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Sous le signe LES OBJECTIFS DU
DEVELOPPEMENT DURABLE " la VIE Aquatique "
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Objectif des journées Les journées d’études USTHB avril 2016 programmées dans le cadre de la Pollution
des Côtes Algériennes exposent la continuité des travaux présentés lors des 1ères journées
USTHB avril 2015. Avec une prise de conscience assez marquée par la communauté
universitaire, les acteurs intervenant de près ou de loin dans la problématique ne cessent de
contribuer d’avantage pour réduire le degré de pollution afin de préserver la baie Est de
l’algérois.
Description de la problématique.
Le littoral algérois apparaît comme un ensemble de baies où les caractéristiques
physiques et chimiques diffèrent en relation avec l'importance des apports et des activités
urbaine, industrielle et agricole. La côte algéroise subit de lourdes pressions sur ses ressources
(sols, biodiversité terrestre et marine, ressources en eau…).
Les pollutions domestiques, agricoles et industrielles provoquent divers types de
nuisance, dont l’enrichissement artificiel des eaux côtières en nutriments, qui induit des
phénomènes d’eutrophisation défavorable à la vie marine. Ces phénomènes affectent
essentiellement les zones de concentration urbaine. La côte algéroise est proche des grandes
routes maritimes et le risque de pollution accidentelle par les hydrocarbures est important. Les
constructions illicites et les bidonvilles sur la côte algéroise déversent les eaux usées et les
déchets ménagers directement en mer.
Afin de contribuer à un meilleur cadre de vie côtière, nous proposons deux journées
d’études pour voir d’une part l’impact de pollution sur la côte Est de l’algérois et par la suite
nous proposons des solutions pour lesquelles les partenaires engagés dans ces journées
trouvent une ambiance de discussion pour mener au mieux la manifestation sur les différents
plans.
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Comité d’organisation TALEB AHMED Mourad USTHB
AKRETCHE Soraya » »
BENHADJI Amel » »
YAHIAT Souhila » »
IGHILAHRIZ Kahina » »
ZERROUKI Djahida » »
EL HADJEN Chafia » »
MERAR Salem » »
AFETTOUCHE Ali » »
Comité Scientifique Présidente Pr MAACHI Rachida USTHB
Membres Pr CHABANI Malika » »
Pr BENSADOK Kenza » »
Pr TALEB AHMED Mourad » »
Pr CHIBANE Brahim » »
Dr AKRETCHE Soraya » »
Dr ZEMMOURI Hassiba » »
Dr BENHADJI Amel » »
Dr BERRAMA Tarek » »
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Programme
8h00 – 9h00 Inscription Affichage des posters
9h00 – 9h30 Ouverture
9h30 – 10h30 Session Plénière
10h30 – 12h00 Session Orale
12h00 – 13h30 Déjeuner
13h30 – 14h30 Evaluation des Posters
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Sommaire
9h30 – 10h30 Session Plénière LES OBJECTIFS DU DEVELOPPEMENT DURABLE " la VIE Aquatique " Mrs Saliha ZERDOUM Expert International à l’Ordre Des Experts Internationaux - Consultante Environnement et Développement Durable tél : +213 (0)773160760 P.O. Box N° 2194 Khenchela - 40000 - ALGERIE Personal mail: [email protected] Facebook: www.facebook.com/ Saliha zerdoum SKYPE: Les.verts40
10h30 – 12h00 Session Orale APPORT DES RESSOURCES PHYTOGENETIQUES A LA DURABILITE DE L’AGRICULTURE ET DE L’ENVIRONNEMENT A.AID-HOUCHI, Faculté des Sciences Biologiques et des Sciences Agronomiques, Université Mouloud MAMMERI de Tizi Ouzou Email : [email protected] SITUATION ENVIRONNEMENTALE D’UN CENTRE DE STOCKAGE DE CARBURANTS DELIMITE PAR DES EAUX DE SURFACES A. BENHADJI Laboratoire de Génie de la Réaction, Faculté GM_GP BP 32, El Alia, USTHB, Alger, Algérie. E-mail: [email protected] ETUDE CINETIQUE DE LA PHOTODEGRADATION DE L’OXYTETRACYCLINE (OTC) PAR PROCEDE PHOTO-FENTON. O. ELKHIR, M. CHABANI, S. BOUAFIA-CHERGUI Laboratoire de Génie de la réaction Equipe Procédés Durables de Dépollution (PDD) Faculté de Génie mécanique &Génie des procédés Université des Sciences et Technologies Houari Boumediene, laboratoire Génie des réactions BP 32 EL ALIA 16111 BAB EZZOUAR Alger ALGERIA TRAITEMENT D’UN REJET PETROLIER PAR LE PROCEDE D’ELECTROCOAGULATION A. SAHMIa*; K. BENSADOKa. a Université des Sciences et de la Technologie H. Boumediene, Faculté de G. Mécanique/ G. Procédés ; Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels (LSGPI) ; B.P. 32 El - Alia 36111, Alger, Algérie Tel/Fax: 213 (21) 24 71 69 / [email protected]
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13h – 14h00 Evaluation des Posters APPLICATION DU PROCEDE D’OXYDATION AVANCEE POUR LE TRAITEMENT D’UN REJET CONTENANT DU PHENOL S. BELHADJ*; K. BENSADOK. Université des Sciences et de la Technologie H. Boumediene, Faculté de G. Mécanique/ G. Procédés ; Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels (LSGPI) ; B.P. 32 El - Alia 36111, Alger,Algérie. Tel./Fax 213 (21) 24 71 69 *Auteur correspondant : [email protected] TRAITEMENT DES EAUX POLLUEES PAR LE BLEU DE METHYLENE PAR LE PROCEDE D’ELECTROCOAGULATION S. BENAMMAR*1,2, A. HAMITOUCHE2, M. HAFFAS2, R. LADJI 2
1Laboratoire des Sciences de Genie des Procedes Industriels (LSGPI), Université des sciences et de la technologie houari boumedienne USTHB, Alger, Algérie. 2 Centre de Recherche Scientifique et Technique en Analyses Physico-Chimiques (CRAPC), Bou Ismaïl, Algérie. * e-mail: [email protected] DEGRADATION D’UN PRINCIPE ACTIF PHARMACEUTIQUE PAR UN PROCEDE ELECTROCHIMIQUE D’OXYDATION AVANCEE S. BELKACEM*; M. CHABANI ; S. BOUAFIA. 1Laboratoire du Génie de la Réaction, Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene, BP 32, El-Alia, Bab-Ezzouar, 16111 Alger, Algérie. *[email protected] DEPOLLUTION DES EAUX DE SURFACE ET LES EAUX SUPERFICIELLES CONTAMINEES PAR UN POLLUANT EMERGENT (PARACETAMOL): ADSORPTION SUR CHARBON ACTIF S. BENREDOUANE, T. BERRAMA*, N. DOUFENE Laboratory of sciences of Industrial Process Engineering, University of Science and Technology HouariBoumediene, BP 32, El-Alia, 16111, Bab-Ezzouar, Algiers, Algeria. *[email protected]
EVALUATION DE LA POLLUTION PAR LES NITRATES DANS LA PLAINE DE LA MITIDJA F. BENSETTI*., A. HAOUCHINE., F-Z. HAOUCHINE et B. CHIBANE. Laboratoire de Géo-Environnement USTHB E-mail : [email protected] ELIMINATION DES FLUORURES ISSUS DU TRAITEMENT PAR OSMOSE INVERSE D’UNE EAU SAUMATRE DU SUD ALGERIEN I.BERKANI*, F.DJEBLOUN, M. LARACHICHE, K.BENSADOK. *Laboratoire Science du Génie des Procédés Industriels, Faculté de Génie Mécanique et de Génie des procédés, Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene, B.P. 32, El Alia, 35111 Alger, Algérie *Auteur correspondant: [email protected] APPLICATION D’UN NOUVEAU BIOREACTEUR DANS LE TRAITEMENT DES EAUX N. BOUAKAZ 1 , Z. BENDJEMAA1, A.E. HAMITOUCHE 2, A. SEMSOUM1, S. BOUMAAZA3 1 Laboratoire des Sciences du génie des procédés industriel, faculté de génie mécanique et génie des procédés. (USTHB), BP 32, El-Alia 16111, Algie. 2 Centre des sciences et des techniques de recherches d’analyse physico-chimique, BP 248, CRAPC, Algie. 3 Département de chimie physique et théorique, Faculté de chimie, USTHB BP 32, El-Alia 16111, Bab-Ezzouar, Alger (Algérie) [email protected]
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ETUDE DE LA CINETIQUE DE DEGRADATION D’UN PRINCIPE ACTIF PAR PHOTOLYSE DIRECTE EN MILIEU AQUEUX A.BOUCENNA*, M.CHABANI, S.BOUAFIA-CHERGUI Faculté de Génie Mécanique et Génie des Procédés USTHB.BP 32, El Allia, Bab Ezzouar, Algérie Mail : *[email protected] TRAITEMENT D’UNE EAU TURBIDE UTILISANT UN COAGULANT NATUREL S. BOULAADJOUL*, H. ZEMMOURI, Z. BENDJAMA. Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels, Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene, Faculté de Génie Mécanique et Génie des Procédés, B.P. 32 El-Alia, Bab-Ezzouar, Alger, Algérie. [email protected]
ETUDE ET CARACTERISATION DES SEDIMENTS DU LAC DE REGHAIA S. DERKAOUI*1, B. CHIBANE2, H. DJELAL3, M. TALEB AHMED4. *1USTHB, FGMP LGR * [email protected] 2 Laboratoire de Géo-Environnement, FSTGAT/USTHB, [email protected] 3Ecole des Métiers de l'Environnement. Campus de Ker Lann _ 35170 Bruz [email protected] ÉTUDE DES PARAMETRES PHYSICOCHIMIQUES ET BACTERIOLOGIQUES DES DIFFERENTES SOURCES« LAKHROUB » « FONTAINE FRAICHE » ET « AINSER AKDHIM » SITUEES DANS LA REGION DE TIZI-OUZOU F. FERRAG-SIAGH1,2, A. BOUKHRISSA1, L-M ROUIDI1, H. AIT-AMAR1
1,2Laboratoire des Sciences de Génie des Procédés Industriels, USTHB, B.P. 32, 16111 El-Alia, Alger, Algérie. 2Université Mouloud Mammeri, Tizi-Ouzou, Faculté des Sciences, Département de Chimie, 15000, Algérie. [email protected] ETUDE PARAMETRIQUE DU TRAITEMENT D’UN REJET PETROLIER PAR LE PROCEDE D’ELECTRO-FENTON N. GOUSMI*; K. BENSADOK. Université des Sciences et de la Technologie H. Boumediene, Faculté de G. Mécanique/ G. Procédés ; Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels (LSGPI) ; B.P. 32 El - Alia 36111, Alger, Algérie. Tel./Fax 213 (21) 24 71 69 : *[email protected] COUPLAGE ADSORPTION/ECHANGE D’ION AVEC L’ULTRAFILTRATION POUR LE TRAITEMENT TERTIAIRE DES EAUX USEE URBAINES. L. MAZARI*, D. ABDESSEMED
Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels, Université des Science et de la Technologie Houari Boumediene, BP 32, EL Alia, 16111Bab-Ezzouar, Alger, Algérie. Email : *[email protected] ETUDE DE L’ELIMINATION DU PHENOL PAR ADSORPTION SUR CHARBONS ACTIFS D’ORIGINE VEGETALE COMPAREE A UN CHARBON ACTIF COMMERCIAL : EFFET DE pH C. NEKAA*, T. BERRAMA, N. DOUFENE, S. DADOU, S.BENREDOUANE Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels et Environnement *[email protected] TRAITEMENT ET VALORISATION DES REJETS LIQUIDES DE L’ABATTOIR D’HUSSEN DEY Y.R. OUAHABI*, N.W. MAAMIRl, K. BENSADOK
1 Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels et Environnement Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene Faculté Génie Mécanique/Génie des Procédés. B.P., 32 El Alia 16111, Bab Ezzouar, Alger, Algerie. *Auteur correspondant: [email protected]
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PROPOSITION D'UN ADSORBANT D'ORIGINE VEGETALE ; CARACTERISATION ET ESSAIS D'ADSORPTION A. RABAHI*, A. LADJOUZI, A. KARA, H. MOGHRANI, R. MAACHI Laboratoire de Génie de la Réaction, Faculté de Génie Mécanique et Génie des Procédés, BP : 32 Al- Alia, 16075, Bab Azzouar, Alger, Algérie. Tél/ Fax : 021 24 79 19. *[email protected] EFFET DU BIOFILM SUR LA BIODÉGRADATION DU PARA CRESOL A. SEMSOUM*1, A. YENNOUNE1, Z. BENDJEMA1, H. ZEMMOURI, F. KAOUAH1, H. AIT AMAR *[email protected] ; *[email protected] 1Laboratoire des sciences de génie des procédés industriels Faculté de Génie Mécanique et Génie des Procédés Université des sciences et de technologies Houari Boumediene ELIMINATION D’UN ANTIBIOTIQUE LE METRONIDAZOLE PAR PHOTOCATALYSE S. TEBANI1, S. KETATA1, R. MEDDAH1,, A. CHERGUI2, N. NASRALLAH1, R. MAACHI1. 1 Laboratoire de génie de la réaction de la faculté de génie Mécanique et génie des procédés USTHB), BP 32, Alger, Algerie.E-mail: [email protected] ETUDE DE LA PHOTODEGRADATION DE L’ORANGE DE METHYL ET LA PRODUCTION D'HYDROGENE SUR L'HETEROJONCTION CuAl2O4/ZnO A. TOUILEB1, H. SEBAI 1, M. TRARI2
1) Centre de Recherche en Analyses Physico-Chimique, BP 248 Alger, 16004, Algérie. 2)USTHB, Laboratory of Hydrometallurgy and Inorganic Molecular Chemistry, Faculty of Sciences- Chemistry, PO Box 32 El Alia, 16111, Alger. E-mail : [email protected] ETUDE DE L’INFLUENCE DE RAPPORT S/L ET LA VITESSE D’AGITATION SUR LE RENDEMENT DE LA LIXIVIATION D’UN DECHET INDUSTRIEL D. ZERROUKI*1, A.BENHADJI, M. TALEB AHMED Reaction Engineering Lab / GE _ FGMGP _ USTHB BP 32 Bab Ezzouar _ Algiers Algeria *[email protected]
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Session Plénière
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PROTECTION DE LA CÔTE EST ALGEROISE, VISION DANS LES OBJECTIFS DU DEVELOPPEMENT DURABLE « VIE AQUATIQUE »
Présenter Par : Mme Saliha ZERDOUM
Expert International à l’Ordre Des Experts Internationaux - Consultante Environnement et Développement Durable
tél : +213 (0)773160760 P.O. Box N° 2194 Khenchela - 40000 - ALGERIE Personal mail: [email protected]
Facebook: www.facebook.com/ Saliha zerdoum SKYPE: Les.verts40
1-Déclaration du Millénaire de l’ONU ; 2-Nouvel agenda pour 2030 ; 3-Conserver et exploiter de manière durable la cote Algérienne et ses ressources marines ; 4- Intégrer les petits travailleurs et producteurs et les femmes dans les plans d'action pour la protection du littorale.
A l’heure ou la pollution, les changements climatiques, la protection de la biodiversité marine et la gestion durable du littorale Algérien avec ces 1500 km, font l’objet d’un renouveau d’attention et d’inquiétude. Ma communication s’attachera à positionner et examiner la pollution de la cote Algérois par rapport aux objectifs du développement durable dans son Axe « Vie AQUATIQUE ».
1-Déclaration du Millénaire de l’ONU :
Historiquement, En 2000 les objectifs du millénaire pour le développement (OMD, Millennium Development Goals en anglais), sont adoptés à New York (États-Unis) avec la Déclaration du millénaire de l'Organisation des Nations unies par 193 États membres de l'ONU , et au moins 23 organisations internationales .
L'Algérie est l'un des pays leaders qui ont atteint les OMD les huit (08) Objectif 2015.
Le 2 août 2015, 193 pays ont approuvé encore 17 Objectifs de développement durable (ODD ces 17 objectifs du Millénaire pour le développement (OMD) 2015-2030 qui englobent, en plus du développement économique et social, le volet environnemental, ils forent un plan approuvé par tous les pays du monde et par toutes les grandes institutions mondiales de développement.
Selon moi, la réalisation des 17 objectifs du développement durable doit amener les pays à changer leur modèle économique, mettre fin à la pauvreté, éliminer la faim, à proposer une éducation de qualité, à garantir l'approvisionnement en eau et le traitement des eaux usées, promouvoir l’agriculture , la santé , la prospérité de tous , à protéger la planète, agir contre
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les changements climatiques , le travail décent , la biodiversité , y compris les mers et les océans notre Objectif de notre présente rencontre aujourd’hui.
2- Nouvel Agenda pour 2030 :
Le 25 septembre 2015 au siège de l’ONU a eu lieu l’adoption de la résolution portante sur la transformation de notre monde avec le programme de développement durable à l’horizon 2030. Le Programme de développement durable est un plan d’action pour l’humanité, la planète et la prospérité. Tous les pays et toutes les parties sont appelés a agir pour sa la mise en œuvre de ce plan d’action.
Autrement dit : Nous sommes déterminés à lutter contre la dégradation de la planète, protéger l’environnement en Recourant à des modes de consommation et de production durables, en assurant la Gestion durable de ses ressources naturelles et en prenant d’urgence des mesures pour lutter contre les changements climatiques, afin qu’elle puisse répondre aux Besoins des générations actuelles et futures.
L’Algérie est appelée à intégrer les 17 Objectifs de développement durable de l'Agenda 2030 dans les tous les plans de développement socio-économique.
3-Conserver et exploiter de manière durable la cote Algérienne et ses ressources marines :
Actuellement, la plupart des habitats marins méditerranéens sont en danger.
On compte au moins 81 espèces marines animales menacées d’extinction telles que le Phoque moine, le Mérou brun, ou la Tortue caouane, et certains écosystèmes, comme l’herbier de posidonies qui joue un rôle très important dans l’équilibre écologique méditerranéen, voient leur superficie diminuer en permanence.
Les changements globaux, dont le réchauffement climatique, générés par l’activité humaine en sont la principale cause !!!
Les Causes ? Les Solution ? La cote Algérienne fait partie des rives du bassin méditerranéen, où vivent 150 millions de personnes (environ 17 % de plus qu’en 2000), sont en ébullition. Démographie, tourisme, aquaculture et pollution : tout progresse à grande vitesse. Cette mer semi-fermée, qui représente moins de 1 % de l’océan mondial mais qui abrite entre 4 % et 18 % des espèces marines connues, subit « un développement économique inédit » qui menace des écosystèmes « déjà dégradés » et des espèces en danger.
Chaque seconde près de 16 000 sacs plastiques sont distribués dans le monde, soit 500 milliards de sacs chaque année, ce qui demeure une catastrophe pour l’environnement. En effet, elle n’a jamais cessé de croître et malheureusement, de nombreux détritus ne passent pas par le recyclage. Selon les experts, 32%, des emballages plastiques, soit à peu près 8 millions de tonnes se retrouvent aux côtés de nos amis les poissons.
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Comment enrayer ce qui semble être une catastrophe écologique à venir ? Théoriquement l’Algérie utiliserait 7,7 milliards de sacs en matière plastique annuellement, sachant que l’utilisation des sacs en plastiques pas encore est toujours possible et permise. Il faudra donc encore attendre avant que nos plages et océans soient propres par le plastique.
4-Intégrer les petits Artisans, les travailleurs, les producteurs et les femmes dans les plans d'action pour la protection du littoral :
En termes de l’exploitation des eaux, 78 % des emplois dans le monde dépendraient directement, ou indirectement de l’eau sur terre. Une manière différente d’entrevoir l’importance de la préservation de cette ressource indispensable à la vie sur terre, ce que la problématique de l’emploi vient démontrer une nouvelle fois.
Loi économie bleue ?
L’économie bleue est un concept que l’on doit à l’entrepreneur belge Gunter Pauli. Le bleu s’oppose à la couleur rouge, symbole de l’industrie et au vert du développement durable. C’est aussi la couleur qui représente le mieux notre environnement : en effet, le ciel est bleu, notre littoral Algérois est bleu et notre Planète, vue du ciel, est elle aussi bleue.
Car c’est bien de cela qu’il s’agit : s’inspirer de notre environnement, autrement dit de ce que fait la nature pour construire un nouveau modèle économique.
Dans ce contexte, Il y a un enjeu à co-construire durablement des projets sur le littoral avec l'ensemble des acteurs à l'échelle locale et national en associant , les acteurs, les secteurs, l’université , la recherche scientifique , les laboratoires , les organismes industriels , les collectivités , les associations et tout les intéresses qui sont beaucoup plus liés à l’eau que d’autres, si nous pensons à la pêche , à la sylviculture, à l’exploitation et l’extraction de ressources naturelles , l’agriculture – bien entendu – mais aussi la production d’électricité, qu’elle soit hydraulique ou thermique , les énergies renouvelables au regard d'objectif « Vie aquatique Durable . Il faut crée et développer cette culture maritime a l’échelle locale, la transmettre et engager ces partenaire dans la protection du littoral. Il faut des débats, des ateliers, des lieux de concertation, de programmation et des outils à l'échelle du littoral, que ce soit les outils de la protection des eaux ou des établissements publics pour accompagner les collectivités locales dans cet objectif. Fin de plénière
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Session orale
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APPORT DES RESSOURCES PHYTOGENETIQUES A LA DURABILITE DE L’AGRICULTURE ET DE L’ENVIRONNEMENT
A.Aid-Houchi Faculté des Sciences Biologiques et des Sciences Agronomiques,
Université Mouloud MAMMERI de Tizi Ouzou Email : [email protected]
Résumé La plante se développe dans un environnement qui comprend, d’une part, le sol dans lequel se déroule une vie animée par les organismes qui y sont hébergés et d’autre part, les facteurs abiotiques (Ɵ, Lumière, eau, pollution (CO2). C’est cet ensemble d’organismes vivants formant une unité fonctionnelle par leurs fortes interactions entre eux et avec le milieu ambiant qui constitue ce qu’on appelle un écosystème. Soulignons que la préservation de ce dernier est à l’origine d’une meilleure adaptabilité au milieu car plus la biodiversité est riche, plus les espèces peuvent faire face aux perturbations. Afin de pallier les pertes par érosion dues à des causes multifactorielles (changement climatique, action de l'homme…) des diverses ressources notamment les ressources phytogénétiques essentielles pour le développement de l'agriculture durable et de la sécurité alimentaire, deux stratégies de conservation existent et elles sont d’ordre in situ et ex situ. La première consiste à maintenir les plantes dans leur milieu naturel avec lequel elles continueront de co-évoluer tandis que la seconde permet de les conserver en dehors de leur habitat d’origine, de manière statique en déployant les techniques nécessaires pour limiter tout changement dans leur structure génétique. Compte tenu de la démographie galopante, le monde devra multiplier la production alimentaire en y parvenant avec la même superficie agricole et en utilisant moins d’intrants et d’eau. La diversité génétique en association avec les techniques d’amélioration et de biotechnologie s’avère fondamentale pour faire face aux défis qui guettent les agriculteurs. Mots clefs : ressources phytogénétiques, agriculture durable, environnement.
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SITUATION ENVIRONNEMENTALE D’UN CENTRE DE STOCKAGE DE CARBURANTS DELIMITE PAR DES EAUX DE SURFACES
A. Benhadji Laboratoire de Génie de la Réaction, Faculté GM_GP
BP 32, El Alia, USTHB, Alger, Algérie. E-mail: [email protected]
Résumé : La pollution des eaux superficielles est généralement causée par le déversement des eaux industrielles contenant un mélange de substances d’une grande diversité. Le phénomène de pollution par les hydrocarbures a une importance de plus en plus grande sur les plans environnemental, sanitaire et économique. Cette pollution peut avoir un impact soit direct ou indirect, sur la santé humaine et l’équilibre des écosystèmes. En effet, de nombreux dégâts réels ont été constatés lors d’accidents (fuite de carburants, incendie, explosion, etc.), de rejets ou de déversements volontaires, pouvant entraîner des catastrophes écologiques irréversibles. Afin d’évaluer la situation environnementale d’une activité industrielle d’hydrocarbure, nous avons pris comme exemple d’étude un centre de stockage de carburants délimité par des eaux de surfaces. À cet effet, un système d'évaluation des performances environnementales a été a été utilisé qui détermine les indicateurs pertinents qui reflètent la réalité de la situation. A travers les indicateurs étudiés, il a été constaté que le centre d’hydrocarbure possède une qualité environnementale moyenne et ne présente pas une menace pour les eaux superficielles qui l’entourent.
Mots clés : Indicateurs environnementaux, Stockage de carburants, Performance.
1. Introduction
Depuis quelques années, la plupart des entreprises ont pris conscience de la nécessité de développer un outil d’évaluation de leur performance environnementale : « il est difficile de gérer ce qui n’est pas mesuré ». Mais de, nombreux organismes (qu'ils soient certifiées ou pas) éprouvent des difficultés pour mettre en place une méthode adaptée pour évaluer leur performance. Plusieurs outils ont été développés récemment afin d’aider les sociétés dans l’élaboration de leur panel d’indicateurs de performance environnementale.
Le pétrole, le kérosène, l'essence, le mazoute et le fuel ont une biodégradabilité lente. En cas de pollution accidentelle, leur présence est de durée limitée dans les rivières alors qu'elle peut être très longue dans une eau souterraine (quelquefois plusieurs années en raison du pouvoir de rétention du sol).
Les eaux usées résultant des activités de l'établissement de stockage des hydrocarbures étaient déversées sans traitement dans la nature, les substances contenues auraient pour la plupart des effets toxiques sur les écosystèmes aquatiques et des effets défavorables sur le fonctionnement des stations d'épuration. Par ailleurs, sitôt répandus sur le sol les hydrocarbures, malgré leur faible densité (pour un grand nombre inférieur à 1) ont tendance à s'étaler à la surface et à s'infiltrer dans les couches superficielles perméables non saturées en eau. Le degré de leur pénétration est fonction de la nature et de la structure du sol, comme de
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la quantité et de la nature du produit déversé. Un produit de faible viscosité pénètre rapidement dans un sol sec et poreux et s'étale donc peu à la surface. Inversement, sur un sol saturé d'eau de type argileux, le produit s'étale largement d'autant plus que sa viscosité est relativement élevée. Diane (1999) a rapporté que la présence des hydrocarbures dans le sol modifie largement sa structure. Rouque (1987) ont montré que les hydrocarbures enrobent les particules minérales et assurent leur dispersion.
Dans cette étude, des indices de pollution de l’eau ; du sol et de déchets ont été sélectionnés. Ensuite, les indicateurs de qualité correspondante ont été évalués.
2. Expérimentation
Dans notre étude, nous avons sélectionné les principaux indicateurs d'environnement, qui permettent de mesurer les progrès réalisés en matière d'environnement. Les indicateurs ont été choisis et fondés sur leur pertinence en regard des grands défis à relever au cours de cette décennie, notamment en matière de pollution et de ressources, leur justesse d’analyse et leur mesurabilité. Quatre indicateurs environnementaux ont été considérés dans le cadre de cette évaluation: indicateur des ressources, de l'eau, du sol et des déchets. 2.1. Calcul de l’Indice de la Qualité d’Eau (IQE) Les prélèvements pour les effluents liquides sont effectués à l'entrée et à la sortie du séparateur du centre. L’IQE est un indice ouvert, c'est-à-dire qu’il ne définit à priori aucun paramètre ni critère de qualité spécifiques à être utilisés pour son calcul. L’indice doit cependant être calculé en utilisant un ensemble de paramètres pertinents au plan d’eau étudié. Cet indice est donc un outil flexible, qu’on peut adapter aux différents programmes de suivi de la qualité de l’eau. La détermination de cet indice est déterminée via les relations citées par Hébert et al., 2005. 2.2. Calcul de l'indice de la qualité du sol (IQS) Des échantillons de sol ont été prélevés d'un endroit ou il y a eu déversement d'hydrocarbures. La qualité du sol a été analysé en utilisant les méthodes et les équations développées par Vrščaj et al., 2008. 2.3. Indice environnement déchets (ID) L'indice "environnement déchets" prend en compte, six catégories de déchets mis en décharge ou incinérés. L’objectif global est de réduire la production de déchets, faisant appel aux technologies propres et aux techniques de recyclage ou de valorisation (Rhône-Poulenc., 1994). Les catégories de déchets de l'indice "environnement déchets", ainsi que leur coefficient sont donnés par Rhône-Poulenc, 1994.
3. Résultats et discussion
3.1. Indice de la Qualité d’Eau Nous avons regroupé dans le tableau 1. Les résultats d’analyses effectués sur l'eau en amont et en aval du séparateur. Une comparaison avec les seuils évoqués par la réglementation Algérienne est effectuée.
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Tableau 1 : Valeurs et normes des différents paramètres de pollution de l'eau.
Paramètres Avant traitement
Après traitement
Valeurs limites tolérées (Décret n ° 06-141)
pH 7,17 ± 0,26 7,14 ± 0,11 6 ,5-8,5 Conductivité (µS/cm) 569 964 200 - 1000 MES (mg/l) 44 ,33 32,86 30 DCO (mg O2/l) 3456 2208 120 DBO5 (mg O2/l) 210 167 30 COT (mg/l) 41 23 - Hydrocarbures totaux (mg/l)
16,7 1,38 ± 0,02 10
Cadmium (mg/l) <0,03 ± 0,04 <0,03± 0,03 0,25 Plomb (mg/l) <0,2 <0,2 1 Chrome (VI) (mg/l) 0,18 0,112 0,50
Afin d’évaluer la qualité de l’eau traitée, nous avons calculé son indice de qualité. Les résultats sont regroupés dans le tableau 2. Tableau 2 : Résultats de l’indice de la qualité de l’eau (IQE) avant et après son passage par
le séparateur.
Dans notre cas l’IQE après passage au séparateur est de 61,17 inclue dans l’intervalle (45-64). Ce qui signifie que la qualité de l’eau traitée est douteuse. 3.2. Indice de la qualité du sol (IQS) Les résultats d’analyse de sol sont représentés dans le tableau 3.
Tableau 3 : Valeurs des différents paramètres étudiés sur le sol.
Paramètres Valeurs Valeurs limites (Stengel et al.,1998) pH 6,23 - Conductivité électrique (mS/cm) 0,2 - Taux d'humidité (Hu%) 4,23 - Matières sèches (MS) (%) 95,77 - Matières volatils sèches (MVS) (%) 6,13 - Matières minérales (MM) (%) 93,87 - Carbone organique total (%) 7,58 - Matière organique (%) 13,09 4 Azote organique (N)(%) 0,54 - Cadmium (mg/Kg) <6 2 Plomb (mg/Kg) 476 100 C/N 14,03 10
IQE En amont 56,33 En aval 61,17
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Nous avons déterminé la qualité du sol urbain du centre caroubier. Dans notre cas l'IQS est de 0,92 ce qui signifie que le sol est «de bonne qualité». L'utilisation de ce sol est recommandée. Cependant, la concentration élevée en plomb, qui dépasse le seuil toléré, limite son utilisation. La méthode décrite pour le calcul d’IQS ne prend pas en considération l’influence de la présence des métaux lourds dans le sol.
3.3. Indice Environnement Déchets Dans notre cas le centre ne dispose pas d'incinérateur et ne possède pas de déchets incinérés. L'indicateur déchets (ID) pour le premier trimestre de l'année 2014 est de 589,566. Alors que, l'indicateur déchets (ID) pour le premier trimestre de l'année 2015 est de 824,08. Nous avons remarqué que l'indice ID a augmenté durant l’année 2015. Conclusion : L'industrie pétrolière génère des quantités importantes d'effluents pollués, qui ont un impact direct sur la qualité de l'eau et des sols qui se reflètent sur l'environnement et la santé humaine. Dans notre étude nous avons évalué la qualité environnementale du centre de stockage à travers la mise en place d’indicateurs environnementaux : eau, sol et déchet.
• L'indicateur de la qualité d'eau est égale à 61,17 ce qui signifie que la qualité de l’eau traitée est douteuse.
• L'indicateur de la qualité du sol est de 0,92 ce qui signifie que la qualité du sol urbain est bonne.
• L'indicateur de déchets est respectivement de 589,566 et 824,08 pendant le premier trimestre de l'année 2014 et 2015.
A travers les indicateurs étudiés nous constatons que ce centre possède une qualité environnementale moyenne qui pourrait être amélioré d'avantage. Le centre ne présente pas une menace pour les eaux superficielles qui l’entourent.
Références Bibliographiques Décret exécutif n°06-141 du 20 Rabie El Aouel 1427correspondant au 19 avril 2006 définissant les valeurs
limites des rejets d'effluents liquides industriels. Diane,T. Pollution des sols agricoles par les hydrocarbures: essai d'amélioration de la nutrition azotée de culture
sensible, 1999, Alger, pp 26-28. Hébert S., Simard A, comparaison entre l'indice de la qualité" générale de l'eau du Quebec (IQBP) et l'indice de
qualité des eaux du CCME (IQE) pour la protection de la vie aquatique, novembre 2005. Rhône-Poulenc, Lambert S. Manuel environnement à l'usage des industriels, Paris la Défense, AFNOR 1994. Rouque R. effet de l'épandage de résidus pétroliers de raffinerie sur l'évolution de la matière organique, l'activité
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and planning in urban areas. Landscape and Urban Planning. 2008, 88(2-4): 81-94.
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ETUDE CINETIQUE DE LA PHOTODEGRADATION DE L’OXYTETRACYCLINE (OTC) PAR PROCEDE PHOTO-FENTON.
O. Elkhir, M. Chabani, S. Bouafia-Chergui Laboratoire de Génie de la réaction
Equipe Procédés Durables de Dépollution (PDD) Faculté de Génie mécanique &Génie des procédés
Université des Sciences et Technologies Houari Boumediene, laboratoire Génie des réactions BP 32 EL ALIA 16111 BAB EZZOUAR Alger ALGERIA
Introduction
La plupart des produits pharmaceutiques arrivant jusqu'aux stations d'épuration (STEP) proviennent des eaux résiduaires domestiques ou hospitalières ainsi que des rejets industriels, ces stations de traitement n'ont pas été conçues pour traiter les micropolluants et plusieurs produits pharmaceutiques n'y sont pas complètement éliminés et sont rejetés sous forme de contaminants dans les eaux réceptrices. Les STEP sont, actuellement, considérées comme une des principales sources émettrices de micropolluants vers les milieux aquatiques. Les procédés d'oxydation avancée (POA) se sont révélés être des traitements plus efficaces pour l'élimination des composés récalcitrants que les traitements conventionnels des stations d'épuration dans le but d’enrayer la croissance de la pollution des eaux. Parmi les POA les plus étudiés on cite la photocatalyse homogène ou photo fenton (H202/UV/Fe+2), il s’agit d’une technologie basée sur la production d’espèces réactives oxydantes non sélectives qui vont permettre l’oxydation d’un grand nombre de polluants organiques. Nous avons proposé une étude de l’efficacité du procédé photo fenton pour la dégradation de l'antibiotique Oxytétracycline comme molécule modèle vue son large domaine d'utilisation. I. Matériel I.1. l’Oxytétracycline L’Oxytétracycline appartient à la famille des tétracyclines. C’est un antibiotique bactériostatique, qui agit par inhibition de la synthèse protéique au niveau du ribosome bactérien. Elle est administrée sous forme de comprimés, sous forme de pommade ophtalmique, en association avec un anti-inflammatoire stéroïdien, la dexaméthasone. L’oxytétracycline se caractérise par : un squelette de base dérivé du naphtacène qui résulte de la condensation en ligne de quatre cycles insaturés à six chaînons, une structure très oxygénée comportant notamment : • un noyau phénol, • un enchaînement β-dicétophénolique, structure à doubles liaisons conjuguées comprenant un hydroxyle phénolique et énolique et 2 fonctions cétones, • un hydroxyle énolique, une fonction carboxamide. En milieu aqueux ou polaire, l’oxytétracycline manifeste un caractère amphotère. Le point isoélectrique se situe à un pH de 5,0. La présence de plusieurs systèmes de doubles liaisons conjuguées explique l’absorption de cette molécule à des longueurs d’onde situées dans l’ultraviolet et le visible de 354 nm.
