Interactions entre la matière organique dissoute et les particules : de la station d’épuration au milieu récepteur

Synthèse bibliographique sur les interactions entre la matière organique dissoute et les particules 

Généralités sur la matière organique dissoute 

La matière organique dissoute dans les milieux aquatiques
La matière organique est une composante ubiquiste de l’environnement (sols et milieux aquatiques) (Hudson et al., 2007; Imai et al., 2002; Leenheer and Croué, 2003). Dans les milieux aquatiques, le terme « Matière Organique » (MO) est utilisé pour désigner l’ensemble des composés hydrocarbonés d’origine naturelle (autres que les organismes vivants) et anthropique d’un écosystème. On désigne sous le nom de matière organique dissoute (MOD) un ensemble complexe et hétérogène de macromolécules organiques formées par la dégradation du matériel biologique animal ou végétal, d’origine terrestre ou aquatique. La définition de la MOD est reliée à la taille physique, avec un seuil de coupure à 0,45 µm (Zsolnay, 2003). Cette définition est opérationnelle et le matériel organique est composé d’une fraction dissoute mais aussi colloïdale (Buffle and Leppard, 1995). Les teneurs en carbone dans la MOD se situent autout de 45 à 50% (McDonald et al., 2004). La MOD a généralement une grande capacité d’interaction avec les micropolluants métalliques ou organiques (Buffle et al., 1998), ce qui peut modifier leur biodisponibilité (Campbell, 1995). La MOD peut s’adsorber sur des particules ce qui peut changer leurs propriétés de surface et leur réactivité vis-à-vis des micropolluants (Patrolecco et al., 2010). Les interactions entre la MOD et les particules vont être influencées par différents paramètres physico-chimiques telles que la conformation de la MOD (Murphy et al., 1994) et sa composition, ainsi que les propriétés physico-chimiques du milieu aquatique comme le pH et la force ionique. Les propriétés de la MOD sont liées en partie à son origine. La MOD peut être d’origine pédogénique (origine allochtone) c’est-à-dire qu’elle résulte de la décomposition de microorganismes et des plantes supérieures (Kracht, 2001; Labanowski, 2004). La MOD d’origine pédogénique est principalement composée de substances humiques (SH) réfractaires à la biodégradation. La MOD peut aussi être d’origine autochtone, formée dans la masse d’eau et provenant essentiellement des excrétions et de la décomposition du plancton et des bactéries aquatiques. Dans les eaux de surface naturelles la production autochtone a été pendant longtemps considérée comme une fraction moins importante quantitativement que celle provenant du sol (Buffle, 1988; Labanowski, 2004).

Récemment, il a été démontré que d’autres sources, notamment anthropiques peuvent influencer la composition de la MOD dans les milieux aquatiques. Cette MOD d’origine anthropique affecte fortement la qualité des cours d’eau à l’aval des grandes agglomérations en raison de l’intensification de la pression urbaine (Pernet-Coudrier et al., 2008). Les apports allochtones anthropiques peuvent être dus aux ruissellements en zones urbaines (lixiviat de décharges, ruissellement de chaussées…) ou agricoles, aux rejets de station d’épuration (STEP) et aux rejets urbains de temps de pluie (Pernet-Coudrier et al., 2008). Ces apports externes sont des sources importantes de nutriments qui peuvent causer l’eutrophisation des eaux de surface (Imai et al., 2002), et ils peuvent également modifier la composition de la MOD et influencer le devenir des micropolluants (Matar, 2012a; Matar et al., 2015; Tusseau-Vuillemin et al., 2007).

Les concentrations en COD varient fortement d’un milieu à l’autre. Elles sont de l’ordre de 0,1 mgC.L-1 dans les eaux souterraines les moins concentrées (Sun et al., 1995) et peuvent atteindre 50 à 100 mgC.L-1 dans les tourbières (Hejzlar et al., 1994). Dans les eaux de surface, le COD se situe généralement entre 1 et 10 mgC.L-1, mais peut atteindre 20 mgC.L-1 dans les lacs forestiers (Peuravuori and Pihlaja, 1997). En outre, la saison et les conditions hydrologiques du milieu peuvent affecter fortement les concentrations en COD (Aoki et al., 2004; Biber et al., 1996; Claire et al., 1996; Guéguen et al., 2006; Kaiser et al., 2002; Minor et al., 2006) .

