Caractéristiques générales de l’impédance de l’interface métal/électrolyte

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Origines de pollution :

Les nitrates existent dans les eaux à l’état naturel en absence de pollution. Leur concentration, alors, n’excède en général pas 3 mg/L à 5mg/L dans les eaux superficielles et 0.1 à 1 mg/L dans les eaux souterraines.
L’augmentation des teneurs des composés azotés traduit une pollution de le ressource liée aux activités humaines et en particulier aux activités de surfaces voir tableau 1.1 [8]. Une proportion non négligeable de la pollution par les nitrates provient des rejets de nitrates liés aux activités agricoles. Plusieurs études ont montré que le type d’activités agricoles avait un impact sur la concentration de nitrates mesurée dans l’eau souterraine [9]. On trouve en tête de liste l’utilisation d’engrais et les déjections d’élevag dans les cultures céréalières et maraîchères, soit dans les zones d’élevage intensif où la production d’engrais de ferme épandue dépasse souvent les capacités d’épuration des sols et des ulturesc.
La pollution par les nitrates d’origine agricole est à caractère diffus, c’est-à-dire que l es auteurs ne sont pas facilement identifiables. En effet, il est souvent impossible d’imputer précisément les pollutions constatées à des exploitations agricoles bien définies parce qu’il y a des aléas et des facteurs interdépendants intervenant dans la connaissance des processus, spécialement pour les délais de transfert; une pollution observée aujourd’hui peut être la conséquence des actions datant de plusieurs années[11].
D’autres sources de pollution en nitrate existent pour les eaux superficielles, elles sont ponctuelles est bien définis, selon Vivatenne [7], elles sont localisées donc identifiables et quantifiables. Elles sont issues des réseaux urbains défectueux, des dépôts d’ordures mal contrôlés, des effluents fortement chargé au sortirde station d’épuration de disposant d’unité de dénitrification et des rejets industriels. Certaines industries peuvent rejeter des eaux usées chargées en nitrates, par exemple dans l’agro-alimentaire [12].

Cycle de l’azote dans le sol :

L’azote est essentiel à la vie car c’est un élément de base des protéines, composés indispensables aux être vivants. Il se trouve dansle sol sous forme inorganique, les ions nitrate et nitrite, le cation ammonium et sous forme organique, des acides aminés et non aminés et diverse autres espèces chimiques. Ce sont les molécules inorganiques qui constituent la base de la nutrition minérale des plantes. Les racines absorbent aussi bien l’anion NO 3 que le cation NH+4 mais dans des proportions qui dépendent souvent la principale source d’azote étant donné qu’il n’est présent que dans la solution du sol et que le cation ammonium s’y trouve à des petites concentrations en raison de son adsorption [13] la figure1.1 donne un schéma général du cycle de l’azote dans le sol.

Apports atmosphérique

La pollution de l’air par les oxydes d’ azote est à l’origine de la formation d’acide nitrique, qui est apporté au sol par les pluies acides [13], qui enrichissent le sol à raison de 5 à 2 0 kg ha-1 an-1. Ces apports sont d’autant importants que les sols se trouvent à proximité de sites industriels et de grandes villes où la pollution est importante [15].

Fixation symbiotique et non symbiotique :

C’est une voie importante d’incorporatio n de l’azote au sol tant naturelle qu’artificielle. La voie naturelle concerne le sol par ensemble de transformations microbiennes faisant intervenir des micro-organismes libre et des micro-organismes symbiotiques.
La fixation symbiotique apporte au sol des grandes quantités d’azote, pouvant atteindre plusieurs centaines de kg d’azote ha -1 an-1 . Elle est due à des bactéries du genre rhizobium surtout associées à des légumineuses [13]. Un hectare de légumineuses fixe de 100 à 400 kg d’azote an -1 .Les conditions favorables symbiotique correspondent à des températures comprises entre 6 et 300 C, un pH de 3 à 9 et une humidité élevée. L’abondance relative d’un substrat carboné métabolisable dans le sol favorise la fixation, tandis que la disponibilité de l’azote minéral la défavorise.
La fixation non symbiotique correspond à l a réduction de l’azote gazeux de l’atmosphère en ammoniac par les bactéries anaérobies Clostridium() ou aérobies (Azotobacter) ou bien des photosynthétique (algues). L’oxygène est indispensable pour cette fixation donc une humidité élevée est défavorable [15]. Cette fixation apporteau sol des quantités d’azotes relativement petites, de l’ordre de 10 à30 kg ha -1 an-1 [16].