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I.2. Dispositif expérimental Réacteur La dégradation d’oxytétracycline est effectuée dans un réacteur d’un volume maximal de 1000 ml. C’est un dispositif en verre borosilicaté, cylindrique à double parois dans laquelle circule de l’eau de refroidissement afin de maintenir la température du mélange réactionnel constante. Lampe La source lumineuse (une lampe UV de marque Phillips) est située à l’intérieur d’une gaine protectrice en verre borosilicaté. Celle-ci est placée au centre du réacteur afin d’assurer une répartition uniforme des radiations ultraviolettes. Procédure expérimentale Tous les produits utilisés sont de grade analytique, leurs caractéristiques sont regroupées dans le tableau 1. La dégradation de l’antibiotique est examinée pour trois procédés : une photodissociation grâce aux rayons UV, une oxydation par des radicaux hydroxyles générés, in situ, par photolyse du peroxyde d’hydrogène et enfin l’introduction d’un catalyseur métallique capable de catalyser la réaction de production des OH∙. Dans un premier temps, les essais ont porté sur la recherche d’une synergie entre les trois procédés, et dans un second temps, des expériences ont été menées pour optimiser la quantité de catalyseur à introduire dans le média photocatalytique. II. Résultats et discussion II.1. Photolyse directe La photolyse par UV est un procédé qui consiste à exposer une solution à une irradiation UV. Ce dernier peut produire des espèces radicalaires dans la solution ou porter la molécule à un état d’excitation capable d’oxyder les liaisons chimiques. Les deux cas dépendent de la longueur d’ondes émise et de la nature des liaisons. Nous avons effectué une étude préliminaire pour vérifier si ce médicament ne subirait pas de dégradation sous irradiation directe UV émise à 365 nm. Pour cet effet, une solution de l’OTC de concentration de 10 ppm est soumise aux rayons UV pendant 4 heures, et agitée magnétiquement pour une exposition uniforme de tout le volume réactionnel. Les résultats obtenus Fig.2 montrent que l’OTC subit une très faible dégradation, pour une irradiation de plus de 4 heures la diminution est inférieure à 25%. Une période de 4 heures d’irradiation UV reste insuffisante pour la dégradation complète de l’antibiotique étudié. Cela confirme la théorie que l’antibiotique étudié est de forte stabilité chimique et réfractaire.
Figure.2 : Photolyse directe de l'OTC ; [OTC]=10mg/L, pH Libre, T ambiante.
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II.2. Oxydation de l’OTC par procédé UV/H2O2 Pour accélérer le processus de la photolyse, beaucoup de chercheurs ont jugé utile de combiner la photolyse à un ajout d’oxydant propre et non toxique tel que le peroxyde d’hydrogène. La quantité de H2O2 à ajouter est égale à la valeur théorique de H2O2 nécessaire à l’oxydation totale de l’OTC, selon la réaction suivante : C22H24N2O9 + 52 H2O2 → 22CO2 + 63 H2O+ 2HNO3 (1) Une oxydation complète d’une mole d’OTC nécessite théoriquement 52 moles de H2O2, alors une concentration de 10 mg/L en OTC nécessite théoriquement environs 1,15 mM de [H2O2]. D’après les taux de dégradation obtenus (fig.3), nous constatons une légère amélioration par rapport à la photolyse UV365, mais ce taux reste encore très faible, il ne dépasse pas les 30% de dégradation. La légère amélioration des taux de dégradation est due à plus de production des espèces radicalaires notamment les radicaux hydroxyles. Les données bibliographiques indiquent que l’irradiation d’une solution de H2O2 à des longueurs d’ondes entre 200 et 280nm avec un max à 254 nm conduit à la formation de deux radicaux hydroxyles par coupure homolytique de la liaison O-O.
II.3. Oxydation de l’OTC par procédé UV/H2O2/Fe2+
La combinaison du UV/H2O2 et le fer (Fe2+ ou Fe3+) est connu sous le nom photo-Fenton (UV/H2O2/Fe2+). Le procédé photo-Fenton consiste au couplage entre la réaction de Fenton et la photochimie. Il s’agit en effet de la réaction de Fenton assistée par la photochimie. Ce procédé fait partie des procédés d'oxydation avancée en phase homogène. Les résultats de la fig.4 montrent que l’ajout du fer améliore les taux de dégradation par rapport aux procédés UV/H2O2, atteignant les 84 % après 2 heures d’irradiation UV365, ceci est due à la production supplémentaire de radicaux HO°.
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II.4.Effet de concentration initiale du fer La concentration initiale du Fe3+ est l’un des paramètres expérimentaux le plus important dans le procédé photo-Fenton. Afin de déterminer l’effet de ce paramètre, nous avons réalisé les expériences de dégradation d’OTC, avec différentes concentrations de Fe3+ dans la gamme de 0,035 à 0,18mM, les concentrations initiales de l’OTC et H2O2 sont respectivement 10 mg/L et 1 mM à température ambiante et pH=3. Les résultats illustrés par la fig.5 montrent que la concentration du catalyseur Fe3+ dans la solution accélère la cinétique de dégradation jusqu’à 0,07mM pour laquelle l’élimination de l’OTC est optimale et qu’une augmentation en Fe3+ provoque une diminution des taux de dégradation.
Une nette amélioration est à remarquer sur le plan cinétique et rendement de dégradation. Une forte synergie existe entre les UV, le Fer et le peroxyde d’hydrogène. III. Conclusion Les résultats obtenus montrent que les solutions aqueuses de OTC peuvent être dégradées de façon efficace par le système UV/H2O2/Fe3+. En effet, le rendement du système photo-Fenton est accéléré par l’apport supplémentaire de Fe2+. Par conséquent, sur le plan pratique, il faut veiller à ce que ni la quantité de Fe3+, ni celle de H2O2 ne soit un facteur limitant pendant le traitement. Des valeurs optimales doivent être requises pour obtenir un meilleur rendement de dégradation et diminuer le coût des réactifs à utiliser. Mots clé : Oxytétracycline, photo-fenton, minéralisation, antibiotique
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TRAITEMENT D’UN REJET PETROLIER PAR LE PROCEDE D’ELECTROCOAGULATION
A. Sahmi*; K. Bensadok Université des Sciences et de la Technologie H. Boumediene, Faculté de G. Mécanique/ G. Procédés ;
Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels (LSGPI) ; B.P. 32 El - Alia 36111, Alger, Algérie
Tel/Fax: 213 (21) 24 71 69 / *[email protected]
I. Introduction Le raffinage du pétrole constitue une opération continue qui comporte un grand nombre
d’unités de fabrication intimement liées. L’eau est un facteur important dans ces opérations, car elle est utilisée en cours de raffinage pour le chauffage, la réfrigération et le procédé de fabrication. Lors de ces opérations, les eaux se chargent de masses étrangères organiques et minérales, dont les caractéristiques et les quantités jouent un rôle important dans le traitement des eaux. Dans notre étude, nous avons utilisés la technique d’électrocoagulation pour le traitement du rejet de la raffinerie d’Alger fortement chargés en matières organiques.
L’unité expérimentale de traitement des hydrocarbures utilisée est constituée d’un pilote à fonctionnement en recirculation, dont le réacteur électrochimique est muni de deux électrodes planes et parallèles en alliage d’aluminium ou de fer. Les dimensions des électrodes sont de 50 mm x100 mm. L’espace entre l’anode et la cathode est maintenu constant à 10 mm. L’effet de l’intensité de courant sur l’efficacité du traitement a été étudié sur un rejet synthétique dont les caractéristiques sont proches du rejet réel. Pour ce paramètre optimisé, le procédé a été appliqué pour le rejet de la raffinerie de Sidi R’Cine d’Alger.
II. Résultats et interprétation
II.1.Effet de la densité du courant Les résultats obtenus (Figure 1), montrent que l’énergie électrique spécifique consommée
(EESC) croît modérément entre 0.1 et 0.3 A (0,083 à 0,319 kWh/kg) pour une élimination de la DCO qui augmente assez conséquemment (69.33 à 83,52 %). Pour une augmentation de l’intensité de courant entre 0.3 et 0.5A, l’élimination de la DCO est relativement faible (83.52 à 88.64 %) pour une consommation d’énergie qui augmente considérablement (0,319 à 0,936 kWh/kg). Des résultats similaires ont été également observés précédemment par Wei-lung Chou.2009, El-Hanafi et al.2010, et Y. Ait-Ouaissa et al. (2014). De ce fait, on pourrait considérer, pour les conditions utilisées, que 0-3A pourrait être prise comme l’intensité de courant optimale, concernant l’EESC.
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Figure 1 : Effet de la densité de courant sur la consommation d’énergie. (t=30min ; pH 5.83).
II.2. Application du procédé EC pour le traitement du rejet de la raffinerie d’Alger
Nous constatons (Fig. 2) que les consommations d’énergie par masse de DCO éliminée, croient considérablement avec le temps. Cependant, avec ces augmentations, il apparait qu’au-delà de 7 mn, l’efficacité d’élimination de DCO reste quasiment la même. De ce fait, EESC = 0.798 kw.h/kg peut être considérée comme énergie optimale au traitement, avec des taux d’abattement de DCO et de turbidité de 80.28 et 41.98%, correspondant respectivement à des valeurs finales de 1.23 NTU et 28 mg/L, qui respectent la norme algérienne. Les ions NH4
+, NO2-, NO3
-, PO43- (Fig. 3), qui sont également éliminés par le procédé EC. Ces derniers
ont été éliminés respectivement à 53.3, 100, 58.32, 16.67% par précipitation sous forme de complexes hydroxyles.
Figure 2 : Abattement de DCO, la turbidité et l’’EESC du rejet réel au cours du temps
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Figure 3 : Abattement des paramètres de pollution du rejet réel après 15mn d’électrolyse
Les résultats obtenus montrent que le procédé l’électrocoagulation est adapté pour l’élimination des hydrocarbures, les matières en suspensions ainsi que les pollutions azotée et phosphatée du rejet de la raffinerie.
II. Conclusion A la lumière de ces résultats, nous pouvons conclure que les effluents des raffineries
constituent une contrainte environnementale qui se manifeste par un rejet émulsionné. L’application des procédés électrochimiques dans le cassage des émulsions des huiles sont devenus plus avantageux par rapport à d’autres procédés: par leur simplicité d’installation, coût moins élevé, possibilité d’un contrôle automatique et élimination des problèmes de manutention des réactifs.
Références bibliographiques F. Hanafi, O. Assobhei, M. Mountadar , Detoxification and discoloration of maroccan olive mill wastewater by
electrocoagulation, Journal of Hazardous Materials,174, (2010),807-812. Wei-Lung Chou, Chih-TaWang, Kai-Yu Huang. Effect of operating parameters on indium (III) ion removal by
iron electrocoagulation and evaluation of specific energy consumption. Journal of Hazardous Materials 167 (2009) 467–474.
Yasmine Ait Ouaissa, Malika Chabani, Abdeltif Amrane, Aicha Bensmaili, Removal of tetracycline by electrocoagulation: Kinetic and isotherm modeling through adsorption, Journal of Environmental Chemical Engineering 2 (2014) 177–184.
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Session Posters
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LES ENDOMYCORRHIZES UN ATOUT POUR LE DEVELOPPEMENT DURABLE EN ARBORICULTURE FRUITIERE.
K. Abdellaoui. (1, 2), C. Lazri.(1),L. Mohamed Meziani(1), N. Abbas.(1), S. Arab.(1), H. Isaadi.(1), D. Djaoudi.(1), N. Smail-Saadoun.(1), A. Belkebir-Boukais(1). 1. Laboratoire des ressources naturelles. Université Mouloud Mammeri, Tizi Ouzou.
2. Laboratoire Génie de la Réaction. Université Houari Boumedienne. Bab Ezzouar, Alger.
Résumé Les engrais et les pesticides ont rendu possible l’intensification de l’agriculture avec
un accroissement spectaculaire des rendements des cultures et la protection des récoltes. Parallèlement à leurs effets bénéfiques, le bilan environnemental de leur utilisation révèle la présence des organophosphorés, des organochlorés, des carbamates, des pyréthrinoïdes de synthèse, des régulateurs de croissance hormonaux, antiappétants dans les sols, les sédiments, les cultures à des concentrations élevés et dans les eaux de rivières et de puits à des teneurs excédant les limites maximales tolérables recommandées par la FAO, l’OMS et l’Union Européenne.
Face aux effets néfastes des engrais et des pesticides sur la santé humaine et l’environnement et dans le cadre d’une agriculture durable, la symbiose endomycorhizienne constitue une composante essentielle à considérer pour une meilleure gestion des ressources naturelles. En effet, ces champignons mycorhiziens jouent un rôle important dans l’alimentation et la protection des arbres et aussi dans l’amélioration de la structure du sol tout en respectant l’environnement.
C’est dans ce contexte que s’inscrit notre travail qui consiste à montrer la présence des champignons mycorhiziens chez le cerisier et le pistachier vrai.
Les résultats ont montré une diversité de champignons mycorhiziens au niveau du sol et au niveau des écrasements racinaires quelque soit l’espèce. Les spores endomycorhiziennes identifiées appartiennent au genre Glomus, Gigaspora, Acaulospora avec la dominance du genre Glomus. La présente étude a montré que les champignons mycorhiziens en arboriculture fruitière algérienne forment un cortège fongique bénéfique. Les espèces retrouvées peuvent être exploité comme biofertilisants et biopesticides utilisés pour une agriculture durable, non polluante, à faibles intrants et économique, pour une meilleure préservation de la biodiversité, des ressources naturelles, de l’environnement et garantit la durabilité de la production agricole. Mots clés : Développement durable, Arboriculture fruitière, Engrais, Pesticides, Mycorhize, pistachier vrai, cerisier. Introduction Les ressources naturelles sont de plus en plus menacées suite à une exploitation non raisonnée. L’agriculture est un secteur qui a participé en partie dans l’altération des potentialités naturelles du milieu par l'ensemble des pratiques culturales adoptées, telle que l’utilisation irrationnelle des ressources hydriques et l’usage intensif des différents intrants (engrais minéraux et pesticides). Aujourd'hui, il est devenu impératif d'adopter de nouvelles approches pour réaliser un développement durable et assurer le recyclage et le renouvellement des ressources naturelles.
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A cet égard l’homme a pensé se retourner vers la nature et chercher les vertus d’intérêt économique chez les champignons mycorhiziens à travers les associations que forment ces derniers avec les racines des plantes.
Par ses associations symbiotiques, les champignons mycorhiziens, connus par leurs potentialités écologiques, procurent aux plantes hôtes des vertus bénéfiques d’une importance capitale en agronomie. Il existe plusieurs formes d’associations mycorhiziennes telles que : les endomycorhizes, les ectomycorhizes, les mycorhizes des orchidées et les mycorhizes des éricacées. Parmi toutes les mycorhizes, les endomycorhizes sont de loin les plus importantes et les plus répandues dans la nature (Redecker et al., 2000). Les partenaires fongiques impliqués dans cette symbiose endomycorhizienne appartiennent à l’ancien ordre des Glomales (Zygomycètes) et sont aujourd’hui regroupés dans le phylum des Glomeromycota ou Gloméromycètes (Schüßler, 2009).
Les travaux consacrés aux champignons endomycorhiziens sont rares en Algérie. Dans le but de mettre en évidence la symbiose endomycorhizienne en Arboriculture fruitière et d’étudier leurs cortèges endomycorhiziens., notre choix s’est porté sur une Anacardiacée : le pistachier vrai (Pistacia vera) et une Rosacée : le cerisier doux (Prunus avium). Matériel et méthodes Notre expérimentation a pour objectif de vérifier la présence de la symbiose mycorhizienne chez le pistachier vrai (Pistacia vera) pouvant exister dans une région semi aride de la commune d’El Asnam de la wilaya de Bouira et ceux du cerisier doux (Prunus avium) dans un verger de la commune de Tizi Rached de la wilaya de Tizi Ouzou.
Des profils ont été creusés sous les individus des deux espèces étudiés. Des radicelles dont le diamètre est inférieur à 1mm ont été prélevées avec le sol correspondant. Au laboratoire, les radicelles les plus fines responsables de l’absorption racinaire sont extraites selon les normes ISO 1992 proposées par Baize et Jabiol (1992). Puis les radicelles sélectionnées sont conservées dans l'éthanol 70°.
La coloration des champignons symbiotiques est effectuée au bleu trypan selon la méthode de Phillips et Hayman (1970). Les radicelles sont écrasées ensuite entre lame et lamelle à raison de 10 fragments par lame et enfin observés sous le microscope photonique. Pour la caractérisation morphologique, les spores sont isolées des sols par la méthode du tamisage humide (Gerdmann et Nicolson, 1963). L’observation est faite sous loupe binoculaire et sous microscope photonique.
Figure 1. Photos du pistachier vrai (a) et du cerisier doux (b), profils racinaires réalisés sous pistachier vrai (c) et sous cerisier doux (d).
a b c d
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Résultats et discussion Au niveau de tous les individus, nous notons la présence de l’infection mycorhizienne à arbuscule et vésicule indépendamment de l’espèce de l’arbre. Cette mycorhization est justifiée par l’existence de différentes structures fongiques : vésicules et arbuscules au niveau du cortex, mycélium asepté intra et extra-racinaire colorés en bleu, cellules auxiliaires extra-racinaires et des spores, caractérisant la symbiose endomycorhizienne à arbuscule et vésicule (Figure 2).
Figure 2. Observation microscopique de vésicules (a) ; arbuscules (b) ; hyphe extraradiculaire (c) et cellule auxiliaire (d).
Les observations microscopiques au niveau des racines et au niveau du sol ont permis de mettre en évidence la présence de spores fongiques de plusieurs espèces endomycorhiziennes à arbuscules et à vésicules du genre Glomus (Glomus mosseae, Glomus etunicatum, Glomus claroideum, Glomus aggregatum, Glomus perpussillum et Glomus rubiforme ; Glomus sinuosum), du genre Acaulospora (Acaulospora laevis) et du genre Gigaspora (Gigaspora calospora) chez le pistachier vrai et chez le cerisier doux (figure 3 et 4).
Figure 3. Observation microscopique des spores Glomus mosseae (a) ; Glomus etunicatum (b) ; Glomus claroideum (c) ; Glomus aggregatum (d) ; Glomus perpussillum (e);
Glomus sinuosum (f).
a
a
b
b c
d
d c
e f
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Figure 4. Observation microscopique des spores de Gigaspora sp. (a), de Gigaspora
calospora (b) et d’Acaulospora laevis (c). Les résultats obtenus montrent une richesse des sols algériens en champignons endomycorhiziens. Leur utilisation est une stratégie pour le développement et la durabilité de l’arboriculture fruitière dans notre pays. De plus, il est maintenant parfaitement admis que l’utilisation excessive des intrants chimiques affecte gravement et durablement le biofonctionnement du sol et présente des risques pour la santé humaine (Dalgaard et al., 2003). Les avantages des mycorhizes sont nombreux : ils stimulent la croissance des plantes-hôtes, en particulier dans des sols où la disponibilité en éléments minéraux est faible en facilitant l’absorption du phosphore et de plusieurs autres éléments par divers processus (Mousain et al., 1997). Cette amélioration de l’acquisition des nutriments inorganiques par les mycorhizes concerne également l’Azote (N), le Potassium (K), le Magnésium (Mg), le Sodium (Na), le Soufre (S), le Bore (B), le Brome (Br), le Clore (Cl), le Cuivre (Cu), le Chrome (Cr), le Cesium (Cs), le Cobalt (Co), le Fer (Fe), le Molybdène (Mo), le Manganèse (Mn), le Nickel (Ni), le Silicium (Si), le Zinc (Zn) (Duponnois et al., 2007). Ces champignons sont considérés comme biofertilisants à la place des engrais chimiques qui sont à l’origine de problèmes de pollution grave telle que l’eutrophisation des rivières et des nappes phréatiques ou s’accumule le phosphate et l’azote lessivés des sols. De plus, il a été estimé qu’un épuisement total des ressources en Phosphore provenant de la roche (stock de Phosphore utilisé pour la production d’engrais) pourrait survenir dans 50 à 100 ans avec un pic dans la demande en 2030 (Cordell et al., 2009). En protection phytosanitaire, d’emblée, une plante mycorhizée, saine et vigoureuse résiste beaucoup mieux aux infections (Dalpé, 2005) ; car les mycorhizes arbusculaires jouent un rôle important dans la protection contre les pathogènes des plantes (Davies et al., 1993). Conclusion L’étude entreprise suggère une valorisation possible des symbioses endomycorhiziennes en agriculture et en particulier le développement de l’arboriculture fruitière en Algérie. Les résultats obtenus sont prometteurs pour que la recherche entamée dans ce domaine se poursuive. Les espèces identifiées peuvent servir d’inoculum mycorhizien car leur utilisation offre de nombreux avantages : amélioration de la nutrition minérale et hydrique de l’arbre ; une meilleure prospection du sol et donc un prélèvement plus efficace des éléments nutritifs ; décomposition et la minéralisation de la matière organique végétale et mobiliser les nutriments au bénéfice de la plante hôte ;
a b c
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résistance à la sécheresse et aux maladies ; meilleure protection contre l’érosion, une infiltration et un stockage de l’eau ; amélioration de la fertilité des sols ; limitation de la crise de transplantation, fréquemment observée dans les opérations de reboisement ; production de porte-greffes mycorhizés des arbres en pépinière avec des champignons mycorhiziens effectifs sélectionnés pour améliorer le succès des plantations sur terrain ; meilleure survie des plantes mycorhizées sur les sols pollués par les éléments traces métalliques ou par les hydrocarbures aromatiques polycycliques. Le défi pour les années à venir est de doubler la production agricole en respectant les règles d’une agriculture durable à faibles apports d’intrants (engrais et pesticides) et n’ayant aucun risque pour l’environnement la santé publique. Une des stratégies possibles est la mise en place de pratiques agricoles reposant sur l’utilisation des ressources naturelles du sol (champignons mycorhizien) et sur des pratiques culturales performantes et respectueuses de l’environnement. Références bibliographiques Baize D. & Jabiol B., 1992. Guide pour la description des sols. INRA, Paris, 375 p. Cordell D, Drangert J-O. & White S., 2009. The story of phosphorus: Global food security and food for thought.
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APPLICATION DU PROCEDE D’OXYDATION AVANCEE POUR LE TRAITEMENT D’UN REJET CONTENANT DU PHENOL
S. Belhadj*; K. Bensadok. Université des Sciences et de la Technologie H. Boumediene, Faculté de G. Mécanique/ G. Procédés ;
Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels (LSGPI) ; B.P. 32 El - Alia 36111, Alger,Algérie. Tel./Fax 213 (21) 24 71 69
*Auteur correspondant : [email protected]
1. Introduction
Le développement de l’industrie agrochimique et pharmaceutique ainsi que les méthodes agricoles intensives, contribuent à la dégradation de la qualité des eaux de surface et souterraine. Diverses pollutions, conjuguées à une croissance démographique forte, ne sont pas sans impact sur le milieu naturel, la santé humaine et l’équilibre des écosystèmes.
Des études menées dans plusieurs pays ont permis de montrer la présence de plus de 80 produits pharmaceutiques dans des eaux usées urbaines à des concentrations variant du mg L-1 au µg L-1 [1,2]. L’utilisation croissante et le stockage inadéquat de ces derniers engendrent des apports continus, conduisant à leur persistance dans le milieu naturel.
Les composés organiques réfractaires et/ou toxiques ne peuvent pas être complètement détruits dans les stations d’épuration utilisant les techniques conventionnelles de traitement.
Les POAs sont des techniques de traitement faisant appel à des intermédiaires radicalaires très réactifs, particulièrement les radicaux hydroxyles (•OH) à température ambiante [3]. Cette entité chimique est l’oxydant le plus puissant après le fluor [4, 5]. Le développement des POAs pour le traitement des eaux contaminées par les matières organiques est une tentative de tirer avantage de la non sélectivité et de la rapidité des réactions des •OH. Les radicaux libres HO2• et leur base conjuguée O• –sont également utilisés dans les procédés de dégradation, mais ces radicaux possèdent un pouvoir oxydant bien plus faible que les radicaux hydroxyles [6].
L’objectif de l’étude a porté sur l’oxydation d’une molécule organique modèle considérée et reconnue comme étant toxique et biorécalcitrante «le phénol » afin d’optimiser les paramètres opératoires.
2. Matériels et méthodes
33
La solution à traiter est préparée à partir d’une eau distillée, et de la quantité de matière organique (phénol) désirée. La dégradation des solutions contenant la matière organique, par le procédé d’oxydation anodique a été réalisée dans une cellule non divisée de capacité maximale de 300 ml. La distance inter-électrodes est maintenue 10mm. Après addition de la quantité désirée d’électrolyte (Na2SO4), et ajustement du pH au moyen de quelques gouttes de H2SO4, nous fixons l’intensité de courant puis nous déclenchons l’expérience.
3. Interprétation des résultats
3.1 Effet du matériau constituant l’anode
Le choix du matériau constituant l’anode est d’une très grande importance. La cinétique de disparition du phénol à 500 mg L-1 en DCO, est étudiée par oxydation anodique, en appliquant une intensité du courant de 0.5A. Deux matériaux d’anode, en l’occurrence Ti/Pt et BDD ont été choisis afin de comparer leurs performances de dégradation. Les résultats sont représentés sur la figure 2.
Nous observons qu’au bout de 300 minutes, la minéralisation du phénol atteint 64% avec une électrode de BDD, alors qu’avec l’électrode de Ti/Pt, elle ne dépasse guère22%. Ce résultat pourrait s’expliquer par le fait que, sur la surface de l’anode en Ti/Pt les radicaux hydroxyles (OH•) sont fortement adsorbés, et sont donc peu mobiles[7]. De plus, pour une électrode en Ti/Pt, la surtension de production d’oxygène étant peu élevée, la dégradation de la molécule organique est alors faible.[8]
Figure 2: Effet du matériau de l’anode sur l’efficacité du procédé anodiqueCo =500 mg/L, [Na2SO4] =0.5 M, i=0.5A, pH=3), cathode en graphite.
3.2 Effet de l’intensité du courant
Pour le procédé d’oxydation anodique, l’intensité du courant est jugée comme un paramètre essentiel, spécifiquement pour l’abattement des paramètres de pollution considérés.
D’une manière générale, il a été établi que lorsque l’intensité du courant augmente, la production du radical OH• est importante et croît avec le courant appliqué, d’autre part l’augmentation du courant accélère la cinétique de la dégradation. Tous ces effets sont bénéfiques pour une élimination efficace du polluant par oxydation directe.
34
Pour un courant variant de 0.05 à 0.5 A. La température étant celle de l’environnement ambiant. Les résultats obtenus sont représentés sur la figure 3.
Figure 3: Effet de l’intensité du courant sur l’élimination du phénol C0=500mg/L ; [Na2SO4]=0.5M ; pH=3, cathode en graphite.
D’après cette figure, nous constatons que le taux d’abattement de la DCO sur une électrode de BDD croît avec l’augmentation du courant appliqué ; nous atteignons 51, 60 et 64% respectivement pour 0.05, 0.1 et 0.5 A. Ces résultats sont en accord avec d’autres travaux [9]. Il ressort également de ces résultats que la minéralisation s’accélère par l’augmentation du courant appliqué ce qui conduit à l’amélioration de la vitesse de formation des radicaux hydroxyles et par conséquent la vitesse de dégradation du phénol avec un courant élevé.
3.3 Effet de la concentration de l’électrolyte Il est intéressant d’étudier l’effet des électrolytes sur la dégradation des composés
organiques par le processus anodique. Parmi les cinq sels utilisés : NaCl ; Na2NO3 ; LiClO4 et le Na2SO4, ce dernier est le plus couramment utilisé par les différents chercheurs. De plus, cet électrolyte fort est complètement dissocié en ions, une fois dissous dans l’eau [10]. L’évolution de l’abattement de la DCO est représentée sur la figure 4.
Figure 4 : Effet de la concentration du sel sur la réduction de la DCO. C0= 500mg/L; i=0.5A; pH = 3, cathode en graphite.
35
D’après les résultats obtenus, nous observons que la réduction de la DCO augmente dans l’ordre de l’augmentation de la concentration du sel ; respectivement 47 -53 et 64% pour 0.1 ; 0.25 et 0.5 M après 5 heures de traitement. Ceci s’explique par le fait qu’une conductivité élevée, liée à une concentration élevée en électrolyte, facilite le passage du courant.
4. Conclusion
A l’issue des résultats obtenus pour le processus anodique de dégradation du phénol en utilisant une anode en BDD et une cathode en graphite, nous pouvons dire que 0.5 M en Na2SO4, 0.5 A et 300 min, permettent de minéraliser 64 % d’une solution de phénol à 500 mg/L. En revanche, pour les mêmes conditions, une anode en Ti/Pt conduit à 22 % de minéralisation d’une solution de phénol à 500 mg/L.
5. Références bibliographiques
[1] K. Kummerer. Drugs in the environment: emission of drugs, diagnostic aids and disinfectants into wastewater by hospitals in relation to other sources - a review. Chemosphere, 45 (2001), 957-969.
[2]T.Heberer.Occurrence, Fate, and Removal of Pharmaceutical Residues in the Aquatic Environment: A Review of Recent Research Data. ToxicolLett., 131 (2002), 5-17.
[3]A. C. Murray, S. A. Parsons.Removal of NOM from drinking water: Fenton’s and photo-Fenton’s processes. Chemosphere, 54 (2004), 1017–1023.
[4]M.I. Badawy, M.Y. Ghaly, T.A. Gad-Allah. Advanced oxidation processes for the removal of organophosphorus pesticides from wastewater. Desalination, 194 (2006), 166-175.
[5]S. Chiron1, A. Fernandez-Alba1, A. Rodriguez, E. Garcia-Calvo. Pesticide chemical oxidation: state-of-the-art.Wat. Res, 34 (2000), 366-377.
[6]H. J. A Bielski, D. E. Cabelli, L. R. Arudi. Reactivity HO2/O2-Radicals in Aqueous Solution. J. Phys. Chem,
14 (1985), 1041-1100. [7]E. Barbot, P. Moulin.Swimming pool water treatment by ultrafiltration–adsorption process. Journal of
Membrane Science, 314 (2008), 50–57. [8]C. Comninellis. Electrocatalysis in the electrochemical conversion/combustion of organic pollutants for waste
water treatment. ElectrochimicaActa, 39 (1994), 1857-1862. [9]Y. Samet, L. Agengui, R. Abdelhédi. Electrochemical degradation of chlorpyrifos pesticide in aqueous
solutions by anodic oxidation at boron-doped diamond electrodes. Chemical Engineering Journal, 161 (2010), 167–172.
[10] E. Brillas, M. A. Banos, J. A. Garrido. Mineralization of herbicide 3,6-dichloro-2-methoxybenzoic acid in aqueous medium by anodic oxidation, electro-Fenton and photoelectro-Fenton. ElectrochimicaActa, 48 (2003), 1697-1705.
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DEGRADATION D’UN PRINCIPE ACTIF PHARMACEUTIQUE PAR UN PROCEDE ELECTROCHIMIQUE D’OXYDATION AVANCEE
S. Belkacem*; M. Chabani ; S. Bouafia Laboratoire du Génie de la Réaction, Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene, BP 32,
El-Alia, Bab-Ezzouar, 16111 Alger, Algérie. [email protected]
I . Introduction
Avec une consommation importante, et souvent de façon exagérée en médecine humaine et animale, la pollution par les antibiotiques attire de plus en plus l’attention. En effet l’emploi inconsidéré de ces produits, contribue au phénomène de l’émergence et de la dissémination de germes résistants, ainsi qu’aux échecs de l’antibiothérapie [1].
Les techniques de traitements conventionnelles des stations d’épuration des eaux usées (STEP) ne permettent pas de traiter totalement ces substances, ce qui engendre leur apport en continu dans le milieu naturel. C’est à cet effet que durant la dernière décennie plusieurs recherches ont porté sur une nouvelle classe de techniques d’oxydation : les Procédés d’oxydation avancée (POAs). Leur principe repose sur la formation de puissants radicaux dans le milieu : les radicaux hydroxyles (OH°), qui possèdent un pouvoir oxydant nettement supérieur aux oxydants traditionnels tel que : H2O2, Cl2, ou O3.
Les POAs peuvent être classés selon la phase de réaction (homogène ou hétérogène), ou selon les méthodes employées pour produire des radicaux OH° (chimique, sonochimique, photochimique ou électrochimique).
Les procédés électrochimiques d’oxydation avancée sont principalement basés sur un transfert d’électrons, ils permettent également d’éliminer ou de réduire les réactifs chimiques nécessaires à la production des radicaux hydroxyles (OH°) directement dans le milieu réactionnel, ce qui les rend particulièrement intéressants du point de vue environnemental.
L’oxydation anodique (OA) est un procédé électrochimique classique et facile à mettre en œuvre pour le traitement des eaux polluées. Elle est basée sur la génération des radicaux hydroxyles adsorbés (OH°) sur la surface d’anode (M) par oxydation de l’eau sur une électrode à grande surtension d’oxygène (réaction 1) [2].
M + H2O → M(OH°) + H+ + e- (1)
L’oxydation anodique, simple dans son principe, fait malgré tout intervenir un certain nombre de paramètres expérimentaux dont l’optimisation régit l’efficacité du procédé. C’est à cet effet, qu’au cours de nos travaux de recherche nous nous sommes intéressées à l’étude de certains paramètres influençant la dégradation de l’Oxytétracycline (OTC) par le procédé d’OA sur une anode en titane platiné (Pt/Ti). II. Matériels et méthode
37
Les expériences d’électrolyse ont été réalisées à température ambiante, au sein d’un réacteur d’une capacité maximale de 300ml, contenant une solution de 250ml en OTC. Une grille de Titane platiné (Pt/Ti) placée au centre du réacteur est utilisée comme anode, et une électrode en feutre de carbone tapissant la paroi intérieure du réacteur est utilisée comme cathode. Les solutions ont été barbotées avec de l’air comprimé 10min avant et durant toute l’électrolyse et ont été homogénéisées à l’aide d’un agitateur magnétique à une vitesse modérée. Le courant électrique appliqué entre les électrodes de la cellule chimique est délivré par un générateur de courant continu. Le pH a été ajusté en utilisant des solutions d’H2SO4 et NaOH selon le besoin. Le Na2SO4 est utilisé comme électrolyte support et l’intensité de courant est fixée à 150 mA. Les prélèvements des échantillons ont été effectués manuellement par des pipettes Pasteur à intervalles de temps réguliers puis analysés par mesure de spectrophotométrie UV visible à 354nm. Le taux de dégradation est calculé selon l’équation (2). Le schéma de l’installation expérimentale est donné sur la figure 1.
