Adsorption des ions de zinc, cuivre et plomb dans des conditions proches des eaux de ruissellement 

Principaux aménagements pour rétention diffuse

Les aménagements comme les structures réservoirs sous voiries et à proximité, les noues, les jardins humides, les micro-bassins et les toitures végétalisées sont des solutions de rétention des écoulements plus diffuses que les grands ouvrages de stockage. Toutefois, ces solutions de gestion du flux pluvial ne sont pas simples, elles demandent des considérations techniques et des analyses spécifiques tant au niveau de la réalisation que de la maintenance, du fait de la diversité des contextes (bassin versant en zones residentielles ou industrielles, proximité de fort trafic). Les aménagements sont avant tout dimensionnés en fonction des volumes d’eau à traiter (méthodes des pluies, des volumes, des débits variables). Ces différentes méthodes ont des limites et sont à choisir en fonction du bassin versant et des précipitations. Toutefois il semble que malheureusement, avec le temps, des dysfonctionnements imprévus et imprévisibles apparaissent. A long terme, les apports chroniques contribuent à encrasser les dispositifs, nécessitant des travaux lourds. Par ailleurs, il ne peut être exclu, vu le contexte urbain, que des pollutions accidentelles peuvent se produire, leurs effets sont compliqués à gérer et difficiles à justifier économiquement.

Structures réservoirs

Les structures réservoirs à chaussées perméables sont conçues pour stocker temporairement les eaux de ruissellement de surface, en autorisant une infiltration dans le sous-sol (USEPA, 1999b). Les revêtements perméables comprennent les pavés en blocs, les systèmes de grillage en plastique, les asphaltes poreux et les bétons poreux (Dietz, 2007). Il a été montré que les chaussées perméables réduisent les eaux de ruissellement et les charges polluantes associées dans plusieurs endroits (Dietz, 2007 ; Collins et al., 2008; Pezzaniti et al., 2009; Collins et al., 2010; Fassman et Blackbourn 2010; Tota-Maharaj et Scholz 2010; Beecham et al., 2012).
La moyenne de réduction des eaux de ruissellement par les chaussées poreuses varie entre 50% et 93% (Legret et al., 1999 ; Pagotto et al., 2000 ; Rushton, 2001 ; Hunt et al., 2002 ; Dierkes et al., 1999, Meyers et al., 2011). Dans l’étude de suivi d’un parking perméable dans la Caroline du Nord, Hunt et al. (2002) ont montré que 75% des eaux pluviales ont été captées par le milieu poreux. Collins et al. (2008) ont aussi trouvé que les pavés perméables de béton autobloquants peuvent retenir jusqu’à 6 mm sans que le ruissellement se produise.

