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Origine des argiles
Les argiles minéralogiques proviennent de la décomposition lente des minéraux primitifs, tels que Feldspaths, Micas, Amphiboles, Pyroxènes et constituent donc l’essentiel du «complexe d’altération». Ce sont des silicates d’alumine, plus ou moins hydratés, de formule générale n SiO2 Al2O3 m H2O, à structure en feuillets douées de propriétés particulières par leurs charges négatives, elles retiennent des cations sous la forme échangeable, certaines ont la capacité d’absorber de l’eau entre les feuillets (argiles gonflantes). Selon la quantité de silice par rapport à l’alumine on peut déterminer le rapport moléculaire R=SiO2/Al2O3 qui permet de caractériser le type d’argile; ce rapport varie entre 2 et 5 (Erhart, 1967 ; Duchaufour, 1983 ; Musy et Soutter, 1991).
Familles d’argiles
On peut distinguer quatre grandes familles d’argile (figure 1) caractérisées par des propriétés différentes (Duchaufour, 1983 ; Caillère et al., 1982 ; Meunier, 2005):
* La kaolinite : de formule de base: 2SiO2.Al2O3.2H2O, la plus pauvre en silice et les feuillets sont à peu prés fixes les uns par rapport aux autres et ne peuvent fixer ni eau ni cations dans leurs intervalles; les possibilités de gonflement, le pouvoir absorbant des bases sont donc réduits.
* Les montmorillonites : de formule de base: 4SiO2.Al2O3.2H2O, plus riche en silice que la kaolinite; l’absorption d’eau et fixation de cations sont donc très marquées. Les feuillets étant plus espacés ils peuvent s’écarter plus ou moins.
* Les illites : ce groupe comprend plusieurs types d’argiles, également riche en silice et à propriétés intermédiaires entre celles des deux familles précédentes.
* Les attapulgites : sont caractérisées par une structure fibreuse ou en feuillets rubanés; elles sont souvent magnésiennes.
Hydrophilie
Les argiles ont des possibilités d’écartement des feuillets qui leur permettent d’absorber des molécules d’eau et divers ions entre ces feuillets; elles peuvent ainsi gonfler lorsqu’elles sont hydratées (Caillère et al., 1982 ; Fouclaut et Raoult, 1984). L’hydrophilie de la kaolinite, illites, montmorillonite est mentionnée dans les paragraphes (I.2 et I.3).
Echange d’ions
Certains solides naturels ou de synthèse, peuvent mettre en jeu les processus d’échange d’ions. Le réseau fixé comporte des groupes ionisables, accessibles à des ions circulant avec l’eau à travers une structure poreuse plus ou moins rigide (rigide dans une zéolite, semi-rigide dans une argile, souple dans un échangeur organique).
Les ions polyvalents sont plus énergiquement fixés. On peut formaliser l’équilibre selon, par exemple : 2(Na+R-) + Ca2+ (Ca2++ R22-) + 2Na+ (1)
La distribution de Ca2+ et K+ a été étudiée pour diverses argiles et diverses concentrations de solutions, les concentrations équivalentes de Ca2+ et K+ étant égales. Le tableau 1 suivant présente les rapports Ca2+/ K+ fixés sur l’argile. Cette distribution permet de comparer les argiles entre elles, les variations de sélectivité sont liées à celles des espaces disponibles et de vérifier que la dilution accroît considérablement la sélectivité. La préférence des argiles et de la plupart des autres échangeurs d’ions naturels pour K+ par rapport à Na+ permet de comprendre pourquoi le rapport Na+/K+ dans les eaux est élevé alors que les abondances dans les roches primaires sont presque équivalentes (Duchaufour, 1983 ; Duchaufour, 1997 ; Meunier, 2005).