𝑂𝑂𝑂𝑂𝑂𝑂 (%) = C0−CtC0
× 100 (2) Où C0 est la concentration initiale en OTC et Ct, la concentration au temps t.
Figure 1: Schéma du dispositif expérimental pour les expériences d’oxydation anodique.
(1) Réacteur électrochimique ; (2) Electrodes ; (3) Agitateur magnétique ; (4) Alimentation en courant continu ; (5) Un support électrode ; (6) Dispositif
d’injection d’air.
III. Résultats et discussion
III.1 Effet de l’apport d’oxygène
Afin d’étudier l’effet du barbotage de l’oxygène sur la dégradation de 30mg/L d’OTC par le procédé d’OA, deux expériences d’électrolyse ont été réalisées avec et sans barbotage.
La figure 2 montre, qu’un apport supplémentaire d’oxygène, permet d’augmenter l’efficacité du procédé de 82,24% à 86,85%. Ceci s’explique par le fait qu’à la cathode, le H2O2 est produit en continu dans la solution par la réduction de deux électrons d’oxygène moléculaire selon la réaction (3) [3], qui produira le radical HO2° selon la réaction (4) et qui va assurer la destruction de l’OTC en s’additionnant aux OH°.
38
O2 + 2H+ + 2 e- → H2O2 (3)
H2O2 → HO2°+ H++ é (4)
Figure 2 : Effet de l’apport supplémentaire d’oxygène sur la dégradation de l’OTC. ([OTC]0= 30mg/L, I=150mA, Na2SO4=40 mM)
II.2 Effet du pH initial de la solution traitée
L’oxydation électrochimique des composés organiques peut fortement dépendre du pH de la solution à traiter. C’est pour cela qu’une série d’expériences a été réalisée pour différentes valeurs de pH de la solution (3 ; 4,6 (pH naturel) ; 9 et 11). La figure 3 montre que la dégradation de l’OTC par le procédé d’OA est réalisable dans une large gamme de pH. Cependant la dégradation est plus importante pour les pH acides.
Figure 3 : Effet du pH initial de la solution sur la dégradation de l’OTC. ([OTC]0 = 30mg/L, I=150mA, Na2SO4=40mM, sans barbotage)
39
III.3 Effet de la concentration initiale de l’antibiotique traité
La concentration de médicaments dans les rejets industriels et hospitaliers varient au fil du temps. Il est de ce fait intéressant d’étudier le comportement et l’efficacité du procédé de l’OA pour différentes concentrations initiales du principe actif étudié (5 à 30 ppm).
Figure 4 : Effet de la concentration initiale de l’OTC sur la dégradation. ( I=150mA, Na2SO4=40mM, sans barbotage)
La dégradation de l’OTC est réalisable pour diverses concentrations (de 5 ppm à 150
ppm) ; cependant le rendement est inversement proportionnel à la valeur de la concentration initiale. Ceci s’explique par le fait que le nombre de molécules à dégrader augmente pour les mêmes conditions opératoires.
IV. Conclusion
Les résultats obtenus ont montré que la dégradation de 30 mg/L d ’OTC en solution aqueuse, par le procédé d’oxydation anodique sur une anode en Pt/Ti, est quasi-totale (96%) après 3h de traitement. Références bibliographiques [1] F.C. Moreira, R.A.R. Bonaventura, E. Brillas, V.J.P. Vilar. Degradation of trimethoprim antibiotic by
UVA photoelectro-Fenton process mediated by Fe(III)–carboxylate complexes. Applied Catalysis B: Environmental. 162 (2015), 34–44.
[2] A. Mhemdi, M.A. Oturan , N. Oturan, R. Abdelhédi , S. Ammar. Electrochemical advanced oxidation of 2-chlorobenzoic acid using BDD or Pt anode and carbon felt cathode. Journal of Electroanalytical Chemistry. 709 (2013), 111–117.
[3] A. El-Ghenymy, R. María.Rodríguez, E. Brillas, N. Oturan, M.A. Oturan. Electro-Fenton degradation of the antibiotic sulfanilamide with Pt/carbon-felt and BDD/carbon-felt cells. Kinetics, reaction intermediates, and toxicity assessment. Environmental Science and Pollution Research (2014) 21:8368–8378.
40
TRAITEMENT DES EAUX POLLUEES PAR LE BLEU de METHYLENE PAR LE PROCEDE D’ELECTROCOAGULATION
S. Benammar*1,2, A. Hamitouche2, M. Haffas2, R. Ladji 2
1Laboratoire des Sciences de Genie des Procedes Industriels (LSGPI), Université des sciences et de la
technologie houari boumedienne USTHB, Alger, Algérie. 2 Centre de Recherche Scientifique et Technique en Analyses Physico-Chimiques (CRAPC), Bou Ismaïl, Algérie.
* e-mail: [email protected]
Résumé
L’objectif de ce travail est d’appliquer le procédé d’électrocoagulation pour le traitement des colorants. Les échantillons expérimentaux sont synthétisés à partir d’un colorant Bleu de Méthylène (BM) dont la formule chimique est C16H18N3SCI. On procède à une étude expérimentale consistant en l’étude de l’influence de la concentration de polluant, de la densité de courant, ainsi que la nature de l’électrolyte support utilisé, sur l’efficacité du procédé mis en œuvre. Cette étude est suivie par la mesure de la diminution de la couleur par la technique spectrophotométrie Ultra Violet. I. Introduction
Les colorants et adjuvants utilisés par les industries textiles peuvent constituer une menace sérieuse pour l’environnement car leur présence dans l’eau même à des quantités très faibles, est très visible et indésirable; par conséquent, leur présence dans les systèmes aquatiques réduit la pénétration de la lumière et retarde ainsi l’activité photosynthétique. Ils ont également une tendance à complexer les ions métalliques en produisant une Micro -toxicité pour la faune et d’autres organismes [1]. Par conséquent, la dépollution des eaux contaminées par ces composés chimiques s'avère nécessaire aussi bien pour la protection de l'environnement que pour une éventuelle réutilisation de ces eaux non -conventionnelles et en minimisant les pertes d’eau du fait de ce recyclage.
Les recherches actuelles ont alors été orientées vers des procédés de traitement électrochimiques de faible coût en utilisant des matériaux métalliques. Parmi ces traitements, on cite le procédé l’électrocoagulation, qui est devenu une alternative intéressante [2].
L’électrocoagulation a été utilisée pour le traitement de solutions colorées par différentes substances telles que le Bleu de Méthylène et le jaune Eosine [3], [4] L’électrocoagulation est un procédé électrochimique qui permet de générer au cours du traitement d’épuration des cations métalliques nécessaires à la formation d’ions complexes dans lesquels des polluants organiques sont englobés. Le passage du courant électrique dans l’eau permet la dissolution des anodes qui sont en général en Al ou Fe [4]. Durant le traitement, les réactions d’électrolyse aux électrodes permettent de produire des microbulles, ces dernières finement divisées, vont en remontant à la surface entrainer les matières en suspension. Plusieurs parametres peuvent influencer le rendement de traitement tels que: Les électrodes (nature de matériaux, espace entre les électrodes, arrangement des électrodes), le pH du milieu, la densité de courant appliquée, La conductivité du milieu, le débit de circulation du l’effluent (réacteur ouvert), la température [3]. Dans le cas d’électrodes en fer, des hydroxydes Fe(OH)n, n=2 ou 3 sont produits selon les mécanismes proposés [4]
41
Mécanisme 1 Anode 4Fe (s) 4Fe +2
(aq) + 8 e- 4Fe +2
(aq) + 10 H2O (l) + O2 (g) 4Fe (OH) 3 + 8H+ (aq)
Cathode 8 H+ (aq) + 8 e- 4H2 (g)
Réaction globale
4Fe (s) +10 H2O (l) 4 Fe (OH) 3(s) + 4 H2 (g) Mécanisme 2 Anode Fe (s) Fe +2
(aq) + 2 e- Fe +2
(aq) + 2OH- (aq) F(OH)2 (s) + 8H+
(aq)
Cathode: 2 H2O (aq) + 2 e- H2 (g) + 2OH- Réaction globale Fe (s) +2 H2O (l) Fe (OH)2(s)+ 4 H2 (g)
2. Matériels et méthodes
Les essais d’électrocoagulation ont été effectués au moyen d’une installation en batch (figure 1). Le montage de traitement est composé d’un générateur de courant, une cellule (Becher 1L contenant 500 mL du colorant à traiter, Bleu de Méthylène BM), les électrodes : Deux matériaux d’électrodes ont été utilisés ; un acier doux X39 et l’acier inoxydable, La surface immergée (S active), S active = 15.80 cm2 (selon le choix de l’électrode sacrificielle), support en plexiglas muni de 06 orifices afin de fixer les électrodes sacrificielles selon les conditions opératoires, conductimètre de paillasse HANNA de type EC 214-EC 215,multimètre de marque Xploer GLX (PASCO), afin de mesurer le pH de la solution, l’ ajout d’un électrolyte dans la solution à traiter s’avère nécessaire, pour augmenter la conductivité électrique de l’ordre de micro Simens aux milli-Simens à un niveau approprié.
Figure 1 : Dispositif expérimental de traitement par le procédé d’électrocoagulation
pH mètre
Support électrode
Électrode
Générateur de courant Agitateur
Conductimètre
42
Aperçu sur le polluant Bleu de méthylène
Le bleu de méthylène (ou chlorure de méthylthioninium) est un composé organique dont le nom officiel est 3,7-bis-(di-methyl-amino) phenazathionium. Il est soluble dans l'eau et plus légèrement dans l'alcool. Il fut synthétisé la première fois par Heinrich Caro en 1876. Il est utilisé dans divers domaines :
• Il sert d'indicateur coloré redox : sa forme oxydée est bleue tandis que sa forme réduite est incolore. On l'utilise dans la fameuse expérience de la bouteille bleue.
• Il est employé comme colorant histologique. Le bleu de méthylène teint le collagène des tissus en bleu. Il tache la peau durant plusieurs semaines. Il est donc utilisé comme encre (compatible avec la comestibilité) des viandes, par tampon.
• Il permet de calculer le taux de dureté de l'eau (en °Th : Taux Hydrotimétrique). • En médecine, il est fréquemment utilisé comme marqueur afin de tester la
perméabilité d'une structure (par exemple des trompes utérines lors d'une hystérosalpingographie) ou de préciser le trajet d'une fistule. Il est aussi utilisé lors de chimiothérapie anticancéreuse comme antidote à l'ifosfamide afin de prévenir les crises de convulsions liées à la neuro-toxicité du produit.
• Le bleu de méthylène est utilisé en quantité importante pour lutter contre la méthémoglobine.
On peut en trouver en droguerie, en pharmacie et en magasin de produits chimiques.
Les caractéristiques des colorants préparés sont présentées dans le tableau 1.
Tableau 1 : Caractéristiques des échantillons préparées avec un ajout 0.8 g/L Na
L’élimination de la couleur est évaluée par une mesure d’absorbance par un spectrophotomètre ultra-violet à 664 nm. La courbe d’étalonnage est présentée dans la figure 2
Figure 2 : Courbe d’étalonnage de l’absorbance de BM par spectrophotomètre Ultra-
Violet à 664 nm.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
0 5 10 15 20
Abso
rban
ce
Concentration (mg/L)
Concentration en Bleu de méthylène (mg/L)
10 25 50
pH 6.22 6.06 5.91 Conductivité (mS/cm) 1.13 1.4 1.5
43
3. Résultats et interprétations
3.1 Effet de la nature du matériau.
Beaucoup d’études ont été consacrées à l’étude de l’efficacité des matériaux de l’électrode ; les matériaux les plus répandus, comme anodes sacrificielles sont l’Aluminium, et le Fer (Vik et al. 1984, Novkova et al. 1982) [5].
Do et Chen (1994) comparent la performance de Fer et l’aluminium pour enlever la couleur de teinture qui contient des solutions. Deux natures de matériaux ont été testées: l’acier doux (Fer) et l’acier inoxydable. Les meilleurs résultats en termes de l’enlèvement de la couleur ont été obtenus pour le fer. 3.2. Effet de la nature d’électrolyte
L’ajout de l’électrolyte est indispensable pour une bonne conductivité; L’augmentation de la conductivité par l’ajout d’un électrolyte est connue pour réduire la tension U entre les électrodes à une densité de courant constante, en raison de la diminution de la résistance de l’eau polluée [01]. La consommation énergétique qui est proportionnelle à la tension appliquée entre électrodes (E=UIT/V) devrait donc diminuer.
Des essais ont été effectués en utilisant des électrodes en fer, dans le but de déterminer la quantité suffisante d’électrolyte, ainsi que le choix de l’électrolyte, pour avoir une bonne conductivité ; les électrolytes testés sont NaCl, Na2SO4. Les résultats montrent que le surnageant produit est moins volumineux et la phase aqueuse est plus clair en utilisant le NaCl, tandis que l’ajout d Na2SO4 se révèle d’une phase aqueuse moins claire et un volume de surnageant important. D’après ces observations, il est plus intéressant de travailler avec l’électrolyte NaCl avec une concentration de 800mg/L, en plus les chlorures de sodium découlent du fait que les ions chlorures réduisent de manière significative les effets indésirables d’autres anions [01], [6].
L’électrocoagulation en utilisant le NaCl comme électrolyte, permet en 15 minutes l’apparition de plus qu'une phase; un surnageant (mousse) apparait d’une coloration marron jaune, des flocs sont formés flottent principalement à la surface, en plus de ça, un petit volume est occupé par des espèces décantés d’une coloration marrons.
3.3. Effet de la distance inter-électrode
La distance inter-électrode est un paramètre important à déterminer puisque il définit le volume relatif d’électrolyte par unité de surface d’électrode. De plus ce paramètre influence directement la chute ohmique IR dans l’électrolyte, car celle-ci augment avec la distance inter- électrode.
Pour une intensité donnée, cette chute ohmique peut être réduite, soit en rapprochant les électrodes, soit en utilisant une surface importante, ou en augmentant la conductivité de la solution, par suite, on réduit d’avantage la consommation énergétique [7], les distances testées sont 2, 4 et 6 cm, la distance 1 cm a été exclue, à cause de risque de provoquer des courts-circuits.
D’après les résultats obtenus (figure 2), une distance minimale (d=2cm), favorise le traitement avec un taux d’élimination égale à 70%, cette distance est celle qui est généralement recommandée par plusieurs auteurs [4], on note aussi que l’effet de la distance
44
diminue pour les distances inter-électrode maximales (d=4cm, d=6cm), avec un taux d’élimination égale à 32%, (illustration figure3)
Figure 2 : Effet de la distance inter-électrode Figure 3 : Dégradation de la couleur sur l’élimination de la pollution couleur. I = 20mA/cm2, Agitation 250 trs/min [BM] =10mg/L 3.4. Effet de la concentration en colorant Dans le but d’évaluer le rôle joué par la concentration initiale du colorant lors du traitement par électrocoagulation EC, nous avons réalisé des expériences en gardant tous les autres paramètres constants à savoir : la teneur en sel, l’intensité de courant, le pH initial de la solution, la distance inter-électrode. Les concentrations testées sont de 10 , 25et 50 mg/L, les résultats obtenus sont exprimés en pourcentage d’élimination.
On conclut qu’il ya une décoloration meilleure à une faible concentration de 10 mg/L (figure 4) .Ceci est éxpliqué par le fait que, plus la charge est importante , et plus la quantité en coagulant (Fe+ dissous), doit être importante. Pour les concentrations 25 et 50 mg/L l’abattement est de l’ordre de 60%. Pour une concentration de 50 mg/L, après 60 minutes la phase aqueuse devient plus au moins clair, après une décantation de 24 heures, la phase aqueuse commence à reprendre sa couleur initiale (bleu), on peut conclure que la phase surnageante n’est pas stable ; D’autres concentrations doivent êtres testées afin d’avoir plus d’informations.
Figure 4 : Effet de la concentration initiale en bleu de méthylène sur l’élimination de la
couleur, i=20 mA/cm2, [BM] =10mg/L, V=500 ml, Agitation 250 trs/min
0
20
40
60
80
2 cm 4 cm 6 cm
% e
limin
atio
n B
M
Distance inter-electrode d (cm)
55
60
65
70
10 mg/L 25 mg/L 50 mg/L
70%
60 % 60,84 %
% e
limin
atio
nBM
concentration initiale en BM (mg/L)
d
45
3.5. Effet de la densité de courant
L’augmentation de la densité de courant conduit à l’augmentation de la dissolution de l’anode sacrificielle, cela est en accord avec la loi de Faraday (relation1); cela signifie que l’augmentation de la concentration en coagulant dans la solution «Fe+3 », d’où formation des flocs et une séparation meilleure; (illustration figure 5)
mAl= Fn
tIM.
.. (1)
mAl = masse théoriquement dissoute (g) ; M : masse molaire du métal considéré (g/mol) ; n : nombre d’électrons mis en jeux dans la réactions considérée (=3 pour Al); I : intensité de courant (A) ; t : durée d’électrolyse (s), F : constante de Faraday (96500 Cb/mol).
Figure 4: effet la densité de courant Figure 5 : Dégradation de la matière sur l’élimination de la couleur, polluante en fonction de la densité agitation 250 tours / min, [BM] = 10 mg/L de courant
3.6 Evolution de pH en fonction de temps
Pour une distance inter-électrode de 2 cm, et une densité de courant appliquée de 20 mA/cm2, le pH moyen de la solution initialement de 6, diminue à une valeur de 4, dans un laps de temps de 20 minutes, au delà, il se produit une augmentation de pH à une valeur de 5 ; Lorsqu’on applique une différence de potentiel aux électrodes, les deux réactions d’oxydoréduction commencent à se produire très rapidement, cependant, il apparait au voisinage de la cathode une forte concentration en ions hydroxyde et au niveau de l’anode une forte concentration en ions hydrogène suffisante pour former une force contre-électromotrice qui à tendance à neutraliser les réactions, cet effet explique la diminution de pH au début de traitement en considérant que l’électrode du pH set fixée plus près de l’anode.
0
50
100
20 40 60
70 % 79 % 85 %
% e
limin
atio
n BM
Densité de courant (mA/cm2)Avant traitement I=40 mA/cm2 I=20 mA/cm2
46
Figure 9. Evolution de pH en fonction de temps
4. Conclusion A la lumière des résultats obtenus, nous pouvons dire que le procédé
d’électrocoagulation appliquée au traitement des colorants pour les conditions opératoires utilisées, conduisent à une efficacité en terme de décoloration de l’ordre de 70%.
La variation de la densité du courant électrique montre que les meilleurs résultats sont obtenus pour une densité de courant de 60 mA/cm2. À cet effet le procédé d’électrocoagulation peut être considéré comme un prétraitement et s’adapter parfaitement dans une chaîne de traitement éliminant ainsi une grande partie de la pollution. Référence bibliographiques
[1] W .Lemlikchi , Elimination de la pollution des eaux industrielles par différents procédés d'oxydation et de co-precipitation, Université de MOULOUD Mammer, Tizi-ouzou, 2012.
[2] Chantaraporn Phalakornkule, Pisut Sukkasem, Chinnarat Mutchmsattha (2010), Hydrogen recovery from the electrocoagulation treatment of dye-containing wastewater, International Journal of Hydrogen Energy, vol 35, p.10934-10943.
[3] A.K Golder., N Hridaya., A.N Samanta., S. Ray , Electrocoagulation of methylene blue and eosin yellowish steel electode (2005). Journal of Hazardous Materials,p.134-140
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[7] I. Zongo (2009), Etude expérimentale et théorique du procédé d’électrocoagulation : Application au traitement de effluents textile et d’un effluent simulé de tannerie, (INPL), Université Nancy.
0
20
0 10 20 30 40 50 60
pH
temps (min)
47
DEPOLLUTION DES EAUX DE SURFACE CONTAMINEES PAR UN POLLUANT EMERGENT (PARACETAMOL): ADSORPTION SUR
CHARBON ACTIF S. Benredouane, T. Berrama*, N. Doufene, C. Nekaa
Laboratory of sciences of Industrial Process Engineering, University of Science and Technology Houari Boumediene, BP 32, El-Alia, 16111, Bab-Ezzouar, Algiers, Algeria. *[email protected]
Résumé
Le but de ce travail est d'étudier la cinétique de l'adsorption du paracétamol, sur du charbon actif préparé à partir d'un précurseur d'origine végétale (pédicelles des dattes), qui est un matériau très abondant en Algérie. Le précurseur est traitée avec de l'acide phosphorique (H3PO4) et ensuite soumis à l'opération de carbonisation pendant 2h à 500 ° C.
L'étude de l’adsorption du paracétamol a été réalisée dans les conditions de pH libre et à diverses concentrations initiales de polluants. La capacité d’adsorption a été déterminée en utilisant les isothermes de Langmuir et Freundlich et plusieurs équations cinétiques ont été appliquées pour modéliser les résultats, à savoir, pseudo-premier ordre, pseudo-second ordre, la diffusion intra-granulaire et la diffusion dans les pores. La forme linéaire de chaque modèle a été tracée.
1. Introduction
Jusqu’à une période récente, réglementations et programmes de surveillance de la qualité de l’eau ont essentiellement porté sur des composés utilisés par l’industrie ou par l’agriculture, mais actuellement de nouvelles problématiques sont en émergence, notamment la présence, de certains résidus médicamenteux ;biologiquement actifs destinés à ne pas être facilement biodégradables, et souvent solubles dans l’eau [1] sont retrouvé au niveau des eaux de surface qui sont susceptibles d’être utilisées dans la production d’eaux destinées à la consommation humaine.
Bien que ces substances soient retrouvées à des concentrations très faibles, au cours des dernières années, elles ont été reconnus comme des résidus persistants [2] car elles sont néanmoins suffisantes pour pouvoir engendrer des effets adverses globaux ou spécifiques à un niveau cellulaire ou moléculaire.
Divers procédés sont utilisés pour lutter contre cette pollution, avec des degrés de succès variables, on peut citer : l'ozonation et les processus d'oxydation avancées; osmose inverse, du filtration sur membrane etc. [3-4]. Cependant, la plupart d'entre eux nécessitent un apport financier substantiel et leur utilisation est limitée en raison des facteurs de coûts pour une élimination avant rejet dans le milieu naturel.
Le procédé d’adsorption a l’avantage d’être non seulement pas très couteux par rapport aux autres, son efficacité prouvée dans l’élimination des polluants organiques, sans oublier que le charbon actif est sans aucun doute considéré comme l’adsorbant universel utilisé pour l'élimination de divers types de polluants [5] 2 Matériels et méthodes Les pédicelles de dattes (photo. 1) utilisées dans cette étude comme matériau précurseur pour la production de charbon actif ont été acquis au marché local d’Algérie. Dans un premier temps, l'échantillon a été lavé avec de l'eau distillée afin de s'assurer que toutes les impuretés
48
sont éliminées. Ensuite, séché dans un four à 105 ◦ C (± 5 ◦ C), broyé et tamisé. La taille de particules comprises entre 0,5 et 2,0 mm a été choisie pour la préparation du charbon actif.
Photo1_Pédicelles de dattes (précurseurs)
Comme polluant, le paracétamol, de formule chimique C8H9NO2, absorbe à λmax = 244 nm. Sa structure chimique est donnée dans la Fig. 1.
Figure 1 Structure chimique du paracétamol
Les solutions synthétiques du polluant sont préparées en dissolvant 0,1 g de paracétamol dans 1 L d'eau distillée. Cette solution sera utilisée pour les différents essais. Le rendement d’élimination des polluants (ye) et la quantité de polluant adsorbé sont déterminés selon les (eq.1) et (eq.2). 𝑦𝑦𝑒𝑒 = 𝐶𝐶0−𝐶𝐶𝑡𝑡
𝐶𝐶0∗ 100 (1)
𝑄𝑄𝑡𝑡 = 𝐶𝐶0−𝐶𝐶𝑡𝑡𝑚𝑚
∗ 𝑉𝑉 (2) 3. Résultats et discussion 3.1 Effet du temps de contact Un des facteurs qui influe sur l’adsorption est le temps de contact entre adsorbant et adsorbat. La figure 2 montre que la quantité adsorbée augmente avec le temps de contact pour atteindre le maximum au temps d’équilibre qui est d’environ 45min.
Figure .2 : Cinétiques d’adsorption de paracétamol sur le charbon actif
020406080
100
0 20 40 60 80
q (m
g/g)
t (min)
50ppm 75ppm100ppm 150ppm200ppm
49
3.2 Equilibre d’adsorption Les données d'équilibre sont fondamentales pour la conception d'un système d’adsorption. Elles décrivent la relation entre l’adsorbant et l’adsorbat à l'équilibre. Plusieurs modèles ont été testés, à savoir, les isothermes de Langmuir et Freundlich.
A. Isotherme de Langmuir L'isotherme de Langmuir est très utilisée pour l'adsorption des polluants à partir de solutions liquides. Elle est représentée comme suit:
𝑄𝑄𝑒𝑒 = 𝑏𝑏.𝑄𝑄0.𝐶𝐶𝑒𝑒1+𝑏𝑏.𝐶𝐶𝑒𝑒
(3)
Q0 et b sont les constantes d'isotherme de Langmuir, elles sont évaluées par linéarisation de l'éq.3.
Les données d'adsorption ont été analysées selon la forme linéaire de l’isotherme de Langmuir (éq.4). 1𝑄𝑄𝑒𝑒
= 1𝑄𝑄0
+ 1𝑏𝑏
. 1𝑄𝑄0𝐶𝐶𝑒𝑒
(4)
La valeur du coefficient de corrélation est de (R2 = 0,992)
Isotherme de Freundlich L’isotherme de Freundlich est une équation empirique utilisée pour décrire les systèmes hétérogènes et est exprimée par l’équation (5).
𝑄𝑄𝑒𝑒 = 𝐾𝐾𝑓𝑓 .𝑂𝑂𝑒𝑒1𝑛𝑛 (5)
Où Kf (mg1-1/nL1/ng-1) est la constante de Freundlich reliée à l’énergie de liaison, et n (g/L) est le facteur d’hétérogénéité. La forme linéaire peut être obtenue en prenant le logarithme de l’équation (5). 𝐿𝐿𝐿𝐿(𝑄𝑄𝑒𝑒) = 𝐿𝐿𝐿𝐿𝐾𝐾𝑓𝑓 + 1
𝑛𝑛𝐿𝐿𝐿𝐿(𝑂𝑂𝑒𝑒) (6)
Les valeurs des constantes de Freundlich ainsi que le coefficient de corrélation sont présentés dans le tableau 1. La valeur du coefficient de corrélation est beaucoup plus importante que dans le cas précédent.
Tableau 1 Constantes de Freundlich
Kf (mg1-1/nL1/ng-1) 1/n (g/L) R2 12.15 0.364 0.949
3.3 Modélisation de la cinétique d’adsorption Plusieurs modèles cinétiques peuvent être utilisés pour modéliser le mécanisme d'adsorption d'une substance dissoute (soluté) sur un adsorbant. Pour cela, nous avons sélectionné quatre modèles cinétiques pour interpréter les données expérimentales. Les cinétiques seront effectuées par rapport aux concentrations initiales.
50
3.3.1. Model du pseudo-premier ordre : équations du pseudo-premier ordre (équation de Lagergren) connue pour décrire le taux d'absorption en fonction de la capacité d'adsorption. Dans ce cas, la forme linéaire du taux d'adsorption est donnée par l'équation 7.
𝐿𝐿𝐿𝐿𝐿𝐿 �𝑞𝑞𝑒𝑒−𝑞𝑞𝑡𝑡𝑞𝑞𝑒𝑒
� = − 𝐾𝐾12.3𝑡𝑡 (7)
où qe, qt sont respectivement les quantités de polluant adsorbé sur l'adsorbant à l'équilibre et au temps t (mg/g). K1 (min-1) est la constante de vitesse de l'adsorption pseudo-premier ordre qui peut être calculée à partir de la pente de la courbe linéaire de Log (qe - qt) / qe en fonction «t» (pente = k1)
Figure 3: Modèle cinétique pseudo premier ordre
3.3.2. Modèle cinétique de pseudo second ordre L’application du modèle linéaire (équation 8) aux résultats expérimentaux, permet de tracer t/qt en fonction de t, l’allure obtenue est une droite (figures 4), les données cinétiques sont calculées, et l’applicabilité du modèle sera déterminé.
1qe−qt
= 1qe
+ K2. t (8)
Figure 4 : Modèle cinétique de pseudo second ordre.
-2-101234
0 20 40 60 80
Ln (q
e-qt
)
t(min)
50ppm 75ppm
100ppm 15ppm
200ppm 300ppm
00,20,40,60,8
11,21,41,6
0 20 40 60 80
t /qt
(min
.g/m
g)
t(min)
50ppm 75ppm100ppm 150ppm200ppm 300 ppm
51
3.3.3. Modèle cinétique de Weber et Morris (diffusion intraparticulaire) Les modèles cinétiques du pseudo – premier ordre et pseudo – second ordre ne permettent pas d’identifier le mécanisme de diffusion à l’intérieur du grain, par conséquent, les résultats cinétiques peuvent être analysés en utilisant le modèle de diffusion intra- granulaire.
qt = Kit12 + C (9)
Figure 5: Modèle cinétique intraparticulaire.
3.3.4. Modèle cinétique de Bangham Pour tester l’applicabilité du modèle cinétique de Bangham (équation II.19), on a tracé Log (log (C0/C0-qt)) en fonction de log(t), l’allure obtenue est une droite (figure 6) LogLog( C0
C0−Qtm)= Log � K0.m
2.303∗V� + α. Log(t) (10)
Figure 6 : Modèle cinétique de Bangham. 4. Conclusion Le but de ce travail est d'étudier les isothermes d’équilibre et l’aspect isothermique de l’élimination du paracétamol, par un charbon à base de pédicelles de dattes d’Algérie. Les isothermes d’adsorption du paracétamol sur charbon actif sont décrites de manière satisfaisante par le modèle de Langmuir et la cinétique d'adsorption est une cinétique très favorable par pseudo-second ordre. Ceci est confirmé avec les valeurs de corrélation qui sont très élevés (R²> 0,99).
020406080
100120140
0 2 4 6 8 10
qt(m
g/g)
t 1/2
Q (50ppm) Q (75ppm) Q (100ppm)
Q (150ppm) Q (200ppm) Q (300ppm)
-1
-0,8
-0,6
-0,4
-0,2
00 0,5 1 1,5 2
50 ppm 75 ppm 100 ppm
150 ppm 200 ppm 300 ppm
52
Références bibliographiques [1] J.L. Zhou, Z.L. Zhang, E. Banks, D. Grover, J.Q. Jiang, “Pharmaceutical residues in wastewater treatment
works effluents and their impact on receiving river water” [2] [(Pharmaceuticals in the Environment Sources, Fate, Effects and Risks, Editors: Klaus Kümmerer ISBN:
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53
EVALUATION DE LA POLLUTION PAR LES NITRATES DANS LA PLAINE DE LA MITIDJA
F. Bensetti., A. Haouchine., F-Z. Haouchine. ; B. Chibane Laboratoire de Géo-Environnement USTHB
E-mail :[email protected] Résumé :
Une analyse des données physico-chimiques sur l’ensemble des forages et de certains piézomètres de surveillance des eaux souterraines de la Mitidja a révélé des concentrations répondant aux normes de potabilité, à l’exception des nitrates dont les concentrations sont largement supérieures au seuil fixé (50 mg/L). Il en ressort essentiellement de cette étude que la région reste la plus affectée par cette pollution où les concentrations en nitrates atteignent en moyenne 102 mg/L, conséquence de la très forte pression socio-économique exercée sur cette partie de la Mitidja par les activités industrielles, agricoles et urbaines. Dans la partie ouest de la Mitidja 08 points sur les 19échantillons prélevés, présentent une teneur en nitrates qui dépasse les normes de potabilité en raison essentiellement des intrants agricoles qui y sont utilisés excessivement. Cependant, dans le bassin du Mazafran, les concentrations en nitrates ne dépassent guère les 40 mg/L en raison, probablement, de la captivité de la nappe des alluvions, qui sont naturellement protégées par les limons de Rhabien imperméables, essentiellement à la cluse du Mazafran.
Mots-clés : Mitidja, Nappe alluviale, pollution, nitrates.
Introduction Les eaux souterraines de la nappe de la Mitidja, alimentent en eau potable, de nombreuses localités de la capitale et plusieurs villes des quatre wilayas situées en grandes parties dans la plaine (Alger, Blida, Boumerdès, et Tipaza). Les facteurs anthropiques peuvent modifier la minéralisation des eaux souterraines : La vocation agricole de la plaine de la Mitidja, la présence de plusieurs pôles urbains importants (Blida, Boufarifk, El Harrach, Barraki ….) et l’implantation de nombreuses zones industrielles (Rouiba,Réghaia, Birtouta, Boufarik,…) sont autant d’éléments qui favorisent le risque de pollution des eaux de la nappe et influencent directement leurs caractéristiques chimiques. C’est pourquoi, un intérêt particulier en matière de suivi qualitatif est accordé à cette nappe.
2. Situation de la zone d’étude
D’une orientation WSW – ENE et d’une altitude moyenne de 100 m, la plaine de la Mitidja s’étend sur une superficie de 1300 km2 depuis l’oued Boudouaou à l’Est jusqu’au bassin de Menacer à l’Ouest, sur une longueur de 100 km avec une largeur qui varie de 8 à 18 km, elle est limitée :
Au Sud par les piémonts de l’Atlas. Au Nord par la ride du Sahel.
54
Figure. 1 : Situation de la plaine de la Mitidja (Chibane, 1993)
3. Aperçu climatique La plaine de la Mitidja se situe au Nord de l’Atlas Blidéen (pic de Chréa à1620m) qui la protège de l’influence saharienne, elle se trouve par sa position géographique soumise à l’influence du régime climatique méditerranéen. L’évolution interannuelle des pluies enregistrées sur 33 années d’observations, entre 1979 jusqu’à2012, a mis en évidence une phase de stabilité des précipitations qui avoisine les 524,6 mm, avec une tendance à la hausse depuis l’année 2009, avec un épisode pluvieux exceptionnel durant le mois de février 2012.