Fertilisation :

Lorsque le niveau de fertilité naturelle établi par fixation de l’azote de l’air par les bactéries n’est pas suffisant pour assurer un rendement élevé, un apport important d’azote doit être réalisé afin de mettre à la disposition de plante les éléments nécessaires à sa croissance et pour atteindre un rendement élevé [15] ; les apports azotés sont faits, soit directement sous forme de nitrates, soit directement sous forme d’ammoniac ou d’urée qui se transforment ensuite dans le sol en nitrates [12]. Quelle que soit la forme d’origine, l’azote se retrouve plus ou moins rapidement sous forme nitrique [17] : Urée (CO (NH) ) →ammonium (NH+ ) → nitrate (NO- )
Les nitrates sont très solubles dans l’eau de sorte que leur passage dans la solution du sol se produit immédiatement après leur application. Le tableau 1.2 présente les principales substances fertilisantes [13].

Transformations :

La minéralisation et la réorganisation sont deux phénomènes simultanés, qu’il est difficile de  séparer lors des observations au champ. Ces phénomènes dépendent des conditions édaphiques des systèmes climat, sol, plante. C’est la biomasse microbienne qui permet la transformation des produits organiques et inorganiques [15].

Adsorption par les plantes :

L’anion nitrate est une des principales sources d’azotes pour les plantes qui en prélèvent des quantités variables, généralement plus petitespour les écosystèmes naturels que pour les écosystèmes cultives. Les prélèvements d’azote varient dans un large domaine, de 50 à 500 kg d’azote élémentaire par hectare et par an selon lescultures et les modes de production végétale. Ils sont un terme particulièrement important du bilant azoté des sols et jouent un rôle considérable dans le déterminisme de la pollution zotéea des eaux [13].

Pertes par voie gazeuse :

La dénitrification est le principal processus responsable de la perte d’azote dans le sol [22]. C’est un ensemble des réactions chimiques qui conduit à la réduction des oxydes d’azote. Certaines réactions sont abiotiques ; elles font intervenir des composés très réducteurs comme HS-, Fe2+ et des acides organiques phénoliques et aminés. Elles sont parfois à l’origine de pertes importantes, surtout en milieux acides pH inférieurà 5 [13].
D’autres réactions de dénitrification sont de nature biologique et sont dues à des bactéries aérobies-anaérobies facultatives qui réduisent lesoxydes d’azote en condition de faibles pressions partielles en oxygène [23] et les transforment en diazote selon la succession suivante : NO3-→NO2-→NO→N2O→N2 .
Ces bactéries se localisent préférentiellement dansdes microsites saturés en eau [24]. La vitesse de dénitrification est très variable dans ‘espacel et dans le temps car elle dépend des nombreux facteurs : la quantité de matière organique facilement décomposable, la température, le pH et l’aération. Selon les situations la proportion de nitrates perdue peut varier de 15 à 65% [13].
La volatilisation correspond au transfert de l’azote gazeux sous forme ammoniacale NH3 du sol vers l’atmosphère. Elle est favorisée par unpH > 0 7.5 et elle peut atteindre 20 0 30% de l’azote ammoniacal apporté sous forme d’engrais ensol basique.
Toute fois les pertes par volatilisation peuvent être beaucoup plus importantes dans le cas des apports organiques (fumiers, lisiers, etc.).
Pour que le processus de volatilisation s’entretienne, l’azote ammoniacal soluble ou gazeux doit diffuser vers la surface du sol [15].

Pertes par voie hydrique :

Les pertes par voie hydrique concernent essentiellement la forme nitrique, étant la forme d’azote la plus mobile, et qui ne peut pas être adsorbé sur les surfaces des particules argileuses. Les pertes pendant la période de drainage dépendentdu stock en nitrates du sol, qui correspond généralement à la partie non absorbée par les cultures, provenant d’une fertilisation tardive ou d’une minéralisation après la récolte.
Le ruissellement et l’écoulement sous-superficiel peuvent être une voie de pertes importantes de l’azote dans certains sols. La perte la plus habituelle est le lessivage des nitrates vers les eaux souterraines. L’écoulement de l’eau àtravers la matrice poreuse non saturée du sol joue un rôle essentiel [15], l’eau qui s’infiltre dans le sol agit comme vecteur de transport des nitrates, ces derniers se déplacent très facilementdans le sol presque au même rythme que l’eau. Les quantités transportées des nitrates vers les eaux souterraines et superficielles dépendent des nombreux facteurs, comme les précipitations, la nature des sols, les caractéristiques hydrauliques et hydrologiques des bassins versants, la nature des couverts végétaux et les modes d’utilisation des sols. Elles peuvent être nulles mis aussi dépasser la centaine de kilogramme d’azote par hectare et par an [13].