Étant donnée la diversité de ses sources dans les milieux aquatiques, la composition de la MOD est très hétérogène. En outre, divers processus l’affectent dans les milieux aquatiques (biodégradation, dégradation photochimique,…) augmentant encore la diversité des composés organiques en rivière. On peut cependant distinguer des composés facilement dégradables (acides aminés, protéines, lipides, sucres,…) et des composés réfractaires difficilement identifiables (substances humiques notamment) (Dignac, 1998; McDonald et al., 2004). Les proportions de chacun de ces composés sont très dépendantes du milieu étudié et du protocole d’extraction ou d’analyse utilisé. Comme nous l’avons déjà évoqué, les substances humiques sont des macromolécules organiques complexes relativement réfractaires aux divers processus de dégradation (Buffle, 1988; Kracht, 2001). Elles sont opérationnellement divisées en fonction de leur solubilité à différents pH : les acides fulviques (AF) solubles quel que soit le pH, les acides humiques (AH) insolubles pour des pH inférieurs à 1 et les humines insolubles quel que soit le pH. Les principaux groupes fonctionnels présents sur les substances humiques sont les acides carboxyliques, alcools, phénols, groupes aminés, quinones, carbonyles et méthoxyles (Perdue et Ritchie, 2003).

La caractérisation de la matière organique dissoute 

Plusieurs techniques analytiques physiques et chimiques apportant des informations différentes et complémentaires sont disponibles pour caractériser la MOD. Étant données l’hétérogénéité et la complexité de la MOD, ces techniques sont souvent combinées pour mieux caractériser la MOD. Abbt-Braun et al. (2004) ont listé plusieurs techniques de caractérisation.

La technique la plus couramment utilisée est l’analyse élémentaire (C, H, N, O, S) pour connaître la composition de la molécule. Cette méthode peut nous donner des indications sur la nature saturée et polaire des composés de la MOD. En effet les rapports (N+O)/C ou encore H/O peuvent nous renseigner sur la polarité tandis que la saturation des chaînes de carbone (qui traduit un caractère aromatique) s’estime via les rapports O/C et H/C. Ma et al. (2001) observent que le ratio H/C est de l’ordre de 1 pour les acides humiques hydrophobes et de 1,5 pour les acides hydrophiles. De même, le rapport O/C est deux fois plus élevé pour les molécules hydrophiles que pour les substances humiques, traduisant le caractère aromatique insaturé de celles-ci. Les analyses isotopiques du 13C et du 15N apportent des informations pertinentes sur les processus biogéochimiques à l’origine de la MOD et également sur l’origine elle-même de la MOD (type de végétaux terrestres ou aquatiques, type de mécanismes pour la photosynthèse, effet de la chaîne trophique, processus microbiens à l’œuvre). En effet l’isotopie du carbone et de l’azote peut varier selon l’origine de la MO. En outre certains processus qui affectent la MO dans l’environnement induisent un fractionnement isotopique du carbone et l’azote. Certains composés sont identifiables par de simples dosages colorimétriques ou par des dosages en chromatographie liquide à haute performance (HPLC). Il s’agit principalement des protéines, des polysaccharides et des lipides. De nombreuses techniques d’analyse moléculaire existent telles que les méthodes de pyrolyse couplée à la chromatographie en phase gazeuse et à la spectrométrie de masse (pyrolyse-GC-MS) (Dignac, 1998; Hatcher et al., 2001; Labanowski, 2004) et les méthodes de chromatographie en phase liquide couplée à la spectrométrie de masse (HPLC/MS, HPLC/MS/MS) (Reemtsma, 2001). Ces techniques sont très  sensibles, mais aussi très lourdes à mettre en œuvre. Elles permettent d’étudier la composition moléculaire de la MOD pour des composés à haut poids moléculaire (Dignac, 1998). Enfin plusieurs analyses fonctionnelles permettent de caractériser la MOD. Il s’agit de la spectroscopie UV-visible (Weishaar et al., 2003), de la spectroscopie Infra Rouge à Transformée de Fourier (IRTF), de la spectrofluorescence (McKnight et al., 2001; Parlanti et al., 2002, 2000) ou de la RMN (1H et 13C) afin de déterminer les groupement fonctionnels aromatiques, aliphatiques et carboxyliques (Wilson, 2013).