4. Géologie et Hydrogéologie : La nappe de la Mitidja s’étend au Nord, jusqu’à la limite d’affleurement des alluvions Quaternaires et au Sud, jusqu’au contact entre les alluvions quaternaires et les formations plus anciennes de l’Atlas Blidéen. Le cadre géologique local est caractérisé par la série lithostratigraphique représentée dans la figure suivante :
Figure. 2 : Carte géologique simplifiée de la plaine de la Mitidja(Bennie and
Partners, 1983)
55
La plaine de la Mitidja est constituée de deux aquifères : la formation quaternaire de la Mitidja qui représente la principale ressource en eau souterraine et la formation de l’Astien qui est l’aquifère le plus profond. Les sédiments clastiques de la formation de la Mitidja et les sédiments fluviaux récents constituent l'aquifère le plus important de la plaine de la Mitidja. Cet aquifère, composé de graviers et de galets alternant avec des limons et argiles, occupe toute l'étendue la plaine. Sa limite inférieure est constituée par les marnes de la formation d'El-Harrach et sa limite supérieure est libre sauf dans la zone du Mazafran où la nappe est captive sous les limons du Rharbien. L’aquifère se développe sur une épaisseur de 100 à 200m en moyenne et va en s'amincissant vers le sud pour atteindre l'Atlas. La nappe alluviale de la Mitidja est alimentée par : ● Infiltration des précipitations sur la plaine, ● Infiltration à partir des cours d'eau et du ruissellement sur les piémonts de l'Atlas, ● Écoulement souterrain de l'Atlas, ● Fuites des réseaux de distribution en eau, ● Infiltrations des eaux d'irrigation excédentaires. 5/ Evolution de la qualité des eaux souterraines : Depuis quelques années, la protection et la conservation des milieux naturels, en particulier la qualité des eaux, est devenue une préoccupation majeure et un objectif principal dans les programmes de développement. Pour cela une campagne d’analyse des échantillons d’eau à des fins d’analyses physico-chimiques prélevés par l’équipe de l’Agence Nationale des Ressources Hydrique (ANRH-Blida) ont été effectués(2013).
5.1 Pollution par les nitrates :
Figure.3 : Teneurs en nitrates des eaux de la nappe de la Mitidja (mai 2013)
Les résultats obtenus montrent que les teneurs élevées en nitratesse localisent aussi bienà l’Est qu’à l’Ouest de la Mitidja.
• Dans la partie Est de la Mitidja, les concentrations en nitrates sont largement supérieures au seuil fixé par la norme et dépassent parfois les 250 mg/L.
56
• Les eaux souterraines de la région Ouest de la Mitidja présentent des teneurs moyennes en nitrates mais dépassant en certains endroits la norme de 50mg/L. Cependant, Dans le bassin du Mazafran les nitrates ne dépassent pas les 40 mg/L.
L’utilisation intensive des amendements agricoles et des phytosanitaires dans la partie Ouest de la Mitidja serait à l’origine de l’augmentation des concentrations en nitrates dans les eaux de la nappe. Néanmoins dans le bassin du Mazafran, les faibles teneurs observées sont probablement du au fait que la nappe soit captive dans cette zone. Dans la partie Est, le caractère libre de la nappe (zone non saturée très perméable) conjugué à une intense activité industrielle et à l’existence de zones urbaines plus importantes entrainent cette accentuation de la teneur et une contamination plus prononcée. En outre, et à l’exception d’un nombre très limité de points, l’ensemble des ouvrages échantillonnés met en évidence une évolution temporelle à la hausse de ces teneurs tel que le montrent les graphiques ci-dessous
0
50
100
150
200
250
F11
(c.c
.Bou
reah
)F1
2 (c
.c.B
oure
ah)
F10
(c.c
.Bou
reah
)F1
3bis(
c.c.
Bour
eah)
F15
(c.c
.Bou
reah
)F1
7 (c
.c.B
oure
ah)
F7 R
égha
iaF8
Rég
haia
( c.
c.…
F11
(c.c
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bche
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F4 D
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F1 D
ar E
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daF1
Aba
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neF2
Sal
ah D
ibF1
7 (c
.c.H
amiz)
F8bi
s (c.
c.Ha
miz)
F7 (c
.c.H
amiz)
PzB
(Ham
iz)Pz
51
( Ham
iz)Pz
61
(Ham
iz)Pz
1 (c
.c. H
amiz)
Pz 6
2 (H
amiz)
PzF
(Ham
iz)Pz
45(H
amiz)
30m
Pz45
(Ham
iz) 4
0m
Evolution des Nitrates dans la Mitidja EST (2005,2010 et 2013)
2005
2010
2013
Forage /piézomètre
Tene
urs e
n N
O3-
mg/
l
020406080
100120140160180
f890
f892
f893
p894
pf14
27f1
766
p439
p688
f997
f998
f999
f100
0f1
003
p251
f336
f470
Fge
H10
Maz
Fge
42 M
azSt
M
az E
TSt
Maz
EB
Fge
33 M
az I
Fge
18 M
az I
Fge
16 M
az II
Evolution des Nitrates dans la Mitidja Ouest(2002,2004,2005 et 2006)
2002
2004
2005
2006
Forage /piézomètre
Tene
urs e
n N
O3-
mg/
l
57
6. Sources de la pollution des nappes aquifères de la Mitidja par les nitrates 6.1Activité agricole dans la Mitidja :
Il apparaît sur la carte ci-dessus, que les régions ouest et centre de la Mitidja ont une activité agricole plus intense comparée à celle de la région est. 6.2Activité industrielle dans la Mitidja :
Figure.4 : Carte d’inventaire des unités industrielles polluantes de la Mitidja
(Hadjoudj, 2008) La carte, illustre une prédominance de l’activité industrielle dans la wilaya d’Algerplus précisément dans la région Est d’Alger ; suivie de la wilaya de Blida, de Boumerdès puis de Tipaza.
58
6.3 Rejets urbains Le nombre important de la population des zones urbaines de la plaine (plus de deux millions d’habitants) favorise la pollution des eaux souterraines. En effet, la plupart des réseaux d’assainissement de ces grands pôles urbains (Blida, Boufarik, El Harrach, Rouïba,…etc.) se déversent dans les oueds sans aucun traitement. La vétusté de ces réseaux influence directement la qualité des eaux des oueds à proximité de ces importantes agglomérations. (Aït Ouali 2007)
Conclusions : La Mitidja est une vaste plaine située dans le bassin côtier Algérois. Elle constitue un important réservoir alimentaire, en mesure de contribuer dans une large part, à la couverture des besoins de la population en produits agricoles ; elle se caractérise par d'importantes potentialités hydriques grâce aux aquifères qui s’y trouvent. Les résultats des différentes campagnes d’analyses chimiques effectuées font apparaitre clairement l’existence d’une pollution par les nitrates qui varie dans l’espace et dans le temps. Cette pollution irrégulière est la conséquence des activités anthropiques polluantes notamment l’utilisation des composés azotés dans l’agriculture ainsi que les rejets domestiques et industriels. Les teneurs élevées en nitrates sont localisées à l’Est et à l’Ouest de la Mitidja. La partie Ouest de la Mitidja est à vocation agricole qui serait à l’origine de l’augmentation des nitrates dans les eaux de la nappe par les pratiques d’épandage d’engrais azotés. Dans le bassin du Mazafran, et grâce à la couverture limono argileuse des formations superficielles, la nappe se trouve dans une moindre mesure exposée à une pollution nitratée. Dans la partie Est, les concentrations en nitrates atteignent en moyenne 102 mg/L conséquence de la très forte pression par les activités industrielles exercée sur cette région.
59
ELIMINATION DES FLUORURES ISSUS DU TRAITEMENT PAR OSMOSE INVERSE D’UNE EAU SAUMATRE DU SUD ALGERIEN
I. Berkani *, F.Djebloun, M. Larachiche, K. bensadok. *Laboratoire Science du Génie des Procédés Industriels, Faculté de Génie Mécanique et de Génie des procédés,
Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene, B.P. 32, El Alia, 35111 Alger, Algérie
*Auteur correspondant: [email protected] Résumé: Dans le sud algérien, selon quelques enquêtes épidémiologiques, un problème de santé connu sous le nom de fluorose endémique se pose largement dans la région. Il découle essentiellement de l’ingestion de quantités excessives de fluorures par le biais de l’eau de boisson. De nos jours, la technique la plus couramment utilisée pour traiter l'eau saumâtre est l'osmose inverse (RO), bien que son concentrât représente un problème majeur. Le but de la présente étude est d'examiner l'applicabilité de la méthode d’électrocoagulation pour l’élimination des fluorures présent dans le concentrât issu du traitement de l'eau saumâtre de Hassi messaoud, par osmose inverse. L'influence de différentes variables, telles que la nature du matériau d'électrode, le pH initial, le temps d’électrolyse et la densité du courant, sur l'efficacité du traitement, a été étudiée. On a observé que l'efficacité du traitement est optimale avec l'utilisation d’une cathode et une anode en aluminium, un pH 6.3, 0,3 A et 40 min de l'électrolyse. Dans ces conditions optimales, les concentrations en fluorures ont été respectivement réduites de 10.0 à 0.52 mg/L, ce qui correspond à 94.8% d'efficacité d'élimination avec une consommation d’énergie de 0.00023 kWh/g de fluor éliminé. Mots clé : Concentrât osmose inverse, électrocoagulation, eau saumâtre de Hassi messaoud, fluorures. 1. Introduction La demande en eau potable de bonne qualité, est de plus en plus forte. Pour la satisfaire, on doit recourir aux eaux souterraines. Dans certains cas cette eau n’est pas directement admise pour l’alimentation humaine à cause des concentrations en certains ions dépassant les normes relatives à la qualité d’eau potable comme les fluorures. En Algérie, la présence des ions fluorures en teneur dépassant la norme recommandée par l’OMS à savoir (1,5 mg/L) causent de multiples problèmes la fluorose, dentaire et squelettique sont liés à leurs présence en excès. Afin de produire une eau potable, plusieurs procédés de défluoruration des eaux ont été mis en œuvre. Nous citons à titre d’exemple les échanges ioniques, l’adsorption sur différents matériaux et l’osmose inverse. Cette dernière s’est avérée très efficace pour l’élimination des différents ions dans les eaux souterraines mais le problème se pose avec le retentât, ce dernier étant très chargé en sels minéraux, ne peut être rejeté directement dans l’environnement du fait du risque de la pollution de la nappe phréatique. Ainsi, l’électrocoagulation a été développée pour traiter ce retentât et éliminer ainsi dans notre cas les fluorures. L’objectif de ce présent travail est l’élimination des fluorures issus du traitement par osmose inverse d’une eau saumâtre du sud Algérien. L’optimisation des paramètres se fera sur des eaux synthétiques (eau distillée dopées aux ions fluorures).
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2. Matériels et méthodes : 2.1. Le réacteur d’électrocoagulation : L’installation expérimentale est constituée d’un pilote à fonctionnement en recirculation, dont le réacteur électrochimique est muni de deux électrodes planes et parallèles. Celle-ci est constituée d’un certain nombre d’éléments assemblés selon la figure II.1.
Fig. 2.1 Dispositif expérimental du traitement par électrocoagulation.
2.2. Dosage des fluorures : Les fluorures sont mesurés par la méthode potentiométrique au moyen d’une électrode spécifique aux ions fluorures (TACUSSEL XS 270 F 429927), d’une électrode de référence au calomel saturée Ag/AgCl et d’un millivoltmètre (de marque HANNA). 3. Résultats et discussions : 3.1 Influence de la nature de l’électrode : Nous avons réalisé 4 expériences en utilisant des électrodes en aluminium (Al) et en fer (Fe). La figure III.1 montre l’évolution de la concentration des fluorures en fonction du temps pour différent type d’électrodes. D’après les résultats obtenus, nous observons que selon les agencements des électrodes, les capacités des opérations d’EC sont dans l’ordre décroissant Al/Al, Al/Fe, Fe/Al et Fe/Fe pour lesquels les rendements d’élimination, au bout de 20 minutes, sont respectivement : 90, 58, 74 et 7%.
Fig. 3.1 Efficacités de la defluoruration en fonction du temps pour différents type d’électrodes (350mL/min; 20°C; pH 6,3 ; [NaCl] = 0,5g/L ; [Na2SO4] = 0,5g/L ; [F-] = 10 mg/L ; 0.3A).
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En effet, il était prévisible que l’agencement Al/Al conduise au meilleur résultat du fait que : L’hydroxyde d’aluminium Al(OH)3 sur lequel s’adsorbe le fluor, est prédominant dans la zone de pH(6-8) ; par ailleurs, le pH de précipitation de AlF3 est situé dans l’intervalle (5.4 - 6.4). Le pH naturel de 6.3, nous a conduit de ce fait à une bonne élimination du fluor, et ceci aussi bien par précipitation qu’adsorption sur l’hydroxyde d’aluminium. De plus, la corrosion de la cathode en aluminium, engendre une dissolution de celui-ci, aussi bien sous forme d’Al3+ que sous forme de « petit morceaux » d’aluminium qui joueront le rôle de d’électrodes (notamment anodes) supplémentaires. De ce fait deux voies d’élimination du fluor sont possible précipitation (AlF3) et adsorption sur Al(OH)3. 3.2 Effet de la densité de courant : La densité de courant est un paramètre critique en électrocoagulation, étant donné que ce paramètre peut être contrôlé directement (Holt et al., 2005). Nous avons effectués une série d’essais en appliquant des densités de courant variant de 10 à 50 A/m2, tout en maintenant les autres paramètres opératoires constants. Les résultats obtenus sont présentés sur la figure 3.3.
Fig 3.2 Évolution de la concentration du fluor en fonction du temps pour différentes intensités de
courant (350mL/min; 20°C ; pH 6,3 ; [NaCl] = 0,5g/L; [Na2SO4] = 0,5g/L ; [F-]= 10 mg/L). Nous constatons que l’efficacité d’élimination du fluor croît avec l’augmentation de la densité de courant. Ceci s’explique par le fait, et selon la loi de Faraday, que la dissolution de l’anode (Al) et d’autant plus importante quand l’intensité de courant est élevée. Ceci a pour conséquence une augmentation de la formation de Al(OH)3 constituant le support d’adsorption, mais aussi la précipitation des fluorures sous forme de AlF3. Ce résultat est en accord avec ceux obtenus dans des précédentes études qui affirment que l’élimination des ions fluorures par adsorption sur Al(OH)3 et par complexation avec l’aluminium libéré sont les opérations déterminante pour l’efficacité de la défluoruration (Mameri et al., 1998) et Zhu et al., 2007)). 3.3 Effet du pH : Le procédé d’électrocoagulation dépend fortement du pH de la solution, il affecte la spéciation de l’aluminium qui a une influence significatif sur le mécanisme de défluoruration (Mameri et al., 1992). Il est considéré comme un facteur critique pour la formation d’hydroxyde amphotère : Al(OH)3 qui est responsable de la formation des flocs. Pour étudier l’effet du pH sur la cinétique d’élimination des fluorures, nous avons effectué une série d’essais avec 3 valeurs de pH à savoir : 5.5, 6.3 (non ajusté) et 7.5.Les résultats sont présentés dans la figure III.4. Les résultats obtenus montrent que le pH a une influence non négligeable sur la cinétique d’élimination du fluor. En effet, le processus défluoruration est plus significatif à pH 6.3 avec une cinétique très rapide comparé à celle obtenue pour un pH=7.5. Ceci est en accord avec les résultats obtenus par Emamjomeh et Sivakumar (2006).
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Fig 3.3 Influence du pH initial sur l’efficacité de défluoration
(350 mL/min, 20 °C, I= 0.5 A, [NaCl]=0.5 g/L, [Na2 SO4]=0.5 g/L ).
On peut observer que c’est dans l’intervalle des pH 5.5 et 6.3 qu’on obtient les traitements les plus efficaces. En effet, dans cette gamme, l’aluminium se trouve majoritairement sous forme d’hydroxyde et la formation des complexes fluoro-aluminium est favorisée (Ming.L., 1983). La valeur du pH initial optimal assurant une meilleure efficacité de défluoruration a été constatée à 6.3. 4. Conclusion : Les résultats obtenus dans cette recherche de traitement d’une solution synthétique contienne les fluorures ont montré la possibilité d’élimination des ions fluorés avec une concentration résiduaire inférieure aux normes de rejet. L’application de l’électrocoagulation au traitement du retentât révélée positive au regard du taux d’abattement des ions fluorures présents. Toutefois, nous avons remarqué que une concentration en fluorure inférieure à 1,5 mg /L peut être atteinte dans des temps de traitement de moins de 40 minutes. L’effet observé du pH est en parfait accord avec les données rapportées dans la littérature. Au vu de ces résultats, ce procédé promet des résultats industriels intéressants. Dans le but d’élaborer un procédé semblable à l’échelle industrielle, il serait primordial de bien comprendre la cinétique de défluorisation ayant lieu dans leréacteur d’EC et le processus de formation des flocs. Références bibliographiques: Emamjomeh M., Sivakuma L. Defluoridation using a continuous electrocoagulation (EC) reactor.School of
Civil, Mining and Environmental Engineering, Faculty of Engineering, University ofWollongong,Wollongong, NSW 2522, Australia (2006).
Holt P.K., Barton G. W., Mitchell C. A. The future for electrocoagulation as a localized water treatment technology. Chemosphere 59(3) (2005) 355-367.
Mameri N., Mazighi A., Belhocine D., Bariou B. Défluoruration des eaux du sud Algérien. Communication Journée Mondiale de l’environnement. Ecole Polytechnique d’Architecture et Urbanisme, Alger (1992).
Mameri N., Yeddou A.R., Lounici H., Belhocin D., Ghrib H., Bariou H. Defluoruration of septentrional Sahara water or North Africa by électrocoagulation process using bipolar aluminium electrodes. Wat. Res. 32 (1998), No.5,1604-1612
Yilmaz, A. E., Boncukcuoglu, R., and Kocakerim, M. M. A quantitative comparison between electrocoagulation and chemical coagulation for boron removal from boron-containing solution.” J. Hazard.
Mater., 149(2), 475–481 (2007). Zhu J., Zhao H., Ni J. Fluoride distribution in electrocoagulation defluoridation process. Separation and
Purification Technology 56 (2007) 184-191.
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APPLICATION D’UN NOUVEAU BIOREACTEUR DANS LE TRAITEMENT DES EAUX
N. Bouakaz*1, Z. Bendjemaa1, A. Hamitouche2, A. Semsoum1, S. Boumaaza3 1 Laboratoire des Sciences du génie des procédés industriel, faculté de génie mécanique et génie des procédés.
(USTHB), BP 32, El-Alia 16111, Algie. 2 Centre des sciences et des techniques de recherches d’analyse physico-chimique, BP 248, CRAPC, Algie.
3 Département de chimie physique et théorique, Faculté de chimie, USTHB BP 32, El-Alia 16111, Bab-Ezzouar, Alger (Algérie) *[email protected]
Résumé Ces dernières années ont connus un développement important des procédés de traitement des eaux usées. Ces derniers ont besoins d’innovations et d’amélioration des techniques qui correspondent à une meilleure qualité de traitement des eaux. En effet, le mode continu est de loin le plus adapté, ainsi le développement et la maitrise des mécanismes réactionnels en réacteurs continus et les paramètres mis en jeu sont devenus d’une importance primordiale. Dans ce contexte, l’objectif de notre étude est d’examiner la capacité d’élimination d’un polluant organique (phénol) à partir d’une souche bactérienne fixée sur un support, présentant une certaine porosité pour permettre la formation d’un bio-filme. Pour ce faire, on a opté pour une nouvelle géométrie du bioréacteur fonctionnant en continu. Ce bioréacteur nous a permis d’atteindre une élimination de 90% pour une concentration initiale en phénol de 300 ppm.
Mots clés : Phénol, Biodégradation, Eaux usées, Bioréacteur.
Abstract Recent years have known an important development of wastewater treatment processes. The latter need for innovations and improvement of the techniques which correspond to a better quality of water treatment. Indeed, the continuous mode is the most adapted, so and the development and mastery of reaction mechanisms in continuous reactors and parameters involved have become of paramount importance. In this context, the objective of our study is to examine the disposal capacity of an organic pollutant (phenol) from a bacterial strain fixed on a support , having a certain porosity to allow the formation of a bio- films. To do this, we opted for a new geometry of the bioreactor operating continuously. This bioreactor allows us to achieve an elimination of 90 % for an initial phenol concentration of 300 ppm. Keywords: Phenol, Biodegradation, Wastewater, Bioreactor . Cadre de l’étude : La présence de résidu phénolique dans les eaux de surface et résiduaires a été rapporté dans plusieurs étude a travers le monde, et cela crée un problème sanitaire majeur du fait que les microorganismes présent dans ces eaux développe une résistance a ces composés, ce qui les rend inefficaces. Dans cette étude nous proposant l’inoculation des microorganismes dans un bioréacteur à chicanes inclinées qui permettra la biodégradation de ces composés. I. Introduction
Le phénol et ses dérivés, sont des polluants environnementaux trouvés couramment dans de nombreux effluents industriels chimiques (pétrochimie, pharmacie, chimie des colorants, le charbon et les produits de pâtes à papier) (Contreras et al., 2008). Ces composés chimiques sont également toxiques et agissent négativement dans la biosphère, soluble dans l’eau et très mobiles. Ils provoquent un danger pour les plantes, la vie aquatique et les mammifères. Beaucoup de méthodes physico-chimiques coûteuses et difficiles ont été utilisés pour extraire les composés phénoliques à partir des eaux usées industrielles. Les expériences passées
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montrent que ces méthodes ont une forte possibilité de produire des sous-produits non écologiques. Le traitement biologique est un procédé rentable en comparaison avec les méthodes physico-chimiques. Ce traitement est devenu approprié et bon marché pour l’élimination du phénol et ces composés (Wang et al., 2008). Il a été prouvé que certaines espèces pures de microorganismes sont capables de minéraliser le phénol comme une source de carbone et d’énergie (Wang et Loh 2008 ; Bergauer et al., 2005). Par conséquent, diverses populations de microorganismes dans les boues activées sont capables de dégrader des composés organiques dans la plupart des effluents. Dans cette étude nous avons utilisé des souches bactériennes issues d’une boue activée prélevés de la station d’épuration des eaux usées de la Wilaya de Boumerdes (Hamitouche et al., 2012).
L’objet principal de cette étude était d’éliminer le phénol par une souche bactérienne inoculée dans un bioréacteur à lit fixe à chicanes inclinés.
II. Matériels et méthodes :
II.1. Conception de bioréacteur :
Le bioréacteur a été spécialement conçu et fabriqué pour évaluer la biodégradation continue de phénol. Le réacteur de capacité de 2L réalisé en plexiglas muni de chicanes inclinées, ce dernier est rempli par un lit dans le but d’assurer la fixation des microorganismes. Le réacteur est alimenté dans sa partie basse par le liquide à traiter. Afin de faciliter l’homogénéisation du réacteur en oxygène une pompe péristaltique est branché au même niveau d’alimentation.
II.2. Milieu de culture :
Le milieu de culture qui est indispensable à la croissance des microorganismes, a été dissous dans de l’eau distillée ; le pH est ajusté à 7,0 avec NaOH à 2M. Le phénol est ajouté par la suite au milieu nutritif après stérilisation. Composition du milieu en sels minéraux :
Tableau 1 : Composition du milieu de culture nécessaire pour les microorganismes selon (Hamitouche et al., 2012). Milieu de culture Eliment Concentration
(mg/L) Milieu salin
KH2PO4 NaH2PO4 MgSO4 .7H2O
4000 3000 100
Source d’azote NH4Cl 1000 Total 8100
Les bactéries immobilisées, préparées préalablement, ont été mises en suspension dans une solution de 1 litre contenant 1000mg/L de phénol comme source de carbone et 8100mg/L pour d'autres éléments nutritifs minéraux essentiels (avec des concentrations comme montré dans le tableau 1). La fixation des bactéries sur le support du bioréacteur est assurée par un circuit fermé pendant une durée de 48 heures. Après cette période le réacteur est alimenté par une solution contenant du phénol à des concentrations différentes. Dans toutes les expériences
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la quantité d'éléments nutritifs inorganiques (moyenne) a été maintenue constante à 8100 mg/L. Le résidu du phénol à la sortie du réacteur est mesuré à 270 nm.
II.3. Détermination de la concentration du phénol :
Les concentrations de phénol ont été obtenues à partir de la courbe d’étalonnage qui est représenté sur la figure 1. On obtient la courbe d’étalonnage sur la base de plusieurs solutions standard par différentes concentrations de phénol dans l’eau distillée.
0 10 20 30 40 50 60
3
4
5
6
ts (h
)
Q (L/h)
Figure 1 : Courbe d’étalonnage du phénol Figure 2 : Effet du débit d’air sur le temps de séjour
II.3. Pourcentage d’élimination du phénol : Le pourcentage d’élimination du phénol de la solution est calculé en utilisant l’équation suivante :
𝑂𝑂% = C0 − Cf
𝑂𝑂0 x 100
où C0 et Cf sont les concentrations initiales et finales du phénol en (mg/L), respectivement.
III. Résultats et discutions :
III.1. Effet du débit d’air et de liquide:
Le débit d'air dans le bioréacteur, joue un rôle important en fournissant assez d'oxygène pour les biodégradations, non seulement pour permettre la biodégradation, aussi permet un mélange suffisant à travers le mouvement des particules dans le réacteur. L'effet de la vitesse d'écoulement de l'air sur la biodégradation en continu de phénol a été évalué à cinq débits différents, à savoir, 10-50 L/h (fig. 2). Le débit de liquide et la température ont été fixés à 3 mL/min et 30 °C, respectivement (El-Naas et al,. 2010) car avec l’augmentation du débit de liquide (fig. 4) le taux de biodégradation du phénol diminue. L’échantillonnage à la sortie, nous a permis de voir et de quantifier l’apport de l’aération et du mélange dans l’élimination du phénol.
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0 2 4 6 8 10 120.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
E t
(h-1
)
t (h)
3 mL/min 5 mL/min 7 mL/min 9 mL/min 12 mL/min
0 10 20 30 40 50 6060
70
80
90
100
Bio
dégr
adat
ion
en p
héno
l (%
)
t (jour)
300 mg/L 100 mg/L
Figure 3 : Effet du débit de liquide Figure 4 : Evaluation du taux de dégradation du phénol en fonction du temps
III.2. Effet de la concentration du phénol:
Les expériences effectuées pour déterminer le taux de dégradation du phénol en continu à 100 et 300 mg/L comme illustré sur la figure 4, montrent que la première concentration est dégradé pendant une durée de 9 jours; par contre la seconde valeur est dégradée d’une façon continu jusqu’à obtention d’un bio-filme observable (92% à 48 jours). La forme des chicanes du bioréacteur jouent un rôle important durant la biodégradation du phénol par la formation des pseudo-poches. Conclusion
L’objectif de ce travail est de contribuer à l’élimination des composés aromatiques phénoliques et ces dérivés par une biodégradation microbienne. L’utilisation de ce nouveau bioréacteur à chicanes de forme incliné, permet de dégrader ces composés organiques en continu et aux concertations diverses. Références bibliographiques : Bergauer P, Fonteyne PA, Nolard N, Schinner F, Margesin R. (2005) Biodegradation of phenol and phenol-
related compounds by psychrophilic and cold-tolerant alpine yeasts. Chemosphere 59: 909-918. Contreras EM, Albertario ME, Bertola NC, Zaritzky NE (2008) Modelling phenol biodegradation by activated
sludges evaluated through respirometric techniques. J Hazard Mater 158: 366-374. El-Naas MH , Al-Zuhair S, Makhlouf S (2010) Continuous biodegradation of phenol in a spouted bed bioreactor
(SBBR). Chemical Engineering Journal. 160: 565-570 . Hamitouche A, Bendjamab Z, Amrane A, Kaouah K, Hamane D, Ikkene R (2012) Biodegradation of P-Cresol
by Mixed Culture in Batch Reactor –Effect of the Three Nitrogen Sources Used. Procedia Engineering 33: 458-464.
Wang G, Wen J, Yu G, Li H (2008) Anaerobic biodegradation of phenol by Candida albicans PDY-07 in the presence of 4-chlorophenol. World J Microbiol Biotechnol 24: 2685-2691.
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ETUDE DE LA CINETIQUE DE DEGRADATION D’UN PRINCIPE ACTIF PAR PHOTOLYSE DIRECTE EN MILIEU AQUEUX
A. Boucenna*, M. Chabani, S.Bouafia-Chergui Faculté de Génie Mécanique et Génie des Procédés
Laboratoire de Génie de la Réaction USTHB.BP 32, El Allia, Bab Ezzouar, Algérie Mail : *[email protected]
Résumé La prise de conscience de l’impact des substances pharmaceutiques sur l’environnement, et sur l’eau en particulier, est relativement récente et se reflète dans la littérature avec une augmentation exponentielle du nombre d'études associées. Cet intérêt croissant est concomitant non seulement avec la consommation croissante des produits pharmaceutiques à usage humain et vétérinaire, mais aussi avec l'amélioration des techniques d'analyse, permettant leur détection à l’état de traces (ng.L-1 ou moins) dans différentes matrices aqueuses. Les procédés d’oxydation avancée (POA) qui utilisent comme agent oxydant les radicaux ●OH, permettent la dégradation et/ou la minéralisation en milieu aqueux des molécules organiques indésirables pour l’environnement et en particulier pour l’être humain. Ce travail s’inscrit dans le cadre de la dépollution des eaux contaminées par les résidus pharmaceutiques. La photolyse directe qui consiste à irradier le milieu par des rayonnements UV a été appliquée à la dégradation d’un polluant médicamenteux (Nystatine en milieu aqueux). Cette étude a consisté notamment à la recherche d’optimisation des paramètres opératoires tels que le pH du milieu ainsi que la concentration initiale du polluant. Matériels et Méthodes La molécule cible ; Nystatine est un antibiotique antifongique de la famille des polyènes, active sur une large variété de champignons et levures, son action s'exerce essentiellement sur le genre candida. Le choix de cette molécule est dû à sa présence dans les rejets aqueux du groupe pharmaceutique Algérien SAIDAL.
Figure .1 : Structure chimique de la Nystatine
L’étude de dégradation de la Nystatine a été réalisée dans un réacteur équipé d’une lampe UV de longueur d’onde maximale de 365 nm et une puissance de 24W. L’homogénéisation de la solution est assurée par une pompe placée sur le circuit de la solution photolysée. Les prélèvements effectués sont analysés par spéctrophotometrie UV-visible.
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Figure .2 : Photoréacteur batch
Résultats et discussions Effet du pH
Figure .3 : Influence du pH sur la dégradation de la Nyst par photolyse directe.
[Nyst]0= 5 mg/l. Effet de la concentration initiale
Figure .4 : Influence de la concentration Initiale sur la dégradation de la Nyst par photolyse. pH= 0.85
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Conclusion Les résultats obtenus au cours de cette partie ont permis d’évaluer l’efficacité du procédé de photolyse directe pour la dégradation de la Nystatine en milieu aqueux. Les résultats ont montré que le procédé est plus rapide et plus performent en milieu acide à un pH de 0.85 avec un taux de dégradation de 95% en 20 min d’exposition aux radiations UV, ce qui implique une grande synergie entre les ions (H+) et les photons libérés par les UV. D’autre part, l’efficacité du procédé a diminué avec l’augmentation de la concentration initiale de la Nystatine dans la solution à traiter, ce qui est probablement attribué à l’augmentation de l’imperméabilité de la solution à traiter envers les radiations ultraviolettes par l’augmentation de la concentration initiale du polluant, ainsi que la formation des produits intermédiaires qui devient importante avec la charge. Les résultats obtenus présentent des perspectives prometteuses pour développer ce procédé de photolyse et le coupler avec des oxydants puissants tels que le peroxyde d’hydrogène pour l’élimination de la Nystatine.
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TRAITEMENT D’UNE EAU TURBIDE UTILISANT UN COAGULANT NATUREL
S. Boulaadjoul*, H. Zemmouri, Z. Bendjemaa. Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels, Université des Sciences et de la Technologie
Houari Boumediene, Faculté de Génie Mécanique et Génie des Procédés, B.P. 32 El-Alia, Bab-Ezzouar, Alger, Algérie. *[email protected]
Résumé L’objectif de notre travail consiste à étudier le pouvoir floculant des graines de
Moringa oleifera dans le traitement d’une eau turbide à base du mélange (bentonite- acide humique). Des Jar-tests ont été effectués pour différentes charges initiales de bentonite 50, 300 et 1000 mg L-1. La performance de la coagulation-floculation a été évaluée à travers la mesure de la turbidité résiduelle et l’UV254nm du surnageant, après 30 minutes de décantation. L’application de l’extrait des graines de Moringa oleifera a montré une bonne efficacité pour l’abattement de la turbidité résiduelle et de la matière organique. Moringa oleifera peut être considérée comme un coagulant alternatif en comparaison aux coagulants conventionnels pour le traitement des eaux turbides, avec un risque faible vis-à-vis de la santé humaine et de l’environnement. Mots clés : Graines de Moringa oleifera, Coagulation-floculation, Bentonite, Acide humique. I. Introduction
Les substances humiques sont des macromolécules de coloration jaune ou noire; présentes dans le sol et les eaux naturelles, comme conséquence de la décomposition des résidus végétaux et animaux par l’activité microbienne (Jones and Bryan, 1998). L’élimination de ces dernières reste un objectif majeur dans le traitement des eaux de surfaces. En effet, le problème principal engendré par ces substances réside dans la formation des produits, ayant un potentiel cancérigène, lors la désinfection des eaux (Duan et al., 2002). La coagulation-floculation-décantation est le processus de traitement des eaux le plus fréquemment utilisé, en raison de sa simplicité technique et économique (de Paula et al., 2014; Abdul Hamid et al., 2014). Les coagulants les plus utilisés sont des sels métalliques tels que le chlorure ferrique ou le sulfate d’aluminium. Malgré, leur efficacité, ces produits chimiques peuvent être nocifs ou associés aux problèmes liés à la santé humaine et à l’environnement (Ndabigengesere et al., 1995; Okuda et al., 1999). Afin de réduire les problèmes associés aux coagulants chimiques, plusieurs auteurs ont rapportés l’utilisation des coagulants naturels comme alternative aux coagulants chimiques, tels que Cassia obtusifolia et le chitosane (Subramonian and Wu, 2014; Zemmouri et al., 2012). Le Moringa oleifera est un arbre tropical de la famille des Moringaceae. L’activité floculante des graines de Moringa oleifera est due à la présence d’une protéine de nature cationique (Katayon et al., 2006; Pritchard et al., 2010). Le travail réalisé dans le cadre de cette étude consiste à étudier le pouvoir floculant des graines de Moringa oleifera pour le traitement d’une eau turbide à base d’un mélange bentonite-acide humique. A cet effet, des essais de coagulation-floculation-décantation ont été réalisés à l’aide d’un floculateur conventionnel jar-test. La performance du traitement a été évaluée à travers la mesure de turbidité résiduelle et de l’UV245nm.