Contamination des ressources en eau par les nitrates :

Etant mal retenus par les sols, les nitrates susceptibles d’être entraînés par les eaux des drainages et de polluer les eaux de surface et les eaux souterraines. Le nitrate est le polluant azoté quasi exclusif des nappes souterraines. La pollution nitrique des nappes croît presque partout à l’exception de certaines nappes captives [6]. Les nitrates peuvent aussi contaminer les rivières, les apports indirects se font par l’intermédiaire des transferts de l’eau des nappes aquifères aux rivières qui y sont connectées, les pportsa directs résultent du lessivage des nitrates agricoles, particulièrement en hiver et à la suite d’orages importants peu après, les épandages d’engrais. Si le ruissellement est important, il apporte directement aux ruisseaux et rivières les eaux chargées en nitrates sans passer par l’intermédiaire des nappes [12,7].
Une étude réalisée entre 1990 et 1993 conjointementpar l’agence nationale des ressources hydriques et l’université de Blida à constaté que esd taux de concentration de nitrates élevés allant jusqu’à 270mg/L sont fréquemment relevés dans les eaux de surfaces [25].
La contamination des nappes d’eau souterraines est issue de la lixiviation des nitrates.
L’eau chargée en nitrates s’infiltre dans la zone on saturée avant d’atteindre les aquifères.
Le temps de réponse à cette pollution est très variable et souvent long ; de quelques années à quelques dizaines d’année [7]. D’après Zilliox [26], la pollution azotée retrouvée à de plus grandes profondeurs peut être la conséquence d’action datant de cinq, dix ou vingt ans. En effet les temps de transferts verticaux dépendent de l’épaisseur du milieu non saturé et des paramètres de perméabilité. La vitesse de transfert estiméeariev entre 1m/an et 2m/an [12].
Une fois les nitrates passés dans les nappes, leurtransfert horizontal d’amont en aval se fait en général de façon tout aussi lente. Les vitesses d’écoulement varient de quelques mètres à plusieurs milliers de mètres par an si on excepte les cas d’aquifère karstiques où les vitesses sont de l’ordre du Km/jour. L’évolution de la teneur ennitrate dans les aquifères est ainsi très variable selon les capacités de transfert du milieu et selon la répartition et la nature des pressions polluantes en surface. Certains aquifères présenten parfois de fortes capacités dénitrifiant pouvant réduire considérablement leur concentrations en nitrates [7], la dénitrification peut intervenir à deux niveaux : soit dans un horizon pr ofond, s’il est mal aéré et peu perméable, tel que l’horizon Bt de certain sols lessivés sur limonoù précisément les nitrates ont tendance à s’accumuler; soit au sein de la nappe phréatique elle-même lorsqu’elle circule peu et qu’elle est suffisamment riche en sels de calcium : dans certains sols d’Allemagne une teneur de 200mg/L d’azote nitrique, à la surface de la nappe s’abaisse à 50 mg/L, ou deux mètres plus bas [27,28].

Facteurs intervenants dans la pollution des nappes :

D’après Duchaufour [28], trois facteurs intervenants dans la pollution des nappes par les nitrates doivent être pris en considération : facteurs météorologiques et variations saisonnières, facteurs géomorphologiques et variations du sol etle mode de mise en valeur du sol.

Facteurs météorologiques et variations saisonnières :

La température qui est un facteur limitant de l’activité microbienne impliquée dans le cycle de l’azote influence la concentration en nitrate [22]. Le climat influence l’entraînement des nitrates par la fréquence et la durée des précipitations, l’eau qui s’infiltre dans le sol agit comme vecteur de transport des nitrates. D’après Grosclaud [17], percolation d’eau à travers le sol est très variable au cours de l’année, les périodes favorables à l’entraînement des nitrates sont celles ou les précipitations excédent l’évaporisation : hivers pluvieux et au début de printemps ; dans des nombreuses régions, 90% des nitrates polluants sontentraînés pendant cette période. Une autre période dangereuse correspond à la fin de l’été etau début de l’automne, lorsque le sol est à nu après l’enlèvement des récoltes. Les pluies d’orages survenants après les périodes de sécheresse, sont particulièrement dangereuses; l’absorption de nitrate par les plantes, en période sèche, diminue considérablement, de sorte qu’il s’immobilise dans le sol, et qu’il est entraîné à la première pluie [28].