Les toits végétalisés

Un toit végétalisé est un toit de bâtiment partiellement ou complètement couvert de végétation muni de membranes étanches, pour compenser la végétation enlevée lors de la construction (Miller 1998 ; USEPA 2000b). Les toits végétalisés sont utilisés pour contrôler le volume d’eau ruisselée, améliorer la qualité de l’air et de l’eau et promouvoir la conservation de l’énergie (USEPA 2000b). Ils sont classés selon deux catégories, intensifs et extensifs, selon l’épaisseur de la couche du toit et le niveau de maintenance nécessaire (GRRP 2010, Bianchini et Hewage 2012). Ils peuvent contenir des herbes, des fleurs, des arbres ainsi que des systèmes de drainage afin de retenir et acheminer les eaux de pluie ralentissant ainsi la vitesse de ruissellement.
La moyenne de rétention des précipitations des toits végétalisés varie entre 20% et 100% (VanWoert et al., 2005 ; Dietz, 2007 ; Hathaway et al., 2008 ; Fioretti et al., 2010 ; Carpenter et Kaluvakolanu, 2011). Il a été montré que ce rendement diminue avec l’augmentation de la quantité des eaux de pluie (Moran et al., 2005 ; Carter et Rusmussen 2005). En effet, durant un événement pluvieux, une fois la capacité de rétention d’eau du matériau est atteinte, les eaux en excès deviennent des eaux de ruissellement. Dans ce contexte, des études à Georgia Piedmont ont révélé que la capacité de rétention de précipitations des toits extensifs passe de 90% pour un événement de 12 mm à 39% pour un événement de 50 mm (Carter et Rusmussen, 2005). D’autres études ont montré que la profondeur du sol du toit ainsi que la composition de la végétation modifient la performance du système (Dunnett et al., 2008 ; Buccola et Spolek, 2011).
Concernant l’élimination des polluants, bien que l’étude de terrain de Hathaway et al. (2008) a montré que les toits végétalisés retiennent 64% des eaux pluviales, peu de nutriments sont retenus. En outre, des études ont montré des concentrations importantes de pertes d’azote et de phosphore par les toits sous aucune condition de fertilisation (Hutchinson et al., 2003 ;Monterusso et al., 2004, Moran et al., 2005). Ceci suggère un grand risque de contamination des eaux en cas de pratique de fertilisation (Berndtsson et al., 2006 ; Emilsson et al., 2007).
Les recherches menées sur l’élimination des métaux par les toits végétalisés ont montré différents résultats. Gregoire et Claussen (2011) ont fait le suivi d’un toit végétalisé en Connecticut (États-unis) et ont trouvé que les toits végétalisés peuvent effectivement réduire le zinc et le plomb. Cependant, Alsup et al., (2010) ont montré que les matériaux de toiture tels que l’axis, l’arklyate, le cendre de charbon, le lassénite et l’haydite peuvent constituer une source de métaux lourds dans les eaux de ruissellement.
Ainsi, bien que les toits végétalisés réduisent le volume de ruissellement, leur utilisation comme moyen d’amélioration de qualité des eaux n’est pas complètement approuvée. Il est primordial de prendre des précautions au moment de leur installation, en vue de minimiser les apports en micropolluants aux eaux de ruissellement. Ainsi, faudrait-il prêter attention au choix des matériaux et à la sélection des plantes, et faire des entretiens de maintenance de l’ouvrage de façon régulière.

Les limites de ces aménagements

L’utilisation fréquente des techniques alternatives dans le cadre de la gestion des eaux pluviales a soulevé de nombreuses inquiétudes sur le devenir des micropolluants transportés par l’eau dans le sol et sur la menace qu’ils présentent pour les eaux souterraines. Il est légitime de s’interroger sur le devenir des micropolluants dans le milieu poreux : sol humide végétaliséet/ou structure réservoir.
Même si le principe de dépolluer à la source est retenu, et que toutes les eaux collectées traversent un dispositif de dépollution (du simple décanteur au décanteur complexe, mais aussi des massifs filtrants, composés de différentes couches filtrantes et drainantes, associées à des filtres synthétiques), avant le stockage provisoire et la restitution dans le milieu naturel, il reste des micro-polluants sous forme solutés. Les géotextiles synthéthiques et les lits filtrants à base de sable sont des dispositifs largement utilisés dans les procédés classiques de traitement des eaux(Lassabatere, 2002). Bien que ces dispositifs assurent une bonne rétention des particules solides, ils sont inopérants pour retenir les colloïdes, les réactifs et les micropolluants.
Dans ce contexte, l’usage de filtres à durée de vie limitée à base de fibres naturelles pour la dépollution des eaux est judicieux (Kargi et al., 2006). Les géotextiles à base de fibres végétales sont aussi employés pour leur capacité mécanique à renforcer la stabilisation des talus végétalisés et la protection des rives des cours d’eau (Datye et Gore, 1994, Basu et al., 2019, Prambauer et al., 2019). Les travaux de thèse de Abbar (2018) ont permis de montrer l’efficacité du géotextile de lin à retenir des polluants particulaires et dissous de zinc, cuivre et plomb.
Nous énoncerons les processus principaux intervenant dans le devenir des micropolluants – métaux lourds et HAPs – dans les sols(Werkenthin et al., 2014). On peut classifier les processus ayant lieu dans le sol en deux types : un processus conservatif qui modifie uniquement la spéciation et la mobilité des polluants, ce qu’on appelle la rétentionet un deuxième processus présentant un phénomène dissipatif et s’agit du mécanisme de dégradation (Sparks, 2003). Notons que les micropolluants organiques subissent les deux types de processus (tsibart et Gennadiev, 2013 ; Wilcke, 2000), contrairement aux métaux qui ne sont soumis qu’au phénomène de la rétention.