Réactions chimiques et électrochimiques
Les réactions chimiques
Un grand nombre de réactions chimiques peuvent éventuellement se produire lors de la dépollution d’un milieu poreux, suivant la nature de la phase solide, les espèces chimiques en présence dans la phase liquide, et les conditions physico-chimiques du système telles que le pH ou la température. Il peut s’agir de réactions de précipitation/dissolution, de complexation, ou encore de réactions d’oxydoréduction par exemple. Ces réactions peuvent être classées en deux grandes catégories: les réactions homogènes et les réactions hétérogènes. Les réactions homogènes sont des réactions chimiques dont les réactifs appartiennent à la même phase. Ces réactions chimiques sont considérées, dans la phase liquide, comme étant en équilibre car les cinétiques de réactions chimiques sont souvent rapides. Ainsi la quantité de matière qui réagit peut souvent se décrire par une loi simple. Au cours d’une électrodécontamination, des réactions homogènes dans la solution interstitielle peuvent occasionner un retard des espèces à la migration. Par conséquent, lors de l’établissement des équations de conservation de la matière dans le système, un facteur de retard, tenant compte des constantes d’équilibre des réactions, devra alors être considéré. Cependant si la cinétique de la réaction est très lente, la réaction chimique peut constituer dans ce cas une étape limitante à la migration des espèces dans la solution.
Les réactions hétérogènes sont des réactions chimiques dont les réactifs appartiennent à des phases différentes et de ce fait l’accomplissement de la réaction implique différentes étapes en série. Il peut y avoir plusieurs étapes de transferts de matière (interne et externe par rapport à la phase solide) des réactifs et/ou des produits, et une étape de réaction chimique proprement dite (Villermaux, 1993). La réaction chimique est généralement supposée comme l’étape la plus rapide par rapport aux étapes de transfert, elle est alors considérée comme étant à l’équilibre. Si les transferts de matière n’offrent pas de limitation par rapport à la réaction chimique, c’est-à-dire que la cinétique de la réaction chimique contrôle l’ensemble de la réaction hétérogène, l’hypothèse d’un équilibre local peut être avancée. Par conséquent, une réaction de ce type occasionnera seulement un retard à la migration électrocinétique des espèces dans le milieu qui devra être correctement pris en compte par un facteur de retard. Par contre si l’hypothèse d’un équilibre local ne peut être formulée, c’est-à-dire que les étapes de transfert sont limitantes par rapport à la réaction chimique, la réaction hétérogène peut devenir une réelle limitation au procédé d’électrodécontamination. En effet, les phénomènes électrocinétiques, qui seront détaillés par la suite, provoquent le mouvement des espèces chimiques mais n’agissent que sur des espèces en phase liquide. Ainsi, une espèce adsorbée sur la matrice solide du milieu par exemple, ne pourra migrer qu’après désorption.
La connaissance des cinétiques de réactions apparaît comme un paramètre important non seulement pour décrire l’équilibre chimique entre les espèces mais aussi pour le caractère limitant ou prépondérant des réactions entre elles et les autres phénomènes.
Les auteurs étudiant l’électrorémédiation considèrent généralement les réactions chimiques, homogènes ou hétérogènes, comme des étapes rapides du procédé par rapport aux autres mécanismes de migration des espèces ioniques dans le milieu. Cependant les temps caractéristiques donnés par Jacobs et col. (Jacobs et Probstein, 1996) et présentés dans le tableau 4 montrent qu’une réaction hétérogène, comme une dissolution/précipitation par exemple, peut être jusqu’à trois ordres de grandeur plus lente qu’un mécanisme de transport électrocinétique.
Les réactions électrochimiques
Une réaction électrochimique est une réaction d’oxydo-réduction (échange d’électron; entre deux espèces) où l’un des composés est une espèce chimique et l’autre une électrode, dont le potentiel a été convenablement choisi pour que la réaction ait lieu (Guernet et Hamon, 1990).