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II. Matériel et méthodes
II.1. Préparation de l’extrait à base de graines de Moringa oleifera Le Moringa oleifera utilisé dans ce travail provient du sud de l’Algérie. Les graines
du Moringa oleifera ont été broyés après avoir été d’égoussées, décortiquées et nettoyées. La quantité de poudre obtenue a été dissoute uniquement dans de l’eau distillée. II.2. Préparation de l’eau turbide à base du mélange (bentonite+Acide humique)
• Une quantité de 1g de bentonite a été dissoute dans 1 litre d’eau de robinet, puis laissé au repos pendant 24 heures ;
• Une solution à 1 g L-1 est obtenue en dissolvant 1 g d’acide humique dans 62,5 mL d’une solution de NaOH (2N), et complétée avec de l’eau distillée jusqu’à 1 litre. Cette solution est agitée pendant 48 heures et conservée à l’abri de la lumière à 4 °C;
• Un volume spécifique de la solution d’acide humique a été ajouté aux différentes charges initiales de bentonite.
II.3. Jar-tests Des jar-tests ont été effectués pour examiner l’efficacité de traitement par Moringa
oleifera comme coagulant. Six béchers ont été remplis d’échantillons de l’eau turbide et soumis à une agitation rapide de 250 rpm pendant 3 min, suivi d’une agitation lente de 40 rpm pendant 20 min et une durée de décantation de 30 min. Par la suite, le surnagent a été prélevé de chaque bécher pour effectuer la mesure de la turbidité résiduelle et de l’UV254nm.
III. Résultats et discussion
III.1. Effet de la dose du coagulant sur l’abattement de la turbidité résiduelle
La figure (1) représente l’évolution de la turbidité en fonction des doses de coagulant. Nous remarquons un abattement quasi total de la turbidité avec la dose du coagulant ainsi qu’avec la charge initiale de bentonite. Le taux d’abattement est estimé à 55,58 %, 91,50 % et 98,47 % pour les charges initiales de bentonite de 50, 300 et 1000 mg L-1, respectivement.
0 10 20 30 40 50
0
500
1000
1500
2000
2500
3000 50 mgL-1 300 mgL-11000 mgL-1 5000 mgL-1
Turb
idity
(NTU
)
Doses of coagulant (mgL-1)
(a)
Figure .1 : Turbidité résiduelle en fonction du dosage du Moringa oleifera.
72
III.2. Effet de la dose du coagulant sur l’élimination d’acide humique
La figure (2) représente l’évolution de l’UV254nm en fonction du dosage du coagulant. Nous constatons un abattement proportionnel avec l’augmentation de la dose du coagulant et de la charge initiale de bentonite. Etant donné que les substances humiques se présentent en partie sous une forme colloïdale et que l’élimination des colloïdes est le domaine privilégié de la coagulation-floculation, les bons rendements observés seraient donc liés essentiellement à l’état sous lequel se présente les substances humiques (Harrat, 2013).
0 10 20 30 40 50-0,20,00,20,40,60,81,01,21,41,61,82,02,22,42,62,83,03,23,43,6
50 mgL-1
300 mgL-1
1000 mgL-1 3000 mgL-1
UV 2
54 (c
m-1
)
Doses of coagulant (mgL-1)
(b)
Figure .2 : UV254nm en fonction du dosage du Moringa oleifera.
Conclusion
L’utilisation du Moringa oleifera nous a permis de tirer les conclusions suivantes : • L’utilisation des graines de Moringa oleifera a montré une bonne efficacité avec des
taux d’abattement de 55,58 %, 91,50 % et 98,47 % pour les charges initiales 50, 300 et1000 mg L-1 de bentonite respectivement.
• L’application des graines de Moringa oleifera a montré une efficacité de 48,01, 66,31 et 87,24 % pour les mêmes concentrations initiales de bentonite respectivement.
Les graines de Moringa oleifera peuvent donc être considérées comme un coagulant alternatif aux coagulants conventionnels, étant donné les pourcentages élevés obtenu en abattement de la turbidité résiduelle et de la matière organique. Références Bibliographiques Abdul Hamid, S.H., Lananan, F., Din, W.N.S., Lam, S.S., Khatoon, H., Endut, A., Jusoh, A., 2014. Harvesting
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74
ETUDE ET CARACTERISATION DES SEDIMENTS DU LAC DE REGHAIA
S. Derkaoui*1, B. Chibane2, H. Djelal 3, M. Taleb Ahmed1 1USTHB, Environment Engineering Department,
*auteur correspondant BP 32 El Alia 16111 Algiers, Algeria [email protected] 2 Laboratoire de Géo-Environnement, FSTGAT/USTHB,
BP 32 El Alia 16111 Algiers, Algeria. [email protected] 3Ecole des Métiers de l'Environnement
Campus de Ker Lann _ 35170 Bruz [email protected] Résumé
Le traitement des eaux issues de la lixiviation des sédiments des eaux du lac de Réghaia (Algérie) peut être réalisé par couplage du procédé d’électrocoagulation et nanofiltration.
Cette étude a permis de mettre en évidence l’efficacité du procédé d’électrocoagulation et nanofiltration pour le traitement des effluents rejeté dans le lac. Les résultats montrent que : •Compte tenu d’une forte charge polluante le couplage de traitement électrochimique et membranaire est nécessaire.
• Cette eau peut être utilisée pour l’irrigation ; • L’élimination de la pollution est assujettie à une dilution de cette eau.
• L’opération d’électrocoagulation a permis d’obtenir un rejet ne présentant aucun danger environnemental. Au final, nous ne faisons que poser les premiers éléments d’une approche critique du développement et des aménagements touristiques envisagés par les pouvoirs publics au niveau de la zone humide côtière de Réghaia (ZET de Ain Chorb) qui donnent directement sur la côte sud de la méditerranée.
Keywords— Lixiviation ; Electrocoagulation ; nanofiltration ; Eaux industrielles ; Sédiments
I. INTRODUCTION La zone d’étude est située à 30 Km d’Alger, dans le littoral Est de l’algérois. Elle présente d’importants enjeux écologiques et socio-économiques, la zone dite «lac de Réghaia» est un milieu lacustre et marécageux, entouré d’une ceinture boisée et en retrait d’un linéaire côtier sableux qui s’ouvre sur des petits fonds marins remarquables. Pour son plan de sauvegarde, les pouvoirs publics ont retenu l’idée de projet de mise en réserve naturelle de la zone humide et de toute la partie côtière - marine adjacente. Ce site naturel sensible fait l’objet de plusieurs études et analyses à caractère scientifique et universitaire. L’étude que nous présentons entre dans le cadre d’action «antipollution » du lac de Réghaia. L’alimentation en eau de ce dernier provient partiellement de l’aquifère alluvial de la Mitidja, il est considéré comme un site d’importance internationale car il constitue le dernier vestige de l’ancienne Mitidja. Il reste actuellement la seule zone humide de la région biogéographique de l’Algérois, permettant ainsi de jouer un rôle d’étape pour les oiseaux migrateurs après leur traversée de la Méditerranée.
75
En tant que plan d’eau naturel, le lac de Réghaia a une vocation multiple, mise en évidence par :
- Le centre cynégétique implanté sur une de ses berges. - La station de pompage d’eau utilisée pour l’irrigation des vergers et des potagers riverains.
Le lac de Réghaia (figure 1), réserve naturelle inscrite sur la liste de Ramsar en novembre 2002. Le site est non seulement un réservoir d’eau mais aussi un réservoir de biodiversité remarquable, il représente un patrimoine faunistique et floristique composé de plus de 230 espèces d’oiseaux sédentaires et de 233 espèces végétales peuplant la réserve [1-2]. Le lac, réceptacle direct des eaux urbaines, industrielles et agricoles reçoit quotidiennement environs 80.000m3 d’eau polluée. Les concentrations des polluants, conséquence des divers rejets (industriels, urbains et agricoles), dépassent largement les normes internationales admises [2].
Les eaux de ruissellement du lac de Réghaia sont douces mais polluées par les divers rejets industriels, urbains et agricoles. La station d’épuration est en très mauvais état de fonctionnement. Elle assure le traitement mécanique des polluants organiques, eaux usées domestiques, alors que le traitement chimique des rejets n’est pas fonctionnel. La quantité d’eaux traitée est de 25 à 30m3/j au lieu de 1000m3/j. (Plan de gestion du lac de Réghaia)
La région d’étude présente un facies silteux sablonneux à sableux non consolidé (sédiment dont la taille est comprise entre 160 et 400µm)
La phase détritique est représentée essentiellement par des grains arrondis à sub-arrondis, de quartz laiteux, de paillettes de micas et de galets gréseux arrondis, notons toutefois quelques amas de grains consolidés.
La phase argileuse est peu représentée. On observe quelquefois quelques passées gréseux très friable présentant des débris lumachelliques (formation tyrrhéniennes).
Dans ces terrains les eaux de ruissellement et les eaux d’infiltration provoquent des érosions intenses du fait de la non cohésion et absence de ciment ; on y assiste du côté nord à des effondrements des falaises côtières sableuses.
A l’heure actuelle, en vue d’une gestion des risques, la prédiction de l’évolution de ces zones littorales devient indispensable.
Figure . 1. Vue d’ensemble hydrogéomorphologique de la zone
76
Il est constaté trois types de pollutions. La pollution organique où la demande biologique en oxygène (DBO5) est de l’ordre de 1l4mg/L. La pollution chimique, l’analyse des différents indicateurs de la pollution inorganique (DCO, N03, N02, NH4, P04, les métaux lourds, les températures et le pH) a donné les valeurs nettement supérieures aux normes admises par l’OMS. Ceci réduit considérablement le pouvoir d’autoépuration des effluents considérés et provoque son eutrophisation et la dégradation du milieu naturel. La pollution physique due aux matières en suspension (MES) a atteint 825mg/L. Cette augmentation a pour conséquence un l’envasement du milieu récepteur avec une modification importante du fond du lac et la disparition progressive de toute forme vivante.
Ceci a provoqué la disparition de la végétation aquatique et des poissons d’eaux douces comme la Carpe royale et l’Anguille. La station d’épuration édifiée à cet effet n’est toujours pas potentiellement fonctionnelle depuis sa mise en service en 1997. La gestion irrationnelle des eaux du lac, par méconnaissance du fonctionnement hydrologique du plan d’eau, entraîne un pompage excessif des eaux et provoque un assèchement prématuré du lac. Une déstabilisation du littoral par les prélèvements de sables entraînant une érosion du rivage, une démolition des dunes stabilisées et une altération des chaînes alimentaires ainsi que les destructions des habitats par les labours inadéquats, le surpâturage, les coupes de bois et de touffes de Typha latifolia.
II. PROTOCOLE EXPÉRIMENTAL La première partie de ce travail débute par un échantillonnage des eaux qui ont servi à l’opération de lixiviation des sédiments [3-7] prélevés du fond. Ces eaux sont issues des opérations de traitement (ET) réalisées au niveau de la station de traitement de Réghaia. L’analyse physico-chimique a porté sur les paramètres (DCO, DBO5, chrome, NO3
- et le fer2+). Les sédiments prélevés présentent les aspects physiques suivants : (Sédiment essorée visqueuses et mouillée – compacte – couleur hétérogène (bleue- verdâtre et noire) – odeur nauséabonde.
A. Caractérisation physiques des sédiments L’étude de la distribution granulométrique est déterminée par tamisage à partir de
sédiments séchés sur des tamis de diamètre des pores allant de 4 mm et 60 µm. en deuxième étape, nous avons considéré l’opération de lixiviation en agissant sur les facteurs suivants :
- Choix du rapport solide / liquide (20g de sédiment/Litre d’eau traitée ET) ; - Temps de contact (1h) ; - Vitesse d’agitation mécanique (100 tour / min) ;
Après une heure de lixiviation, le mélange est laissé pour une décantation de 24 heures. Le surnageant a subi une analyse des paramètres : (pH, conductivité électrique, turbidité et DCO). Les appareils d’analyse de pH, conductimétrie, et turbidité sont de marque HANNA. Pour ce qui est de la DCO, l’appareillage est de type HACH COD Reactor. La DBO5 a été mesuré à l’aide d’un flacon OxiTopR maintenu dans un incubateur à 20°C pendant 5 jours.
B. Montage électrochimique Le surnageant est prétraité par méthode d’électrocoagulation avant de le traiter par nanofiltration. Le dispositif expérimental (figure 2) est composé d’une cellule électrolytique,
77
le volume de l’échantillon à traiter est de 800mL. Les deux électrodes sont de nature en aluminium connectées à un générateur IKAMAG de type RCT (0-30Volts). Les solutions de lixiviat sont agitées de 4tr/min, ce qui permet de faciliter la floculation et éviter le cisaillement des flocs. Les réactions misent en solution sont comme suit : A l’anode : Réactions d’oxydation d’aluminium qui se fait sous la forme suivante: Al → Al 3+ + 3 é (1)
Figure. 2 : Schématisation de l’électrocoagulation
Les ions d’aluminium générés vont s’hydrolyser par les ions OH- provenant de la réduction de l’eau à la cathode pour donner l’hydroxyde d’aluminium. Celui-ci provoque la déstabilisation des colloïdes. La composition des petits flocs provoque l’adsorption, la neutralisation et la précipitation des éléments polluants formant des précipités d’hydroxyde d’alumine-polluant
Al3+ (aq) + 3OH- (aq) → Al (OH) 3 (s) (2)
A la cathode on observe la réduction de l’eau selon la réaction suivante :
H2O (l) + e- → ½ H2 (g) + OH- (aq) (3)
Les paramètres étudiés en électrocoagulation sont : surface immergée, densité de courant, distance inter électrode.
C. Traitement par nano filtration La technologie de membrane est devenue un défi vrai pour les processus des séparations
par forces physiques et comptent parmi les technologies propres de dessalement des solutions liquides. La technique nanofiltration (figure 3) est démontrée comme étant très efficace dans l’élimination de beaucoup de composés présents dans l’eau (ions trivalents et bivalents, sulfates, sodium organique).
78
Figure. 3 Dispositif expérimental de l’installation de la nano filtration
La membrane utilisée dans notre travail est de type organique appelée NANOMAX 50 et est constituée en couche active en polyamide avec deux supports en poly sulfone.
Les propriétés de la membrane sont :
la surface active : 0.37 m2 ; Pression opératoire : 0 - 2 bars ; pH admis durant le traitement est compris entre 2 - 10 ; La couche active a un seuil de coupure de 350Daltons. Température maximale : 500C. Forme spirale avec une charge globale négative.
III. RÉSULTATS ET DISCUSSIONS A. Caractérisation des effluents à traiter Les effluents à traiter proviennent de la sortie de la station d’épuration des eaux usées de Reghaia (STEP). Le tableau 1 donne l’analyse physico-chimique des eaux traitées au niveau de la station.
Tableau 1 Caractéristique d’échantillons avant lixiviation
Paramètres Eau traitée pH 7.05 Conductivité (mS/cm) 1.20 Turbidité (FNU) 6.02 DCO (mgO2/L) < 30 DBO (mgO2/L) 4.9 Fer2+ (mg/L) 14 Chrome (mg/L) 0.014
B. Analyse des sédiments L’analyse est portée sur des sédiments mélangés à des milieux lixiviants sous les conditions suivantes : temps de lixiviation = 1h ; rapport S/L = 10g/L ; Concentration lixiviant = 1Mole/L). La vitesse d’agitation mécanique est fixée à 100 tr/min. L’analyse (table 2) révèle qu’une bonne extraction se fera en milieu acide d’HCL qui donne une DCO de 1824 mg/L (figure 4 et 5).
79
Tableau 2 Influence du type de lixiviant
Agent lixiviant DCO (mg/L)
H2SO4 38.4 HCl 1824
HNO3 57.6 ED 54.7
NaOH 76.8
A. Lixiviation des sédiments dans l’eau traitée ET A.1. Influence sur le rapport solide /liquide (S/L) Les sédiments séchés ont été mélangé avec l’eau traitée à différentes rapport (S/L), le mélange réactionnel sédiments-eau est soumis à la lixiviation avec agitation à l’aide d’un agitateur mécanique pendant une durée déterminée. Le mélange sédiments-eau a révélé que le meilleur rapport solide/liquide égale à 20g/L pour notre expérience.
0 1 2 3 4 5 6
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
DC
O (m
g/L)
rapport massique (S/L)
0 1 2 3 4 5
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
DCO
(mg/
L)
t (h)
Fig.4 Evolution de DCO en fonction du rapport Fig. 5 Evolution de DCO en fonction du temps Solide / liquide ; t = 1h ; [HCl] = 1mole/L (S/L = 10g/L ; [HCl] = 1mole/L
A.2 Influence sur le temps de contact L’étude du temps de contact entre les sédiments et le lixiviant est menée sur 20g de sédiments dans 1L de lixiviant
Tableau 3 Lixiviation dans l’eau traitée.
Temps (heure) CO(mgO2/L) pH Cond (mS/cm) Turb(FNU) 1 76.8 7.5 1.23 57.7 2 153.6 7.5 1.19 73.9 4 144 7.9 1.17 87.5 5 76.8 7.57 1.09 96.6
80
0 1 2 3 4 5 60
20
40
60
80
100
120
140
160
DCO
(mg/L
)
t (h)
Figure. 6 Evolution de la DCO en fonction du temps (Lixiviation dans l’eau traitée)
L’analyse de ces graphes montre les possibilités de dépollution d'un sol contaminé par lixiviation chimique en milieu naturel des substances solubles contenues dans les sédiments ou de boues dans les conditions opératoires précises. La première partie de l'étude consistait à optimiser, à l'aide d'essais de lixiviation sous agitation mécanique. Les résultats de la lixiviation (figure 6) donnent une DCO d’environ 100 mgO2/L pour : un pH de l’ordre de 7.7 ; une conductivité environ 1.10mS/cm et une turbidité 60-90 FNU.
A.3 Electrocoagulation L’extraction d’une certaine pollution (matière organique minéral et métaux lourd) des sédiments par la lixiviation fait intervenir un procédé très efficace qui est l’électrocoagulation. Procédé qui offre ainsi un coût d’investissement et de traitement compétitif avec une large efficacité d’élimination de polluants. Pour une surface active d’électrode de S=40 cm², nous avons varié la densité de courant dont les valeurs sont : [25 ; 50 ; 75 et 100] A/m². Le tableau 3 présente le pourcentage d’élimination de la DCO mesuré lorsque différentes intensités de courant (0.1, 0.2, 0.3, 0.4A) sont imposées pendant 60 min en présence d’électrode d’aluminium en configuration discontinu. Les taux d’enlèvement de la DCO varient entre 70% et 80 pour une densité de courant de 75A/m2.
Tableau 3. Résultant de la DCO en fonction de la densité de courant pour l’eau traité
ET Lixiviant 25A/m² 50A/m² 75A/m² 100A/m² DCO (mg/L) < 30 163.2 38.4 105.6 48 76.8 Tauxd’abat (%) 76.47 35.29 70.58 52.94
D’après le tableau 3, nous constatons que l’abattement de la DCO est donné pour une densité de courant de 75A/m2 avec un pH de l’ordre de 7. Par ailleurs, le tableau 4 montre qu’une meilleure turbidité est observée pour la densité de courant 75A/m2 et un pH de 7.
81
Tableau. 4 Analyse physico-chimique
ET lixiviant 25A/m² 50A/m² 75A/m² 100A/m² pH 7.55 7.51 7.53 6.99 7.01 7.03
Conductivité (mS/cm) 1.575 1.653 1.528 1.509 1.549 1.465 Turbidité (FNU) 11.2 72.3 3.5 4.99 3.31 5.51
La figure 5 montre que le pH diminue au cours du processus d’électrocoagulation et à partir de 75 A/m² une augmentation progressive. Cette augmentation du pH peut être expliquée par la formation d’ions hydroxydes à la cathode provenant de la réaction de réduction d’eau ou par la libération des OH- issue de la formation d’Al (OH) 3.
Figure.7 Evolution du pH en fonction de la densité de courant
Le pH du rejet traité pour les différentes densités de courant est conforme à la norme de rejet. Pour l’eau traitée elle diminue jusqu'à le point 75A/m² de la densité. Au-delà de cette valeur, elle commence à augmenter et cela est dût à l’excès d’aluminium qui devient une pollution pour notre solution et la diminution due à l’agglomération des matières en suspension et à la formation des complexes d’hydroxydes qui jouent un rôle important dans la coagulation des polluants qui décantent ou flottent en surface. On remarque que pour une densité de courant égale à 75 A/m² et un temps t = 60 min le taux d’élimination de la turbidité est au maximum pour l’eau traitée 95.42 %. Ce résultat suggère que l’électrocoagulation est une technique efficace pour l’élimination de la turbidité de l’eau. Egalement nous remarquons une baisse de la conductivité due à la précipitation des sels formés au cours de la réaction d’électrocoagulation. Les taux d’abattement atteints sont très élevés : 79% pour la DCO pour une densité de courants de 75A/m². A.4 Procédé de nanofiltration
Le travail est achevé par un affinage membranaire afin d’avoir une composition ionique qui permettra de répondre aux normes exigées. La perméabilité de la membrane utilisée est de Lp = 3.74.10-6 m/s.bars.
Le procédé d’affinage a pour but d’équilibrer les ions présents dans le surnageant récoltés après traitement par électrocoagulation. Le tableau 5 résume l’analyse physico-chimique du processus de nanofiltration.
82
Tableau 5. DCO en fonction de la densité de courant
Densité de courant (A/m2)
DCO(mg/L) Recyclat
DCO (mg/L) Retentât
DCO (mg/L) Perméat
25 115.2 96 76.8 50 144 76.8 57.6 75 - 86.4 19.2 100 67.2 38.4 9.6
L’affinage par nanofiltration [8-10] nous a permis d'obtenir des résultats encourageants vis-à-vis de la réutilisation pour l’irrigation où nous avons enregistré un abattement significatif de l’ordre de 50%. IV. Conclusion générale Les résultats obtenus permettent de conclure que le traitement des sédiments des eaux du lac de Réghaia peut être réalisé par couplage de procédés donnant une diminution importante de la concentration des principaux polluants dans l’eau. Cette étude a permis de mettre en évidence l’efficacité du procédé d’électrocoagulation et nanofiltration [11-12] pour le traitement des effluents rejeté dans le lac. Les résultats qui ressortent de cette étude montrent que :
• Les eaux du lac de Réghaia présentent des concentrations élevées en DCO, conductivité et turbidité. Pour cela nous avons réalisé un couplage de traitement électrochimique et membranaire.
• Les eaux peuvent être utilisées pour l’irrigation d’après les normes • La pollution ne s’élimine pas mais il faudrait une dilution de cette dernière • De plus, l’opération d’électrocoagulation a permis d’obtenir un rejet sans aucun
danger pour la nature. Si notre travail ne fait que poser les premiers éléments d’une approche critique du développement et des aménagements touristiques envisagés par les pouvoirs publics au niveau de la zone humide côtière de Réghaia (ZET de Ain Chorb) ; la problématique demeure plus complexe vu l’importance des enjeux écologiques et socio-économiques. La complexité, la fragilité et la sensibilité de cette zone, ne peuvent tolérer l’implantation d’un tel complexe touristique de grande envergure. Mais aussi un tel potentiel ne peut laisser indifférent l’industrie du tourisme. La meilleure manière de le protéger et de le mettre en valeur est, donc, de l’inscrire dans une stratégie de gestion intégrée, où il faudra convaincre tous les acteurs de la valorisation, de la préservation et de la protection de ce patrimoine. L’analyse technico-économique pourrait être revue en optimisant le traitement par la coagulation chimique sur les effluents testé. Ainsi, la comparaison des coûts d’opération et d’installation pourrait se faire de façon plus détaillée, afin de permettre l’évaluation de la faisabilité réelle du traitement par électrocoagulation.
83
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84
ÉTUDE DES PARAMETRES PHYSICOCHIMIQUES ET BACTERIOLOGIQUES DES DIFFERENTES
SOURCES« LAKHROUB » « FONTAINE FRAICHE » ET « AINSER AKDHIM » SITUEES DANS LA REGION DE TIZI-OUZOU
F. Ferrag-Siagh*1,2, A. Boukhrissa1, L.M. Rouidi1, H. Ait-Amar1
1,2Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene, Laboratoire des Sciences de Génie des Procédés Industriels, USTHB, B.P. 32, 16111 El-Alia, Alger, Algérie.
2Université Mouloud Mammeri, Tizi-Ouzou, Faculté des Sciences, Département de Chimie, 15000, Algérie. *[email protected]
1. Introduction Sur les 13 600 millions de km3 d’eau qui couvrent notre planète, seulement 0,014 % représente l’eau douce utilisable par l’homme sous forme d’eaux de surface. Si cette quantité est suffisante pour répondre aux futurs besoins de l’humanité, l’altération de la qualité de l’eau rend la part compatible avec les utilisations humaines de plus en plus faibles [1]. En effet, la qualité de l’eau est altérée par une surcharge en matières organiques, par des substances toxiques provenant des activités agricoles et par des effluents industriels et domestiques rejetés dans le milieu récepteur, sans traitement. La contamination des eaux de surface par des agents pathogènes est un problème de pollution qui remonte très loin dans le temps. Aujourd’hui, les maladies d’origine hydrique (fièvre typhoïde, choléra, etc.) sont à l’origine d’un taux de mortalité très élevé des populations des pays émergents et en voie de développement. La pollution de l’eau, due à des micro-organismes d’origine fécale, est apparue dès que l’eau est utilisée comme vecteur d’élimination des déchets [2]. Cependant, lorsque le milieu aquatique reçoit des rejets d’origine animale ou anthropique, le nombre et le type de bactéries présentes sont capables de rendre l’eau impropre à l’utilisation humaine [3]. La contamination de l’homme se réalise soit par consommation d’eau de boisson, soit par consommation d’aliments contaminés par celle-ci, soit encore lors d’un bain ou d’un contact avec des eaux à usage récréatif [2]. La région de Tizi Ouzou dispose de 203 sources dont 121 sont considérées importantes, avec un débit total de 701 L/s (soit 22 millions de m3 par an). Ces cours d’eau occupent une place importante dans les écosystèmes du pays. Actuellement, la qualité des eaux est soumise à une forte pression exercée par l’accroissement de la population et les activités industrielles et agricoles. Cette qualité est altérée notamment par l’utilisation excessive de produits agrochimiques, les rejets incontrôlés des industries et les déchets solides. La problématique de l’usage de l’eau se place dans le contexte où la population consomme l’eau de sources sans s’assurer de sa potabilité, d’où l’intérêt de cette étude dont l’objectif vise l’évaluation de la qualité de l’eau de sources de la région de Tizi-Ouzou à travers les analyses tant chimiques, physicochimiques que microbiologiques. A cet effet, trois sources ont été considérées, à savoir :
• La source « Lakhroub et Fontaine Fraîche », qui se situent à Yakourène, • La source « Aïnser Akdhim », qui se situe à Thala-Athman.
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2. Matériel et méthodes
2.1 Sites de prélèvements (Figure 1) Les sources considérées maintiennent l’écoulement de l’eau durant toute l’année : les sources de « Lakhroub » et de « Fontaine Fraiche » sont situées à 53 km de la willaya de Tizi-Ouzou (713 m d’altitude) et la source d’« Aïnser Akdhim », située à 15 km de Tizi-Ouzou (270 m d’altitude).
Figure 1 : Sites de prélèvements
2.2 Prélèvements Des bouteilles en P.E.T (PolyEthylène Téréphtalate) de 1,5 litre sont utilisées pour les prélèvements d’échantillons aux fins d’analyses physicochimiques. D’autres flacons, soigneusement lavés, rincés six fois à l’eau bi-distillée (1,8 µS/cm) et stérilisés (120 ºC, 15 min), sont utilisés pour prélever des échantillons destinés à l’analyse bactériologique [4]. Ces échantillons sont transportés dans une glacière réfrigérée (4 °C) jusqu’au laboratoire . 2.3 Analyse physico-chimique de l’eau Des paramètres tels que la température, le pH et la conductivité électrique de l’eau ont été mesurés à l’aide d’un pH mètre (WTW pH 450 GLP multical) et d’un conductimètre (ORION3 STAR). La turbidité a été mesurée à l'aide d'un turbidimètre (HACH 2100N). Les ions nitrites et nitrates ont été dosés, respectivement, à 540 et 324 nm, à l’aide d’un spectrophotomètre uv-visible. La matière dissoute est déterminée après évaporation de 20 mL d’eau à 105 °C. Le résidu sec à 105 ºC est exprimées en mg/L.
2.4 Analyse bactériologique L’analyse bactériologique a portée sur les germes indicateurs de pollution, qui regroupent les micro-organismes revivifiables à 22 et 37 °C, les coliformes totaux et les streptocoques fécaux. Le dénombrement des micro-organismes revivifiables à 22 et 37 °C est effectué par ensemencement sur gélose nutritive PCA (Plate Count Agar) (HIMEDIA, M091), après incubation à 22 et 37 °C, pendant 24 heures. 1 mL d’eau de sources à analyser est mis aseptiquement en double dans deux boites de pétri, préparées à cet usage. Chaque boite est complétée avec 19 mL de gélose TGEG (ou PCA fondue à 45 ± 2 °C, puis refroidie) ; le tout
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est laissé solidifier sur place. En effet, deux sériés de boites ont été formées. La première série est incubée à 22 °C pendant 72 h, la deuxième est incubée à 37 °C pendant 48 h. Le dénombrement des colonies est fait directement par comptage, et le nombre des micro-organismes revivifiables, dénombrés à 22 et 37 °C, est donné par le nombre d’unités formant colonies par millilitre d’eau (UFC/mL). L’isolement des coliformes totaux (CT) et coliformes fécaux (CF) a été effectué par incorporation en gélose de 5 prises d’essai (0.4 ; 1 et 3 x 2 mL). Le milieu de culture est de la gélose Mac Conkey (HIMEDIA, M083) sélective pour les coliformes [4]. Le dénombrement des colonies est effectué après 24 heures d’incubation à 37 °C pour les coliformes totaux et à 44 °C pour les coliformes fécaux. L’isolement des streptocoques fécaux (SF) est effectué par la même méthode mais sur milieu de culture incubé à 37 °C pendant 48 heures. Le comptage des colonies se fait sur des boîtes où se sont développées 100 à 300 colonies. La moyenne des colonies comptées est, ensuite, déterminée. Si les boîtes ne contiennent pas au moins 100 colonies, l’ensemble des colonies présentes dans toutes les boîtes est compté, en tenant compte du volume total d’eau inoculée dans celles-ci. 3. Résultats et discussions
3.1 Analyses physico-chimiques La température des eaux de sources étudiées varie entre 14 et 21°C, malgré la température de l’environnement (28 et 32°C). Cela montre que la zone de l'aquifère est assez profonde. En effet, la norme fixée par l’OMS, concernant l’eau potable, est de 25 °C. Les températures enregistrées pour les différentes sources répondent à la norme, puisqu‘elles sont toutes inferieures à 25 °C. Par ailleurs, une augmentation de la température de l’eau favorise la prolifération bactérienne, impactant ainsi les paramètres organoleptiques (couleur, saveur, odeur) [5].
L’eau de source « Fontaine Fraiche » et « Lakhroub » présente un pH : 6. Cette acidité peut être attribuée à la nature des terrains (régions pauvres en calcaire ou de nature siliceuse ou parfois volcaniques). Cependant, l’eau dont le pH est acide (< 7) est une eau agressive, qui peut conduire à la corrosion des canalisations métalliques [5]. Les valeurs de pH des eaux de sources, « Fontaine Fraiche » et « Lakhroub » sont faibles comparées à la norme algérienne (6.5-8,5) et à celle fixée par l’OMS (6.5-9.5). En effet, les risques de corrosion des canalisations sont, donc, importants du fait que l’eau est à pH < 7.
Tableau 1 : Paramètres physico-chimiques de l’eau des sources ciblées, comparées aux normes algériennes et de l’OMS
Sources T (°C) pH Conductivité µS/cm
Turbidité (NTU)
Résidu sec à 105 °C (mg/L)
Nitrites (mg/L)
Nitrates (mg/L)
S1 1 3,9 5,95 95,3 1,85 117, 17 0,01 0,3
S2 14,6 6,24 88,6 1,16 99, 81 00 ‹ 0,5
S3 20,7 7,11 1077 0,29 622, 3 00 15 ,4
Normes NA - 6,5-8,5 2800 5 1500 à 2000 CMA: 0,1 CMA : 50
OMS 25,0 6,5-9,5 CMA : 2100 - - - -
S1 : Lakhroub , S2 : Fontaine Fraîche, S3 : Aïnser Akdhim CMA : Concentration maximale admissible
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Les eaux de sources ciblées sont peu minéralisées, leur conductivité n’atteint pas 100 µs/cm ; tandis que l’eau d’« Aïnser Akdhim » est très minéralisée. En effet, la conductivité de l’eau fournie une information globale sur la quantité de sels dissous qu'elles renferment. Plus l'eau est riche en sels minéraux ionisés, plus sa conductivité est élevée. Celle-ci varie, également, en fonction de la température, puisqu’elle modifie la viscosité [7]. Les eaux étudiées présentent des valeurs comprises entre 89 et 1077 µs/cm, qui restent conformes à la norme algérienne indiquant une valeur limite de 2800 µs/cm à 25 °C et à celle de l’OMS 2100 µs/cm La détermination du résidu sec sur l’eau permet d’évaluer la teneur en matières dissoutes et en suspension non volatiles. Pour des valeurs inférieures à 500 mg/L, l’eau est bonne pour la consommation, au-dessus de 1000 mg/L, elle devient désagréable [8]. La valeur du résidu sec enregistré pour la source d’ « Aïnser Akdhim » est de 622,3 mg/L. Cette valeur se situe entre 500 et 1000 mg/L, par conséquent, cette eau est de qualité moyenne. Pour les sources « Lakhroub » et « Fontaine-Fraiche », la valeur du résidu sec enregistrée est inférieure à 500 mg/L. L’eau de ces sources répond aux normes de potabilité fixée en Algérie (2000 µs/cm). Ainsi, l’eau de ces sources est de bonne qualité pour la consommation. La teneur en nitrites enregistrée est de 0,01 mg/L pour l’eau de source « Lakhroub » et de 0 mg/L pour « Fontaine Fraiche » et « Aïnser Akdhim ». Ces teneurs répondent aux normes imposées par l’Algérie (0,1 mg/L) et l’OMS (0,2 mg/L). Il convient de noter que les nitrites constituent des indicateurs de pollution. Ceux-ci résultent d'une oxydation incomplète de l'ammonium ou encore d'une réduction des nitrates [8]. La concentration en nitrates est de 0,3 ; < 0,5 et 15,4 mg/L pour l’eau des sources « Lakhroub », « Fontaine Fraiche » et « Aïnser Akdhim» », respectivement. En effet, ces teneurs restent inférieures à la concentration admissible (50 mg/L). Généralement, la concentration en nitrates dans les eaux souterraines est basse, mais peut atteindre des niveaux élevés en raison de l’épandage de fertilisants agricoles, des lixiviats des décharges d'ordures, ou de contamination par les déchets animaux ou humains [8]. 3.2 Analyses bactériologiques Une absence de contamination fécale est observée lors de l’analyse des eaux de sources « Lakhroub » et « Aïnser-Akdhim ». Ceci peut être imputable, d’une part, à la fonte des neiges et à la persistance des pluies qui alimentent naturellement les nappes, d’où une baisse notable de la teneur en bactéries par dilution [9] et, d’autre part, l’éloignement de ces sources des zones de pollution industrielle, urbaine ou agricole. Cependant, l’eau souterraine est une eau qui coule à travers un aquifère, donc naturellement filtrée. Cette action confère à l’eau une grande pureté bactériologique [10].
