Memoire Online - Valorisation des déchets agricoles issus des épluchures de musa acuminata en bioadsorbant pour l’adsorption du bleu de méthylène en solution aqueuse.

Or, à celui qui fait une oeuvre, le salaire est imputé, non comme une grâce, mais comme une chose due;

DEDICACE

Affable, honorable, aimable : vous représentez pour moi le symbole de la bonté par excellence, la source de tendresse et l'exemple du dévouement qui n'a pas cessé de m'encourager et de prier pour moi.

Votre prière et votre bénédiction m'ont été d'un grand secours pour mener à bien mes études.

Aucune dédicace ne saurait être assez éloquente pour exprimer ce que vous méritez pour tous les sacrifices que vous n'avez cessé de me donner depuis ma naissance, durant mon enfance et même à l'âge adulte.

Je vous dédie ce travail en témoignage de mon profond amour. Puisse Dieu, le tout puissant, vous préserves et vous accordes santé, longue vie et bonheur.

En témoignage de l'attachement, de l'amour et de l'affection que je porte pour vous. Je vous remercie de votre hospitalité sans égal et de votre affection si sincère.

A ceux qui m'ont aidé pour préparer ce travail, de prés ou de loin, même avec un mot d'encouragement et de gentillesse.

REMERCIEMENTS

Tout d'abord je remercie mon grand Dieu, le père de notre Seigneur Jésus-Christ de m'avoir donné la santé, le courage et la volonté d'achever mon travail et aussi d'avoir eu la bonté de m'entourer de personnes formidables qui ont, chacune à sa façon, et ce, à différentes étapes de mon cheminement, contribué, d'une manière ou d'une autre, à la réalisation de ce travail.

Les résultats présentés dans ce travail ont été réalisés en concomitance avec le Laboratoire de Chimie Organique, Physique, Eau et Environnement « LACOPE » en sigle, le Laboratoire de Pédologie et le Laboratoire de Chimie Analytique.

Je tiens à adresser mes sincères remerciements à Monsieur Anatole KIFUANI KIA MAYEKO, Professeur à l'Université de Kinshasa, qui a accepté de m'encadrer, en me soutenant tout le long de l'élaboration de ce mémoire. Votre sérieux, votre compétence et votre sens du devoir m'ont énormément marqué. Veuillez trouver ici l'expression de ma respectueuse considération et ma profonde admiration pour toutes vos qualités scientifiques et humaines, pour avoir suivie de près notre travail.

Je remercie Madame Kifline KIFUANI MILEBUDI, Chef des travaux au département de Génie Energétique et Environnemental de la Faculté de Pétrole et Gaz de l'Université de Kinshasa. Sa rigueur a été pour nous un motif d'encouragement dans la recherche d'un meilleur rendement. Ses conseils ont été plus utiles. Je vous dis merci Madame.

Nos remerciements s'adressent aussi à madame Irène KIBAL et à Monsieur José TSHIBANDA, respectivement Assistante à la Faculté de Pétrole, Gaz et Energies nouvelles et Chef de Travaux à la Faculté des Sciences de l'Université de Kinshasa qui nous ont accepté dans leur laboratoire. Que le Chef des Travaux Jean MVONDO MBALA NGONFI, les Assistants Aristote MATONDO, Junior KINDALA et Bernick TSHENE se reconnaissent dans ces lignes pour leur soutien pendant les manipulations au laboratoire.

Ce travail n'aurait jamais pu se réaliser sans le soutien continu des membres de ma famille. Que ce mémoire apporte la fierté méritée à ma très chère maman NGAMAMONGO MWABI Weller, mon cher papa John N'KWADY KANKOLONG, mes soeurs et mes frères Stany et BH MOMENE, Brunelle NKASA, Rose, Allégresse, Price, Kemuel, et Esther N'KWADY, Chavez, Sabrina et Jonicia BATEKO, Jaspe et Béryl ETSALE, Eureka et Aurore EKOMISA, Hénoch MOMENE, à mes tantes et mes oncles Natalie LOSAMBO, Alain Weller et Nancy ETSALE.

Mes remerciements à la grande famille de Club des étudiants en Sciences de l'environnement, en sigle, CESEN/Asbl et à l'ensemble des membres de l'ONGD Biogenèse.