Facteur géomorphologiques et propriété dusol :

Ces facteurs ont une grande importance, suivant qu’ils favorisent une infiltration lente ou rapide ou un écoulement latéral des eaux. L’infiltration des eaux, orientée verticalement, lorsqu’elle est progressive et que la nappe aquifère est située à une profondeur suffisante, prévient toute pollution par les nitrates; c’est lecas par exemple, des sols bruns lessivés sur limons qui offrent une bonne structure en surface et une capacité au champ élevée; en général, la migration des nitrates s’arrête au niveau de l’horizon argillique Bt; ils sont repris par la végétation au cours de la période de culture suivante [28].
D’après Roux [29], les zones les plus affectées parles nitrates sont les plaines alluviales, les zones de sols calcaires, ou à socle primaire fr acturé.
L’influence de propriété du sol réside dans sa capacité de rétention de l’eau liée à la matière organique aux particules argileuses (granulométrie teneur en eau, perméabilité et au développement du système racinaire des plantes). Cette capacité de rétention de l’eau varie beaucoup d’un sol argileux (20-30 kg/ha), à un sol sableux (5-20 kg/ha), ce dernier étant beaucoup plus susceptible au lessivage [22]. Dans une étude effectuée par Banton et al [30] sur l’évaluation des pertes azotées dans les eaux, lesconcentrations de nitrates mesurées dans le sol et dans le sol et dans l’eau diminuaient avec la profondeur où l’on situait dans le sol et que les sites argileux étaient moins perméables que les sites sablonneux.

Mode de mise en valeur du sol :

Le danger d’entraînement des nitrates atteint son maximum dans les sols cultivés l’importance du système de culture a été soulignéepar des nombreux auteurs [13]. Le taux d’entraînement de nitrates sera croissant si on est en présence d’un couvert forestier, de cultures herbagères (millet, luzernes) et enfin de cultures sarclées (céréales, maïs et culture horticole).
Lorsque des sols sableux sont cultivés en pommes deterre ou autres cultures exigeantes en azote, des quantités importantes de nitrate peuvent être lessivées vers les eaux souterraines [31,32]. Selon Asselin [33], environ deux fois plus d’azote est lessive dans une rotation horticole (pomme de terre) comparativement à une rotation de grandes cultures (maïs). Dans une étude effectuée par Gangbazo et al [34], les résultats deconcentration de nitrates dans l’eau indiquent que la culture du maïs présente plus de risque pourl’eau souterraine que la prairie et le pâturage. Les travaux de Lacroix et al, en Mars 2004 indiquent grâce à un modèle STICS [35] que sue leur zone d’étude la valeur moyenne prédite de concentration en nitrate dans l’eau drainée sous un maïs non irrigué est de 180mg/L [7].
La quantité et le type de fertilisant utilisé (organique et inorganique), le moment et la méthode d’application ont un rôle majeur à jouer. Une fertilisation organique amélioré la structure des sols avec une meilleure stabilité des agrégats de fertilisant inorganique seul est supérieur à celui suivant une fertilisation organique et inorganique [22]. La fertilisation azotée dépassant le besoin peut entraîner une augmentation d’azote dans le sol et la quantité d’azote lessivée par drainage sera en fonction de la quantité d’azote résiduelle sous forme de nitrates présents dans le sol et de l’eau évacuée [36]. Doncpour une culture recevant une dose d’azote telle que la quantité d’azote fournie par le sol etpar les engrais minéraux et/ou organique soit supérieur aux capacités d’absorption par la plante,les pertes d’azote par lessivage augmente rapidement (figure 1.3) [17]. Des pratiques culturales optimales doivent donc adapter l’apport en azote en fonction des besoins des plantes, améliore les méthodes d’application et le type de fertilisant et optimiser les dates d’épandage [22] .