La rétention des métaux lourds

La mobilité des métaux dans le sol est principalement régie par la présence et la quantité des constituants dans la phase solide : argile minéralogique, oxydes de fer, d’aluminium, de manganèse, matière organique du sol, carbonates (Alloway, 2012). L’accumulation des métaux à l’interface solide/eau se fait par des réactions physicochimiques qu’on peut classifier en trois types principaux, (i) la physisorption engendrée par des interactions électrostatiques et les interactions de Van der Waals dûes à la charge de la surface du sol (Atkins et de Paula, 2012), un processus rapide mais réversible pour les particules non poreuses (ii) la chimisorption, régie par des liaisons de covalence entre les métaux et les groupes fonctionnels de surface (les hydroxyles et les radicaux libres des molécules organiques) agissant comme des ligands, permet une rétention stable en raison de sa grande énergie de liaison (Atkins et De paula, 2012), et (iii) la précipitation qui développe la structure cristalline du sol et engendre l’immobilisation des métaux lourds dans le cas d’une infiltration d’eau très contaminée (Stumm,1992).

La dégradation des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAPs)

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques sont des micropolluants organiques non polaires qui, en plus leur sorption dans le sol, subissent les processus de volatilisation et biodégaradation.
Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAPs) ont une grande affinité pour les composants organiques, spécialement les substances humiques (Srogi, 2007 ; Tsibart and Gennadiev, 2013). Leur sorption sur les surfaces externes des particules du sol est souvent considérée instantanée et suivie par un processus semblable à la diffusion, qui est cinétiquement limité (Maliszewska-kordybach, 2005 ; Leroy et al., 2015), ceci tend à diminuer la biodisponibilité des contaminants et peut mener à des rétentions irréversibles(Brusseau et al., 1991). Dans des cas particuliers, où le sol possède une faible matière organique, la matière minérale peut agir comme une phase absorbante des HAPs ou de la matière humique, et larétention cette fois-ci est complètement réversible(Gabet, 2004).

Biomasse algale

Les algues sont une biomasse naturelle renouvelable qui a attiré l’attention de plusieurs chercheurs en tant qu’organismes à tester et exploiter dans l’adsorption des métaux lourds. Elles se régénèrent de façon permanente et rapide, d’où leur grand avantage de disponibilité, elles se caractérisent également par leur faible coût, et leur capacité d’adsorption importante (Apiratikul et Pavasant, 2008; Sharma et Garg, 2014).
Dans la littérature, on trouve des recherches ayant testés des algues vertes comme la macro algue marine Chaetomorpha linum (Ajjabi et Chouba, 2009), Caulerpa Lentillifera (Pavasant et al., 2006), Ulva lactuca (El-Sikaily et al., 2007), Cladophora fascicularis (Deng et al., 2007), Ulva reticulata (Vijayaraghavan et al., 2005) (voirtableau 1.6).