Un grand merci à mes amies, en particulier Shekinah NDEMBA, Ketsia MABIALA, Noelly WABI, Darmeline MUSIKA, Monique NGALULA, Jersey MPANZU, Délices BASHIYA, Jemima MABIALA, Esther NSIMBA, Rebecca WASSA, Merveille et Glody DJUNGA, Judith ILIABA, Arlette KALAMATA, Monique BADIMBA, Christelle MANGOMBO, Edmond IMOWA, Valentin SANA, Alain LUKUSA, Arnold SONGISA, Lynda MALUNDAMA, Jevic MBUNGU, Bonita NGINAMAWU, Grâce NZONZIMBU et Elise LEKAEPELE qui ont eu confiance en moi et qui, par leur présence et leur soutien, m'ont aidé à surmonter certains moments difficiles.

Enfin, je rends hommage et j'exprime ma reconnaissance à tous ceux qui, un jour ou l'autre, m'ont offert leur amitié et des moments inoubliables.

LISTE DES TABLEAUX

Tableau 1	Principaux groupements chromophores et auxochromes (Benamraoui 2014)	11
Tableau 2	Classification des colorants synthétiques	13
Tableau 3	Principaux avantages et inconvénients des techniques de traitements des colorants (Zawlotski et al, 2004).	21
Tableau 4	Caractéristiques et Propriétés physico-chimiques du Bleu de Méthylène	22
Tableau 5	Principales Différences entre l'adsorption physique et l'adsorption chimique	25
Tableau 6	Différents bioadsorbants	32
Tableau 7	Classification taxonomique de Musa acuminata	33
Tableau 8	Variation de l'absorbance en fonction des concentrations de la solution de Bleu de Méthylène pour différents pH.	45
Tableau 9	Caractéristiques du bioadsorbant MA	50
Tableau10	Variation de la capacité et du pourcentage maximale d'adsorption en fonction de la masse	57
Tableau 11	Paramètres de Langmuir et de Freundlich pour l'adsorption du BM sur le bioadsorbant	70
Tableau 12	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 10mg	79
Tableau 13	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 50mg	80
Tableau 14	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 100 mg	80
Tableau 15	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	81
Tableau 16	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 400 mg	81
Tableau 17	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 800 mg	82
Tableau 18	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 1000 mg	82
Tableau 19	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 3,05 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	83
Tableau 20	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH, ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 4, 01; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	83
Tableau 21	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 5, 14; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	84
Tableau 22	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 8,30; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	84
Tableau 23	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH, ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 10,01 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	85
Tableau 24	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH, ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 12, 05; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	85
Tableau 25	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 10 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	86
Tableau 26	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 20 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	86
Tableau 27	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 40 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	87
Tableau 28	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 60 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	87
Tableau 29	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 80 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	88
Tableau 30	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 100 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	88
Tableau 31	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 3, 05 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	89
Tableau 32	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 4, 01; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	89
Tableau 33	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 5, 14; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	90
Tableau 34	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 6, 69; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	90
Tableau 35	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 8, 30; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	91
Tableau 36	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 10, 01; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	91
Tableau 37	Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; pH : 12, 05; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg	92

