Soutenance mémoire
Traitement des nitrates
Nitrates et santé humaine
La toxicité des nitrates résulte de leur réduction en nitrites et de la formation de la méthémoglobine, spécialement chez les femmes enceintes et les nourrissons. Celle-ci survient surtout chez les enfants de moins de trois mois exposés à des concentrations de nitrates dépassant les 20 mg-N/L dans l’eau utilisée pour la préparation des biberons (Santé Canada, 1992). La méthémoglobinémie résulte de la réduction des nitrates en nitrites par les microorganismes du système digestif, suivie de l’oxydation par les nitrites du fer ferreux (Fe2+) de l’hémoglobine en fer ferrique (Fe3+). Contrairement à l’hémoglobine, la méthémoglobine est une protéine incapable de fixer l’oxygène, ce qui contribue à réduire le transport de l’oxygène des poumons vers les tissus (Levallois et al., 1998). D’autres études épidémiologiques (National Toxicology Program, 2001) ont commencé à corréler les teneurs importantes en nitrites aux problèmes de cancer dans l’estomac (formation de produits N. nitrosés). D’autres études ont permis de constater une faiblesse de la reproduction et du développement chez les animaux à la suite d’une exposition à de très fortes doses de nitrites (Levallois et al., 1998).
Les techniques d’élimination des nitrates sont nombreuses, mais elles présentent toutes des inconvénients. Les traitements biologiques requièrent beaucoup d’espace et de temps (coût d’installation, d’exploitation et de maintenance) et génèrent des boues biologiques qu’il faudra traiter et disposer. Les traitements chimiques et physicochimiques utilisent des produits chimiques qu’on trouve à la fin du processus (seuls ou combinés sous forme de boues) et dont l’élimination nécessite aussi des traitements adéquats (Burton, Jaouen et Martinez, 2006). La réduction électrochimique est une méthode qui ne génère pas de boues, n’émet pas de polluants, et présente en plus une économie d’espace. Cette technique produit simplement de l’azote gazeux (N2) et l’oxygène (O2), et s’avère être un procédé simple, efficace et intéressant sur le plan économique et écologique pour éliminer les micropolluants organiques présents dans les eaux usées agricoles (Burton, Jaouen et Martinez, 2006).
Cycle de l’azote L’azote total est réparti en trois formes essentielles (figure 1.2) : 1. l’azote atmosphérique; 2. l’azote dans le sol et l’eau; 3. l’azote dans la biomasse.
Les échanges complexes entre ces trois formes sont connus sous le nom de cycle de l’azote (Hopkins, 2003). L’azote du sol pénètre dans la biomasse en grande partie sous forme de nitrates qui seront absorbés par les plantes et les microorganismes. L’azote nitrique est converti en azote organique sous forme d’acides aminés et sous forme d’autres composants azotés qui constituent les protéines et d’autres macromolécules. L’azote passe chez l’animal par les plantes, puis retourne au sol sous forme de déchets ou de matière organique décomposée. Au cours de sa décomposition, l’azote organique subit une ammonification, soit une transformation en ammoniac par une série de microorganismes. Une partie de l’ammoniac se volatilise dans l’atmosphère, mais la majorité est recyclée en nitrates par des bactéries de sol. Au début, l’ammoniac est oxydé en nitrite (NO2 -) par des bactéries du genre (Nitrosomonas et Nitrococcus), et ensuite le nitrite est oxydé en nitrate par d’autres bactéries du genre Nitrobacter (Hopkins, 2003).
Des bactéries dénitrificatrices entrent en compétition avec les plantes en réduisant les nitrates en azote gaz (N2) qui retourne à l’atmosphère. La réduction de l’azote atmosphérique en ammoniac (fixation de l’azote) se fait biologiquement par des organismes vivants. Les éclairs lors d’orage et la lumière ultraviolette transforment quant à eux l’azote gazeux en oxydes d’azote (NO, N2O). On trouve d’autres sources de ces oxydes qui sont liés aux activités humaines telles que la combustion industrielle, les gaz d’échappement, les centrales thermiques et les feux de forêt, qui provoquent ce que l’on appelle communément le « smog ». Les oxydes d’azote, au contact de l’humidité atmosphérique, se transforment en acide nitrique (HNO3) qui atteint le sol par les pluies dites « acides ». Une autre partie de l’acide nitrique est absorbé par des particules de l’atmosphère et se dépose sous forme de particules sèches.