Les nanotubes de carbone (Carbon nanotubes CNTs)

Découverts par Iijima (1991) en 1991, les nanotubes de carbone ont été largement étudiés compte tenu de leurs excellentes propriétés et leurs applications attractives dans les méthodes de décapage voltammétrique et électrochimique, ainsi que la détermination des métaux lourds (Rao et al., 2007).
Les nanotubes de carbone sont un sous-produit de la synthèse des fullerènes, qui se présente sous formes de tubes creux, de diamètre nanométrique et de longueur micrométrique. Ils constituent, après le graphite et le diamant, la troisième variété allotropique avec les fullerènes (Figure 1.6). Il existe deux types de CNTs, les nanotubes de carbone mono-feuillet (single-wall carbon nanotubes SWNTs) composé d’un feuillet de graphène enroulé sur lui-même, et les nanotubes de carbone multi-feuillets (multi-wall carbon nanotubes MWNTs) composés de plusieurs feuillets de graphène (2 à 50) enroulés les uns autour des autres (Odom et al., 1998).

Échange ionique

En plus de ces deux mécanismes de complexation, l’échange ionique est un mécanisme aussi important, et rapporté être dominant dans les processus d’adsorption dans plusieurs études. C’est un processus chimique réversible qui consiste à remplacer une espèce chimique à la surface du matériau adsorbant par une autre provenant de la solution aqueuse. Chen et al. (2010) ont démontré que le processus de biosorption par la poudre de feuilles de Cinnamomum camphora était dominé par l’échange ionique en se basant sur l’analyse infrarouge FTIR et les spectres EDS. Božić et al. (2009) ont étudié l’implication du mécanisme d’échange d’ions dans l’adsorption des ions de Cu, Zn, Mn, Ni, Cd et Fe sur la sciure du bois des arbres feuillis. Les auteurs ont observé que les métaux lourds et protons étaient substitués par des métaux acalinoterreux contenus dan la structure moléculaire de l’adsorbant, en investiguant la libération de ces ions alcalino terreux dans la solution aqueuse.

Influence des paramètres physicochimiques sur l’efficacité d’adsorption

L’adsorption et la biosorption sont très dépendantes des paramètres physicochimiques qui conditionnent l’environnement aqueux, à savoir la température, le pH, la force ionique ainsi que les concentrations initiales des adsorbats et le temps de contact. Généralement, plus ces facteurs sont élevés, plus le taux de métaux adsorbés est important(Sahu et al., 2009 ; Agarwal et Singh, 2017).
– Le pH est un facteur essentiel qui influence la performance de l’adsorption des métaux lourds.
Plusieurs études ont montré qu’à pH < 4,0 se produit la protonation de surface qui résulte en une charge positive de l’adsorbant, empêchant ainsi la liaison des métaux lourds avec l’adsorbant par des forces électrostatiques de répulsion. Inversement, quand le pH augmente, la surface devient plus négative et interagit plus aisément avec les métaux chargés positivement (Chen et al., 2010 ; Li et al., 2018).
D’autre part, les solutions aqueuses à pH faible contiennent une forte concentration des ions H + qui rentrent en compétition avec les cations métalliques pour les sites d’adsorption de surface, défavorisant ainsi l’adsorption des métaux lourds. Mais au fur à mesure que le pH augmente, la concentration des ions H + diminue et les sites d’adsorption deviennent à nouveau disponibles (Chen et al., 2010 ; Li et al., 2018).
– La force ionique est également un paramètre important qui affecte l’efficacité de l’adsorption. Villaescusa et al. (2004) ont examiné l’influence du chlorure de sodium sur la capacité d’adsorption du résidu de tiges de raisin, et ont observé une diminution considérable du taux d’adsorption des cuivre et nickel quand la force ionique augmentait, à cause de la formation des complexes chlorure de métaux lourds. Zhang. (2011) a aussi observé dans son étude sur l’adsorption du zinc, cuivre et plomb sur le compost du fumier que, plus la force ionique est importante, moins c’est la capacité d’adsorption des cuivre et zinc, tandis que pour le plomb l’effet de la force ionique était négligeable.
– La température est un autre paramètre qu’il faut prendre en considération. Dans certaines études, il a été montré que l’adsorption est favorisée à plus hautes températures. Dans une étude de Malkoc et Nohaglu (2005), le taux d’élimination du nickel a augmenté de 22% quand la température a augmenté de 25 °C à 60 °C. Demirbas et al. (2009)ont également étudié l’effet de température en utilisant le charbon actif à base de coquilles de noisette comme adsorbant, et ont trouvé que la capacité d’adsorption du cuivre augmentait de 48,6 mg/g à 58,3 mg/g quand la température passait de 20 °C à 50 °C. Ce constat a été expliqué par l’augmentation de l’énergie cinétique des ions dans la solution qui permet plus de contact avec l’adsorbant (Dermirbas et al., 2009). Weng et al. (2014) attribuent ce phénomène à l’augmentation de la force motrice de diffusion à travers la couche limite externe ainsi que la vitesse de diffusion à l’intérieur des pores.

