Soutenance mémoire
Métabolisme
Le métabolisme de l’arsenic a un rôle important dans ses effets toxiques (Hughes, 2002). De nombreuses études médicales et biologiques ont été effectuées sur les effets de l’arsenic sur l’homme et les organismes vivants, car de fortes doses d’arsenic et de ses composés sont toxiques pour les humains et les animaux (Dangić, 2007). L’homme est exposé à de nombreuses formes d’arsenic inorganique et organique au travers des aliments et principalement de l’eau de consommation. Les voies d’apport d’arsenic in vivo considérées sont les voies respiratoires pour les poussières et fumées, et les voies orales pour l’arsenic dans l’eau, les boissons et la nourriture (Mandal & Suzuki, 2002). Une fois dans l’organisme, l’arsenic est adsorbé dans le flux sanguin au niveau cellulaire et repris par des globules rouges, globules blancs et d’autres cellules qui réduisent l’arséniate en arsénite ce qui est nécessaire avant que la méthylation puisse se produire (Sorlini & Collivignarelli, 2011). L’arsenic inorganique est métabolisé par un processus séquentiel comportant une réduction à deux électrons de l’arsenic pentavalent en arsenic trivalent, suivie d’une méthylation oxydative en arsenic organique pentavalent. La réduction peut se produire sans enzyme en présence d’un thiol tel que le glutathion (GSH) (Hughes, 2002). La méthylation de l’arsenic trivalent en arsenic pentavalent dans le foie se fait par transfert enzymatique du groupement méthyle pour former le méthyle arséniate (MMAV) et le diméthyle arséniate (DMAV) (Sorlini & Collivignarelli, 2011).
Réglementation sur l’arsenic pour les eaux destinées à consommation humaine
Depuis l’année 1958, l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS) a publié une version internationale concernant la concentration maximale de l’arsenic dans l’eau potable. Cette première valeur guide relative à l’arsenic dans l’eau de boisson s’élevait à 200 µg/L (Yamamura et al., 2004). Dans cette première version l’arsenic a été considéré comme faisant partie de la catégorie des substances toxiques qui, s’ils sont présents dans l’eau potable à des concentrations supérieures à certains niveaux, peuvent donner lieu à un danger réel pour la santé. La norme mise à jour en 1963 plaçait l’arsenic dans la même catégorie et a établi une concentration plus sévère de 50 µg/L. En 1993, en raison des divers effets néfastes de l’arsenic sur la santé humaine, l’OMS a abaissé la valeur guide de l’arsenic. La limite de concentration maximale admissible d’arsenic dans l’eau potable est passée de 50 µg/L à 10 µg/L (Petrusevski et al.,2007). Cette nouvelle valeur est une conséquence du nouveau classement des composés inorganiques de l’arsenic par l’Agence Internationale pour la Recherche sur le Cancer (AIRC) dans le groupe 1 (cancérogène pour l’homme). Ce nouveau classement se basant sur des preuves suffisantes de cancérogénicité chez l’homme et des preuves limitées de cancérogénicité chez l’animal, notamment à cause (i) de l’incidence accrue des cancers de la peau observée dans la population en Chine (province de Taiwan) et (ii) du risque à vie de cancer de la peau estimée en utilisant un modèle à plusieurs étages (Yamamura et al., 2004). Selon ces auteurs, il existe deux raisons au moins pour lesquelles la valeur de 10 µg/L a été choisie comme valeur guide provisoire. Ce sont : (1) sur la base d’observations d’une population ingérant de l’eau de boisson contaminée par l’arsenic, la concentration associée à un excès de risque de cancer de la peau pendant une durée de vie humaine est de 10-5 pour 0,17 µg/L ; (2) cette valeur étant inférieure à la limite de quantification pratique des appareils analytiques, la valeur de 10 µg/L a été retenue. Dans ce cas, l’estimation de l’excès de risque de cancer à vie de la peau associée à l’exposition de cette concentration est de 6×10-4. Cela est 60 fois plus élevé que le facteur normalement utilisé pour protéger la santé humaine. Toutefois, l’OMS déclare que la ligne directrice de l’arsenic pour l’eau potable devrait en réalité être de 0,17 µg/L (Kapaj et al., 2006)