La spectroscopie d’absorption UV est une des techniques les plus couramment utilisées pour la caractérisation de la MOD. L’absorption dans l’UV est liée à l’existence des transitions π-π* dans les cycles benzéniques et des fonctions alcènes et est donc reliée à l’aromaticité de la MOD (Traina et al., 1990). Toutefois il s’agit d’une méthode peu spécifique qui ne permet pas d’identifier distinctement les classes de chromophores présentes. Généralement, le caractère aromatique de la MOD est estimé par le SUVA (Specific UV Absorbance), c’est-àdire la mesure de l’absorbance spécifique à une longueur d’onde (souvent à 254 nm mais aussi parfois à une longueur d’onde dans la gamme 254-280 nm) relative à la concentration en COD. Aujourd’hui la mesure de SUVA est utilisée en routine comme indicateur simple et rapide de l’aromaticité de la MOD (Leenheer and Croué, 2003).

Le fractionnement de la matière organique dissoute 

La MOD contenue dans les systèmes aquatiques est très hétérogène et d’une très grande diversité. Afin d’étudier ses propriétés, il est possible de l’analyser de manière globale, éventuellement après isolation du milieu d’origine, ou bien de l’analyser après fractionnement selon des critères physico-chimiques. Plusieurs méthodes de fractionnement existent.

Méthodes de fractionnement 

Il est tout d’abord possible d’effectuer une séparation selon la taille. Les techniques les plus couramment utilisées sont l’ultrafiltration (Jacques Buffle, 1988), le fractionnement par couplage flux-force asymétrique (AF4 pour « Asymmetric Flow-Field-Flow Fractionation ») et la chromatographie d’exclusion de taille (Perminova et al., 1998). Cette technique permet d’obtenir une répartition des molécules dans l’échantillon selon leur taille. Toutefois, ces techniques sont assez peu adaptées à la séparation d’échantillons en quantités importantes (Her et al., 2003).

Il est également possible d’effectuer une séparation selon la charge grâce aux méthodes électrophorétiques. Ces techniques sont assez sensibles puisqu’elles ont permis de différencier des acides fulviques de natures différentes (Dunkel et al., 1997).

Enfin, la séparation peut être effectuée selon l’hydrophobicité. Cette technique est basée sur le passage de la MOD sur des résines choisies pour retenir de façon sélective certains composés organiques en fonction de leur hydrophobicité. Différents types de résines existent : XAD, DEAE et PVP notamment. La méthode utilisant les résines XAD est la plus utilisée parmi toutes les méthodes de fractionnement car elle est reconnue par l’IHSS (International Humic Substances Society) (Janoš, 2003). Les résines XAD sont composées d’un substrat macroporeux non ionique (styrène – divinylbenzène ou polymères de méthacrylate de méthyle) avec différents types de groupements greffés. Plusieurs types de résines XAD existent mais seule la résine XAD-8, grâce à des rendements d’extraction satisfaisants et une meilleure séparation des fractions, est fréquemment utilisée pour retenir les substances humiques (Aiken et al., 1979; Thurman and Malcolm, 1981). Récemment de nouvelles résines nommées DAX8, composées de méthacrylate de polyméthyle, ont été développées pour la même utilisation (Labanowski, 2004; Peuravuori et al., 2002, 2001). De façon opérationnelle, la fraction hydrophobe acide retenue sur les résines DAX-8 est définie comme étant des substances humiques. Il existe différents protocoles de fractionnnement variant en fonction de la nature et du nombre de colonnes utilisées ainsi que des types d’élution (Aiken and Leenheer, 1993; Imai et al., 2001; Leenheer, 1981; Ma et al., 2001; Namour and Müller, 1998; Peuravuori et al., 2005).