Tableau 2 : Résultats des analyses bactériologiques et la norme fixée par l’Algérie (Classement selon la grille de qualité bactériologique de l’eau établie par l’Institut Pasteur
d’Algérie, 1977)
Paramètres S1 S2 S3 Normes Algérienne Coliformes totaux 00 09 00 10
E. Coli 00 09 00 00 Streptocoques fécaux 00 00 00 00
Classement de la qualité bactériologique de l’eau
Bonne qualité (potable)
Mauvaise qualité (non potable)
Bonne qualité (potable)
S1 : Lakhroub , S2 : Fontaine Fraiche, S3 : Aïnser Akdhim
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L’eau de source « Fontaine Fraîche » a enregistré une contamination fécale de l’ordre de 09/100 mL. Cette valeur reste limite par rapport à la norme algérienne (10/100 mL), cela peut s’expliquer par la présence d’une contamination d’origine fécale du fait que ces coliformes peuvent faire partie de la flore naturelle des eaux et des sols non pollués. Selon Guiraud (1998), la présence d’Escherichia coli (cas de « Fontaine Fraiche » (09/100 mL) et les formes totaux, simultanément, indiqueraient vraisemblablement une contamination fécale.
Les résultats d’analyse bactériologique, réalisée sur les trois sources, ont été classés selon une grille de qualité bactériologique de l’eau, établie par l’Institut Pasteur d’Algérie (1977) (Tableau 2). Cette grille montre les différents germes : coliformes, Escherichia coli et streptocoques fécaux, qui affectent la potabilité de l’eau.
4. Conclusion L’analyse physicochimique effectuée sur ces eaux de sources a montré leur bonne qualité physicochimique et répondent aux normes fixées par l’OMS. Il est à signaler que les eaux d’ Akdhim et Lakhroub sont exemptes de résidus de pollution chimique et de contaminations microbiennes par les indicateurs tels qu’Escherichia coli, coliformes et streptocoques fécaux L’eau de la source « Fontaine Fraîche » est une eau de mauvaise qualité bactériologique, du fait de la présence de coliformes et d’Escherichia coli, qui d’après la grille de l’Institut Pasteur d’Algérie est impropre à la consommation.
5. Référence bibliographiques [1] Wheal C. (1991). Freshwater pollution. Nairobi. United Nations Environment Programme. UNEP/GEMS
Environment Library No 6, Montréal, Canada, 36 p. [2] George I. et P. Servais (2002). Sources et dynamique des coliformes dans le bassin de la Seine. Centre
National de la Recherche Scientifique, Paris, France, 46 p. [3] Suivi de la qualité des rivières et petits cours d’eau. Direction du suivi de l’état de l’environnement,
Ministère de l’Environnement, Québec, Envirodoq, No ENV-2001-0141, rapport N° QE-123, 24 p. et 3 annexes.
[4] Rodier J. (1994). L’analyse de l’eau. 8ème éd. DUNOD, Paris, France, 1 384 p. [5] Bordet J. (2007). L’eau dans son environnement rural. Edition : Johanet, Paris [6] Rodier J., Legube B., Merlet N. et Brunet R. (2009). L’analyse d’eau. 9ème Ed, Dunod, Paris. ISBN 978-2-10-
054179-9 [7] Duguet J.P., Bernazeau F., Cleret D., Gaid A., Laplanche A., Moles J., Montiel A., Riou G. et
Simon P. (2006). Réglementation et Traitement des Eaux destinées à la Consommation Humaine. 1ère Edition, ASTEE (Association Scientifique et Technique pour l’Environnement).
[8] Rodier J. (2005). L’analyse de l’eau : eau naturelle, eau résiduelle, eau de mer, 8ème Edition, Dunod, Paris. [9] Haslay C. et Leclerc H. (1993). Microbiologie des Eaux d’Alimentation. Edition, Lavoisier, Tec et Doc., Paris,
France [10] Degrémont. (2005) : Mémento technique de l’eau, dixième édition, tome1. Edition Lavoisier.6
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ETUDE PARAMETRIQUE DU TRAITEMENT D’UN REJET PETROLIER PAR LE PROCEDE D’ELECTRO-FENTON
N. Gousmi 1,2*; K. Bensadok1
1Université des Sciences et de la Technologie H. Boumediene, Faculté de G. Mécanique/ G. Procédés ; Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels (LSGPI) ; B.P. 32 El - Alia 36111, Alger,
Algérie. Tel./Fax 213 (21) 24 71 69 : Auteur correspondant : [email protected] 2 Centre de recherche en technologies industrielles CRTI, ex – CSC.
1. Introduction Les hydrocarbures pétroliers sont des composés organiques constitués de carbone et d’hydrogène. Ils se rencontrent essentiellement dans le pétrole et les fractions pétrolières qui sont des mélanges complexes d’hydrocarbures et de quelques produits oxygénés, azotés, et soufrés. Ces composés chimiques sont des substances peu solubles dans l’eau et difficilement biodégradables, et représentent un risque de pollution pour l’environnement marin et terrestre [1]. Il est par conséquent nécessaire d’éliminer cette pollution de l’eau avant son rejet dans le milieu naturel. Les procédés les plus récents dans le traitement de ce type pollution sont réalisés par l’oxydation des composés organiques biologiquement récalcitrants [2]. Les procédés d’oxydation avancées reposent sur la formation in situ des radicaux hydroxyles OH• qui possèdent un pouvoir oxydant supérieure à celui des oxydants traditionnels, tels que Cl2, ClO2 ou O3. Ces radicaux sont capables de minéraliser partiellement ou en totalité la plupart des composés organiques [3].
Parmi les POAs, l’utilisation du réactif de fenton est une technique efficace pour la dégradation de la matière organique. Cette technique est basée sur l’électro génération continue de H2O2 dans une solution acide par réduction de l’oxygène selon la réaction.
O2 + 2H+ + 2e− → H2O2 (1)
En milieu acide, l’ajout de Fe2+ améliore le pouvoir oxydant de H2O2, car le système [H2O2]/[Fe2+] conduit à la formation des OH• suivant la réaction de Fenton.
Fe2+ + H2O2 → Fe3+ + OH•
+ OH− (2)
Les radicaux hydroxyles libérés dans le milieu réactionnel par la réaction de Fenton peuvent réagir avec les composés organiques pour produire les radicaux organiques (R● ou ROO● en présence d’oxygène) [4]. Le réactif de fenton se produit électrochimiquement dans la solution avec la génération simultanée de H2O2par réduction de l’oxygène au niveau de la cathode et la régénération des ions Fe2+ consommés par la réaction fenton (réaction (1) et (3)).
Fe3+ + e− → Fe2+ (3)
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Ce travail a pour objectif l’étude de l’applicabilité du procédé d’électro-fenton pour le traitement de rejet pétrolier chargé en matières organiques, en déterminant les conditions optimales de réduction de la DCO.
2. Matériels et méthodes
L'unité de traitement de rejet étudié par électro-fenton, est représentée sur la figure 1 :
Figure 1 : Dispositif expérimental de la cellule électrochimique
Les caractéristiques du rejet à traiter sont regroupées dans le tableau 1
Tableau 1 : Caractéristiques de rejet pétrolier
Paramètre DCO (mg/L)
DBO (mg/L)
COT (mg/L)
Turbidité (NTU)
Conductivité (ms/cm) pH
Rejet pétrolier 1332 300 420 786 4 6 Normes de rejets 120 40 - 5 - 6.5-8.5
3. Résultats et discussion 3.1. Effet de la nature du matériau constituant la cathode Afin d’étudier l’effet de la nature du matériau constituant la cathode sur l’efficacité du procédé pour l’élimination de la DCO et la turbidité, des électrodes en graphite, en acier inoxydable et en titane platiné (Ti/Pt) ont été utilisées. L’anode étant en titane platiné. Le pH a été fixé à 3, le courant à 0.1A et la concentration en catalyseur [Fe2+] à 1mM. Les résultats obtenus sont représentés sur la figure 2.
D’après les résultats obtenus, nous observons, qu’après une heure d’électrolyse, l’électrode du graphite a conduit à une réduction de la DCO et de la turbidité les plus élevées, avec un abattement de DCO de 83.48% et turbidité de 98.50%,les valeurs finales de DCO et de turbidité sont respectivement 220 mg d’O2/L et 13.6 NTU. Le peroxyde d'hydrogène nécessaire à la réaction Fenton, est produit via des réactions redox et en particulier par la réduction d'O2 de l’air à la cathode (réaction 1). Ces résultats sont conformes avec d’autres
Le réacteur se compose de :
1. Une cellule électrochimique ; 2. Un agitateur magnétique ; 3. Une alimentation de courant continu ; 4. Un support d’électrodes pour maintenir
les plaques stable, parallèles à une distance fixée.
91
recherches [5]. Brillas et al [6], ont observé que le rendement électrique de l’électro-génération de H2O2 est amélioré avec l’utilisation d’une cathode en graphite.
Figure 2 : Evolution de l’abattement de la DCO et de la turbidité en fonction du temps.
3.2. Effet de la nature de l’électrolyte Pour évaluer l’effet de la nature et de la concentration du sel, nous avons introduit dans le mélange réactionnel trois types de sels (NaCl, Na2SO4, NaNO3) avec une concentration de 0.05M. Les résultats sont illustrés par la figure 3.
Figure 3 : Evolution de la DCO en fonction de l’électrolyte ([Fe2+]=1mM ; i= 0.1 A ; pH 3)
Pour l’ensemble des électrolytes examinés, nous observons que l’élimination de la matière organique par électro-génération de fenton est plus rapide dans des solutions contenant du sulfate de sodium que celles contenant des ions chlorures et nitrates. Après une heure d’électrolyse, les rendements d’élimination de la DCO pour les trois sels sont de 78.62%, 71.62% et 73.88% respectivement pour Na2SO4, NaNO3 et NaCl. Aussi, Hanaa et al [7] ont montré que la dégradation de la matière organique et plus rapide dans des solutions contenant Na2SO4, et que ceci peut être dû à l'augmentation de la conductivité du milieu [8].
3.3.Effet de la concentration du catalyseur Les variations de l’abattement de la DCO et de l’énergie consommée pour différentes
concentration en catalyseur, en fonction du temps sont représentées sur la figure 5. Après quinze minutes d’électrolyse, nous observons qu’en absence du catalyseur le
faible rendement obtenu de 33.65 % est attribué à l’oxydation directe à l’anode. D’autre part,
92
nous remarquons que le rendement d’élimination augmente avec la concentration en catalyseur. Les abattements de DCO pour différentes concentration en fer (catalyseur) sont 33.65%, 39.26%, 26.39% et 69.29% respectivement pour 0, 1, 5 et 10mM.
Figure 5 : Evolution de la DCO et de l’énergie consommée en fonction de la concentration du catalyseur
Pour un temps d’électrolyse de 15 minutes, l’énergie optimale atteint 0.12kWh/kg de
DCO éliminée, pour une concentration en fer de 10mM, avec un abattement de DCO de 69.29%. Par ailleurs, pour une concentration en fer de 1 mM, l’énergie atteint 0.17 pour un abattement de DCO de 40%.
4. Conclusion
Nous avons montré dans ce travail que le procédé électro-Fenton peut constituer une alternative intéressante pour la décontamination des eaux usées contenant des substances récalcitrantes aux techniques de traitement conventionnelles. La nature du matériau d’électrode est importante pour les procédés électrochimiques cathodiques tels que l’EF. Nous avons observé que le rendement de minéralisation est meilleur avec l’utilisation d’une cathode en graphite. Dans les conditions opératoires déterminées telles que, pH3, [Na2SO4]=0.05M, [Fe2+]=1mM et temps d’électrolyse de 60 minutes, l’abattement de la DCO atteint 78.62% avec une consommation énergétique de 0.17kWh/kg.
5. Références bibliographiques [1] V.J.Violeau: Déminéralisation par électrodialyse en présence d'un complexant application au lactoserum;
These de Doctorat Toulouse (1999)). [2]R. Golich and D. Bahnemann, ‘Solar Water Treatment: Principles and Reactors, Intercalibration of Radical
Sources and Water Quality Parameters’, Swiss Federal Institute for Environmental Science and Technology EAWAG, Switzerland, pp. 137 – 148, 1997).
[3]P.V. Nidheesh, R. Gandhimathi; Trends in electro-Fenton process for water and wastewater treatment: An overview; Desalination 299 (2012) 1 –15].
[4]Von sonntag c and isakv.g. The elucidation of peroxyl radical reactions in aqueous solution with the help of radiation-chemical methods. Angewchemintedengl, 1991, 30, 1229-1253].
[5]Y. Yavuz, A.S. Koparal, Ü.B. Öğütveren, Treatment of petroleum refinery wastewater by electrochemical methods, Desalination, 258 (2010), 201–205.]
[6] E.Brillas, I.Sirès, M. A. Oturan, Electro-Fenton process and related electrochemical technologies based on Fenton’s reaction chemistry, Chemical Reviews, 109 (2009), 6570-6631,
93
[7] E. Rosales, M. Pazos, M.A. Longo, M.A. Sanromán, Electro-Fenton decoloration of dyes in a continuous reactor: A promising technology in colored wastewater treatment, Chemical Engineering Journal, 155 (2009), 62–67.
[8] M. Kashefialasl, M. Khosravi, R. Marandi, K. Seyyedi, Treatment of dye solution containing colored index acid yellow 36 by electrocoagulation using iron electrodes, Int. J. Environ. Sci. Technol, 2 (2006), 365–371.
COUPLAGE ADSORPTION/ECHANGE D’ION AVEC L’ULTRAFILTRATION POUR LE TRAITEMENT TERTIAIRE DES
EAUX USEE URBAINES. L. Mazari*, D. Abdessemed
Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels, Université des Science et de la Technologie Houari Boumediene, BP 32, EL Alia, 16111Bab-Ezzouar, Alger, Algérie.
Email :* [email protected]. Résumé Cette étude a pour objectif le développement d’un procédé de couplage combinant la séparation membranaire et l’adsorption/ échange d’ions en vue de traiter les effluents secondaires pour leurs réutilisation. On a procédé à deux combinaisons regroupant l’adsorption par le charbon actif en poudre (CAP) et l’échange d’ions par la résine anionique (IRA-401), pour ainsi trouver le meilleur prétraitement en termes d’abattement de la matière organique telle que la demande chimique en oxygène (DCO) et l’absorbance à 254 nm (UV254) et la réduction du phénomène de colmatage de la membrane. Le couplage IRA-401/UF a donné une bonne élimination de la DCO qui est égale à 15 mg/L et a amélioré le flux de perméat par rapport à l’ultrafiltration seul. La meilleure élimination de la DCO a été obtenue par le couplage CAP/UF qui est égale à 8,54 mg/L et un meilleur flux de pérmeat de valeur 95,55 L/h.m2.
Mots clés : Ultrafiltration, Adsorption, Échange d’ion, Effluent Secondaire.
1. Introduction L’eau est devenue un enjeu stratégique mondial dont la gestion doit impérativement s'intégrer dans une perspective politique de développement durable (Garcia, 2006). La généralisation de la réutilisation des eaux usées peut donc contribuer à combler en partie le déficit d'eau de première main. Le recyclage de l'eau dans les industries et l'utilisation de l'eau pour l'arrosage des espaces récréatifs peuvent par conséquent contribuer à diminuer la pression exercée sur les ressources naturelles de bonne qualité (Amy et al, 1996). La réutilisation des eaux usées épurées constituent en outre, une alternative aux rejets dans les milieux récepteurs qui peuvent présenter des capacités d'absorption limitées (Papaiacovou, 2001). Par ailleurs, le contenu de ces eaux en éléments nutritifs, notamment en azote, potassium et phosphore, permet de diminuer les frais de fertilisation des sols (Belaid, 2010). L’utilisation des eaux résiduaires traitées est souvent confrontée à un certain nombre d’obstacles, notamment d’ordres sanitaire et chimique. Pour ces raisons, l’amélioration de la qualité des effluents traités est nécessaire avant leur réutilisation (Klutse et Baleux 1995). Au cours des dernières années, l'ultrafiltration (UF), un procédé à membrane, a reçu beaucoup d'attention pour la production d'eau potable qualifiée en raison de l'amélioration de la qualité
94
de la membrane et de faibles coûts de traitement (Hongyu et al. 2014). Cependant, les performances d'ultrafiltration détériorée en raison de l'encrassement des membranes. Par conséquent, un procédé de prétraitement, telles que la coagulation, l’adsorption par le charbon actif en poudre (CAP), l’échange d’ions et les procédés de filtration directe, est nécessaire pour réduire l'encrassement de la membrane d'ultrafiltration et en même temps augmenter la capacité d'élimination de la matière organique pour la récupération de l'effluent secondaire et leur réutilisation. L'objectif de ce travail était d'évaluer deux méthodes de prétraitement, y compris l'adsorption et de la résine échangeuse d'anions pour améliorer les performances de la membrane à basse pression dans le traitement des eaux usées secondaire pour leur réutilisation. L'étude a porté sur l'effet des principaux paramètres de fonctionnement (les doses de CAP et la résine (IR-401), le pH, et le flux de perméat (JV)) sur le colmatage de la membrane d’ultrafiltration, et la réduction de la DCO et l’absorbance à 254. 2 .Matériels et méthodes 2.1. Caractéristiques de l’effluent secondaire Les eaux qui ont fait l’objet de notre étude ont été prélevées au niveau du décanteur secondaire de la station de REGHAÏA et stockés dans des flacons réfrigérés à 4°C. Les caractéristiques moyennes de ces eaux sont regroupées dans le tableau suivant :
Tableau1 : Caractéristiques moyennes de l’effluent secondaire
Paramètres Valeurs DBO5 (mg/L) 15 DCO (mg/L) UV254 (cm-1)
58 0,180
pH 7,5 Conductivité (µS/cm) Turbidité (NTU)
138 10
2.2. Procédures expérimentales. 2.2.1. Essais d’adsorption/échange d’ion L’adsorption et l’échange d’ions ont été réalisés dans un Jar test avec 6 béchers. Des doses variables d’adsorbant (CAP) et de la résine (IRA-401) sont ajoutées à l'effluent (10-100 mg/L) et (100-600 mg/L) respectivement avec une agitation d’une vitesse de 100 tr/mn pendant une heure suivi d’une période de 45 minutes de décantation. Une fois l’échantillon prélevé est filtré sur un papier filtre de diamètre de pores égale à 0.45µm afin d’enlever le charbon actif ou la résine qui reste. 2.2.2. Installation expérimentale Une membrane tubulaire est utilisée dans les expériences d’ultrafiltration. Tous les essais ont été réalisés à des températures comprises entre 25°C et 30°C, la pression transmembranaire était 1 bar et la vitesse de circulation (U) était 4 m/s. L’alimentation à lieu à partir d’un réservoir d’une capacité de 30 litres et la circulation de l’eau d’alimentation dans l’installation est assurée à l’aide d’une pompe centrifuge multicellulaire, le retentât et le
95
perméat étant recyclés en permanence dans le réservoir. La conservation des échantillons est garantie par un réfrigérateur thermostaté à 4°C (figure.1).
Figure 1. Installation expérimentale.
2.3. Analyse et caractérisation de la matière organique Le pH a été mesuré avec un pH mètre de marque (Hanna instruments PH 211). La demande chimique d’oxygène a été déterminée par oxydation de dichromate selon le procédé décrit dans la norme AFNOR. L’absorbance a été mesuré à 254 nm a travers une cellule de 1 cm en quartz par le spectrophotomètre (JASCO UV/VIS 530). 3. Résultats et discussion 3.1. Effets des doses de l’adsorbant et de la résine sur l'élimination de la DCO et UV254 La figure.2 montre l’évolution de la demande chimique en oxygène et l’absorbance à 254 nm pour différentes concentrations du CAP et IR-401. Les résultats obtenus montrent que les rendements d’élimination de la DCO et l’absorbance UV254 augmente avec l’accroissement de la masse de charbon actif en poudre atteignant les valeurs maximales de l’ordre de 53% et 55% respectivement pour une dose de 100 mg/L. L’ajout de charbon actif en poudre contribue à l'élimination de la matière organique et peut réussir à éliminer la majorité de la matière organique de petite masse moléculaire comme matière organique réfractaire dans la gamme de 200 à 3500 Dalton et une petite partie de la grande masse moléculaire de la matière organique Shon et al. (2005). En ce qui concerne la résine échangeuse d'anions, IRA401 également élimine la DCO et UV254 à partir de 13,7 à 38% et de 36,71 à 58,75%, respectivement, lorsque la résine a été ajouté à des doses de 100 à 500 mg / l de l'effluent secondaire utilisée dans cette étude. Cette élimination de la matière organique se produit à travers l'échange d'ions entre la résine et les particules chargées négativement, où dans la résine cède son ion Cl- et capte les ions chargés négativement présents dans l'effluent secondaire.
96
0 20 40 60 80 10010
20
30
40
50
60
70
DCO UV254
[CAP] (mg/L)
DC
O(m
g/L)
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
0,20
UV254 (cm
-1)
0 100 200 300 400 500 60010
20
30
40
50
60
70
DCO UV254
[IR-401] (mg/L)
DC
O (m
g/L)
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
0,20U
V254 (cm-1)
Figure 2. Evolution de la DCO et l’UV254 nm en fonction de la concentration en CAP et la résine IR-401.
3.2. Effet du prétraitement par adsorption et la résine échangeuse d’anion sur le colmatage de la membrane d’ultrafiltration La performance de l'ultrafiltration a également été étudiée en termes de flux de perméat (JV) avec et sans prétraitement. Comme représenté sur la figure.3 le flux de perméat a été amélioré en appliquant un prétraitement par adsorption sur le charbon actif en poudre (CAP). Une diminution jusqu’au 90 L/h.m2 et 95,55 L/h.m2 du flux de perméat a été observée quand une dose CAP de 70 et 120 mg / L a été appliquée, respectivement par rapport à l’ultrafiltration seule qui a donné une diminution de 78,2 L/h.m2. En outre, l’échange d’anion par la résine IRA401 avec une dose optimale de 500 mg / L a donné une baisse de 87 L/h.m2de flux.
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110
60
70
80
90
100
110
120
130
140 UF seule CAP(20mg/L)+UF CAP(60mg/L)+UF
J V (L/
h.m
2 )
Temps (mn)0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110
60
70
80
90
100
110
120
130
140 UF seule IR-401(500mg/L)+UF
J V(L
/h.m
2 )
Temps (min)
Figure 3. Evolution de flux de perméat en fonction du temps les différents prétraitements.
Conclusion Les essais de prétraitements montrent clairement que la l'adsorption et l’échange d’anions peuvent être un traitement efficace avant l'étape d'ultrafiltration. Les essais de jar test ont permis la détermination des conditions optimales de l’adsorption et l’échange d’anions. Nous avons constaté que le couplage a permis une réduction significative en valeurs de DCO et réduire au minimum le colmatage de la membrane. Le couplage Adsorption-ultrafiltration a donné une meilleure élimination de la DCO soit 85,27% et un meilleur flux de pérmeat de valeur 95,55 L//h.m2.
97
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ETUDE DE L’ELIMINATION DU PHENOL PAR ADSORPTION SUR CHARBON ACTIF D’ORIGINE VEGETALE COMPAREE A UN
CHARBON COMMERCIAL : EFFET DU pH C. Nekaa*, T. Berrama, N. Doufene, S. Dadou, S.Benredouane
Laboratory of sciences of Industrial Process Engineering, University of Science and Technology Houari Boumediene, BP 32, El-Alia, 16111, Bab-Ezzouar, Algiers, Algeria.
Résumé – L’objectif de ce travail consiste à élaborer trois charbons actifs à partir de matériaux lignocelulosiques à savoir ; Fruit de Pin (FP), Gland de chêne (GC) et Bois (BS) afin de comparer leur capacité d’adsorption du phénol à partir d’une solution aqueuse synthétique avec celle d’un charbon actif commercial. Plusieurs agents activant ont été utilisés pour l’activation chimique des précurseurs, l’acide Ortho phosphorique H3PO4 s’avère le meilleur agent activant, donnant un rendement d’élimination compris entre 50% et 65%. L’étude cinétique a montré que le temps d’équilibre est de 45mn pour les trois charbons actif avec une vitesse d’agitation de 300 tr/mn à température ambiante. L’étude paramétrique fait ressortir que le pH de la solution n’a pas d’effet sur le rendement d’élimination. Mots clés: Adsorption, Phénol, charbon actif, effet du pH, pollution de l'eau.
I. Introduction Les rejets industriels contenant des substances chimiques présentent une menace permanente pour la santé humaine et pour l’environnement tel que les phénols qui constituent une importante source de pollution [1]. En outre les phénols sont considérés comme des polluants prioritaires, car ils sont nocifs pour les organismes « l'eau potable ne doit pas dépasser 0,002mg/L ». Ils sont essentiellement issus des industries pétrochimiques, plastiques, textiles, bois, polymères et insecticides. Les phénols sont toxiques et mutagènes à des concertations élevées, aussi ils sont très persistant en raison de leurs stabilité dans l’eau et, en cas de contact peuvent pénétrer la peau [2]. Le phénol est un solide incolore et déflagrant à l’état pur, il dégage une odeur écœurante, douce et goudronneuse. On le trouve à la fois comme produit chimique de synthèse et à l’état naturel dans certains aliments, déchets organiques et excrément humain et animal [2-10]. Plusieurs procédés ont été utilisés afin d'éliminer le phénol dans les effluents. Ces procédés se distinguent par leur nature et se subdivise en trois catégories « biologique chimique et physique » i) méthodes de biodégradation « décolonisation fongique - dégradation biologique - Bio remédiation » présentent quelques difficultés techniques telles que ; - compacité élevée – sensibilité envers les produits chimiques – procédés lents, ii) Méthodes chimiques « couplage coagulation floculation avec filtration - méthodes électrochimiques – extraction par un solvant » s’avèrent très couteuses et énergivores [3], iii) méthodes physiques « séparation membranaire - technique d’adsorption sur CA [4]». L’inconvénient des procédés membranaires surgit dans la durée de vie très limitée des membranes plus l’encrassement qui engendre des coûts d’entretien supplémentaires, tandis que l’adsorption sur CA est trop sollicitée dans le domaine de traitement des eaux usées urbaines et industrielles.
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Selon la littérature l’adsorption sur CA est perçue comme l’un des procédés les plus appropriés pour l’élimination de micropolluants organiques en raison de plusieurs considérations : CAs sont souvent utilisés pour l’élimination des micropolluants organique en raison de leur surface spécifique très importante et leur affinité chimique assurée par les groupes fonctionnels de surface [5]. Egalement beaucoup d’études ont été menées afin de réduire le coût de production des Cas, en valorisant toutes sorte de déchets «agricoles - sous-produits industriel-ménagers». On note aussi la facilité d’activation des matériaux et la régénération de CA.
Table 1. Caractéristiques physico-chimiques du phénol
Le pH est un facteur important dans toute étude d'adsorption, du fait qu'il peut influencer à la fois la structure de l’adsorbant et d'adsorbât ainsi que le mécanisme d'adsorption [6]. A cet effet, il est judicieux d’étudier l’efficacité d’adsorption sur toute la gamme du pH. Dans l’optique de rapporter plus d’informations sur le processus d’adsorption sur CAs en matière de choix du précurseur, technique d’activation et l’évaluation technico-économique des CAs élaboré à bas coût, nous proposons cette étude qui illustre l’influence du pH sur les CAs et CAC. II. Symboles et Unités BS : Bois PA : Pin d’Alep GC : Gland de Chêne CAs : Charbons Actifs CAC : Charbon Actif Commercial Cr : Concentration résiduelle C0 : Concentration initial R : Rendement d’élimination
100
Table 2. Paramètres de préparation des charbons actifs
III. Matériels et Méthodes 1. Préparation des charbons Actifs Les précurseurs utilisés « Fruit de Pin – Gland de chêne – Bois » ont été coupés en petits fragments, en suite soigneusement lavés avec l’eau distillée, chauffés à 150 °C afin d’éliminer les composés phénoliques, puis séchés dans l’étuve à 100°C pendant 24h. Certaines études recommandent un traitement chimique après la carbonisation du précurseur d’autre le suggèrent avant carbonisation [7]. Nous avons opté pour l’activation chimique, des agents activant « H3PO4 – H2SO4 – KOH » ont été testés à différentes concentrations W% 20 – 60, dans le but de retenir le meilleur. Carbonisés dans un four à moufle à une température 400 °C pendant 2 h, les Carbonisâts obtenus ont été lavés plusieurs fois avec l’eau distillée jusqu’à ce que le pH atteigne la neutralité. Séché, broyé en suite tamisé sur un tamis de 200 μm, les CAs obtenues ont un diamètre de particules compris entre 50 et 200 μm. CAC sont habituellement préparés à partir du charbon, coquilles de noix de coco et du bois, ainsi sont souvent activés avec le processus physique [8].CAC utilisé dans cette étude est un charbon granulé de 3 mm de marque « Panreac » son taux de cendre est de 6% à 600°C. Broyé et tamisé sur un tamis de 200 μm, pour avoir la même granulométrie que les autres CAs. 2. Essais d’adsorption Les essais d’adsorption du phénol sur les trois CAs préparés au laboratoire et sur le CA commercial ont été réalisés dans des réacteurs à double paroi en mode discontinu sur un volume de 50 ml, à la température ambiante (20 ±1°C). La concentration initiale du phénol en solution a été de 100 ppm pour toutes les expériences. Pour l’étude cinétique d’adsorption du phénol, une masse du 0.1g de chaque CA a été mise en contact et agitée avec une vitesse de 300 tr/mn, Des échantillons de solutions (10 ml) sont prélevés pour chaque essai à des intervalles de temps irréguliers (figure 3), puis centrifugés avec une vitesse de 3000 tr/mn pendant 10 mn. Ces prélèvements servent à évaluer la concentration résiduelle de la solution polluée, quantifiée avec un spectrophotomètre UV-Visible (specord 210+) afin de déduire le rendement d’élimination des CAs.
101
L’ajustement des solutions pour préparer les essais d’adsorption de l’effet de pH a été assuré par des solutions de HCl et NaOH de 0.5 N IV. Résultats et discussion 1. Choix de l’agent chimique Un seul paramètre est varié à savoir la concentration de l’agent chimique (figure 1) le reste est maintenu fixe « rapport d’imprégnation égal 1, activation à chaud, température de carbonisation 400°C, temps de carbonisation 2h ». Après avoir effectué le premier test à l’ordre de 20% en concentration d’agent activant, nous avons pu constater que l’H3PO4 est l’agent le plus performant avec des rendements de 52,36 - 56,5 - 61,16% pour BS – FP – CG respectivement, tandis que les autres agents chimiques ont donné des rendements inférieur à 50%. L’augmentation de la concentration en H3PO4 à l’ordre de 40% (figure 2) demeure sans effet considérable, car l’écart des rendements obtenus entre l’activation avec 20% et 40% est de 4% pour le GC et de 8% pour le FP, qui est considéré comme quasi constant. De plus l’activation de BS à 20% donne un rendement plus élevé que celui à 40% « 56,36 – 52,5 respectivement ».
Figure 1. Teste des agents chimiques à 20%
Figure 2. Teste de l'H3PO4 à 40%
102
2. Temps d’équilibre La figure 3 montre que les variations de la quantité adsorbée du phénol en fonction du temps est très rapide dans les phases initiales, plus de 60% de la quantité adsorbée à l’équilibre est atteinte avant les 10 premières minutes. Le temps nécessaire pour atteindre l'équilibre dépend généralement du volume des mésopores qui remplissent la fonction de transport des artères [9]. Les trois CAs élaborés plus CAC sont caractérisés par un temps d’équilibre égal à 45mn.
Figure 3. Cinétiques d'adsorption des CAs détermination du temps d'équilibre
3. Effet du pH Le pH de la solution joue un rôle important dans le processus d’adsorption de phénol, car il détermine à la fois la charge de surface des adsorbants, et le degré d'ionisation du phénol [11]. Le graphique (figure 4) met particulièrement en évidence l'influence du pH « 1 – 12 » sur la capacité d'adsorption du phénol. On remarque que la capacité d’adsorption est maximale et quasi identique lorsque le pH initial est situé entre 1 et 9, or elle diminue fortement à des pH > 9. Sachant que le phénol est un acide faible avec un pKa ≈ 9.89, donc à un pH ≥ pKa il se dissocie, est prend la forme suivante (C6H5O-) qui engendrerait une diminution sur la capacité d’adsorption [12]. A cet effet le pH libre s’avère comme étant le pH optimal
Figure 4. Variation de la capacité d'adsorption en fonction du pH
103
V. Conclusion Ce travail illustre l’aptitude des matériaux lignocéllulosiques à être transformés en CAs, le choix du meilleur agent chimique, détermination du temps d’équilibre et l’influence du pH. A travers cette étude nous avons pu évaluer l’efficacité des CAs élaborés à coût réduit sur la capacité d’adsorption du phénol. Cette évaluation nous a permis à la fois de regrouper beaucoup d’informations sur la molécule du phénol, les précurseurs, l’influence du pH sur l’interaction CAs-phénol, mais aussi de constater que l’efficacité des CAs est un peu loin derrière celle de CAC. L’amélioration de l’efficacité des CAs rentre dans les perspectives tracées dans ce domaine. Références bibliographiques [1] M.L.Sekirifa, M.Hadj-Mahammed. Etude comparative de la capacité adsorbante d’un charbon actif issu de
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104
TRAITEMENT ET VALORISATION DES REJETS LIQUIDES DE L’ABATTOIR D’HUSSEN DEY
Y.R. Ouahabi *, N.W. Maamir, K. Bensadok
Laboratoire des Sciences du Génie des Procédés Industriels et Environnement Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene
Faculté Génie Mécanique/Génie des Procédés. B.P., 32 El Alia 16111, Bab Ezzouar, Alger, Algerie. *Auteur correspondant: [email protected]
Résumé: Le présent travail consiste à étudier la biométhanisation, appliquée, aux déchets d’abattoirs, qui peuvent engendrer de grands risques sanitaires et environnementaux, s’ils ne sont pas correctement pris en charge. Le but de la présente étude est d’optimiser le taux de dilution des déchets d’abattoirs pour une production maximale en biogaz ; les taux expérimentés étant : 100%, 75%, et 25%. L’inoculum utilisé pour la digestion de ces déchets est du fumier de bovin. Le meilleur résultat a été obtenu avec les déchets d’abattoir non dilués, et qui a conduit aux meilleurs taux d’abattement de la matière sèche, de la matière organique de la DCO et de la DBO5 et correspondant respectivement à 58.83, 67.85, 29.15 et 19.04%.
Mots clés: Digestion anaérobie- biogaz- déchets d’abattoirs.
1. Introduction En conséquence au pouvoir d’achat croissant, et à l’instar des autres produits de
consommation, la demande en viande est en perpétuelle augmentation en Algérie. Cette industrie génère d’importantes quantités de déchets et sous-produits qui ne sont pas valorisés (malgré leurs potentialités) et sont jetés dans les égouts et polluent ainsi les oueds, le littoral et les nappes phréatiques. La gestion de ces déchets et sous-produits est délicate.
