement acide est plus propice au métabolisme fermentaire des bactéries ammonifiantes anaérobies. De plus, la valeur du pH peut également affecter la forme de l'azote ammoniacal, ce qui à son tour affecte l'apport de substrat pour les réactions de nitrification ultérieures.
(3) Oxygène dissous (OD)
L’oxygène dissous est une condition clé pour distinguer l’ammonification aérobie de l’ammonification anaérobie. Dans un environnement aérobie, la concentration en oxygène dissous doit être maintenue entre 2 mg/L et 4 mg/L pour répondre aux besoins respiratoires des micro-organismes d'ammonification aérobie. À l’heure actuelle, l’ammonification aérobie domine et l’efficacité de conversion est élevée ; Lorsque la concentration d'oxygène dissous est inférieure à 0,5 mg/L, l'activité des micro-organismes aérobies est inhibée et les micro-organismes ammonifiants anaérobies deviennent le groupe microbien dominant, ce qui entraîne un taux de réaction d'ammonification plus lent. Dans des processus tels que A ²/O et fossé d'oxydation dans le traitement des eaux usées, le processus synergique d'ammonification, de nitrification et de dénitrification de l'azote organique peut être obtenu en contrôlant la concentration d'oxygène dissous dans différentes zones.
(4) Types et concentrations de substrats azotés organiques
Le type et la concentration de la matrice azotée organique affectent directement le taux et le degré d’ammonification. Les composés azotés organiques à petites molécules (tels que les acides aminés et l'urée) peuvent être directement absorbés et utilisés par les micro-organismes, avec un taux de conversion d'ammonification rapide ; Les composés azotés organiques à grosses molécules (tels que les protéines et les acides nucléiques) doivent subir des réactions d'hydrolyse pour se décomposer en substances à petites molécules, avec une période de conversion plus longue. De plus, lorsque la concentration en azote organique est trop élevée, elle peut provoquer un déséquilibre de la pression osmotique des cellules microbiennes, inhibant ainsi la croissance microbienne ; Lorsque la concentration est trop faible, elle ne peut pas fournir une nutrition suffisante aux micro-organismes et l'efficacité de la réaction d'ammonification est faible. En ingénierie pratique, pour les eaux usées à forte concentration d'azote organique, des processus de prétraitement (tels que l'acidification par hydrolyse) sont souvent utilisés pour décomposer l'azote organique de grande taille en substances de petite taille, améliorant ainsi l'efficacité du traitement d'ammonification ultérieur.
(5) Structure de la communauté microbienne
La diversité et l'abondance des communautés microbiennes sont les principaux facteurs biologiques affectant l'ammonification. Lorsque la variété de micro-organismes ammonifiants dans le système est abondante et que le nombre de groupes bactériens dominants est suffisant, l'efficacité de la décomposition et de la transformation de l'azote organique est plus élevée ; Au contraire, si la structure de la communauté microbienne est unique ou s'il existe des substances inhibitrices (telles que des métaux lourds, des composés organiques toxiques) qui provoquent la mort des communautés microbiennes dominantes, l'ammonification sera gravement affectée. Pendant la phase de démarrage du système de traitement des eaux usées, des communautés microbiennes ammonifiantes efficaces peuvent être rapidement établies en ajoutant des agents ammonifiants ou en inoculant des boues matures, raccourcissant ainsi le cycle de mise en service du système.
4, L'importance environnementale et technique de la conversion de l'azote organique en azote ammoniacal
La conversion de l'azote organique en azote ammoniacal est un maillon clé du cycle de l'azote et revêt une importance significative tant dans les milieux naturels que dans les projets de traitement des eaux usées.
Dans les plans d'eau naturels, l'azote ammoniacal produit par ammonification peut fournir des sources d'azote pour le phytoplancton, les algues, etc., favorisant le cycle matériel des écosystèmes aquatiques ; Cependant, un excès d’azote ammoniacal peut conduire à l’eutrophisation des plans d’eau, provoquant des problèmes environnementaux tels que la prolifération d’algues et les marées rouges. Dans l’ingénierie du traitement des eaux usées, l’ammonification est une étape préalable à la dénitrification biologique. Ce n'est qu'en convertissant efficacement l'azote organique en azote ammoniacal que des substrats suffisants peuvent être fournis pour les réactions de nitrification ultérieures (azote ammoniacal converti en azote nitrate) et les réactions de dénitrification (azote nitrate converti en azote), permettant ainsi une élimination complète de l'azote. De plus, dans le processus de digestion anaérobie, l'azote ammoniacal produit par ammonification peut neutraliser les acides organiques produits pendant le processus de digestion, maintenir la stabilité de la valeur du pH du système et assurer le bon déroulement de la digestion anaérobie.
V.Conclusion
La conversion de l'azote organique en azote ammoniacal est un processus complexe à médiation microbienne, influencé par de multiples facteurs tels que la température, la valeur du pH, l'oxygène dissous et les propriétés du substrat. Une compréhension approfondie du mécanisme et des facteurs d’influence de l’ammonification revêt une importance théorique et pratique importante pour optimiser les processus de traitement des eaux usées et améliorer l’efficacité de l’élimination biologique de l’azote. Avec l'amélioration continue des exigences de gouvernance de l'environnement aquatique, il est nécessaire d'étudier plus en profondeur le mécanisme de régulation métabolique des micro-organismes ammonifiants, de développer des agents bactériens ammonifiants efficaces et des stratégies d'optimisation des processus à l'avenir, et de fournir un soutien technique plus solide pour résoudre le problème de la pollution azotée dans les plans d'eau.