La méthode de Leenheer (1981) est basée sur l’utilisation de trois types de résines qui produisent six fractions (hydrophobe et hydrophile, chacune étant subdivisée en trois fractions acide, neutre et basique). Une autre méthode a été proposée par Thurman and Malcolm (1981) : les résines XAD-8 adsorbent la fraction de substances humiques dans un échantillon préalablement acidifié. Les substances humiques sont ensuite éluées par des solutions de divers pH afin de séparer les fractions AH et AF. Postérieurement, dans les années 90, cette technique de fractionnement a été améliorée afin de séparer les fractions hydrophobe (HPO), hydrophile (HPI) et transphilique (TPI) de la MOD, avec l’utilisation des résines XAD 4 et XAD-8 (Aiken, 1992; Malcolm and MacCarthy, 1992).

Table des matières

Introduction générale
Chapitre I : Interactions entre la matière organique dissoute et les particules : de la station d’épuration au milieu récepteur
1 Introduction
2 Synthèse bibliographique sur les interactions entre la matière organique dissoute et les particules
2.1 Généralités sur la matière organique dissoute
2.1.1 La matière organique dissoute dans les milieux aquatiques
2.1.2 La caractérisation de la matière organique dissoute
2.1.3 Le fractionnement de la matière organique dissoute
2.1.3.1 Méthodes de fractionnement
2.1.3.2 Les substances humiques
2.1.3.3 Les substances non humiques
2.1.4 La matière organique dissoute dans les milieux récepteurs sous forte pression urbaine : le cas de l’agglomération parisienne
2.2 Généralités sur les particules
2.2.1 Les particules du milieu récepteur
2.2.1.1 Origine, composition, caractéristiques et transport
2.2.1.2 Les particules représentatives du bassin de la Seine
2.2.2 Les particules utilisées en traitement des eaux usées : le cas du charbon actif en poudre
2.3 Les processus d’adsorption de la matière organique dissoute sur les particules
2.3.1 L’équilibre adsorption/désorption
2.3.2 Mécanismes d’adsorption à l’interface solide-liquide
2.3.3 Interactions entre la matière organique dissoute et la surface des particules du milieu récepteur
2.3.4 Mécanismes d’adsorption de la matière organique dissoute par le charbon actif
2.3.4.1 Les différents mécanismes d’adsorption et influence du pH et de la force ionique
2.3.4.2 Influence des propriétés physico-chimiques du charbon actif et de la MOD
2.4 Description des phénomènes d’adsorption sur les particules
2.4.1 Classification des isothermes
2.4.2 Modélisation des isothermes d’adsorption
2.4.2.1 Le modèle de Langmuir
2.4.2.2 Le modèle de Freundlich
2.4.2.3 Le modèle Dubinin–Radushkevich
2.4.2.4 Le modèle de Sips ou Langmuir-Freundlich
2.4.2.5 Le modèle de Thot
2.4.2.6 Le modèle de Koble-Corrigan
2.4.3 Méthodologie de modélisation
2.4.3.1 Modélisation linéaire versus non linéaire
2.4.3.2 Évaluation de la qualité de la modélisation
2.5 Conclusion de la synthèse bibliographique sur les interactions entre la matière organique dissoute et les particules
3 Matériel et méthodes
3.1 Choix, préparation et caractérisation des matrices d’interaction
3.1.1 Outils analytiques de caractérisation de la matière organique dissoute
3.1.1.1 Dosage du carbone organique dissous
3.1.1.2 Spectroscopie d’absorption UV-visible
3.1.1.3 Spectroscopie de fluorescence moléculaire
3.1.1.4 Fractionnement de la matière organique dissoute selon l’hydrophobicité
3.1.2 Matrices minérales
3.1.3 Matrices organiques
3.1.3.1 Matrice acides fulviques
3.1.3.2 Matrices Seine-Aval et Seine-Centre
3.1.3.2.a Station d’épuration Seine-Aval
3.1.3.2.b Station d’épuration Seine-Centre
3.1.3.2.c Choix de la méthode de prélèvement des échantillons de STEP