En effet, il est nécessaire d’établir une surtension (ou surpotentiel) rendant le potentiel d’électrode différent du potentiel d’équilibre de la solution (Tremillon, 1993a). Cette surtension crée un déséquilibre du système et provoque une évolution (plus ou moins rapide) qui tend au rétablissement d’un nouvel état d’équilibre. Ainsi, lorsque le potentiel d’électrode est supérieur à celui des ions de la solution électrolytique, la réaction électrochimique est une oxydation et l’électrode est appelée anode. Par contre, si le potentiel d’électrode est inférieur à celui des ions de la solution électrolytique, l’électrode est appelée cathode el la réaction électrochimique est une réduction. Autrement dit, la différence de potentiel appliquée entre deux électrodes (l’une jouant le rôle de l’anode et l’autre de la cathode) doit être supérieure à la différence entre les potentiels d’équilibre des systèmes oxydoréducteurs, anioniques et cationiques.
La surtension à établir, pour que les réactions électrochimiques aient lieu aux électrodes, est faible comparée aux différences de potentiels appliquées entre les électrodes lors des travaux sur l’électrorémédiation. Pour que les réactions électrochimiques aient lieu aux électrodes il faut que la différence de potentiel imposée entre les électrodes anodique Ea (V) et cathodique Ec (V), ΔV (V) doit être supérieure à la différence des potentiels normaux des deux électrodes anodique Ea0 (V)et Ec0 (V) cathodique suivant l’équation 13: ΔV=E a −E 〉E0 − E0 (13)
Cette condition est toujours remplie car, bien que la différence de potentiel entre les électrodes varie d’une étude à l’autre (cela dépend de la distance entre les électrodes, et des couples oxydo-réducteurs aux électrodes), elle est dans la majorité des travaux supérieure à 5 V (de 5 à 30 V par exemple pour les références citées (Eykholt et Daniel, 1994 ; Jacobs et al., 1994 ; Mitchell et Yeung, 1990 ; Pamukcu et Wittle, 1993).
La plupart des auteurs considèrent que la réaction d’électrolyse de l’eau prédomine aux électrodes, même s’ils mentionnent que des réactions électrochimiques «secondaires» peuvent se produire (Baraud, 1997 ; Reed et al., 1995 ; Acar et al., 1993). Cette vision semble trop simplifier la chimie aux électrodes en réduisant le système de réactions électrochimiques à la seule électrolyse de l’eau sans qu’une étude électrochimique préalable ne soit menée. Or les réactions anodiques et cathodiques qui se réalisent sont fonctions des conditions chimiques du milieu: nature des électrodes, potentiels d’oxydo-réduction des espèces chimiques en présence, pH, concentrations, température. L’échelle des valeurs des potentiels d’oxydo-réduction des différents couples redox permet de prévoir par un raisonnement simple les possibilités de production des réactions (Tremillon, 1993b).
Electrophorèse
De façon générale, c’est le mouvement des particules sous l’influence de gradient électrique. Le terme particule inclue toutes matières chargées, comme les particules colloïdales, argileuses et organiques. Le mouvement de ces particules est similaire au mouvement des ions dans l’électromigration (Marks et al., 1992 ; Pamukcu et Wittle, 1992
; Li et al., 1996). Ce phénomène de mouvement électrophorétique, est d’importance limitée dans les systèmes compacts auxquels on s’intéresse, où la phase solide ne peut être mise en mouvement (à l’inverse d’une suspension). Le transport n’aura un rôle significatif que si les polluants sont adsorbés sur des colloïdes (Khan, 1991). Les particules en solution électrophorétique, sont soumises à différentes forces (force de coulomb contraire aux forces de viscosité, de l’effet de relaxation et de retard électrophorétique). Dans le cas de particule de masse négligeable, comme les ions, les effets dus à l’environnement chimique de la particule (forces de l’effet de relaxation et retard électrophorétique) sont négligés (Blanco, 1996) et on parle alors d’électromigration.