La méthanisation, ou digestion anaérobie, est un procédé de valorisation prometteur pour la décomposition de la matière organique, qui sous l'action de bactéries appropriées et en l'absence d'oxygène produit un mélange de méthane et de gaz carbonique appelé biogaz. Ce biogaz est utilisé pour produire de la chaleur ou de l'électricité ou encore comme carburant pour les véhicules. Le digestât, quant à lui, peut être valorisé comme fertilisant.
Dans ce contexte, l’objectif de ce travail a consisté en la valorisation des déchets d’abattoirs, par le procédé de digestion anaérobie mésophile en vue de la production de biométhane. L’effet de la dilution de ces déchets a été étudié dans le but d’optimiser leur potentiel biométhane.
2. Matériels et méthodes
2.1 Substrat et inoculum Le déchet d’abattoir utilisé comme substrat dans notre étude est constitué du sang qui provient de l'abattoir d'Hussein Dey, dans la Wilaya d' Alger (Algérie). L'abattoir a une surface globale de 24000 m2, dont 15000 m2 couverts et comprend 3 salles d'abattage d'une superficie de 3250 m2 chacune, avec une capacité d'abattage de 5000 ovins et 480 bovins par jour. Les écuries aménagées représentent 3760 m2 d'une capacité de 6000 ovins et
105
3000 bovins. Les déchets liquides générés sont rejetés directement à l’égout sans aucun traitement préalable, Le récepteur final de ces déchets, qui présentent une dangerosité certaine, est le littoral algérois. Les échantillons ont été prélevés au niveau du caniveau de rejet des déchets liquides, transportés dans des boites hermétiques en polypropylène et conservés à l’abri de la lumière dans un réfrigérateur à -18°C, pour une utilisation ultérieure. Nous avons utilisé du fumier de bovins comme inoculum, prélevé au niveau du même abattoir. 2.2 Tests du potentiels biométhane BMP
Les tests du potentiels biométhane (BMP) sont basés sur la mesure de la production de biogaz dans un réacteur fermé contenant une quantité connue de déchet organique mise en présence d’une quantité connue de micro-organismes anaérobies (inoculum). Les incubations se déroulent en chambre thermostatée (37°C) en absence d’oxygène [1]. La mesure du volume de biogaz produit a été effectuée par la méthode de déplacement du liquide [2]. 3. Résultats et discussion 3.1. Influence du taux de dilution sur le rendement de la digestion des déchets d'abattoir
Nous avons effectué trois expériences de digestion anaérobie avec des taux de dilution de 100%, 75% et 25%. Le but est d’optimiser le taux de dilution adéquat pour une production maximale en biogaz pendant 30 jours. Les résultats sont donnés dans les figures 2 et 3.
La figure 2 représentant l’évolution du volume cumulé du biogaz pour les 3 digesteurs montre que la production de biogaz diminue avec le degré de dilution. La production totale de biogaz après 30 jours de digestion est de 1880, 1706 et 1577mL respectivement pour les digesteurs contenant 100% 75% et 50% de sang.
Figure. 2: Volume cumulé du biogaz produit par
les digesteurs en fonction du temps.
Figure. 3: Volume journalier du biogaz produit
par les 3 digesteurs.
La figure 3 représentant le volume journalier de biogaz produit, montre que la digestion anaérobie se fait en 3 grandes étapes.
0 5 10 15 20 25 300
500
1000
1500
2000
Volu
me
du b
ioga
z (m
L)
Temps (Jours)
Digesteur (100%) Digesteur (75 %) Digesteur (50%)
0 5 10 15 20 25 300
50
100
150
200
250
300
phase de déclin
Phase stationnaire
phas
e de c
roissa
nce e
xpon
entie
lle
Volum
e du b
iogaz
(mL)
Temps (Jours)
Digesteur (100%) Digesteur (75%) Digesteur (50%)
106
Phase exponentielle: Cette période comptabilise une durée de deux jours depuis la fermeture des digesteurs. Une augmentation rapide du volume du biogaz produit quotidiennement a eté enregistrée par les trois digesteurs, avec une valeur maximale de 260 mL au 2ème jour au niveau du digesteur (100%). Durant cette période se déroulent l’hydrolyse, l’acidogénèse, l’acétogénèse [3] et le début de la méthanogénèse [4]. Phase stationnaire: A partir du 2ème nous avons remarqué une stabilité du volume du biogaz produit quotidiennement jusque au 7ème jour pour les trois digesteurs. Durand cette période se déroulent la méthanogénèse qui est directement responsable de la production du biogaz [5,6]. Phase de déclin: A partir du 7ème jour jusque au 30ème jour nous avons constaté pour les trois digesteurs une chute brusque de la production de biogaz jusqu’à ce qu’elle devienne nulle. Cette diminution s’explique par l’appauvrissement du milieu de fermentation [7].
3.2 Caractérisation physico-chimique des différents digesteurs avant et après la biométhanisation
Les tableaux 1, 2 et 3 résument les caractéristiques physico-chimiques des trois digesteurs avant et après fermentation anaérobie.
Tableau 1: Caractérisation physico-chimique du digesteur (100%).
Paramètre Avant la fermentation anaérobie
Apres la fermentation anaérobie
Rendements d’élimination %
pH 07.60 07.34 / MS (g/L) 60.16 24.77 58.83
MVS (g/ L) 53.40 17.17 67.85 MM (g/ L) 06.76 07.60 / DCO (g/ L) 93.50 66.25 29.15 DBO5 (g/ L) 55.50 42.50 19.04
Tableau 2: Caractérisation physico-chimique du digesteur 75%).
Paramètre Avant la fermentation anaérobie
Apres la fermentation anaérobie
Rendements d’élimination %
pH 07.62 7.35 /
MS (g/ L) 42.55 32.40 21.50
MVS (g/ L) 38.70 27.75 28.29
MM (g/ L) 03.85 04.65 /
DCO (g/ L) 57.33 41.55 27.52
DBO5 (g/ L) 30.50 26.80 12.13
107
Tableau 3: Caractérisation physico-chimique du digesteur (50%).
Paramètre Avant la fermentation anaérobie
Apres la fermentation anaérobie
Rendements d’élimination %
pH 07.20 07.09 / MS (g/ L) 39.50 34.35 13.03
MVS (g/ L) 35.13 26.80 23.71 MM (g/ L) 04.37 07.55 / DCO (g/ L) 48.33 37.09 23.25 DBO5 (g/ L) 23.75 20.91 11.95
La biométhanisation de nos déchets a permis de réduire la matière sèche et la matière
organique. La diminution de la matière organique s’explique par le fait que, durant la digestion
anaérobie, les bactéries fermentatives consomment la matière organique pour produire du biogaz [8].
Il apparait que quelque soit le paramètre considéré, la performance du digesteur augmente avec la concentration de celui-ci en sang.
4. Conclusion A la lumière des résultats obtenus, nous pouvant conclure que les déchets liquides
d’abattoir sont riches en matières organiques toxiques et que la digestion anaérobie constitue une technique convenable pour leur épuration et leur valorisation en biogaz. Les tests de biométhanisation ont conduit à des résultats satisfaisants et encourageants. Pour l’ensemble des tests réalisés, il a été observé qu’après des temps de latence relativement courts (2 jours), les productions de biogaz ont débuté et ont présenté des vitesses spécifiques similaires pour la plupart des incubations, jusqu’à l’obtention d’un plateau, atteint lorsque toute la matière biodégradable avait été convertie.
Références bibliographiques [1]. Bournigal. J. IRSTEA. ‘Quelle énergie durable pour demain‘. 2012. [2]. Borowski. S, Kubacki. P, ‘Co-digestion of pig slaughterhouse waste with sewage sludge‘. Waste
Management 40 (2015) 119–126. [3]. Tahri. A,.Djaafri.M, Khelafi. M, Kalloum. S, Salem. S. ‘Amélioration du rendement de la production de
biogaz par co-digestion des déchets organiques (déchets d’abattoir et de volaille)‘. Revue des Energies Renouvelables SIENR’12 Ghardaïa (2012) 375-380.
[4]. Hajji.A, Rhachi.M, ‘The influence of particle size on the performance of anaerobic digestion of municipal solid waste‘. Energy Procedia, 36 (2013) 515 – 520.
[5]. Igoud. S, Tou. I, Kehal. S, Mansouri. N et Touzi. A. ‘Première Approche de la Caractérisation du Biogaz Produit à Partir des Déjections Bovines‘. Revue des Energies Renouvelables. 5 (2002) 123-128.
[6]. Djaâfri. M, Khelifi. M, Kalloum. S, Tahri. A, Kaidi. K, Touzi, A. ‘Effet de l’ensemencement sur la digestion anaérobie des déchets ménagers de la ville d’Adrar‘. Revue des Energies Renouvelables Vol. 12 N°3 (2009). 369-374.
[7]. Tou. I, Igoud. S, et Touzi, A. ‘Production de Biométhane à Partir des Déjections Animales‘. Revue des Energies Renouvelables, N° spécial: Biomasse, production et valorisation, (2001) 103-108.
[8].Kerroum. D, ‘Digestion anaérobie des déchets solides mélanges avec les boues de station d’épuration‘. Thèse de doctorat. Université Mentouri Constantine faculté des sciences de l'ingénieur département de chimie industrielle. 2008.
108
EPURATION DES EAUX USEES PAR LAGUNAGE (ESSAIS DE BIOFIXATEURS)
C. Oussalah* , Z. Salem Laboratoire des systèmes multiphasiques. Faculté de Génie des Procédés et Génie Mécanique.
Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene USTHB, EL Allia, Bab Ezzouar- Algérie. * [email protected]
Résumé L’objectif de cette étude est de connaitre le comportement et le devenir d’une pollution d’origine urbaine par le biais d’un traitement avec biofixateurs. Le traitement effectué peut être évalué comme efficace, les résultats obtenus sont encourageants, puisque une bonne réduction des éléments polluants (DCO, N et P) est enregistrée. L’ensemble des résultats obtenus nous ont permis de constater aussi que l’épuration était liée aux supports utilisés et aux temps de séjour. Introduction
Le développement socio-économique et industriel accompagné d’une urbanisation anarchique, ont pour conséquence une consommation abusive en eau, et donc une augmentation considérable de la quantité d’eaux usées.
Actuellement différentes techniques de traitement sont appliquées. Ainsi des techniques d’épuration naturelles des eaux déjà anciennes par leur principe ont fait l’objet d’une normalisation qui les remet d’actualité.
Dans notre travail nous nous sommes intéressés à un type de traitement qui a l’avantage d’être peu onéreux, efficace et fiable par rapport aux procédés classiques d’épuration. En effet le procédé du lagunage est une technique basée sur les mécanismes d’auto-épuration des lacs et par conséquent ne nécessite pas de gros investissements tout en fournissant des produits finis pouvant être valorisés dans de nombreux domaines. L’objectif de cette étude portera essentiellement sur le suivi d’un lagunage naturel par rapport à un lagunage amélioré par le biais de biofixateurs, afin d’opter pour le biofixateur le plus efficace et le plus performant.
I. Evolution et développement actuel du lagunage Le procédé d’épuration des eaux par lagunage connait actuellement un développement remarquable, grâce aux progrès de la biotechnologie, tels que le traitement avec biofixateurs, dont l’application dans le domaine du traitement des eaux est fort prometteuse. Performance des biofixateurs Les biofixateurs apportent beaucoup à l’équilibre du lagunage naturel. L’action de bactéries spécialisées, greffées sur des supports poreux (sable) à plusieurs avantages
• Traiter rapidement différents rejets urbains et industriels. • Réduire les vases organiques par minéralisation plus rapide, diminution des boues de
((30 à70%) • Eliminer les nitrates, ammoniaque et phosphate. • Apporter une stabilité à l’écosystème du lagunage.
109
II Matériels et Méthodes II.1 Présentation de l’étude L’objectif de notre travail est de montrer l’efficacité d’un traitement avec biofixateurs. Les principales caractéristiques de ces derniers sont regroupées dans le tableau suivant :
Tableau 1. Caractéristiques des supports
II.2 Dispositif expérimental Le dispositif expérimental utilisé lors de nos essais est composé : - d’un bac de stockage d’une capacité de 80 l. - d’une pompe péristaltique permettant l’alimentation en continu des bacs à partir du réservoir rempli d’eau usée. - et de quatre bassins (lagunes) ayant un volume de 26 l chacun. II.2.3 Paramètres analysés L’efficacité épuratrice des biofixateurs utilisées (Aquakalgon et Nutrifloc+) est évaluée à partir du suivi de l’évolution des paramètres de pollution suivants : pH, DCO, NH4
+, NO3-, PO4
3-.
II.2.4 Méthodes d’analyses
Paramètres DCO NH4+ NO3
- PO43-
Methodes D’analyses NF. T90-101 NF. T90-015 NF. T90-045 NF. T90-023
III. Résultats et discussions III. 1 pH
L’effluent présente un pH variable compris entre 6,5 et 8 avec une moyenne égale à 7,25 comme l’illustre la figure 1.
Nom Domaines d’application Composition Mode d’action
Aquakalgon Traitement des lacs, rivières, étangs et lagunes
Micro-organismes à action dirigée, fixés sur des supports calcaire-siliciques Présentation : granulée Densité : 1,0 à 1,2 Odeur : inodore Couleur : grise
Lutte contre la dystrophie et l’envasement
Nutrifloc+ Traitement des stations d’épuration urbaines et industrielles
Présentation : poudre micronisée Granulometrie : 160µ Densité : 0,9 à 1,0 Odeur : inodore Couleur : beige
Favorise la dénitrification
110
Nous rappelons que pour qu’un traitement biologique puisse se dérouler normalement, le pH doit être compris entre 7 et 8. Nous sommes donc bien dans la gamme des pH favorables au développement des bactéries épuratrices.
III. 2 Pollution carbonée
L’évolution de la pollution carbonée est mesurée par la demande chimique en oxygène qui représente l’oxydation des matières organiques totales qu’elles soient biodégradables ou non biodégradables. Le suivi au cours du temps du traitement de ce paramètre est illustré par la (fig.2).
Figure 2. Variation de la concentration DCO
Figure 1. Evolution du pH
111
Nous constatons une diminution de la matière organique par oxydation sous l’effet de micro-organismes. Aussi les meilleurs rendements d’élimination de la matière organique sont fournis par le Nutrifloc+ suivi de l’Aquakalgon par rapport au témoin. III. 3 Pollution azotée :
III. 3.1 L’azote ammoniacal
L’azote se trouve sous forme organique et ammoniacale. Les résultats obtenus sont illustrés par la (fig.3).
Dans une première étape nous assistons à une augmentation de la quantité d’ion NH4
+, c’est-à-dire une ammonification due à la minéralisation de l’azote organique dans les eaux traitées, la dégradation de la matière organique est donnée par l’équation : MO + O2 ---------- CO2 + H2O + NH3 Dans une seconde étape, nous constatons une réduction considérable de la quantité d’azote ammoniacal, puisque celui-ci se transforme en nitrates. L’azote ammoniacal est mieux éliminé sur les deux supports par rapport au témoin. III. 3.2 Les nitrates
Le suivi de la concentration en nitrates illustrée par la (fig.4), montre deux étapes. Une nitrification, c’est-à-dire une augmentation de la concentration en nitrates. 2NH4
+ + 3O2 ----------- 2NO2- + 2H2O + 4H+ + Bactéries
Une deuxième étape la dénitrification, ou nous assistons à une réduction de la concentration des nitrates gazeux qui se déroule en deux étapes : NO3
- + 2H3O+ ----------- NO2 + 3H2O
Figure 3. Variation de la concentration en NH4+
112
Puis NO2 + 4H3O+ ----------- 2N2 + 6H2O La dénitrification n’est donc qu’une réduction des nitrates en azote moléculaire gazeux, qui est une forme de l’azote non assimilé.
III.4 Les orthophosphates P-PO43-
Le phosphore est présent sous forme de sels minéraux (ortho et polyphsphates).Au cours du traitement, la concentration en orthophosphates pour les trois procédés varie comme le montre la ( fig.5).
Figure 4. Variation de la concentration en NO3-
Figure 5. Variation de la concentration en PO43-
113
Nous remarquons que la concentration en PO43- augmente dans le milieu, qui pourrait
s’expliquer par le fait que les bactéries ont due relargué une partie des orthophosphates utilisés. Cependant, au cours du temps, nous notons une réduction des phosphates, cette quantité est nécessaire pour satisfaire le besoin nutritif des bactéries, impliquant une réponse de l’activité bactérienne. Rappelons que lors de la phase de croissance les bactéries consomment les phosphates dans un rapport (C/ N/ P) = (100/ 5/ 1).
IV Etude comparative
Il nous a paru intéressant d’envisager une étude comparative entre les différents supports et le témoin afin d’évaluer l’efficacité de chacun d’eux et d’acquérir un suivi aussi représentatif que possible de la réalité. A cet effet, nous nous sommes intéressés au calcul des bilans des boues déposées au fonds des bassins.
IV.1Bilan des boues formées
Connaissons le poids final et initial des supports (avec et sans MES), il nous est possible d’avoir la quantité de MES déposée à la fin du traitement, et de calculer ainsi le rapport :
R = Boues formées / DCO éliminée X = Pf - Pi
X : Boues formées pour chaque support (g) Pf : masse finale (support + MES ) (g) Pi : masse initiale (g)
𝑅𝑅 =𝑋𝑋
∑(𝐷𝐷𝑂𝑂𝑂𝑂𝑒𝑒 − 𝐷𝐷𝑂𝑂𝑂𝑂𝑠𝑠)𝑖𝑖𝑡𝑡𝑖𝑖𝑄𝑄𝑖𝑖
DCO : demande chimique en oxygène (g/ l d’O2). ti : temps de fonctionnement (jours) Qi : débit ( l/j)
Les résultats obtenus sont regroupés dans le tableau suivant :
Tableau 2: Accumulation des boues pour les différents supports et le témoin.
support X(g) R(%) Témoin 27 0,073 Aquakalgon 06 0,019 Nutrifloc+ 20 0,024
114
IV.2. Discussion
L’ensemble des supports utilisés ainsi que le témoin évoluent de manière très différente les uns par rapport aux autres. Des trois supports étudiés, l’aquakalgon parait être le plus interessant, puisque la quantité de boues formées est très faible suivi de très près par le Nutrifloc+, en effet à 1g de DCO éliminée correspond 0,019g de boues formées, les boues étant minéralisées, ce qui parait fort intéressant, et proche des résultats prévus théoriquement, puisque la principale caractéristique de l’Aquakalgon est la lutte contre l’envasement sous l’action de bactéries spécifiques.
Conclusion générale
Cette étude nous a permis d’évaluer l’efficacité d’un procédé de traitement biotéchnologique par le biais de biofixateurs.
Le traitement effectué peut être évalué comme étant efficace, les résultats obtenus sont encourageants, puisque une bonne réduction des éléments polluants est enregistrée. Pour la réduction de la pollution carbonée exprimée par la DCO, le Nutrifloc+ semble fournir les meilleurs résultats suivi par l’Aquakalgon.
Concernant les sels nutritifs : l’azote ammoniacal et les phosphates. Dans l’ensemble l’élimination des ions NH4
+ semble comparable pratiquement pour tous les supports, néanmoins le Nutrifloc+semble avoir plus d’affinité pour cet ion.
Les mêmes constatations, peuvent être formulées dans le cas des phosphates. Une bonne assimilation par l’ensemble des supports des ions PO4
3- est observée pour les besoins nutritifs et énergétiques des micro-organismes.
Enfin, le Nutrifloc+ s’avère plus efficace pour l’élimination des nitrates, et semble être d’un grand apport dans l’épuration des eaux usées. Une minéralisation des boues plus importante est observée avec l’Aquakalgon et le Nutrifloc+ par rapport au témoin.
Au vu de ces résultats, il nous est difficile d’opter pour le meilleur support, seule une étude économique nous permettrait de faire un choix, puisque les performances épuratrices des biofixateurs sont presque similaires. Cependant, une meilleure épuration pourrait être obtenue par la combinaison du Nutrfloc+ avec l’Aquakalgon. Références Journal Génie Urbain, Aménagement du territoire N°11 190, RODIER J. (2005), l'analyse de l'eau naturelle, eaux résiduaires, eau de mer, 8ème Edition, Dénod, Paris. Metcalf Et Eddy, Inc (2003). Wastewater engineering: Treatment and Reuse. 4ème Edition Mc Graw-Hill New York.
115
PROPOSITION D'UN ADSORBANT D'ORIGINE VEGETALE : CARACTERISATION ET ESSAIS D'ADSORPTION
A. Rabahi *, A. Ladjouzi, A. Kara, H. Moghrani, R.Maachi
Laboratoire de Génie de la Réaction, Département de Génie des Procédés, Faculté de Génie Mécanique et Génie des Procédés, BP : 32 Al- Alia, 16075, Bab Azzouar, Alger, Algérie.
Tél/ Fax : 021 24 79 19 [email protected]
Les produits naturels restent toujours une source inépuisable de structures complexes et diverses. De nombreuses industries (textile, papeterie, plastique, agroalimentaire) sont de gros consommateurs d’eau et utilisent des colorants organiques. Les colorants synthétiques sont à la fois toxiques et responsables de la coloration et de la pollution des eaux. Il existe différentes méthodes de traitement, l’adsorption est l’un des traitements les plus répandus dans la dépollution des eaux. L’adsorbant proposé est un rejet végétal obtenu à partir du déchet issu de l’extraction des huiles essentielles. La détermination des caractéristiques physicochimiques de cet adsorbant a révélé que son humidité est de 8.3%, sa densité apparente de 0.137, sa densité réelle de 0.156, sa porosité de 0.512, son volume poreux total de 0.874 cm3/g, et sa porosité totale est de 0.120. Des essais d’adsorption des différents colorants Bleu Bezanthren, Rouge Solophényl, Bleu Turquoise, Noir Dianix par cet adsorbant ont révélé des résultats satisfaisants.
Mots clés : Adsorption, Bleu Bezanthren, Rouge Solophényl, Bleu Turquoise, Noir Dianix, déchets
1-Introduction
Les colorants de synthèse, toxiques pour la plupart, sont très employés dans l’industrie textile. Ils engendrent une pollution difficile à contrôler et à mesurer. Le biosorbant est un rejet d’une plante aromatique et médicinale vivace de la famille des Astéracées (anciennement Composées)[1]. Elle est fréquente en région méditerranéenne, où elle fleurit à la fin de l'été et au début de l'automne. Elle affectionne les anciennes cultures (fraiches), les décombres, les bords des routes et des chemins, formant d'abondantes touffes vertes à capitules jaunes ; elle est considérée comme assez envahissante [2].
2-Matériels et méthodes
2-1-Caractérisation de l’adsorbant
Le matériau adsorbant est un déchet issu de l’extraction des huiles essentielles qui présente les caractéristiques physico-chimiques suivantes :
116
2-1-1-Humidité
Une masse initiale M0 de biosorbant est séchée dans l’étuve pour la déshumidifier à une température de 100 °C pendant 5 heures jusqu’à obtention d’une masse constante M1.On définit l’humidité W, comme étant la teneur en eau d’un solide par la masse de produit humide en poids associée à un poids de matière solide à l’état sec. L’humidité est calculée par l’équation (1) :
W% = [(M0 - M1) / M1]*100……. (1)
W : humidité en pourcentage massique (g).
M0 : masse de l’adsorbant avant séchage (g).
M1 : masse de l’adsorbant après séchage (g).
2-1-2-Densité apparente
La méthode consiste à mettre une quantité M de biosorbant bien tassée correspondant à un volume V dans une éprouvette. Le poids de l’éprouvette et le biosorbant permet de déterminer le poids del’échantillon. La densité apparente dapp est donnée par l’équation 2
dapp= M / V…………. (2)
2-1-3-Densité réelle
Pour déterminer la densité réelle, on pèse respectivement la masse de l’éprouvette à vide, la masse de l’éprouvette remplit d’adsorbant, la masse de l’éprouvette remplie d’adsorbant et d’éthanol. Pour calculer la densité réelle on applique la formule suivante :
dr = (M 𝝆𝝆m)/ ((P2 – P1)𝝆𝝆)………… (3)
M : la différence entre la masse de l’éprouvette remplit de l’adsorbant et la masse de l’éprouvette à vide (g).
P1 : le poids de l’éthanol ajouté à M0 pour remplir l’éprouvette.
P2 : le poids de l’éthanol remplissant l’éprouvette (g).
𝜌𝜌: Masse volumique de l’eau (1g/cm3).
𝜌𝜌𝜌𝜌: Masse volumique de l’éthanol (0.792 g/cm3).
2-1-4-Porosité
La porosité est liée à la présence du pore entre les graines du solide, elle est définie comme étant le rapport du volume du vide V0 et le volume total V2.Pour déterminer la porosité, on prend une éprouvette de 10ml, on la remplit avec le biosorbant jusqu’à un volume V1
117
correspondant à une masse M1 et on ajoute de l’éthanol jusqu’à un volume V2 correspondant à une masse M2. La porosité est calculée par la relation suivante :
𝛆𝛆 = 𝐕𝐕𝟏𝟏𝐕𝐕𝟐𝟐
=(𝑴𝑴𝟐𝟐−𝑴𝑴𝟏𝟏)−(𝑽𝑽𝟐𝟐−𝑽𝑽𝟏𝟏)𝛒𝛒𝐦𝐦
𝛒𝛒𝐦𝐦𝐕𝐕𝟐𝟐
………… (4)
V1 : volume du solide (cm3). V2 : volume total (cm3). M1 : Masse de l’éprouvette remplie de biosorbant. M2 : Masse de l’éprouvette remplie de biosorbant et d’éthanol. ρm : Masse volumique de l’éthanol (0.792 g/cm3). 2-1-5-Volume poreux total Il est exprimé par la relation entre la densité apparente du solide biosorbant et la densité réelle.
V.P.R = (𝟏𝟏𝒅𝒅𝒂𝒂𝒂𝒂𝒂𝒂
-𝟏𝟏𝒅𝒅𝒓𝒓
)*𝟏𝟏𝝆𝝆………..… (5)
dapp : densité apparente. dr : densité réelle.
2-1-6-Porosité totale La porosité totale x est exprimée par le rapport du volume poreux total et le volume externe. 𝝌𝝌= 𝑽𝑽.𝑷𝑷.𝑹𝑹
𝟏𝟏𝒅𝒅𝒂𝒂𝒂𝒂𝒂𝒂
= 1-𝒅𝒅𝒂𝒂𝒂𝒂𝒂𝒂𝒅𝒅𝒓𝒓
…………….. (6)
V.P.R : volume poreux total. dapp : densité apparente. dr : densité réelle. Les caractéristiques physico chimiques du biosorbant sont regroupées dans le tableau 1.
Tableau 1 : Caractéristiques physico-chimique de l’adsorbant.
Caractéristiques Valeur Humidité h (%) 8.3 Densité réelle 0.156
Densité apparente 0.137 Porosité 𝜀𝜀 0.512
Porosité totale 𝝌𝝌 0.120 Volume poreux total (cm3/g) 0.874
118
2-2- Protocole expérimental de la biosorption des colorants
Une série de quatre colorants ont été adsorbés séparément, la densité optique est déterminée (après balayage) pour la solution résiduelle après un temps d’adsorption de 60 minutes, cette densité est comparée à celle déterminée pour la solution avant adsorption.
3-Résultats et discussion
3-1-Etude de la biosorption des colorants
Les caractéristiques des colorants étudiés sont regroupées dans le tableau 2.
Tableau 2 : Caractéristiques des colorants
Nous avons remarqué une décoloration pour les quatre solutions après une adsorption de 60 minutes, cela se traduit par les valeurs des absorbances données dans le tableau 3.
Tableau 3 : Adsorption des colorants sur la biomasse.
Colorant Abs0 Absf Taux d’adsorption (%)
A 0.140 0.077 45 B 0.131 0.063 52 C 0.198 0.049 75.3 D 0.094 0.089 5.3
Abs0 : Absorbance avant adsorption ; Absf : Absorbance après adsorption ; Taux d’adsorption (%)=(Abs0−Absf )
Abs0
Colorant A
(Bleu bezanthren)
B (Rouge
solophényl)
C (Bleu
Turquoise)
D (Noir
Dianix) Concentration
(g/l) 0.01 0.05 0.01 0.01
λ (nm) 618 514 668 504
119
La figure 1 illustre les tubes des différentes solutions avant et après adsorption des colorants.
A B
C D
Figure 1 : Adsorption des différents colorants sur la biomasse (A : Bleu Bezanthren, B : Rouge Solophényl, C : Bleu Turquoise, D : Noir Dianix.
Une mauvaise adsorption est obtenue pour la solution D (noir dianix). Nous avons remarqué, pour les colorants, que la biomasse présente un rejet de la chlorophylle après adsorption, ce qui conduit à une coloration verte claire de la solution. 4-Conclusion
Les résultats de cette étude ont montré qu’un tel matériau mérite d’être retenu comme agent adsorbant vis-à-vis des colorants industriels en milieu aqueux. Son application reste envisageable dans un procédé de traitement des effluents de l’industrie textile. Références bibliographiques [1]:W. Wenqiao, B.H. Ben Daniel,Y. Cohen, Control of Plant Diseases by Extracts of Inulaviscosa,
Phytopathology(2004)1042-1047. [2]:P. Barbetti, I. Chiappini, G. Fardella, A. Menghini, A new eudesmane acid from Inulaviscosa,PlantaMedica
(1985)51- 471.
120
EFFET DU BIOFILM SUR LA BIODÉGRADATION DU PARA CRESOL A. Semssoum*, A. Yennoune, Z. Bendjama, H. Zemmouri, F. Kaouah, H. Ait Amar
Laboratoire des sciences de génie des procédés industriels Faculté de Génie Mécanique et Génie des Procédés
Université des sciences et de technologies Houari Boumediene *[email protected] ; [email protected]
Résumé : L’objectif de ce travail consiste à évaluer le potentiel d’une mixture bactérienne fixée sur un support solide inerte à minéraliser le phénol et ses dérivés. Les essais d’immobilisation et de biodégradation ont été réalisés dans un biofiltre en verre à double paroi, rempli de particules minérales inertes et alimenté avec des effluents synthétiques. Afin d’optimiser certains paramètres biologiques qui interviennent dans l’immobilisation de la flore bactérienne sur le support élaboré et la dégradation du p-crésol, L’effet du temps d’immobilisation et la densité bactérienne a été étudié. Il ressort des résultats obtenus que la fixation du consortium bactérien par adsorption favorise une bonne adhésion cellulaire. En outre, la meilleure immobilisation des bactéries est atteinte au bout de 72h avec une densité bactérienne (Do600) de 0,201.Le taux d’élimination du p-crésol croît avec le temps de contact et la densité bactérienne.
Mots clés : biodégradation, p-crésol, biomasse fixée.
1. Introduction : Le phénol et ses dérivés sont nocifs. Ils se trouvent dans les effluents de nombreuses industries, telles que les industries chimiques, pétrochimiques ainsi que pharmaceutiques. Malheureusement, ces polluants sont rejetés le plus souvent dans les rivières, les lacs, les retenus d’eaux de surface et même dans les nappes phréatiques, sous forme d’effluents industriels [1]. Comparés aux procédés physico-chimiques classiques, le traitement biologique est susceptible d’éliminer économiquement la quasi totalité les polluants [2,3]. Cette méthode met en jeu des microorganismes capables de minéraliser le polluant à travers leurs métabolisme biochimiques [4].Le but de cette étude est d'évaluer les performances du garnissage minéral utilisé comme biofiltre d’immobiliser la mixture bactérienne utilisée dans la biodégradation du p-crésol.
2. Matériels et méthodes
2.1 Microorganismes : Les micro-organismes utilisés dans cette étude, sont issus de boues activées de la station d’épuration de Boumerdes [5,6].Le consortium bactérien est conservé à une température de -4°C dans un milieu constitué de glucose (10 g.L-1), glycérol (200 g.L-1) et extrait de levure.
2.2 Milieu de culture : Le milieu minéral de base est composé de : KH2PO4 (4 g.L-1); NaH2PO4 (3 g.L-1); MgSO4 (0,1 g.L-1) ; NH4Cl (1 g.L-1) et de p-crésol comme seule source de carbone et d’énergie. La solution a été ajustée à pH 7.0 par une solution de NaOH (1N).
2.3 Biodégradation du p-crésol : Le dispositif expérimental de la biodégradation en continu se compose principalement d’une colonne en verre à double paroi. Un empilement de particules cylindriques est retenu par un filtre fixe en verre fritté. Ce filtre permet
121
également une bonne distribution de l’alimentation liquide et une meilleure dispersion des bulles d’air [5]. Le maintien d’une température constante à 30 °C ± 1 à est assuré par un bain polystat. Une aération en continue, est générée par un compresseur à travers un diffuseur d’air. Le suivi de la concentration en polluant est réalisé par prélèvements réguliers d’échantillons en aval du lit qui sont centrifugés et analysés à l’aide d’un spectrophotomètre UV-Vis 320 SAFAS MONACO. La longueur d’onde d’absorption maximale est de 278 nm. Le taux de biodégradation du p-crésol (R%) est 100
0
0 ×−
CCC t où C0 et Ct représentent
respectivement la concentration initiale et résiduelle de la solution au temps t (mg.L-1).
2.3 Immobilisation cellulaire
L’immobilisation des bactéries sur le support poreux est réalisée dans le bioréacteur par circulation en circuit fermé d’une solution contenant les micro-organismes et leurs nutriments y compris le polluant. Après chaque essai d’immobilisation, la colonne est alimentée en continu par une solution saline (0,50 % NaCl), afin d’éliminer l’excès de biofilm.
3. Résultats et discussion
3.1 Optimisation des conditions opératoires de l’immobilisation des bactéries 3.1.1. Influence de la densité bactérienne initiale et du temps d’immobilisation: a-Taux de fixation L’influence de la densité bactérienne initiale et du temps d’immobilisation sur le taux de fixation des bactéries a été étudiée en parallèle. Les essais d’immobilisation ont été menés avec trois valeurs de densité bactérienne (0,132 ; 0,219 et 0,445) et trois temps d’immobilisation (24, 48 et 72 h).
Figure 1 : Evolution de la densité optique en fonction du temps d’immobilisation Do 600 (1) = 0,132; Do 600 (2) = 0,219; Do 600 (3) = 0,445
122
Par ailleurs, nous constatons que plus la densité bactérienne augmente, plus le nombre de cellules adhérées à la surface des particules solides est important. Ce comportement est en accord avec les travaux de Beloin et al., 2008 [7].
b-Taux d’élimination
L’influence de la densité bactérienne initiale et du temps d’immobilisation sur le taux d’élimination a été également étudiée
Figure 2 : Evolution du taux de dégradation du p-crésol en fonction du temps d’immobilisation (1): HS = 6 cm; (2) : Cp0= 100 mg.L-1; (3) : QL= 1mL.min-1
Il ressort des résultats représentés sur la figure 2 que le taux d’élimination du p-crésol croît avec le temps de contact et la densité bactérienne. Le même comportement a déjà été observé dans certaines études traitant l’immobilisation des microorganismes sur un support solide [8,9]. D’autre part, nous avons constaté également qu’une densité de 0,445 engendre des problèmes de colmatage de la section d’entrée du milieu poreux (support en verre frité). 4. Conclusion : Cette étude avait pour but de rechercher une meilleure compréhension des processus de croissance du biofilm dans le milieu poreux, afin de connaitre les performances de ce procédé de traitement des eaux. L’analyse des résultats obtenus, conduit aux conclusions suivantes :
- L’augmentation du temps d’immobilisation ainsi que la densité bactérienne favorisent l’adhésion cellulaire ;
- La meilleure fixation des bactéries est atteinte au bout de 72 heures avec une densité bactérienne (DO600) de 0,201 ;
- En outre, le taux d’élimination du p-crésol croît avec le temps de contact et la densité bactérienne.