Filtration par membrane
Les techniques de filtration membranaire sont très variées et connaissent de multiples applications. La microfiltration, l’ultrafiltration, la nanofiltration et l’osmose inverse sont les plus répandues des techniques membranaires. Le colmatage des pores des membranes en est le principal inconvénient, mais une avancée technologique importante a eu lieu ces dernières décennies grâce à la synthèse de nouveaux matériaux membranaires. La microfiltration s’effectue en général à basse pression (moins de trois bars) avec des pores de l’ordre de micromètres. Elle trouve des applications dans la clarification des eaux et l’épuration des eaux résiduelles de l’industrie papetière et municipales (bioréacteur à membranes immergées). L’ultrafiltration, dite tangentielle (où le fluide circule presque parallèlement à la membrane pour éviter les dépôts sur la surface de filtration), utilise de plus fortes pressions (3 à 10 bars). Les particules traversant la membrane ont des tailles de l’ordre de 2 à 10 nanomètres. L’ultrafiltration ainsi que la nanofiltration (pores moins de 2 nanomètres) sont utilisées à l’échelle industrielle dans la concentration et l’épuration d’effluents (récupération de peintures, bain de rinçage ou de dégraissage), ou la clarification des jus et des boissons (bière, vin et fruits).
L’osmose inverse est une technique de séparation en phase liquide. Elle fait appel à des membranes semi-sélectives et semi-imperméables qui permettent un transfert de matière entre deux milieux sous l’effet d’une différence de pression osmotique. Le principe consiste à mettre dans une cellule une solution concentrée d’un côté et une eau pure de l’autre côté de la membrane. L’eau pure migre alors vers la solution concentrée à une pression dite « pression osmotique » jusqu’à l’équilibre entre les deux solutions. L’osmose inverse consiste à appliquer une pression supérieure à celle de la pression osmotique dans la partie concentrée de la cellule, ce qui favorise une migration de la solution concentrée vers la solution diluée. Cette technique est utilisée spécialement dans l’élimination des herbicides et la production d’eau ultra-pure pour l’industrie pharmaceutique.
Coagulation-floculation
L’un des procédés les plus importants dans ce groupe de méthodes est la coagulation floculation qui est utilisée autant pour le traitement des effluents municipaux que ceux industriels (agroalimentaire, textile, des pâtes à papier, etc.). Le principe consiste à ajouter un ou plusieurs composés chimiques (coagulants), aider parfois d’aide-coagulant (ex. : sable, bentonite). Les coagulants les plus usuels sont les sels métalliques trivalents d’aluminium (Al (III)) et de fer (Fe (III)) qui permettent de déstabiliser les particules colloïdales pour former des micro-flocons. Un adjuvant de floculation (ex. : polyélectrolytes), ajouté après le coagulant, permet d’obtenir des flocons plus volumineux, plus faciles à séparer par décantation ou flottation. Les coagulants les plus utilisés sont les sulfates d’aluminium (Al(SO4)3·14H2O), l’aluminate de sodium (NaAlO2), le chlorure d’aluminium (AlCl3), le sulfate ferreux (Fe(SO4)) et le sulfate ferrique (Fe2(SO4)3). Les sels d’aluminium et de fer, en réaction avec l’alcalinité de l’eau, génèrent des hydroxydes (Al(OH)3) et (Fe(OH)3) insolubles dans l’eau ayant généralement de bonnes propriétés de décantation (Desjardins, 1997). Il est aussi possible de substituer ces agents chimiques de coagulation et de floculation par des structures naturelles recyclables dans la nature comme le chitosan (Assaad et al., 2007; Azzouz, 2009). Bien que la coagulation-floculation est une technique utilisée fréquemment dans les stations, elle n’est toutefois pas spécifiquement employée pour l’élimination des nitrates en raison de son efficacité limitée à l’égard de ce polluant.