Après l’application du courant, la force électrique est équilibré par la résultante de la force de friction hydrodynamique, de la force électrophorétique et la force de relaxation (Van Olphen, 1977), de telle sorte que la somme des forces sur cette particule est égale a zéro, et la vitesse ou vélocité de déplacement est constante et proportionnelle au champ électrique appliqué (Yeung, 1994). La force de retard électrophorétique résulte du mouvement du liquide causé par les contres ions dans la direction opposée au mouvement de la particule. La force de relaxation est causée par la distorsion de l’atmosphère ionique de la double couche diffuse induit par le mouvement de la particule, le temps de relaxation c’est le temps mis pour que la double couche diffuse se reforme après cette distorsion. La considération de la force électrique et de la force de friction hydrodynamique permet l’application de la théorie de l’électroosmose au mouvement d’une particule avec sa fine double couche dans ce cas c’est le liquide qui est stationnaire et la particule se déplace dans la direction opposée (Yeung, 1994). µ = ∈ ζ − ΔEη ΔL (53)
Facteurs influençant le transport électrocinétique
A ces réactions de transfert décrites précédemment, s’ajoutent les phénomènes d’adsorption, de complexation et de précipitation, compliquant ainsi le processus d’électromigration de l’espèce considérée. Les réactions ayant la plus grande influence sur l’électromigration sont souvent l’adsorption et la désorption. D’une façon générale, ces phénomènes ont tendance à ralentir la migration des ions en diminuant leur concentration en solution donc en limitant le flux des espèces ionisées susceptibles de migrer.
Influence de la composition chimique et minéralogique du sol
Cette composante chimique et minéralogique du sol peut avoir une influence sur les différents phénomènes d’interactions soluté/sol, tels que l’adsorption, pH, le potentiel zêta (la double couche électrique), la CEC…etc, de ce fait sur le transport électrocinétique des substances dans le sol. On peut prendre comme exemples : la présence d’éléments à des concentrations données tels que le Fer (oxydes / hydroxydes) et les minéraux calcaires qui peuvent être un indice sur l’immobilisation dans le sol des métaux, des ions orthophosphates (Tan, 1998 ; Johnston et al., 2006; Gervy, 1970 ; Alkan et al., 2005 ; Darmawan et Wada, 2002). L’électro-osmose est liée directement à la densité de charge électrique de surface qui varie avec le type de minéraux argileux; elle croit dans l’ordre suivant : sable < limon <kaolinite< illite <montmorillonite (Meunier, 2005 ; Tan, 1998 ; Virkutyte et al., 2002). La présence de carbonates dans le sol peut être un facteur limitant; leurs présence en quantité importante, bloque par neutralisation, l’avancée du front acide (H+) généré par la réaction d’électrolyse de l’eau au niveau de l’anode. Ce front peut sous des conditions de pH alcalin réagir avec les ions tels que Pb++, Cd++, Zn++ et Cu++, pour former soit des complexes, soit des précipités (carbonatés) gênant ainsi leurs transport électrocinétique (Virkutyte et al., 2002 ; Darmawan et Wada, 2002). Par ailleurs, la nature du polluant influe sur le taux de matière transporté; les polluants organiques sont mieux transportés par électro-osmose : 85 à 95% (concentration initiale 500 µg.g-1 de sol) (Acar et al ., 1992), tandis que les composées inorganiques chargés, particulièrement les métaux lourds, il ont des taux de transport par électromigration élevé de l’ordre de 90 à 96% pour l’exemple du cadmium (concentration initiale 99-114µg.g-1 dans le sol) (Acar et al., 1994); l’exemple d’un anion tel que le fluor donne un taux de transport de 52 % (Costarramone, 1998).
Echange d’ions, CEC
Une valeur importante de la capacité d’échange cationique (CEC), indique que le sol a une grande capacité à échanger et adsorber des cations contre d’autres. Certains métaux comme par exemple Pb++, Zn++, Cu++ et K+ peuvent être fortement retenus dans le sol (Tan, 1998). Une forte capacité d’échange cationique engendre une durée de transport électrocinétique plus longue et une énergie plus importante (Puppala et al., 1997 ; Lageman et al., 1989). La majorité des travaux recensés ne citent que la CEC, la capacité d’échange anionique n’est pas signalée même dans certains travaux développés sur le fluor et le nitrate (Costarramone et al., 1998).