Action préventives, palliatives et curatives

Action préventives

Lorsque l’on veut protéger l’intégralité d’une source,res la mise en œuvre des solutions préventives est toujours nécessaire, à défaut d’être suffisante, pour la fourniture d’eau potable [29]. Une action préventive consiste à éviter les isquesr de pollution ponctuelle ou diffuse, et résolvant le problème à sa source il s’agit en particulier de protéger les captages par la mise en place de périmètres dans lesquels les activités humaines potentielles sont réglementées [8].
Les périmètres autour des ponts de prélèvements d’eau destinée à l’alimentation des collectivités publiques [12]. En Algérie, l’institionu des périmètres de protection est incluse, soit dans les codes des eaux, soit dans les lois de protection de l’environnement et parfois dans les codes de la santé publique. La législation dans ledomaine est prise en charge par les articles 32 à?34 de la loi 85.05 du 16 février 1985 relative à la protection et promotion de la santé modifié et complété par l’ordonnance n°06-07 du 15 juillet 2006; l’article 43 de la loi 83.03 du 5 février 1983 relative à la protection de l’environnement; les articles 109 à 124 de la loi 83.17 du 16 juillet 1983 portant code des eaux, modifié et complété par l’ordonnance n° 96-13 du 15 juin 1996 et les articles 38 à 42, titre III, de la loi n° 05-12 du 4 août 2005 relative à l’eau qui devien t le principal texte qui légifère la mise en place des périmètre de protection qualitative autour des captages d’eau [47].
Les critères à prendre en compte pour la définition des périmètres de protection sont principalement les temps de transfert; la dilution, les limites d’écoulement et la protection, ou pouvoir épurateur du recouvrement. A l’intérieur des périmètres de protection certaines activités peuvent être interdites ou réglementéesOn. distingue trois types de périmètres : tout d’abord un périmètre de protection immédiate de quelques centaines de mètres carrés entoure le captage et définit une zone où toute activité est roscritep. Celle-ci est ensuite entourée d’une auréole dite périmètre rapproché qui enferme de fait tout les éléments de surface du sol pour lesquels le temps de transfert d’une pollution vers le captage serait inférieur à 50 jours. Les terrains compris dans ces périmètres font l’objet ed servitudes : certaines activités sont interdites, d’autres activités sont réglementées,oumises à des conditions d’exploitation ou des prescriptions destinées à la protection des eaux (techniques d’assainissement des eaux usées, stockage de produits dangereux, épandages…); la not ion de Périmètre de protection éloignée bien que facultative, répond alors à la nécessité ‘uned action plus efficace contre les pollutions diffus, qui doivent être combattus sur une étenduebeaucoup plus vaste que l’environnement immédiat du captage[7, 12].
Malgré l’existence de cet arsenal législatif depuisprès de près d’une quinzaine d’années en Algérie, la mise en œuvre effective sur le terrain des périmètres de protection n’est pas systématique. Elle reste exceptionnelle, limitée à certaines zones (sources thermo-minérales, zones touristiques, etc.). L’une des principales raisons est que l’institution des périmètres de protection est prise en charge par ces textes législatifs et parfois réglementaires qui ne définissent que des principes généraux qui rendent difficile leur applicabilité sur le terrain. Parallèlement, les activités à interdire ou à règlementer à l’intérieu des différents périmètres sont parfois définies mais indistinctement pour l’ensemble des périmètres[47].
Une action préventive s’agit aussi d’organiser unemodification des pratiques par une gestion adaptée des rejets ou apports [8]. La prévention de la pollution nitrique des nappes phréatiques demande d’agir globalement sur les techniques agricoles appliquées aux agrosystèmes alimentant en eau un exutoire donné (captage ou forage). Les agriculteurs peuvent rechercher des moyens pour réduire de façon systématique les risques de pollution à l’échelle de leur exploitation et/ou pour améliorer la durabilité de leurs systèmes. Les solutions recherchées sont d’ordre stratégique, c’est-à-dire qu’elles remettent en cause le système de production; par exemple : la remise en prairie, la mise en jachère, la désintensification ou la conversion vers l’agriculture biologique [6]. Pour réduire les pollutions azotées diffuses d’origne agricole. Les actions sont essentiellement basées sur le volontariat [7]. Maisl’efficacité des actions volontaires de maîtrise de pollution est très améliorée lorsque le volontariat est encouragé et soutenu politiquement et financièrement par les collectivités locales [12],qui ont pour mission de débattre et de formuler des avis sur toutes les questions liées à l’eau à l’échelle du bassin hydrographique; la mise en valeur hydro – agricole [25]. Selon Hassani [47], l ‘inadéquation des moyens juridiques, le manque de précision et le flou dans la délimitationde des périmètres de protection en Algérie empêchent toute action volontariste dans ce domaine.
Les responsables des collectivités locales ne sont pas convaincus de l’intérêt de la protection et privilégient le traitement des eaux.
De même, la réglementation des eaux usées participéaux actions de prévention. La prévention et la protection contre les pollutions par les rejets d’eau usées sont prises en charges par les articles 48 à 51 de la loi n° 03-10 du 19 j uillet 2003 relative à la protection de l’environnement dans le cadre du développement durable et les articles 43 à 52 de la loi n° 05-12 du 4 août 2005 relative à l’eau. Ces articles définissent en particulier : que les rejets d’effluents qui ne présentent pas de risques de toxicité ou denuisance dans le domaine public hydraulique sont soumis à une autorisation dont les conditions et les modalités d’octroi sont fixées par voie réglementaire.
Aussi les unités industrielles qui déversent des effluents reconnus polluants doivent prévoir des installations d’épuration appropriéest eles mettre en conformité par rapport aux nomes de rejets telles que fixées par voie réglementaire. En matière de traitement des eaux usées l’Algérie disposait en 2002 de 56 stations d’épuration d’une capacité de 4 millions d’équivalent – habitants. Mais le rendement épuratoire (rapport des matières polluantes éliminées par l’épuration dur les quantités de matières polluantes entrant dans les station dépuration) est pratiquement nulle dans la mesure ou la presque totalité des stations réalisées n’est pas en bon état de fonctionnement [25]. Ce retard est expliqué par l’incapacité des collectivités locales, chargées institutionnellement de l’assainissement, à supporter les lourds investissements qui sont nécessaires, et à assurer convenablement l’exploitation des stations de traitement des eaux usées [48].
Les rejets délictueux doivent être poursuivis avecla plus extrême rigueur; lorsque la pollution des eaux met en péril la salubrité publique, l’administration chargée des ressources en eau doit prendre toutes mesures pour cesser les déversements d’effluents. Elle doit également arrêter le fonctionnement de l’établissement quineest responsable, jusqu’à la disparition de la pollution.