Structure de la plante du lin

Au niveau macroscopique, une tige de lin est composée, de l’extérieur vers l’intérieur, d’écorce, de phloème (ou liber) qui enveloppe les faisceaux de fibres, de xylème (moelle interne composée par des cellules riches en lignines) et- d’un vide central (Charlet et al., 2007 ; Meirhaeghe et Bewa, 2011). Au niveau méso-scopique, la section transversale d’un faisceau contient entre 10 et 40 fibres qui sont liées entre elles principalement par la pectine (Charlet et al., 2007).
La microstructure de la fibre lin est très complexe, compte tenu des proportions variables des différents matériaux qui la composent et de l’organisation hiérarchique à différentes échelles de longueur (Baley et al., 2002).
A l’échelle microscopique, chaque fibre élémentaire est elle-même constituée de parois cellulaires concentriques, qui diffèrent les unes des autres en termes d’épaisseur et d’agencement de leurs composants constitutifs. Au centre de la fibre élémentaire, les cylindres concentriques contiennent un petit canal ouvert au milieu appelé le lumen qui contribue à l’absorption d’eau (Figure 1.12). La paroi cellulaire externe conçue comme la paroi cellulaire primaire a une épaisseur de 0,2 μm seulement (Bos et Donald, 1999). Sur le côté extérieur, la fine paroi cellulaire primaire recouvre la paroi cellulaire secondaire plus épaisse qui est responsable de larésistance de la fibre et renferme le lumen.