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Table des matières
INTRODUCTION
CHAPITRE 1 REVUE BIBLIOGRAPHIQUE
1.1 Problématique
1.1.1 Nitrates et environnement
1.1.2 Nitrates et santé humaine
1.1.3 L’électrochimie – une technique propre
1.2 Sources de nitrates
1.2.1 Cycle de l’azote
1.2.2 Nitrates dans les aliments
1.2.3 Nitrates dans l’eau
1.3 Normes et critères applicables
1.3.1 Critères de l’OMS
1.3.2 Réglementation québécoise
1.3.3 Recommandation canadiennes
1.4 Traitement des nitrates
1.4.1 Traitements biologiques
1.4.1.1 Biodégradation par microorganisme (bactéries, champignon, levures)
1.4.1.2 Traitement par lagunage aéré
1.4.1.3 Inconvénients et limites des procédés biologiques
1.4.2 Traitements physico-chimiques
1.4.2.1 Filtration par membrane
1.4.2.2 Neutralisation et précipitation
1.4.2.3 Coagulation-floculation
1.4.2.4 Électrocoagulation
1.4.3 Électroréduction
1.4.3.1 Principe
1.4.3.2 Paramètres qui influent l’électroréduction
1.4.3.3 Potentiel (voltage) et matériel d’électrode
1.4.3.4 Conductivité du milieu
1.4.3.5 Mobilité ionique
1.5 Objectif
1.5.1 Optimisation du rendement
1.5.2 Optimisation des facteurs économiques
CHAPITRE 2 MATÉRIEL ET MÉTHODES
2.1 Expériences préliminaires
2.2 Conditions opératoires des expériences
2.2.1 Volume réactionnel
2.2.2 Solution initiale
2.2.3 Conditions opératoires de la réaction
2.2.4 Électrodes utilisés
2.3 Conception du plan expérimental
2.3.1 Introduction
2.3.2 Objectifs
2.3.3 Les paramètres et les fonctions-réponses
2.3.3.1 Rendement de la réduction des nitrates
2.3.3.2 L’énergie consommée
2.3.4 Domaines de variation
2.4 Validation du modèle
2.5 Instruments, dispositifs et composés chimiques utilisés
2.6 Dispositif expérimental
2.6.1 Description du dispositif
2.6.2 Fonctionnement du dispositif
2.7 Mesures
2.8 Analyses
CHAPITRE 3 RÉSULTATS
3.1 Résultats des expériences préliminaires
3.1.1 Électrode d’aluminium
3.1.2 Électrodes de graphite
3.1.3 Électrode en acier inoxydable
3.1.3.1 Le rendement en fonction de la concentration initiale
3.1.3.2 Rendement en fonction de la quantité d’ions d’hydroxydes produits
3.1.3.3 Énergie consommée dans la réaction
3.1.4 Détermination des paramètres et des intervalles de variation
3.2 Essais d’optimisation
3.2.1 Analyse des résultats des expériences
3.2.1.1 Rendement d’électroréduction des nitrates
3.2.1.2 Rendement par rapport à la formation d’hydroxyles
3.2.2 Construction du modèle mathématique
3.2.3 Validation du modèle de rendement
3.2.4 Validation du modèle de l’énergie consommée
3.2.5 Discussion des résultats
3.2.5.1 Analyse des effets sur le modèle de rendement
3.2.5.2 Analyse des effets sur le modèle de l’énergie consommée
3.2.6 Optimisation du rendement et de la consommation d’énergie
3.2.6.1 Optimisation du rendement
3.2.6.2 Optimisation de l’énergie consommée
3.2.6.3 Optimisation simultanée rendement-consommation d’énergie
3.3 Implication pratique des résultats obtenues
CONCLUSION
RECOMMANDATIONS
ANNEXE I A.I.1 MATRICE DES MESURES EPÉRIMENTALES
ANNEXE II A.II.1 CONDUCTIVITÉ IONIQUE DE QUELQUES CATIONS ET ANIONS
ANNEXE III RENDEMENT EN FONCTION DU pH ET DU TEMPS
ANNEXE IV ÉNERGIE CONSOMMÉE EN FONCTION DU pH ET DU TEMPS
RÉFÉRENCES
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