Actions palliatives

Lorsqu’ils existent d’autres ressources non polluées disponibles en quantité suffisante à proximité du captage contaminé, les solutions palliatives peuvent être utilisées. D’une manière générale, elles consistent à diluer les eaux polluées du captage avec d’autres à faible teneur. Ces solutions ne permettent pas de traiter la pollution, mais de l’éviter temporairement [8]. Les solutions palliatives semblent généralement plus économiques et faciles à mètre en œuvre que la construction d’une unité de traitement risquant d’être rejetée par la population locale. Elles sont donc préférées si les ressources en eau locales etle réseau de distribution en place le permettent [7].

Action curatives

Lorsque les mesures palliatives ou préventives ne sont pas envisageables. Il est impératif de mettre en place des actions curatives (traitement, recherche en eau), afin de garantir dans les meilleurs délais la distribution aux populations d’une eau sans risque pour la santé.
Dans la plupart des cas, un traitement des eaux nécessaire avant distribution. De plus en plus souvent, il est cependant nécessaire de corriger la composition de l’eau pour diminuer les concentrations en éléments indésirables nocifs comme les nitrates.
Les traitements des nitrates par procédés de traitements biologiques (dénitrification) ou physico-chimiques (dénitratation) sont coûteux, tans à l’investissement qu’à l’entretien. Il est donc judicieux de n’installer un traitement que sur une unité ayant atteint une taille critique qui lui garantit un débit et une durée optimum de fonctionnement.
Le traitement de la ressource locale n’est pas toujours pertinent, soit que les besoins locaux soient trop faibles pour justifier l’investissement dans une unité de traitement locale, soit que la ressource ne soit pas pérenne en qualité ou en quantité. Il est alors possible de rechercher un autre point d’approvisionnement en réalisant une recherche d’une nouvelle ressource en exploitant une ressource plus profonde et mieux protégée; ou en réalisant un nouveau forage dans une nappe différente. Cette solution n’est cependant possible que dans des zones restreintes ou les ressources sont de qualité satisfaisante.