3.1.3.2.d Échantillonnage et préparation des matrices Seine-Aval et Seine-Centre
3.2 Choix, préparation et caractérisation des particules
3.2.1 Outils analytiques de caractérisation des particules
3.2.1.1 Diffraction des rayons X (DRX)
3.2.1.2 Mesure de la surface spécifique (BET)
3.2.1.3 Mesure de la charge de surface des particules et du point de charge nulle
3.2.1.3.a Mesure de la charge de surface à partir du profil de mobilité électrophorétique
3.2.1.3.b Le point de charge nulle
3.2.1.4 Microscopie Electronique à Balayage (MEB)
3.2.2 Particules représentatives du milieu récepteur dans le bassin de la Seine
3.2.2.1 La calcite
3.2.2.2 Le quartz
3.2.2.3 La montmorillonite
3.2.2.4 La goethite
3.2.3 Particule utilisée dans l’industrie de l’eau : le charbon actif en poudre
3.2.4 Protocoles de lavage des particules et de séparation des phases dissoute/particulaire
3.2.4.1 Protocole de séparation des fractions dissoute et particulaire
3.2.4.1.a Centrifugation de la goethite, la calcite, le quartz et la montmorillonite
3.2.4.1.b Filtration du charbon actif
3.2.4.2 Lavage des particules
3.3 Caractérisation de l’adsorption de la matière organique dissoute par les particules
3.3.1 Protocole utilisé pour les isothermes d’adsorption
3.3.2 Isothermes d’adsorption simplifiées de la MOD sur les particules
3.3.3 Isothermes d’adsorption complètes de la MOD sur les particules sélectionnées
3.3.4 Caractérisation du fractionnement de la MOD au cours de l’adsorption
3.3.5 Traitement des données
3.3.5.1 Quantification de l’adsorption du COD
3.3.5.2 Calcul des incertitudes sur la mesure d’adsorption
3.3.5.2.a Calcul des incertitudes expérimentales
3.3.5.2.b Calcul des incertitudes analytiques sur le COD
3.3.5.2.c Calcul des incertitudes sur l’adsorption
3.3.5.3 Modélisation des isothermes d’adsorption
4 Résultats et discussion
4.1 Caractérisation physico-chimique de la matière organique dissoute
4.1.1 Caractérisation de la matrice acides fulviques
4.1.2 Caractérisation des rejets traités de la STEP Seine-Aval
4.1.3 Caractérisation des rejets traités de la STEP Seine-Centre
4.1.4 Comparaison des différentes matrices
4.2 Caractérisation des particules
4.2.1 Diffraction des rayons X (DRX)
4.2.2 Mesure de la surface spécifique (BET)
4.2.3 Charge de surface et point de charge nulle des particules à partir du profil de la mobilité électrophorétique
4.2.4 Comparaison des différentes particules
4.3 Isothermes d’adsorption simplifiées de la matière organique dissoute sur les particules : calcite, quartz, montmorillonite, goethite et charbon actif en poudre
4.3.1 Isothermes d’adsorption simplifiées de la MOD sur la goethite
4.3.2 Isothermes d’adsorption simplifiées de la MOD sur la montmorillonite
4.3.3 Isothermes d’adsorption simplifiées de la MOD sur la calcite
4.3.4 Isothermes d’adsorption simplifiées de la MOD sur le quartz
4.3.5 Isothermes d’adsorption simplifiées du charbon actif en poudre
4.3.6 Conclusion sur les isothermes d’adsorption simplifiées
4.4 Isothermes d’adsorption complètes du COD en matrices acides fulviques, Seine-Aval et SeineCentre par la goethite et le charbon actif
4.4.1 Isothermes d’adsorption complètes du COD par la goethite en matrices acides fulviques et Seine-Aval
4.4.1.1 Résultats et modélisation des isothermes d’adsorption
4.4.1.2 Évolution de la nature de la MOD après l’adsorption par la goethite
4.4.2 Isothermes d’adsorption complètes du COD en matrices acides fulviques, Seine-Aval et Seine-Centre par le charbon actif en poudre
4.4.2.1 Résultats et modélisation des isothermes d’adsorption
4.4.2.2 Évolution de la nature de la MOD après l’adsorption par le charbon actif en poudre
5 Conclusion