Arsenic dans le sol
L’arsenic peut être présent dans le sol à la fois sous les formes organique et inorganique (Sadiq,1997; Smith et al., 1998), toutefois, il est principalement sous sa forme inorganique (Mandal & Suzuki, 2002). En effet, les molécules organiques portent généralement une charge négative dans les solutions du sol ; et les formes chimiques d’arsenic dans les solutions du sol oxygéné ou non forment des oxyanions de charges négatives (H2AsO4-, HAsO42-, H2AsO3- , HAsO32-). Ainsi, en raison de la similitude des charges entre les molécules organiques et les formes chimiques d’arsenic, l’arsenic démontre une affinité limité pour la formation des complexes organiques dans le sol (Sadiq, 1997). L’arsenic inorganique peut être méthylé par des microorganismes, dans des conditions oxydantes, en acide monométhylarsonique (AMMA), en acide diméthylarsinique (ADMA) et en oxyde de triméthylarsine (OTMA). Dans des conditions anaérobies, ceux-ci peuvent être réduits en composés volatils et facilement oxydés en méthylarsine (Mandal & Suzuki, 2002). L’arsenic est souvent présent dans le sol à l’état d’oxydation +V dans des conditions oxydantes (Eh > 200 mV, pH 5-8) ; alors que, As (III) est la forme prédominante dans des conditions réductrices (Smith et al., 1998). Les formes de l’arsenic présent dans les sols est fonction du type et de la quantité de composés adsorbants du sol, du pH et du potentiel redox (Mandal & Suzuki, 2002). Bien que la source dominante de l’arsenic dans les sols soit géologique, et par conséquent dépend de sa concentration dans la roche mère, des entrées supplémentaires peuvent être obtenues localement à partir de sources industrielles telles que la fonte et la consommation des combustibles fossiles, la production du ciment, les activités minières et des sources agricoles telles que les pesticides et les engrais phosphatés (Smedley & Kinniburgh, 2002 ; Nriagu et al., 2007). Les arséniates de Fer et d’Aluminium (AlAsO4, FeAsO4) sont les phases dominantes dans les sols acides et sont moins solubles que l’arséniate de calcium (Ca3AsO4), qui est la forme chimique principale dans des sols alcalins et calcaires. La fraction adsorbée d’arséniate dans les sols est étroitement liée au pH du sol et au potentiel redox (Eh). Elle varie aussi avec le type de sol sous les mêmes conditions de pH (Mandal & Suzuki, 2002).
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Table des matières
LISTE DES TABLEAUX
LISTE DES FIGURES
LISTE DES SYMBOLES & ABREVIATIONS
INTRODUCTION GENERALE
PARTIE A : SYNTHESE BIBLIOGRAPHIQUE
Chapitre I : L’ARSENIC
INTRODUCTION
I.1. Chimie environnementale de l’arsenic
I.1.1. Propriété physico-chimique de l’arsenic
I.1.2. Différentes formes d’arsenic
I.1.2.1. Formes inorganiques
I.1.2.2. Formes organiques
I.2. Métabolisme, toxicité et réglementation
I.2.1. Métabolisme
I.2.2. Toxicité de l’arsenic
I.2.3. Réglementation sur l’arsenic pour les eaux destinées à consommation humaine
I.3. Origine et répartition de l’arsenic dans l’environnement
I.3.1. Origine de l’arsenic
I.3.1.1. Origine naturelle
I.3.1.2. Origine anthropique