Techniques d’élimination des nitrates

Quand la ressource est contaminée par les nitrates et qu’aucune autre ressource n’est disponible, un traitement spécifique est nécessaire. Ces techniques de traitement peuvent être classées en deux catégories : les procédés biologiques et les procédés physico-chimique (échange d’ions, osmose inverse, électrodialyse) [17].

Procédés biologiques

Selon Ratel et al [8] la dénitrification biologique des nitrates demande l’utilisation de micro-organismes particuliers qui peuvent réduire les nitrates en azote gazeux. Les bactéries dénitrifiantes sont présentes dans le milieu naturel. Lors de la dénitrification le nitrate joue le rôle d’accepteur d’électrons dans l’oxydation de composéoxydables sous des conditions anaérobies, le produit ultime de la réduction est l’azote gazeux.
L’enlèvement biologique des nitrates convient bien au traitement des eaux usées et son utilisation pour le traitement de l’eau potable s’e st développée surtout en Europe. Si les stations d’épuration utilisent généralement des systèmes à actériesb libres, les stations de dénitrification en eau potable fonctionnent selon des systèmes à bactéries fixées. Ces dernières, comparativement, présentent l’avantage d’un très haut niveau de concentration de la biomasse, donc d’un rendement meilleur, et ne nécessitent pas de clarificateur. La fixation sur support minéral peut être établie dans un réacteur biologique soit sur lit granulaire mobile (lit fluidisé) dont la taille des particules minérales est inférieure à 1 mm et le flux d’eau à traiter est ascendant avec une vitesse telle que la fluidisation est obtenue, soit sur lit granulaire fixe (bio filtration) dont la taille des particules minérales est supérieure à 1 mm, le flux d’eau est ascendant à une vitesse telle qu’il n’y a pas fluidisation ou à flu x descendant. Cette technique présente une plus grande simplicité de mise en œuvre.
Le matériau support possède une grande surface spécifique, une macroporosité importante, une faible densité et une résistance élevée à l’abrasion. Les bactéries se fixent préférentiellement sur les argiles, leur structure en feuillet leur donne des propriétés de surface qui permettent l’accrochage bactérien. Le choix de la granulométrie est un compromis, sachant que des matériaux de petite taille permettront un meilleur rendement, mais conduiront à un colmatage plus rapide d’interstices libres. La quantité de nitrate éliminée dépend de temps de contact, qu’il est possible de faire varier en modifiant la charge hydraulique (vitesse de filtration pour un filtre donné) ou la hauteur de garnissage.
Le sens du passage de l’eau dans le réacteur peut être ascendant ou descendant. Avec un courant ascendant, l’azote gazeux libéré ne s’accumule pas au sein de la masse filtrante, les bulles d’azote sont entrainées vers le haut. Au contraire à courant descendant, des précautions sont à prendre quant à la granulométrie pour limite r les risques d’accumulation gazeuse, mais le courant descendant présente l’avantage d’un systèmeplus simple à réaliser. Dans le réacteur, la dénitrification entraine une production de boues, due à la croissance bactérienne.
La quantité de boues dépend de la teneur en itraten à éliminer, de la nature du substrat carboné et de la concentration en oxygène dissous de l’eau brute. La biomasse bactérienne en excès doit être évacuée par lavage, tout en gardantsuffisamment de sites d’ensemencement dans les microporosités pour le redémarrage.
Dans les procédés de dénitrification biologique ondistingue : dénitrification hétérotrophe et dénitrification autotrophe.