Chapitre II : Étude de l’influence de la nature de la MOD sur les processus d’adsorption des micropolluants par les particules du milieu récepteur
1 Introduction
2 Synthèse bibliographique sur l’adsorption des micropolluants par les particules du milieu récepteur
2.1 Micropolluants métalliques et métalloïdes
2.1.1 Présentation des micropolluants métalliques et métalloïdes
2.1.1.1 La notion d’élément trace métallique
2.1.1.2 Les sources naturelles d’éléments traces métalliques
2.1.1.3 Les sources anthropiques d’éléments traces métalliques et leurs voies de transfert dans le milieu récepteur
2.1.1.3.a Les retombées atmosphériques
2.1.1.3.b Les ruissellements en zones urbaines
2.1.1.3.c Les rejets directs dans le réseau d’assainissement
2.1.1.4 Impact des pressions anthropiques sur les niveaux de concentrations métalliques dans les systèmes aquatiques : le cas du bassin de la Seine
2.1.2 Spéciation en phase dissoute, la biodisponibilité et répartition dissous/particulaire des éléments traces métalliques dans les systèmes aquatiques
2.1.2.1 Introduction
2.1.2.2 Influence de la matière organique dissoute sur la spéciation des métaux traces dans les systèmes aquatiques
2.1.2.3 Influence de la matière organique dissoute sur la répartition dissous/particulaire des ETM
2.2 Micropolluants organiques
2.2.1 Présentation et généralités sur les micropolluants organiques étudiés
2.2.1.1 Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
2.2.1.2 Les produits pharmaceutiques
2.2.1.2.a Généralités sur les résidus de pharmaceutiques dans le milieu aquatique
2.2.1.2.b Exemple du sulfaméthoxazole
2.2.2 Spéciation des micropolluants organiques dans le milieu aquatique
2.2.2.1 Spéciation des HAP dans le milieu aquatique
2.2.2.2 Spéciation du sulfaméthoxazole dans le milieu aquatique
2.2.2.3 Mécanismes d’adsorption et impact de la MOD sur la spéciation des micropolluants organiques
2.2.2.3.a Mécanismes mis en jeu
2.2.2.3.b Phénomènes de compétition avec la MOD
2.2.2.3.c Influence des conditions environnementales
2.3 Conclusion sur le devenir des micropolluants
3 Matériel et méthodes
3.1 Préparation des matrices d’interaction et des particules
3.1.1 Échantillonnage, préparation et conservation des matrices d’interaction
3.1.2 Préparation des particules
3.2 Caractérisation de l’adsorption des éléments traces métalliques par les particules en matrices d’interactions minérales et organiques
3.2.1 Spéciation et analyse des éléments traces métalliques
3.2.1.1 Matériel, pureté des solvants et acides et précautions de manipulation
3.2.1.2 Préparation des échantillons pour l’analyse des métaux dissous et inertes en solution
3.2.1.3 L’analyse des éléments traces métalliques par ICP-AES
3.2.1.4 Quantification des ETM par ICP-AES
3.2.2 Choix et préparation des solutions de dopage
3.2.3 Isothermes d’adsorption des ETM sur les particules
3.2.3.1 Isothermes d’adsorption simplifiées des ETM sur les particules
3.2.3.2 Isothermes d’adsorption complètes des ETM sur les particules
3.2.3.3 Quantification de l’adsorption des ETM sur les particules
3.3 Caractérisation de l’adsorption des HAP par les particules en matrices d’interactions minérales et organiques
3.3.1 Préparation des échantillons et analyse des hydrocarbures aromatiques polycycliques
3.3.1.1 Préparation du matériel et précautions de manipulations
3.3.1.2 Extraction et purification des échantillons
3.3.1.3 Quantification des HAP par GC/MS
3.3.1.4 Incertitudes sur les concentrations en HAP
3.3.2 Choix et préparation des solutions de dopage
3.3.3 Isothermes d’adsorption des HAP sur les particules
3.4 Caractérisation de l’adsorption du sulfaméthoxazole par les particules en matrices minérales et organiques