123
Références bibliographiques
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124
ELIMINATION D’UN ANTIBIOTIQUE LE METRONIDAZOLE PAR PHOTOCATALYSE
S. Tebani1, S. Ketata1, R. Meddah1,, A. Chergui2, N. Nasrallah1, R. Maachi1. 1 Laboratoire de génie de la réaction de la faculté de génie Mécanique et génie des procédés USTHB), BP 32,
Alger, Algerie.E-mail: [email protected] Les molécules pharmaceutiques constituent des polluants émergents de l’environnement. Ces substances proviennent essentiellement de la consommation humaines (prescriptions en officine, usage hospitaliers) et/ou animale (traitement vétérinaire). A cause des quantités importantes produites et utilisées, ces substances s’accumulent continuellement dans l’environnement, d’où la nécessité de développer les moyens techniques permettant de traiter les effluents chargés de ces substances. La dégradation d’un antibiotique en appliquant la photocatalyse hétérogène, a été entreprise en présence d’un semi-conducteur TiO2. Afin d’optimiser les paramètres de la photodégradation du substrat, une étude paramétrique a été réalisée. Mots clés : photocatalyse, semi-conducteur, antibiotique. 1. Effet de la concentration du catalyseur
L’effet de la concentration du catalyseur sur la cinétique et le taux de dégradation, est étudié pour des masse en catalyseur allant de 0,05 à 0.15 g/L. La figure (1) montre qu’une augmentation de masse du semi conducteur conduit à une augmentation du taux de dégradation jusqu'à une valeur optimale de 15 mg. Une plus grande masse offre une aire spécifique plus vaste d’où une dégradation plus rapide et un pouvoir de rétention plus élevé.
Figure.1. Evolution de la concentration réduite en Métronidazole pour différentes
concentrations du catalyseur. (V= 200mL, Cpolluant = 15mg/L , pH libre et T= 25 °C) 2. Effet de la concentration initiale du polluant D’après la figure (2), nous remarquons que la photodégradation est fortement influencée par la concentration initiale en polluant. Pour une concentration de 5 mg/L du polluant, la dégradation du Mètronidazole est très rapide vu que la surface spécifique du semi conducteur est assez importante.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 100 200 300 400
0.25
CTIO2
(g/L)
C/Co
125
Ce phénomène peut être expliqué par la disponibilité d’un plus grand nombre de sites actifs qui conduisent à l’adsorption des molécules du Mètronidazole sur les particules de TiO2
disponibles. Le taux de dégradation atteint la valeur de 97.35% au bout de 150 minutes d’irradiation.
Figure.2. Evolution temporelle de la concentration réduite en Métronidazole pour différentes concentrations initiales. (V= 200mL, CTiO2 = 0,5g/L, pH =5,7 et T= 25 °C)
3. Effet du temps de contact
Les résultats de la détermination du temps qui correspond à l’équilibre de dégradation photocatalytique sont représentés par la figure (3) Les courbes se caractérisent par une augmentation de la capacité de rétention en fonction du temps suivi d’une formation d’un palier horizontal qui indique l’équilibre.
Figure .3. Evolution du Taux de dégradation du Métronidazole en fonction du temps pour les différentes concentrations (V= 200mL, [TiO2] = 0,5 g/L, pH =5,7 et T= 25 °C).
0
20
40
60
80
100
120
0 100 200 300 400 500
Taux
de
dégr
adat
ion
%
t (min)
5
10
15
20
25
CMétronidazole
mg/L
00,10,20,30,40,50,60,70,80,9
1
0 100 200 300 400 500
C/Co
t ( min)
510152025
CMétronidazole
mg/L
126
4. Effet du pH
Le pH est un facteur important dans toute étude de dégradation, du fait qu’il peut influencer à la fois la structure de l’adsorbant et de l’adsorbât ainsi que le mécanisme d’adsorption. Des essais ont été établis pour des valeurs de pH: 2 ; 4 ; 8 et 10 afin d’aboutir au pH optimale qui conduit à une meilleure performance. Ce pH a été ajusté en ajoutant de l’acide chlorhydrique (HCl, 0,1N) et l’hydroxyde de sodium (NaOH, 0,1N). La dégradation est plus forte pour des faibles valeurs de pH, l’effet bénéfique d’un faible pH est expliqué par la neutralisation des charges négatives accumulées par la surface du semi conducteur par des ions H+ en excès, ce qui facilite la diffusion du polluant à travers le semi conducteur. Ceci est expliqué par le nombre croissant de sites actifs qui augmentent le nombre de pairs (e-, t+) et par conséquent la photodégradation. Dans un milieu acide, les molécules du polluant deviennent de petites tailles ce qui facilite la pénétration dans les pores du semi conducteur.
Figure.4. Evolution temporelle de la concentration réduite en Métronidazole pour différents pH (V= 200mL, Cpolluant = 15mg/L, CTiO2 = 0,5g/L, et T= 25 °C)
III 4.5. Influence de la vitesse d’agitation D’après la figure (5), il ressort que la dégradation dépend fortement de la vitesse d’agitation. Ceci est expliqué par le fait que le transfert de masse externe joue un rôle majeur dans le processus global de la dégradation. Le rôle de l’agitation est une mise en suspension homogène du semi conducteur en solution, et la réduction de l'épaisseur du film limite . Le maximum de dégradation est obtenu à une vitesse de 400 tr/min. Au delà de cette vitesse, la quantité retenue reste constante. A des vitesses inférieures à 400 tr/min, la quantité fixée diminue au fur et à mesure que la vitesse d’agitation diminue. L’équilibre est atteint plus rapidement pour les grandes vitesses que pour les faibles vitesses, car si la solution subit une faible agitation, l’échange se fait en premier lieu par diffusion selon le gradient de concentration ainsi établi au sein du film. Or, ce phénomène, est caractérisé par une vitesse lente, qui limite l’activité photo-catalytique. Quand le gradient est faible, l’agitation améliore le transport au détriment de la diffusion et augmente l’échange entre la surface du média catalytique et le milieu environnant et aussi est expliqué par le transport de Métronidazole vers le semi conducteur qui est plus lent.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 100 200 300 400
24libre810
pHC/Co
t(min)
127
Figure.5. Evolution de la concentration réduite en Métronidazole pour des différentes
vitesses d’agitation (V= 200mL, Cpolluant = 15mg/L, pH libre et T= 25 °C)
Conclusion
L’étude paramétrique de l’adsorption en batch d’un antibiotique le Metronidazole par photocatalyse a montré qu’un temps de contact très rapide pour les faibles concentrations était suffisant pour atteindre l’équilibre d’adsorption avec un rendement d’adsorption de 90 %. Le milieu acide était favorable pour la photodégradation. Le taux d’élimination devient constant au delà de la masse du semi-conducteur = 15mg. Le rendement d’élimination augmente avec les faibles concentrations de l’antibiotique. Le maximum de dégradation est obtenu à une vitesse d’agitation de 400 tr/min.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 100 200 300 400
100tr/min
200tr/min
300tr/min
400tr/min
500tr/min
C/Co
t(min)
Vitessetr/min
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ETUDE DE LA PHOTODEGRADATION DE L’ORANGE DE METHYL ET LA PRODUCTION D'HYDROGENE SUR L'HETEROJONCTION
CuAl2O4/ZnO A. Touileb1*, H. Sebai 1, M. Trari 2
2) Centre de Recherche en Analyses Physico-Chimique, BP 248 Alger, 16004, Algérie. 2) USTHB, Laboratory of Hydrometallurgy and Inorganic Molecular Chemistry, Faculty of Sciences-
Chemistry, PO Box 32 El Alia, 16111, Alger. E-mail : [email protected]
Introduction Depuis l’aube de l’histoire, l’eau a toujours constituée la source primordiale de la vie pour toutes les créatures vivantes sur cette planète ; elle est mise en jeu dans divers processus au sein de l’organisme vivant : cycle de respiration, de nourriture, métabolisme, etc. Par son abondance sous divers phases sur terre, l’eau forme environ 70% de la planète [1]. Cependant, cette richesse ne cesse de se réduire à cause de différents agents polluants qui menacent sa pureté et son abondance.
Un des problèmes auquel l'humanité est confrontée ces dernières années est la détérioration de la qualité des ressources en eaux. La contamination de l’eau est fortement influencée par le milieu environnant, les conditions météorologiques, les activités humaines.
Ainsi, de nombreux composés organiques (pesticides, acides halo-acétiques, etc.) et minéraux (métaux, anions et cations divers) peuvent se retrouver dans les eaux de pluie [2-4], souvent accompagnées de microorganismes [5-7]. Ainsi, de par l’utilisation d’énormes quantités de produits phytosanitaires, il est possible de retrouver des quantités non négligeables de pesticides dans l’atmosphère, pouvant atteindre plus de 1μg/L dans les premières pluies [8].
La pollution des eaux par les métaux lourds a toujours été un sujet préoccupant pour l’humanité, par les effets néfastes que ces contaminants induisent.
L’activité minière, métallurgique, agricole, et industrielle, ainsi que les fumés du trafic routier et les déchets d’incinération représentent une source majeure des métaux lourds. Malgré les instructions exigées et les techniques d’épuration utilisées par divers organismes, les filières de traitements pour la production d’eau potable sont de plus en plus confrontées à des contaminations par les métaux toxiques.
Les traitements classiques appliqués sont basés sur l’utilisation des résines échangeuses d’ions, alumine activée, charbon actif et osmose inverse. L’expérience montre que tous ces procédés sont soit insuffisants devant l’ampleur de cette pollution, soit d’un coût onéreux En effet, les traitements physicochimiques nécessitent des quantités importantes d’agents oxydants (coûteux) et conduisent souvent à la formation de produits intermédiaires indésirables et plus toxiques que ceux de départ. De plus, certains produits résistent à ce type de traitement. Bien que les traitements biologiques sont massivement utilisés, ils demeurent
129
impuissants devant certains composés comme les pesticides d’où la nécessité de faire appel à de nouvelles alternatives.
Les colorants synthétiques occupent actuellement une place importante dans le secteur industriel. Ils sont très utilisés dans l’industrie du papier, cosmétique, agroalimentaire et notamment dans l’industrie textile [Pérez et al2000]. Par ailleurs, les filières teinture contribuent d’une manière négative à l’environnement.
L’Industrie textile utilise plusieurs tonnes de colorants par an, dont environ 10 % sont rejetés dans les effluents sans aucun contrôle [Peralta-Zamora et al., 1999].
La photo-catalyse s’impose progressivement comme une technologie attirante pour la dépollution de l’eau, elle s’inscrit dans une perspective de développement durable et propre utilisant le soleil comme source d’énergie. Depuis deux décennies, la recherche sur le traitement des eaux est devenue une préoccupation majeure, d’autant plus que les contrôles de pollution sont stricts sur la qualité de l’eau potable. Les rejets d’effluents industriels, l’usage intensif des pesticides dans l’agriculture, ainsi que le stockage des déchets ménagers (décharges municipales) engendrent de nos jours une contamination, des eaux de surface et des nappes phréatiques.
La photo-catalyse représente de nos jours une solution émergente aux problèmes de pollution des milieux aquifères, car peut dans le cas limité minéraliser la matière organique et réduire les métaux.
Le principe repose sur l’absorption, par un semi-conducteur, d’une radiation lumineuse d’énergie supérieure à la bande interdite. Cette absorption d’énergie engendre l’excitation d’un électron qui migre de la bande de valence vers la bande de conduction et crée ainsi un déficit électronique ou “ trou ” dans la bande de valence, conférant au solide des propriétés oxydo-réductrices vis-à-vis des polluants adsorbés. Les paires électron/trou (é/t+) sont à l’origine d’une attaque directe des polluants ou par la formation de radicaux hydroxyles, permettant d’initier une dégradation photo-catalytique par les trous ou une réduction par les électrons.
La photocatalyse hétérogène est une science pluri disciplinaire. Son efficacité résulte d'une oxydation par voie radicalaire initiée par l'attaque d’une entité radicalaire très réactive générée dans le milieu (le radical hydroxyle, OH°). Par l’utilisation de l’énergie lumineuse, ce procédé de traitement de l’eau est en accord avec le principe du développement durable utilisant le soleil comme source d'énergie renouvelable. La capacité de dépollution couvrant le domaine allant de la concentration ppb à quelques dizaines de ppm est une propriété unique de la photocatalyse.
Dans la plupart des études effectuées dans le domaine de traitement de l’eau par photocatalyse, le réacteur agité standard et très utilisé, du fait de la simplicité technique qu’il présente [9], le positionnement de la lampe et l’introduction de l’agitation mécanique.
130
Le présent travail consiste à développer un procédé de photo dégradation d’un colorant organique en l’occurrence le Méthyl Orange en utilisant une hétérojonction formé par deux oxydes semi-conducteurs, ZnO/CuAl2O4, synthétisés par sol-gel.
La détermination des propriétés physiques et électrochimiques des deux oxydes nous permet d’établir un diagramme énergétique permettant de prévoir les réactions susceptibles de se produire sous illumination.
Récemment, la quantité considérable des eaux contaminées par les colorants provienne des industries incluant le textile, le cuir, le papier, l'impression, le colorant, le plastique etc... L’élimination de ces polluants s’avère donc nécessaire, une quantité infinie de teinture est fortement visible et par conséquent indésirable. De plus, on considère beaucoup de teintures toxiques et même cancérigène.
Il est difficile de dégrader des matériaux de teinture car ils sont très stables chimiquement, Pour dégrader ces matières présentent dans l'eau, plusieurs méthodes physiques, chimiques et biologiques ont été utilisées. Parmi les méthodes, la dégradation de teintures par des technologies d'adsorption utilisée est compétitive à cause de la faisabilité à haute efficacité, économique et la simplicité du design/opération. De plus, l'adsorption de teintures sur des supports inorganiques comme la silice est importante de produire des pigments. Le méthyle orange (MO) est une teinture acide/anionique bien connue qui a été largement utilisée dans le textile, l'impression, les industries alimentaires et pharmaceutiques,
La structure de MO est donnée à la figure1,
Les pharmaciens (chimistes) utilisent l'orange de méthyle comme un indicateur (clignotant) dans la titration de bases faibles avec des acides forts. Il change du rouge (à pH 3.1) à l’orange-jaune (à pH 4.4)
Des changements colorés concernant le pH le résultat de changements de la voie que les électrons sont limités dans une molécule quand des ions hydrogènes sont attachés ou isolés (détachés). Voici la structure d'orange de méthyle dans la solution acide :
Nom chimique du MO
4-diméthylaminoazobenzène-4'-sulfonique sel de sodium d'acide
131
Partie expérimentale :
Dégradation du polluant organique MO
Nous avons débuté notre travail dans un premier lieu par la dégradation du polluant organique «MO» par une hétérojonction «ZnO/CuAl2O4», où on a étudié les paramètres suivants :
Etude du rapport massique des semi-conducteurs. Etude de flux lumineux. Etude de la concentration. Cinétique de la dégradation.
En dernier lieu nous avons fait leurs applications dans la production d’hydrogène.
Le montage expérimental utilisé est représenté par la figure.3 ; il comprend essentiellement un réacteur à double paroi en pyrex (A), contenant le catalyseur maintenu en suspension dans la solution grâce à un agitateur magnétique (B). L’éclairage du réacteur est assuré au moyen d’une lampe en tungstène (C) dont la puissance est de 200W disposée au-dessus du réacteur La température du milieu réactionnel est maintenue à la température ambiante grâce à une circulation d’eau (D)
Figure.3. Dispositif expérimental utilisé pour la photo-dégradation de MO
Conclusion
Le présent travail entre dans un cadre environnemental lié au développement durable, en étudiant la photo réduction de Méthyl orange sur une hétérojonction ZnO/CuAl2O4. Les deux semi-conducteurs ont été élaborés par voie humide, dans le but d’avoir une surface active élevée. Les différentes caractérisations (diffraction X, conductivité et photo électrochimie) donnant des différents diagrammes énergétique.
Les tests préliminaires nous ont permis d’étudier les différents rapports massiques de cette hétérojonction où nous avons abouti à des résultats conséquents à l’aide d’un réacteur photochimique à double parois.
132
Le rapport massique ZnO/CuAl2O4 qui donne le meilleur résultat correspond à l’unité « 1/6 » 25 mg de ZnO et 150 mg de CuAl2O4.
Un flux optimal de dégradation de 3mW/cm².
Une concentration optimale correspondant à 10 ppm.
L’étude cinétique a montré que la réaction est d’ordre 1, avec une constante de vitesse k égale à 0.019 mn-1.
La réduction du Méthyl orange est en compétition avec la photo production d’hydrogène qui représente une source énergétique renouvelable, gratuite et propre.
Mots clés : Semi-conducteur, Lumière, Photocatalyse, Dégradation, polluant organique.
133
ADSORPTION D’UN COMPOSE ORGANIQUE SUR UNE ARGILE LOCALE DANS UN REACTEUR AGITEE
T. Zadi*, R. Maachi Laboratoire de Génie de la Réaction, Département de Génie des Procédés, Faculté de Génie Mécanique
et Génie des Procédés, BP : 32 Al- Alia, 16075, Bab Azzouar, Alger, Algérie. Tél/ Fax : 021 24 79 19
*[email protected] Résumé L’objectif de ce travail consiste à une mise en œuvre des propriétés dépolluantes en milieu aqueux de l’argile. Afin d’évaluer les performances de ce nouveau matériau dans le domaine du traitement des eaux contaminées par un colorant textile BB41, des essais d’adsorption ont été réalisés. L’effet de différents paramètres sur le rendement d’élimination (Masse, Concentration, température…) a été examiné. Plusieurs modèles cinétiques ont été étudiés. Mots clés : Argile, adsorption, BB41, eau, polluants. Abstract The objective of this work is to implement depolluting properties in aqueous clay medium. To evaluate the performance of the new material in the water treatment area contaminated by a textile dye BB41, adsorption tests were conducted. The effect of various parameters on removal efficiency (weight, concentration, temperature ...) was examined. Furthermore several kinetic models were studied. Keywords: Clay, adsorption, BB41, water pollutants 1. Introduction L’eau est à l’origine de la vie sur la terre. Pourtant, diverses activités humaines : industrielles, urbaines ou agricoles, provoquent sa pollution. Suite à cette grande menace de l’environnement, de nombreux travaux ont été réalisés sur la dépollution de l’eau au cours de ces dernières années. Plusieurs techniques de dépollution sont développées, dont l’adsorption est la plus employée [1]. A l’heure actuelle, le charbon actif est considéré comme l’un des adsorbants les plus polyvalents et de nombreux travaux font ressortir son efficacité, mais son utilisation reste limitée à cause des difficultés de sa régénération et de son cout élevé [2]. Notre choix a porté sur un matériau qui se trouve en abondance en Algérie, c’est l’argile [3]. Ses potentialités d’utilisation à l’état naturel selon les variétés présentes dans les différentes régions sont bien en dessous des possibilités offertes par leurs diverses propriétés [4, 5] . 2. Matériaux et produits utilisés Les produits et réactifs que nous avons utilisé dans notre travail sont : L’argile : Le produit utilisé est un matériau argileux, une bentonite de Maghnia (N.O. de l’Algérie). Choix du polluant: Le Colorant BB4 est utilisé comme polluant. Les principales caractéristiques de ce polluant sont données dans le tableau 1
134
Tableau 1. Caractéristiques de polluant BB4
2.1 Méthodes de Caractérisation Notre argile est caractérisée par trois méthodes physico-chimiques : Caractérisation de la bentonite par MEB et Analyse chimique, .La diffraction des rayons X(DRX) et Identification par spectroscopie infra rouge (IFTR) 2.2Etude de l’adsorption L’adsorption des colorants organiques et en particulier le bleu basique (BB41) par des argiles a été étudiée par plusieurs auteurs [6; 7].Dans le présent travail, nous avons suivi la cinétique d’adsorption du BB41 sur l’argile activée. Pour appliquer ce procédé, il est impératif de passer par une étape essentielle qui est le temps d’équilibre d’adsorption. Des isothermes d’adsorption de l’argile activée, et des capacités d’adsorption ont été déterminées. 4. Résultats et Discussion 3.1 Méthodes de Caractérisation 3.1.1Caractérisation de la bentonite par MEB L'observation au MEB révèle un état de surface hétérogène à contour irrégulier et poreuse. L’analyse chimique montre que l’argile utilisée est constituée essentiellement de silice, d’alumine environ 10,8%, d’oxyde de fer 8,49 % (Tableau II). La présence des ions Na+, Ca+ et K+ dans l’argile lui donne un caractère gonflant. Le rapport SiO2/Al2O3=3.24 révèle son caractère montmorillonite.
Tableau 2 : Analyse chimique élémentaire de la bentonite activée
3.1.2 La diffraction des rayons X(DRX) Le spectre (figure 2) révèle que l'argile brute contient des impuretés de carbonate et quartz. La purification a permis de les éliminer. La fraction argileuse de notre matériau est constituée en grande proportion de montmorillonite.
Nom commercial CI Type λmax
(nm)
M (g/mol)
Structure chimique
Sandocryl brillant bleu B-BLE 300%
Bleu Basique 41 Cationique 610 483
135
Figure 1 : Analyse de la bentonite activée par Microscopie électronique a balayage (MEB)
Figure 2 : Spectre DRX d'une argile purifiée et sodée
3.1.3Identification par spectroscopie infra rouge (IFTR)
Le spectre FT-IR du Bentonite-Na est observé dans la gamme de 4000 à 400 cm-1. Les bandes observées à 3627 cm-1sont attribuées aux vibrations de valence du groupement OH et l’élongation de Al(OH)3. La bande présente à 1645 cm-1 attribuée à la vibration de la liaison H-O-H. Deux bandes d’adsorption aux environs de 1384 et 1039 cm-1 sont attribuées à l’élongation asymétrique de la vibration de liaison externe Si-O. La bande caractéristique impureté qui se manifeste par des épaulements nous l’attribuons à la présence du quartz à 525,461 cm-1. La bande qui sort vers 2426 à 2343 cm-1 pourrait être expliquée par la présence de Fe2O3 et à 525cm-1 on observe une bande de déformation angulaire des liaisons Si-O- .
136
3.2. Expériences d’adsorption (études paramétriques) 3.2 .1 Effet de masse d’adsorbant La figure représente la variation de taux d’adsorption en fonction du temps pour différentes masses initiales de bentonite. Nous remarquons que le taux d’élimination augmente en fonction de l’accroissement de la masse de la bentonite. L’augmentation de la quantité d’adsorbant provoque une grande disponibilité des pores et les sites d’adsorption ce qui favorise l’élimination des colorants [8] 3.2.2 Effet du pH Les résultats obtenus lors de l’étude de ce paramètre montrent que la variation des concentrations résiduelles du BB41 est relativement faible. L’adsorption est peu influencée par la variation du pH, par conséquent il semble que les échanges ioniques entre l’argile et la solution du polluant sont minimes.
137
3.2.3 Effet de la concentration initiale du colorant D’après les résultats, le taux d’adsorption croît avec la diminution de la concentration initiale du polluant avec l’absence de formation de palier dans la gamme des concentrations étudiées. Ceci signifie que le taux de saturation n’est pas atteint et que l’adsorbant peut adsorber des quantités de colorant plus importantes. 3.2.4 Effet de la température La figure montre l’évolution du taux d’adsorption du colorant BB41 sur une bentonite en fonction du temps à différentes températures. Les résultats obtenus nous ont montré que l’augmentation de la température conduit à une amélioration du taux d’élimination. Ce phénomène peut être expliqué par un gonflement dans la structure interne de la bentonite permettant ainsi une diffusion importante des molécules de BB41dans les pores de bentonite.
138
3.3Isothermes d’adsorption Il s’agit d’une relations qe=f(Ce), nommé isotherme. L'isotherme d’équilibre d’adsorption du colorant BB41 sur la bentonite est présentée par la figure suivante. L’isotherme normale de Langmuir, indique l’adsorption à plat de molécules bi fonctionnelles. Le rapport entre la concentration résiduelle en solution et adsorbée diminue lorsque la concentration du soluté augmente, décrivant ainsi une courbe concave, cette courbe suggère une saturation progressive de l’adsorbant. Cette figure révèle que l’isotherme d’adsorption de BB41 sur la bentonite est du type L.
pH Modèle de Langmuir Modèle de Freundlich
R² B (L.mg-1) Qm (mg/g) R² n Kf(L.Kg-1)
2 0,989 0,37 434,7826 0,6224 8,9206 265,5757
4 0,9913 0,3 416,6666 0,7833 9,74658 258,2169
6 0,999 0,29487 434,7826 0,9927 7,71604 243,1552
8 0,9985 1,0909 416,6666 0,6791 8,3752 262,3816
10 0,37 0.2777 666.6666 0,3835 1,7292 146,32
pH Modèle de Temkin Modèle de Dubinin-Radcushkoivch
R² B (J/mol) At (L/g) R² Xm Kt
2 0,5778 62,1948 657,2672 0,6411 405,53 6.10-7
4 0,7537 69,4848 1051,075 0,6581 386,1 6.10-7
6 0,9924 54,0365 135,5 0,843 399,974 1.10-6
8 0,6761 58,428 384,9099 0,9496 421,66 2.10-6
10 0,306 55.354 450.278 0,5207 582,25 2.10-6
139
Modélisation des isothermes Une cinétique est réalisée afin de déterminer le temps d'équilibre qui nous permettra d'établir des isothermes de l’équilibre d'adsorption et de déterminer ainsi les constantes d'équilibre de l'adsorption du colorant. Pour étudier les isothermes d’équilibre, nous avons fait appel aux modèles de Langmuir, Freundlich, Temkin et de Dubinin-Raduschkovitch. Ces modèles sont parmi les plus utilisés pour décrire l’adsorption du colorant sur la bentonite afin de chercher et de confirmer la meilleure représentation des points expérimentaux selon ces modèles.
Table 2 : Récapitulatif des constantes
L’examen des résultats des tableaux concernant les coefficients de corrélation, mettent en évidence le modèle qui représente mieux nos expériences est le modèle de Langmuir avec des coefficients de corrélation plus élevés. La nature de l’adsorption est déterminée en calculant le facteur de séparation définie par la relation suivante : Les valeurs de RL étant comprises dans l’intervalle 0 et 1, ce qui reflète une adsorption favorable du colorant BB41 sur bentonite
pH b RL
2 0,37 0,01769912
4 0,3 0,02173913
6 0,29487 0,02210898
8 1,0909 0,00607404
10 0,2777 0,02344391
140
Conclusion Les expériences d’adsorption montrent que l’argile utilisée est très efficace dans l’élimination d’un colorant basique comme le bleu de méthylène à des concentrations relativement faibles en milieu aqueux. Son activation améliore beaucoup sa capacité d’adsorption. Ainsi, une grande contribution à la protection de l’environnement. Références 1. Amirouche L., Etude du pouvoir de sorption du Cuivre (II), du Zinc (II) et des polyphénols par les bentonites
sous l’effet des irradiations micro-ondes, (2011). 2. El-Qada E., Allen S. et Walker G. Chemical Engineering 142 (2008) 1 3. Stavropoulos G.G. et Zabaniotou A. A. Micro porous and mesoporous material 82 (2005) 79 4. Paradas E.G., Sanchez M.V., Cicciana M.S., Sanchez J.C., Perez M. Chemical Technology and Biotechnology
(1993) 56 5. Bergaya F., Theng B.K.G. and Lagaly G. Handbook of Clay Science, Developments in Clay Science, Vol. 1,
Elsevier (2006). 6.Bailey S.E., Olin T.J., Bricka M., Adrian D.D. Water Research 33 (1999) 2469 7.Orthman J., Zhu H.Y., Lu G.Q. Separation and Purification Technology 31 (2003) 53 [8]BelkacemBenguella, Aicha Yacouta-Nour, Elimination des colorants acides en solution aqueuse
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ETUDE DE L’INFLUENCE DU RAPPORT S/L ET LA VITESSE D’AGITATION SUR LE RENDEMENT DE LA LIXIVIATION D’UN
DECHET INDUSTRIEL D. Zerrouki*, A.Benhadji , M. Taleb Ahmed # Reaction Engineering Lab / GE _ FGMGP _ USTHB
BP 32 Bab Ezzouar _ Algiers Algeria [email protected]
Résumé : Ce travail a pour objectif de valoriser des déchets générés par l’industrie de textile en
récupérant de la matière organique par une lixiviation chimique. Une étude paramétrique à été effectuée. L’étude de l’influence du rapport S/L et la vitesse d’agitation sur le rendement de la lixiviation nous a conduit à déduire le meilleur rendement : une vitesse d’agitation de 200 trs/min et un rapport S/L de 1 /10 en présence de 0,75M de lixivant à température ambiante.
Introduction
Le déchet de l’industrie textile est un des mélanges très complexes résultant du traitement des eaux usées. Les effluents des industries textiles sont extrêmement difficiles à traiter en raison de la forte teneur en polluants tels que les colorants, les tensioactifs, les métaux lourds, des détergents, des solvants et des composés récalcitrants [1, 2, 3,4]. Les polluants qui ne peuvent pas être dégradés et éliminés sont susceptibles de s'accumuler dans les déchets [5]. Ces derniers sont considérés comme dangereux, car ils sont souvent contaminés par des métaux lourds de colorants et des produits chimiques [6]. Par conséquent, il est nécessaire de trouver des solutions alternatives pour la gestion des déchets de l’industrie de textile. Parmi les techniques de traitement de matrices solide, nous citons la lixiviation chimique. La lixiviation est l’extraction par voie liquide d’éléments ou de molécules inorganiques ou organiques contenus dans une matrice solide, mettant en œuvre des mécanismes chimiques ou biologiques. Elle consiste donc, à la mise en contact d’une phase solide (déchet) et une phase liquide (réactifs). L’intérêt de notre étude est de valoriser ce déchet en récupérant la matière organique présente par lixiviation chimique. II. Matériels et méthodes L’échantillon de déchet étudié a été prélevé manuellement à partir de bassin de sédimentation primaire de la station d’épuration des eaux usées de complexe de textile (Algérie), en Février 2015. La détermination de la teneur en matière sèche de ce déchet a été effectuée par séchage. Une masse m a été mise dans l’étuve à 105°C pendant 24 h selon la norme NF M03-002 [7], jusqu’à ce que la masse soit constante. La détermination de la teneur en métaux lourds a été réalisée par spectrométrie (SoLAAR 969) en mode flamme : acétylène/Air et acétylène/N2O pour Al et Cr. Des échantillons de déchets ont été mis en contact avec un lixiviant afin de récupérer la matière organique. Le mélange réactionnel déchet-lixiviant est soumis é été agité à l’aide d’un agitateur mécanique de type ER10 pendant une durée déterminée (1h) (Figure 1). Après décantation, la solution a été filtrée puis analysée par spectrophotométrie UV-Visible (SHIMADZU /UV-1800) à une longueur d’onde de 204 nm.
142
Figure 1 : Dispositif expérimental
L’étude paramétrique a porté sur la variation du rapport S/L ( 1/10, 1/20, 1/50) et la variation de la vitesse d’agitation ( 100 et 200 trs/min).
III. Résultats et discussions 1. Caractérisation du déchet
D’après les résultats obtenus ; nous remarquons que la conductivité est faible traduisant une faible présence des ions conducteurs du courant électrique. Vu le taux en humidité (<75%) déterminée, le déchet est considéré comme déchet solide (Tableau 1). Du tableau 2, nous remarquons, que la concentration des métaux lourds dans le déchet brute est inférieure à la norme européenne exigée, cependant la concentration en fer est élevée due à la nature de coagulant utilisé durant le traitement des effluents liquides de l’industrie de textile.
Tableau 1 : Paramètres physiques de déchet
Paramètre Résultats Valeur trouvée dans la littérature pH à 20°C 7,45 9 ,13[8] ; 8,7 [9] ; 8 ,2[10]
Conductivité 20°C 544(µS/cm) 6,90[9] (mS/cm) ; Taux de la matière sèche (%) 53,28% ----
taux d’humidité (%) 46,76% 10,50[9] ; 93,24[10]
Tableau 2: Teneur des métaux lourds dans le déchet de textile
Eléments Teneur en mg/kg Cadmium 4
Zinc 178 Fer 2260
Cuivre 20 Plomb 10
143
2. Lixiviation chimique du déchet a. Effet du rapport solide /liquide Dans le but d’évaluer l’effet du rapport solide/liquide sur l’extraction de la matière organique, nous avons réalisé des expériences en utilisant différents rapports S/L : 1/10, 1/20 et 1/50.
1/10 1/20 1/500
2
4
6
8
10
12
14
16Ab
sorba
nce
S/L
Figure 2 : Evolution de l’absorbance de lixiviat en fonction de rapport solide/liquide
(vitesse d’agitation : 100 tr/min ; [lixiviant] =0,75 M ; température ambiante ; temps de contact : 1 h)
La figure 2 montre que l’augmentation de rapport S/L fait augmenter l’absorbance de la solution, traduisant la présence de matière organique dans la solution. Le maximum d’absorbance est observé lorsque le rapport S/L est de 1/10.
4. Effet de la vitesse d’agitation Pour évaluer l’effet de la vitesse d’agitation sur l’extraction de la matière organique, nous avons réalisé des expériences toute en gardant les autres paramètres constants. La figure 3 illustre l’évolution de l’absorbance de lixiviat en fonction de la vitesse d’agitation pour le lixiviant utilisé.
60 80 100 120 140 160 180 200 220 2400
5
10
15
20
Abso
rbanc
e
Vitesse d'agitation (trs/min)
Figure 3 : Evolution de l’absorbance de lixiviat en fonction de la vitesse d’agitation (Rapport S/L=1/10 ; [lixiviant]=0,75M ; température ambiante ; temps de contact=1 h)
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La figure 3 montre que l’absorbance de lixiviat est proportionnelle avec la vitesse d’agitation pour le lixiviant étudié.
Conclusion :
Ce travail avait pour objectif l’étude de la récupération de la matière organique à partir d’un déchet de l’industrie textile par lixiviation chimique. Nous avons fait varie les paramètres suivants : la vitesse d’agitation et le rapport S/L. Les résultats obtenus nous ont conduit à déduire que les paramètres optimum de la lixiviation sont : Un rapport solide/liquide=1/10 et une vitesse d’agitation de 200tr/min Référence bibliographique [1] Liang, X.,Ning,X.A.,Chen,G.X.,Lin,M.Q.,Liu,J.Y.,Wang,Y.J.,2013.Concentrations and speciation of heavy
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