Influence du liquide interstitiel
Le liquide des pores du sol joue un rôle majeur dans le transport électrocinétique, en effet c’est l’eau interstitielle dans le sol (ou fluides des pores) composée d’espèces ioniques dissoutes à des concentrations données qui conduit le courant électrique (la conductivité électrique), il est le milieu ou les divers échanges de matières et de réactions se produisent. La consommation d’énergie et le coût du procédé électrocinétique est inversement proportionnelle à la quantité d’eau dans le sol. Le transport électrocinétique dans les sols non saturés est très limité, au cours du transport électrocinétique (électromigration et électro-osmose) le phénomène de transport par électro-osmose, est très affecté par la variation de l’humidité. Une modification de ce paramètre du milieu étudié et sans apport de liquide, le sol se dessèche et sa résistance électrique croit, limitant ainsi le transport électrique (Acar et Alshawabkeh, 1993 ; Virkutyte et al., 2002 ). L’ électromigration est efficace dans les sols saturés et non saturés en eau (Lindgren et al., 1991). Des travaux ont été effectués avec un sol saturé à l’eau déminéralisé à 35% (Reddy et Chinthamreddy, 1999). D’après Lageman et al., 2005, une humidité de 5% est suffisante pour un transport électrocinétique.
Influence du changement du pH
L’électrolyse de l’eau est la réaction prédominante aux électrodes. Sous l’action d’ un champ électrique, les ions H+ produits à l’anode vont se déplacer en front acide vers la cathode, les ions OH- produits à la cathode vont se déplacer vers l’anode en front basique moins rapide (rapport de mobilité des ions H+ / OH- est de 1,76); ceci va modifier le pH du sol (Acar et Alshawabkeh, 1993). Le pH du sol est un facteur très important dans le transport électrocinétique car les différentes réactions et phénomènes tels que la précipitation (solubilités des polluants), l’adsorption, l’oxydoréduction, la complexation, la capacité d’échange cationique et le potentiel zeta lui en sont liés directement (Pamukcu et wittle, 1992 ; Tan, 1998). Ceci peut influer sur la spéciation et la disponibilité de l’élément étudié et aussi sur la direction du transport. Par exemple, un pH alcalin précipite les ions plomb sous forme d’hydroxydes et de carbonates, un pH acide favorise leurs mobilités. L’efficacité du transport électrocinétique dépendra donc du choix à donner au pH du milieu, constant ou variable (front acide, basique ou les deux) (Darmawan et Wada, 2002 ; Acar et Alshawabkeh, 1993 ; Virkutyte et al., 2002).
Adsorption/désorption
L’adsorption a lieu à la surface des colloïdes du sol. Dans le cas des colloïdes organiques, par exemple les matières humiques, l’adsorption est liée à la réaction avec leurs groupes fonctionnels, tels que des groupes carboxyles et les groupes hydroxyles phénoliques. L’adsorption par les colloïdes inorganiques du sol, est attribuée à des réactions sur des surfaces chargées des solides exemple : les minéraux argileux, les oxydes et les hydroxydes de Fer, les minéraux calcaires. Ces surfaces chargées sont dépendantes du pH (Tan, 1998). L’adsorption par le sol d’une espèce concerné par le transport électrocinétique diminue son extraction, sa mobilisation et augmenterait considérablement le temps et la consommation d’énergie. (Acar et al., 1993; Acar et Alshawabkeh, 1996). Une capacité d’adsorption élevée limiterait alors le transport électrocinétique (Darmawan et Wada, 2002).