Table des matières

Introduction
Chapitre 1.Aperçue de littérature
1.1 Pollution par les nitrates
1.1.1 Les nitrates
1.1.2 Origines de pollution
1.1.3 Cyclede l’azote dans le sol
1.1.3.1 Les apports
1.1.3.1.1 Apports atmosphérique
1.1.3.1.2 Fixation symbiotique et non symbiotique
1.1.3.1.3 Fertilisation
1.1.3.2 Transformations
1.1.3.2.1 Minéralisation
1.1.3.2.2 Immobilisation
1.1.3.3 Les pertes
1.1.3.3.1 Adsorption par les plantes
1.1.3.3.2 Pertes par voie gazeuse
1.1.3.3.3 Pertes par voie hydrique
1.1.4 Contamination des ressources en eau par les nitrates
1.1.4.1 Facteurs intervenants dans la pollution des nappes
1.1.4.1.1 Facteurs météorologiques et variations saisonnières
1.1.4.1.2 Facteur géomorphologiques et propriété du sol
1.1.4.1.3 Mode de mise en valeur du sol
1.1.5 Impact des nitrates :
1.1.5.1 Sur la santé
1.1.5.2 Sur l’environnement :
1.2. Moyens de lutte contre les nitrates
1.2.1 Action préventives palliatives et curatives
1.2.1.1 Action préventives
1.2.1.2 Actions palliatives
1.2.1.3 Action curatives
1.2.2 Techniques d’élimination des nitrates
1.2.2.1 Procédés biologiques
1.2.2.1.1 Dénitrification hétérotrophe.
1.2.2.1.1.1 Facteur influençant la dénitrification
1.2.2.1.1.1.1 température
1.2.2.1.1.1.2 pH
1.1.1.1.1.1.3 Oxygène dissous
1.2.2.1.1.1.4 Rapport carbone/nitrate
1.2.2.1.2 Dénitrification autotrophe
1.2.2.1.2.1 Dénitrification à l’hydrogène
1.2.2.1.2.2 Dénitrification sur support soufré
1.2.2.1.2.3Dénitrification par le fer métallique
1.2.2.2 Procédé physico-chimiques
1.2.2.2.1 Echange d’ions
1.2.2.2.2 Procédés membranaires
1.2.2.2.2.1 Osmose inverse
1.2.2.2.2.2 Electrodialyse
1.3 Processus électrochimiques
1.3.1Cinétiques des réactions de réduction électrochimiques
1.3.1.1 Phénomènes de réduction électrochimiques
1.3.1.2 Paramètres influençant la réduction électrochimique
1.3.1.2.1 Potentiel de cathode ou densité de courant
1.3.1.2.2Nature de l’électrode
1.3.1.2.3 Concentration du réactant
1.3.1.2.4 Nature de l’électrolyte
1.3.1.2.5 Température
1.3.1.3 Phénomène d’adsorption
1.3.1.4 Ordres de réaction électrochimique
1.3.2 Mécanisme de réduction de nitrate
1.3.3 Voltamétrie cyclique
1.3.3.1 Systèmes limités par la cinétique électrochimique
1.3.3.1.1 Système réversible
1.3.3.1.2 Système irréversible
1.3.3.1.3 Système quasi-réversible
Chapitre 2 : procédures expérimentales
2.1 Technique de voltamétrie cyclique
2.2 Matériaux
2.1.2 Utilisation
2.2.2 Préparation de l’échantillon
2.3 Cellule et montage
2.3.1 Cellule
2.3.2 Montage
2.4 Milieu électrolytique
2.5 Dispositif d’électrolyse
2.5.1.Electrodes
2.5.2 Electrolyte
2.6 Spectrophotométrie UV
2.6.1 Solutions étalons
2.6.2 courbe d’étalonnage de NO3-
2.6.3 Appareillage
2.7 Techniques électrochimiques
2.7.1 Etudes stationnaires
2.7.1.1 Chronoampérométrie
2.7.1.2 Voltampérométrie
2.7.2 Etudes dynamiques (non stationnaire)
2.7.2.1 Principe
2.7.2.2 Représentation des diagrammes
2.7.2.3 Caractéristiques générales de l’impédance de l’interface métal/électrolyte
Chapitre 3 : Résultats et discussions
3.1 Etude d’électroréduction des ions nitrates sur l’électrode de cuivre
3.1.1 Voltamétrie cyclique en milieu acide
3.1.1.1 Voltamogramme obtenu dans H2SO4 0.5 M + NaNO3 0.01 M
3.1.1.2 Influence de la vitesse de balayage
3.1.1.3 Influence de la concentration de NO-3
3.1.2 Voltamétrie cuclique sur l’électrode de cuivre dans un milieu alcalin
3.1.2.1Voltamogramme obtenu dans NaOH 0.1 M+ NaNO3 0.01 M
3.1.2.2 Influence de la vitesse de balayage
3.1.2.3 Influence de la concentration de NO-3
3.2 Méthode d’impédance électrochimique
3.2.1 Introduction
3.2.2 Dans le milieu acide
3.2.3 Dans un milieu alcalin
3.3 Choronoampérométrie
3.4 Electrolyse :
3.4.1 Electrolyse réalisée en milieu acide
Conclusion
Bibliographie

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