I.3.2. Répartition de l’arsenic dans l’environnement
I.3.2.1. Arsenic dans le sol
I.3.2.2. Arsenic dans l’atmosphère
I.3.2.3. Arsenic dans l’eau
I.3.3. Pays confrontés au problème de l’arsenic
I.4. Analyse et élimination de l’arsenic
I.4.1. Méthodes d’analyse de l’arsenic des eaux
I.4.1.1. Méthodes spectrométriques
I.4.1.2. Méthode de plasma à couplage inductif (ICP)
I.4.1.3. Chromatographie couplée à différentes détections
I.4.1.4. Méthodes électrochimiques
I.4.1.5. Autres méthodes d’analyse de l’arsenic
I.4.2. Technique d’élimination de l’arsenic
I.4.2.1. Procédés de coagulation
I.4.2.2. Procédés d’adsorption
I.4.2.3. Echange ionique
I.4.2.4. Filtration membranaire
CONCLUSION
Chapitre II : TECHNIQUES MEMBRANAIRES
INTRODUCTION
II.1. Généralité sur les procédés membranaires
II.1.1. Historique
II.1.2. Principe de fonctionnement
II.1.3. Différents procédés de séparation membranaire
II.1.3.1. Procédés à transfert électrique
II.1.3.2. Procédés à gradient de concentration
II.1.3.3. Procédés à gradient de température
II.1.3.4. Procédés à gradient de pression
II.1.4. Structure des membranes
II.1.4.1. Membranes symétriques (ou isotropes)
II.1.4.2. Membranes asymétriques (ou anisotropes)
II.1.5. Nature chimique des matériaux
II.1.5.1. Membranes organiques
II.1.5.2. Membranes inorganiques (céramique)
II.1.6. Configurations des membranes
II.1.6.1. Module plan
II.1.6.2. Module tubulaire
II.1.6.3. Module spiralé
II.1.6.4. Module à fibres creuses
II.2. Caractérisation des membranes
II.2.1. Structure chimique d’une membrane
II.2.2. Seuil de coupure
II.2.3. Pression transmembranaire et perméabilité
II.2.4. Hydrophobicité de la membrane
II.2.5. Charge de surface
II.2.5.1. Origine de la charge de la surface d’une membrane
II.2.5.2. Double couche électronique (DCE)
II.2.5.3. Potentiel zêta
II.2.6. Techniques microscopiques
II.3. Phénomène limitant le transfert de matière
II.3.1. Colmatage
II.3.1.1. Nettoyage physique (mécanique)
II.3.1.2. Nettoyage chimique
II.3.2. Polarisation de concentration
II.4. Transfert en nanofiltration et en osmose inverse
II.4.1. Transport en Nanofiltration
II.4.1.1. Mécanisme par convection sélective
II.4.1.2. Mécanisme par solubilisation-diffusion
II.4.1.3. Mécanisme liées aux interactions électrostatiques
II.4.2. Transport en Osmose inverse
II.5. Application des membranes dans l’élimination de l’arsenic de l’eau
II.5.1. Application de MF dans l’élimination de l’As de l’eau
II.5.2. Application d’UF dans l’élimination de l’As de l’eau
II.5.3. Application de NF dans l’élimination de l’As de l’eau
II.5.4. Application de l’OI dans l’élimination de l’As de l’eau
CONCLUSION
PARTIE B : MATERIEL & METHODES
Chapitre III : ZONE D’ETUDE
INTRODUCTION
III.1. Cadre géographique et climatologique
III.1.1. Cadre géographique
III.1.2. Cadre climatique
III.2. Géologie et hydrogéologie de la région
III.2.1. Cadre géologique
III.2.2. Cadre hydrogéologique
III.3. Qualité de l’eau de la région et impact sanitaire
III.3.1. Qualité de l’eau
III.3.2. Impact sanitaire
CONCLUSION
Chapitre IV : ETUDE EXPERIMENTALE
INTRODUCTION
IV.1. Dispositif expérimental
IV.1.1. Description du pilote
IV.1.2. Module membranaire
IV.1.3. Membranes utilisées
IV.2. Expérimentations
IV.2.1. Solutions d’alimentation
IV.2.1.1. Eau Synthétique
IV.2.1.2. Eau brute naturelle
IV.2.2. Protocole de filtration
IV.2.3. Caractérisation des membranes
IV.2.3.1. Perméabilité à l’eau
IV.2.3.2. Rétention des sels individuels
IV.2.3.3. Rétention des ions
IV.2.4. Comparaison des performances de NF270 et TW30 sur la rétention d’As
IV.2.4.1. Influence de la pression opératoire et du taux de conversion