3.4.1 Préparation des échantillons et analyse du sulfaméthoxazole marqué au carbone 14
3.4.1.1 Préparation du matériel et précautions de manipulations
3.4.1.2 Quantification des molécules marquées au carbone 14 par scintillation liquide
3.4.1.3 Validation de la méthode d’analyse du SMX marqué par le 14C
3.4.2 Interactions entre le SMX et les particules
3.4.2.1 Influence du temps d’interaction sur l’adsorption du SMX
3.4.2.2 Isothermes d’adsorption simplifiées à pH 4
4 Résultats et discussion
4.1 Caractérisation des matrices d’interaction utilisées pour l’étude de la sorption des micropolluants par les particules
4.2 Caractérisation de l’adsorption des éléments traces métalliques par les particules en matrices d’interactions minérale et organiques
4.2.1 Les isothermes d’adsorption simplifiées
4.2.1.1 Goethite
4.2.1.1.a Adsorption des ETM par la goethite en matrice minérale
4.2.1.1.b Adsorption des ETM par la goethite en matrices organiques
4.2.1.1.c Influence de la MOD sur la spéciation en solution des ETM non adsorbés
4.2.1.2 Montmorillonite
4.2.1.2.a Adsorption des ETM par la montmorillonite en matrice minérale
4.2.1.2.b Adsorption des ETM par la montmorillonite en matrice organique
4.2.1.2.c Influence de la MOD sur la spéciation en solution des ETM non adsorbés
4.2.1.3 Quartz
4.2.1.3.a Adsorption des ETM par le quartz en matrice minérale
4.2.1.3.b Adsorption des ETM par le quartz en matrices organiques
4.2.1.3.c Influence de la MOD sur la spéciation en solution des ETM non adsorbés
4.2.1.4 Influence de la MOD sur l’adsorption des ETM par les particules : discussion
4.2.1.5 Influence de la MOD sur la fraction labile des ETM
4.2.2 Isothermes d’adsorption complètes des métaux (As, Cd, Co, Cu, Ni et Zn) par la goethite en présence de MOD naturelle et urbaine
4.2.2.1 Isothermes d’adsorption complètes des ETM par la goethite en présence de MOD naturelle et urbaine
4.2.2.2 Influence des concentrations en ETM sur l’adsorption de la MOD par la goethite
4.3 Caractérisation de l’adsorption des HAP par les particules en matrices d’interaction minérale et organiques
4.3.1 Adsorption des HAP par la goethite
4.3.2 Adsorption des HAP par la montmorillonite
4.3.3 Adsorption des HAP par le quartz
4.3.4 Comparaison de l’adsorption des HAP en matrices eau ultra-pure, acides fulviques et Seine-Aval selon les phases minérales
4.4 Caractérisation de l’adsorption du sulfaméthoxazole par les particules en matrices d’interaction minérales et organiques
4.4.1 Adsorption du sulfaméthoxazole à pH 8
4.4.2 Adsorption du sulfaméthoxazole à pH 4
5 Conclusion
Chapitre III : Étude de l’influence de la nature de la matière organique dissoute sur les processus d’adsorption des micropolluants par le charbon actif
1 Introduction
2 Synthèse bibliographique
2.1 Abattement des micropolluants par le charbon actif en STEP
2.1.1 Abattement des éléments traces métalliques
2.1.2 Abattement des micropolluants organiques
2.2 Paramètres influençant l’adsorption des micropolluants par le charbon actif
2.2.1 Phénomènes de compétition avec la MOD
2.2.1.1 Influence de la MOD sur le devenir des micropolluants lors de la potabilisation de l’eau par charbon actif
2.2.1.2 Influence de la MOD sur le devenir des micropolluants lors de l’épuration des eaux usées par charbon actif
2.2.2 Influence des propriétés physico-chimique des micropolluants sur les processus d’adsorption
2.2.3 Effet des paramètres environnementaux
2.3 Conclusion
3 Matériel et méthodes
3.1 Préparation des matrices d’interaction et des particules
3.1.1 Échantillonnage, préparation et conservation des matrices d’interaction
3.1.2 Préparation des particules
3.2 Protocole de mise en œuvre des isothermes