Précipitation/dissolution
Pendant le traitement électrocinétique, résulte différentes réactions chimiques comprenant dissolution et précipitation des contaminants dans le sol. Ces phénomènes ont comme la sorption, un effet important sur le déplacement de contaminant. L’influence sur la mobilisation des polluants des réactions électrochimiques et des réactions de précipitation/dissolution liées au développement du front acide a déjà été évoquée (paragraphe II.3.1). Des changements de solubilité et/ou de polarité peuvent également survenir suite à des réactions (précipitation, complexation) au sein du fluide, entre les polluants et d’autres substances présentes naturellement (carbonates, substances humiques) ou introduites via le fluide de conditionnement (sulfures, chlorures), ou encore des substances résultant de la dégradation ou de réactions engageant d’autres espèces. Toutes ces réactions sont fonction de la nature des diverses espèces en présence, de leur concentration respective et, souvent, des conditions de pH du milieu. Par exemple, la formation de complexes solubles, pouvant être de charge positive, négative ou nulle, va modifier la mobilité, voire la direction de migration du contaminant concernée. Hicks et Tondorf, (1994) notent ainsi (dans le cadre d’un traitement avec développement de fronts acide et basique) une redissolution du zinc précipité dans la zone du saut de pH (sous forme Zn(OH)2 et la formation d’un complexe soluble HZnO2- (ion bizincate) pour des pH très élevés. Toutefois, ce complexe étant négatif, il migre vers l’anode. Le zinc va donc retrouver, au niveau du saut de pH, des conditions telles qu’il précipite à nouveau sous forme Zn(OH)2. Il continue finalement à s’accumuler dans cette zone. Ce processus de précipitation peut gêner l’écoulement électro-osmotique et diminue l’efficacité de déplacement de contaminant (métal). Le cadmium peut former différents complexes avec les ions chlorures (CdCl+, CdCl3-ou encore, CdCl42-), chaque forme ayant des caractéristiques de mobilité, solubilité et de sorption différentes (Puls et Bohn, 1988 ; Yong et Sheremata, 1991). Il faut néanmoins noter que la formation de complexes peut être favorable au traitement dans le cas où la réaction favorise la désorption d’un polluant fortement adsorbé (Pamucku et Wittle, 1994) ou la solubilisation de précipités dans des conditions de pH fortement alcalin. L’introduction d’agents chélatants dans le fluide peut alors augmenter l’efficacité de l’extraction (Hong et Pintauro, 1996a et 1996b). Le produit de solubilité de chaque espèce est un facteur important dans la remédiation électrocinétique des contaminants. L’espèce avec une constante de solubilité élevée tendra à demeurer en solution plus aisément (U.S. Environmental Protection Agency. 1997). Pour une efficacité optimale du traitement électrocinétique, il conviendra donc de connaître la forme chimique du polluant, sa chimie acido/basique, électrochimique et extractive, afin de définir les conditions opératoires permettant une mobilisation optimale (Ugaz et al., 1994). II.5- Avantages et inconvénients du traitement électrocinétique
Le pour et le contre de la technologie électrocinétique sont principalement discutés en termes d’opération et d’efficacité. A partir des différentes expériences réalisées, plusieurs avantages et inconvénients de cette technique de remediation sont rapportés par différents auteurs (Acar et al., 1995 ; Virkutyte et al., 2002). Ils sont résumés dans les points suivants:
• Simplicité : facile à utiliser et exige un équipement simple.
• Sûreté : exposition minimale au personnel de fonctionnement et à l’environnement .
• Economique : peu de demande énergétique.
• Flexible: elle peut être employée in situ ou ex situ : système de remédiation, comme système de livraison et de rétention, ou comme combinaison de ces systèmes.
• Applicable pour une vaste gamme de médias: elle peut être employée pour des sols, des boues, des dépôts, et/ou des eaux souterraines.
• Applicable pour une variété de contaminants: elle peut être employée pour des métaux, composés organiques volatils ou semi-volatils, et/ou des radionucléides.
Bien que prometteuse, l’électroremédiation présente quelques inconvénients, les plus récurrents sont les suivants :
• Difficultés liées au changement d’échelle.
• Technique peu éprouvée à l’échelle industrielle.
• Connaissance des maîtrises des règles de dimensionnement sur site.