Table des matières
RÉSUMÉ 
ABSTRACT
REMERCIEMENTS 
LISTE DES FIGURES 
LISTE DES TABLEAUX 
INTRODUCTION 
CHAPITRE 1 : ETAT DE L’ART
1.1. Origine et nature des polluants dans les eaux de ruissellement
1.2. Gestion des eaux pluviales et techniques alternatives
1.2.1. Principaux aménagements pour rétention diffuse
1.2.2. Les limites de ces aménagements
1.2.2.1. La rétention des métaux lourds
1.2.2.2. La dégradation des hydrocarbures aromatiques polycycliques
1.3. Adsorption : Une technique prometteuse de traitement des eaux
1.3.1. Adsorption des métaux lourds par les biosorbants
1.3.2. Adsorption des métaux lourds par la matière minérale (carbones, zéolites, argiles)
1.3.2.1. Les charbons actifs
1.3.2.2. Les nanotubes de carbones
1.3.2.3. Les zéolites
1.3.2.4. Les argiles
1.3.3. Les mécanismes d’adsorption et les paramètres qui contrôlent la capacité d’adsorption
1.3.3.1. Complexation de sphère interne et externe
1.3.3.2. Echange ionique
1.3.3.3. Influence des paramètres physicochimiques sur l’efficacité d’adsorption
1.4. Désorption
1.4.1. Méthodes de traitement
1.4.2.1. Agents de désorption acides
1.4.2.2. Agents de désorption alcalins
1.4.3. Désorption des ions métalliques par des biosorbants végétaux
1.5. Présentation du contexte local
1.5.1. Précipitations et Dépôts atmosphériques dans l’estuaire de la Seine Maritime
1.5.2. Qualité des eaux de ruissellement
1.5.3. Production du lin et valorisation d’un coproduits
1.7. Conclusion
CHAPITRE 2 : MATERIEL ET METHODES
2.1. Matériaux et produits chimiques utilisés
2.2. Essais d’asorption et de désorption
2.3. Protocole d’analyse des concentrations de métaux
2.4. Conclusion
CHAPITRE 3 : ADSORPTION COMPÉTITIVE ET NON COMPÉTITIVE DES IONS DE ZINC, CUIVRE ET PLOMB DANS LES SOLUTIONS AQUEUSES PAR LES FIBRES DE LIN (Article publié dans Chemosphere 2020)
Résumé
Abstract
3.1. Introdcution
3.2. Materials and methods
3.2.1. Preparationof biosorbent
3.2.2. Batch experiments
3.2.2.1. Kinetics trials in monometal and mulimetal solutions
3.2.2.2. The study of pH and biosorbent concentration effects
3.2.2.3. Biosorption curves at equilibrium
3.3. Results and discussion
3.3.1. Characterization of biosorbent: SEM and FT-IR analysis
3.3.2. Biosorption kinetics
3.3.3. Effect of pH
3.3.4. Effect of the amount of biosorbent
3.3.5. Effect of intial concentration
3.3.6. Biosorption curves in competitive and non-competitive experiments
3.4. Conclusion
Akcnowledgments
Supporting information
CHAPITRE 4 : DÉSORPTION DES IONS DE ZINC, CUIVRE ET PLOMB DES FIBRES DE LIN
4.1. Introduction
4.2. Matériel et méthodes
4.2.1. Matériel et produits chimiques
4.2.2. Essais batch
4.2.3. Cinétique de désorption
4.2.4. Diagramme de désorption à l’équilibre
4.2.5. Essais de désorption des ions de zinc, cuivre et plomb en utilisant d’autres concentrations d’agents désorbants
4.2.6. Essais de désorption des ions de zinc et cuivre dans une solution de plomb
4.3. Résultats
4.3.1. Cinétique de désorption des ions de zinc, cuivre et plomb
4.3.2. Diagrammes de désorption à l’équilibre
4.3.3. Désorption des ions de zinc, cuivre et plomb sous différentes concentrations d’agents désorbants
4.3.4. Désorption des zinc et cuivre dans une solution de plomb
4.4. Conclusion
CHAPITRE 5 : ADSORPTION DES IONS DE ZINC, CUIVRE ET PLOMB PAR LE CHARBON ACTIF D’ANAS DE LIN (ACFS)
5.1. Introduction
5.2. Matériel et méthodes
5.2.1. Adsorbant utilisé
5.2.2. Essais batch
5.3. Résultats et discussion
5.3.1. Analyse infrarouge FTIR
5.3.2. Cinétique d’adsorption du charbon actif ACFS
5.3.3. Effet du pH
5.3.4. Effet de la concentration d’adsorbant
5.3.5. Analyse des isothermes d’adsorption de l’ACFS
5.4. Conclusion
CHAPITRE 6 : ADSORPTION DES IONS DE ZINC, CUIVRE ET PLOMB DANS DES CONDITIONS PROCHES DES EAUX DE RUISSELLEMENT 
6.1. Introduction
6.2. Matériels et méthodes
6.2.1. Essais de cinétique
6.2.2. Effet de la concentration initiale
6.2.3. Effet de la force ionique
6.2.4. Essais dynamiques
6.3. Résultats
6.3.1. Cinétique d’adsorption
6.3.2. Effet de la concentration initiale
6.3.3. Effet du pH
6.3.4. Effet de la force ionque
6.3.5. Effet de Efficacité de la colonne remplie de sable et de fibres de lin : Cycle adsorption/ désorption
6.4. Conclusion
SYNTHЀSE GÉNÉRALE
CONCLUSION ET PERSPECTIVES 
PUBLICATIONS ET CONGRЀS 
ANNEXES
RÉFÉRENCES

Lire le rapport complet