IV.2.4.2. Influence du pH, de la concentration initiale d’As et de la force ionique
IV.2.5. Contribution des différents mécanismes dans la rétention d’As
IV.2.5.1. Détermination de la charge de surface des membranes
IV.2.5.2. Mécanisme d’élimination d’As (III) et As (V)
IV.2.6. Performance du procédé sur l’eau brute naturelle
IV.2.6.1. Caractérisation de l’eau brute naturelle
IV.2.6.2. Application du procédé membranaire au traitement de l’eau brute naturelle
IV.3. Méthodes analytiques
IV.3.1. Méthode de détermination de l’arsenic
IV.3.1.1. Description du voltampéromètre
IV.3.1.2. Principe de la méthode
IV.3.1.3. Protocole de détermination de l’As
IV.3.2. Méthode d’analyse des autres paramètres
PARTIE C : RESULTATS & DISCUSSION
Chapitre V : PERFORMANCE INITIALE DES MEMBRANES NF270 ET TW30
INTRODUCTION
V.1. Perméabilité à l’eau pure et au NaCl des membranes NF270 et TW30
V.1.1. Perméabilité à l’eau pure
V.1.2. Perméabilité à une solution de NaCl
V.2. Rétention de NaCl, CaCl2 et MgSO4 par NF270 et TW30
V.3. Rétention des ions Ca2+, Mg2+, Cl-et SO4
2- par NF270 et TW30
CONCLUSION
Chapitre VI : COMPARAISON DES PERFORMANCES DES MEMBRANES NF270 ET TW30 POUR L’ELIMINATION DE L’ARSENIC
INTRODUCTION
VI.1. Elimination d’As (III) et (V) en fonction de la pression et du taux de conversion
VI.1.1. Rétention d’As (III) par les membranes NF270 et TW30
VI.1.1.1. Rétention d’As (III) par la NF270
VI.1.1.2. Rétention d’As (III) par la TW30
VI.1.2. Elimination d’As (V) par NF270 et TW30
VI.1.2.1. Rétention d’As (V) par la NF270
VI.1.2.2. Rétention d’As (V) par la TW30
VI.1.3. Comparaison des performances de NF270 et TW30
VI.2. Elimination d’As (III) et (V) en fonction du pH
VI.2.1. Elimination d’As (III) à différents pH par NF270 et TW30
VI.2.2. Elimination d’As (V) à différents pH par NF270 et TW30
VI.3. Elimination d’As (III) et (V) en fonction de la concentration d’As
VII.3.1. Influence de la concentration d’As à pH 7
VI.3.1.1. Rétention d’As (III) par les membranes NF270 et TW30
VI.3.1.2. Rétention d’As (V) par les membranes NF270 et TW30
VI.3.2. Influence de la concentration d’As à pH 10
VI.3.2.1. Rétention d’As (III) par les membranes NF270 et TW30
VI.3.2.2. Rétention d’As (V) par les membranes NF270 et TW30
VI.4. Effet de la force ionique sur la rétention d’As (III) et (V)
VI.4.1. Influence de la force ionique sur la rétention d’As (III) et (V) à pH7
VI.4.1.1. Rétention d’As (III) par les membranes NF270 et TW30
VI.4.1.2. Rétention d’As (V) par les membranes NF270 et TW30
VI.4.2. Effet de la force ionique sur la rétention d’As (III) et (V) à pH 10
VI.4.2.1. Rétention d’As (III) par les membranes NF270 et TW30
VI.4.2.2. Rétention d’As (V) par les membranes NF270 et TW30
CONCLUSION
Chapitre VII : MECANISME DE RETENTION DE L’ARSENIC PAR LES MEMBRANES NF270 ET TW30
INTRODUCTION
VII.1. Détermination des charges à la surface des membranes
VII.2. Mécanisme d’élimination d’As (III)
VII.3. Mécanismes d’élimination d’As (V)
CONCLUSION
Chapitre VIII : APPLICATION DE LA MEMBRANE TW30 AU TRAITEMENT DE L’EAU BRUTE NATURELLE
INTRODUCTION
VIII.1. Composition de l’eau brute naturelle
VIII.2. Traitement de l’eau brute naturelle
VIII.2.1. Evolution du flux de perméat avec le temps
VIII.2.2. Qualité de l’eau après traitement
VIII.2.3. Influence du facteur de concentration sur la performance du système
VIII.2.4. Influence de P et Y sur la concentration d’As (III) et As (V)
VIII.3. Comparaison de la rétention d’As entre l’eau brute et l’eau synthétique
CONCLUSION
CONCLUSION GENERALE
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES
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