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Table des matières
INTRODUCTION GENERALE
PARTIE THEORIQUE
CHAPITRE I : LES SOLS ARGILEUX
I.1- Bref aperçu sur les sols
I.2- Origine des argiles
I.3- Familles d’argiles
I.4- Classification minéralogique
I.4.1-Structure des feuillets
I.4.2- Epaisseur des feuillets
I.4.3- Substitution dans les couches, charges électriques
I.5- Quelques propriétés physico-chimiques des argiles
I.5.1- Aptitudes des argiles à l’expansion
I.5.2- Hydrophilie
I.5.3- Echange d’ions
I.5.4- Complexe absorbant et pH
I.5.4.1- Définition
I.5.4.2- Valeurs caractéristiques
I.5.4.3- L’acidité et le pH
I.6- Adsorption sur les argiles
CHAPITRE II : TRANSPORT ELECTROCINETIQUE DANS LES SOLS
II.1- Réactions chimiques et électrochimiques
II.1.1- Réactions chimiques
II.1.2- Réactions électrochimiques
II.2- Phénomènes de transport indépendants du champ électrique
II.2.1- Convection
II.2.2- Diffusion
II.3- Phénomènes de transport induits par le champ électrique
II.3.1- Electrolyse de l’eau et pH aux électrodes
II.3.2- Electromigration
II.3.4- Electrophorèse
II.4- Facteurs influençant le transport électrocinétique
II.4.1- Influence de la composition chimique et minéralogique du sol
II.4.2- Echange d’ions, CEC
II.4.3- Influence du liquide interstitiel
II.4.4- Influence du changement du pH
II.4.5- Adsorption/désorption
II.4.6- Précipitation/dissolution
II.5- Avantages et inconvénients du traitement électrocinétique
CHAPITRE III : BIBLIOGRAPHIE SUR LES NITRATES ET LES PHOSPHATES : POLLUTION ET TRANSPORT ELECTROCINETIQUE DANS LES SOLS
III.1- Pollution par les nitrates et les phosphates
III.1.1- Pollution par les nitrates
III.1.1.1- Les nitrates dans le sol
III.1.1.2- Pollution et lessivage des ions nitrate
III.1.1.3- Limites tolérées en nitrates et toxicité
III.1.2- Pollution par les phosphates
III.1.2.1- Le phosphore dans le sol
III.1.2.2- Transfert du phosphore
III.1.2.3- La pollution par le phosphore et incidences sur l’environnement
III.2- Transport électrocinétique
III.2.1- Transport électrocinétique des nitrates
III.2.2- Transport électrocinétique des phosphates
PARTIE EXPERIMENTALE
CHAPITRE IV : CARACTERISATION DU SOL ETUDIE
IV.1- Echantillonnage
IV.2- Paramètres analysés
IV.3- Résultats d’analyses et discussion
IV.4- Essais d’adsorption et de lixiviation des ions nitrate et phosphate
CHAPITRE V : TRANSPORT ELECTROCINETIQUE DES NITRATES ET DES PHOSPHATES
V.1- Équipement et conditions opératoires
V.1.1 – Équipement
V.1.2 – Conditions opératoires
V.1.2.1- Préparation du sol dans la cellule
V.1.2.2- Compartiments électrolytiques, anodique et cathodique
V.1.2.3- Choix des débits d’alimentation
V.1.2.4- Circuit électrique du dispositif électrocinétique
V.1.2.5- Vérification du transport par convection dans le sol naturel
V.1.2.6- Paramètres suivis
V.2- Transport électrocinétique des nitrates
V.2.1- Evolution du potentiel électrique
V.2.2- Évolution du pH
V.2.3- Mesure du débit électro-osmotique
V.2.4- Transport des nitrates dans le sol
V.3- Transport électrocinétique des phosphates
V.3.1- Évolution du potentiel électrique
V.3.2- Évolution du pH
V.3.3- Mesure du débit électro-osmotique
V.3.4- Transport des ions phosphate dans le sol
CONCLUSION GENERALE
BIBLIOGRAPHIE
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