3.3 Caractérisation de l’adsorption des éléments traces métalliques par le charbon actif en matrices d’interaction minérale et organiques
3.3.1 Préparation des échantillons et dosage des ETM
3.3.2 Isothermes d’adsorption des ETM sur le charbon actif
3.3.2.1 Isothermes d’adsorption simplifiées des ETM sur le charbon actif
3.3.2.2 Isothermes d’adsorption complètes des ETM sur le charbon actif
3.4 Caractérisation de l’adsorption des HAP par le charbon actif en matrices d’interaction minérales et organiques
3.4.1 Préparation des échantillons et dosage des HAP
3.4.2 Isothermes d’adsorption des HAP sur le charbon actif
3.5 Caractérisation de l’adsorption des produits pharmaceutiques par le charbon actif en matrices d’interaction minérales et organiques
3.5.1 Choix et préparation des solutions de dopage
3.5.2 Préparation des échantillons et dosage des produits pharmaceutiques
3.5.3 Isothermes d’adsorption des produits pharmaceutiques sur le charbon actif
3.5.3.1 Isothermes d’adsorption simplifiées des produits pharmaceutiques sur le charbon actif
3.5.3.2 Isothermes d’adsorption complètes des produits pharmaceutiques sur le charbon actif
3.5.3.3 Traitement des données
3.6 Caractérisation de l’adsorption du sulfaméthoxazole par le charbon actif en matrices d’interactions minérale et organiques
3.6.1 Préparation des échantillons et dosage du SMX
3.6.2 Isothermes d’adsorption du sulfaméthoxazole sur le charbon actif
3.6.2.1 Isothermes d’adsorption simplifiées du SMX sur le charbon actif
3.6.2.2 Isothermes d’adsorption complètes du SMX sur le charbon actif
3.6.2.3 Quantification de l’adsorption du SMX sur le charbon actif
4 Résultats et discussion
4.1 Caractérisation des matrices d’interaction organiques utilisées pour l’étude de la sorption des micropolluants par le charbon actif
4.1.1 Matrice acides fulviques
4.1.2 Matrice Seine-Centre
4.1.2.1 Mesure des paramètres globaux dans l’échantillon de Seine-Centre
4.1.2.2 Quantification des micropolluants dans l’échantillon de Seine-Centre
4.2 Caractérisation de l’adsorption des éléments traces métalliques par le charbon actif en matrices d’interaction minérale et organiques
4.2.1 Les isothermes d’adsorption simplifiées
4.2.1.1 Influence de la dose de CAP et de la nature de la MOD sur l’adsorption des ETM
4.2.1.2 Influence de la chronologie de mise en contact MOD/charbon actif en poudre/ETM sur l’adsorption des ETM
4.2.1.3 Influence des propriétés du charbon actif sur l’adsorption des ETM en matrice Seine-Centre
4.2.1.4 Influence de la MOD sur la spéciation des ETM non adsorbés par le charbon actif en poudre
4.2.2 Isothermes d’adsorption complètes des métaux (As, Cd, Co, Cu, Ni et Zn) par le charbon actif en poudre en matrices d’interactions organiques
4.2.2.1 Résultats et modélisation des isothermes d’adsorption complètes des ETM par le charbon actif en poudre
4.2.2.2 Influence de la concentration en ETM sur l’adsorption de la MOD par le CAP
4.2.3 Discussion sur l’influence de la MOD sur l’adsorption des ETM par le CAP
4.3 Caractérisation de l’adsorption des HAP par le charbon actif en poudre en matrices d’interaction minérales et organiques
4.3.1 Les isothermes d’adsorption simplifiées
4.3.2 Discussion à propos de l’influence de la MOD sur l’adsorption des HAP par le CAP
4.4 Caractérisation de l’adsorption des produits pharmaceutiques par le charbon actif en poudre en matrices d’interactions minérale et organiques
4.4.1 Les isothermes d’adsorption simplifiées
4.4.1.1 Tests d’adsorption réalisés à 30 minutes d’interaction
4.4.1.2 Influence du temps d’interaction sur l’adsorption des produits pharmaceutiques sur
Conclusion générale

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