LISTE DES FIGURES

Figure 1	Bioaccumulation	16
Figure 2	Structure chimique du bleu de méthylène	22
Figure 3	Caractéristiques et interactions à prendre en compte dans un système ternaire adsorbant/adsorbat/solvant, d'après Sancey, 2011	25
Figure 4	Classification des isothermes d'adsorption selon Giles et al	29
Figure 5	Etape de préparation d'un Bioadsorbant (Michée N'kwady)	39
Figure 6	Epluchure de Musa acuminata à l'Etat brut (Photo Michée N'KWADY)	39
Figure 7	Epluchure de Musa acuminata après deux semaines de séchage (Photo Michée N'KWADY)	39
Figure 8	Bioadsorbant préparé	40
Figure 9	La traversée d'une lumière monochromatique	43
Figure 10	Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 664 ; T : 28#177;01°C ; V : 100 mL ; pH 3,05	45
Figure 11	Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 664 ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; pH 4,01	45
Figure 12	Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 662 ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; pH 5,14	45
Figure 13	Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 664 ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; pH 6,69	45
Figure 14	Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 664 ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; pH 8,30	46
Figure 15	Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 662 ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; pH 10,01	46
Figure 16	Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 662 ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; pH 12,05	46
Figure 17	Détermination du pHzpc	50
Figure 18	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 10 mg pH 6,69	51
Figure 19	Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max :664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 10 mg ; pH 6,69	52
Figure 20	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 50 mg pH : 6,69	52
Figure 21	Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max :664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 50 mg ; pH 6,69	53
Figure 22	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 100 mg pH : 6,69	53
Figure 23	Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max :664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 100 mg ; pH 6,69	54
Figure 24	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg; pH 6,69	54
Figure 25	Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max :664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg; pH 6,69	55
Figure 26	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; mBA : 400 mg; pH 6,69	55
Figure 27	Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max :664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 400 mg; pH 6,69	56
Figure 28	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; mBA : 800 mg; pH 6,69	56
Figure 29	Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max :664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 800 mg; pH 6,69	57
Figure 30	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; mBA : 1000 mg; pH 6,69	57
Figure 31	Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; m_BA : 1000 mg; pH 6,69	58
Figure 32	Evolution de la capacité d'adsorption vis-à-vis de différentes masses	58
Figure 33	Evolution du pourcentage maximal d'adsorption en fonction de la masse	59
Figure 34	Evolution capacité d'adsorption du bioaadsorbant M.A vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH	60
Figure 35	Evolution du pourcentage d'adsorption de bioadsorbant M.A vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH	61
Figure 36	Evolution de la capacité d'adsorption maximale d'adsorption du Musa acuminata vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH	62
Figure 37	Evolution du pourcentage maximal d'adsorption du Musa acuminata vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH	63
Figure 38	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la concentration, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; mBA : 200 mg; pH 6,69	66
Figure 39	Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la concentration, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; mBA : 200 mg; pH 6,69	66
Figure 40	Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 3; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664	67
Figure 41	Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 4; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 662	67
Figure 42	Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 5; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664	67
Figure 43	Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 6; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664	67
Figure 44	Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 8; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664	68
Figure 45	Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 10; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 662	68
Figure 46	Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 12; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 662	68
Figure 47	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 3,05 (modèle de Langmuir)	69
Figure 48	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 4,01 (modèle de Langmuir)	69
Figure 49	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 5,14 (modèle de Langmuir)	69
Figure 50	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 6,69 (modèle de Langmuir)	69
Figure 51	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 8,30 (modèle de Langmuir)	70
Figure 52	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 10,01 (modèle de Langmuir)	70
Figure 53	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 12,05 (modèle de Langmuir)	70
Figure 54	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 3,05 (modèle de Freundlich)	71
Figure 55	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 4,01 (modèle de Freundlich)	71
Figure 56	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 5,14 (modèle de Freundlich)	71
Figure 57	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 6, 69 (modèle de Freundlich)	71
Figure 58	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 8, 30 (modèle de Freundlich)	72
Figure 59	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 10,01 (modèle de Freundlich)	72
Figure 60	Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 12,05 (modèle de Freundlich)	72

ABREVIATIONS

RESUME

Dans cette étude, nous avons procédé à l'élimination du colorant du bleu de méthylène en solution aqueuse par l'adsorption sur un bioadsorbant issu des épluchures de Musa acuminata. Le bioadsorbant Musa acuminata a été utilisé à l'état brut. Plusieurs paramètres ont été étudiés, tels que le temps de contact, le pH, la concentration initiale en bleu de méthylène et la masse du bioadsorbant.

Les résultats obtenus montrent que l'équilibre est atteint pendant un temps de contact de 300 min, le pouvoir de rétention du bleu de méthylène sur les épluchures de Musa acuminata augmente avec le pH. L'augmentation de la concentration du BM entraine un accroissement de l'adsorption.

Les isothermes de Langmuir et de Freundlich ont été utilisées pour décrire l'adsorption de BM ; le modèle de Freundlich à un meilleur coefficient de corrélation et donc le mieux approprié pour décrire l'adsorption du bleu de méthylène sur le bioadsorbant étudié.

ABSTRACT

In this study, we removed methylene blue in aqueous solution by adsorption on Musa acuminata peelings bioadsorbant. The bioadsorbent Musa acuminata was used in the raw state. Several parameters were studied, such as contact time, pH, initial concentration of methylene blue and the mass of the bioadsorbant.

The results showed that the equilibrium is reached during a contact time of 300 min the retention capacity of methylene blue on Musa acuminata peelings bioadsorbant increases with the increase of pH, the increase of the concentration of MB.

The Langmuir and Freundlich isotherms were used to describe adsorption of MB from the results, the Freundlich model give a better correlation coefficient.

TABLE DE MATIERE

INTRODUCTION GENERALE

Depuis des siècles, l'environnement (atmosphérique, terrestre et aquatique) a été soumis à la pression croissante des activités anthropiques et industrielles dont les effets se font déjà ressentir (Zied, 2016). Les ressources en eau, menacées par l'évolution climatique et par les activités humaines, industrielles et agricoles, sont devenues un enjeu majeur, auquel la communauté internationale attache une importance capitale ou cruciale.

L'eau est source de toute vie sur terre, une ressource naturelle limitée, qui cependant, est abondamment utilisée en usage domestique et, en plus larges quantités, dans les secteurs de l'agriculture et de l'industrie. Suite à ces utilisations, l'eau est souvent polluée et son rejet en milieu naturel pourrait avoir, à long terme, des conséquences sur la santé humaine et sur l'environnement (Aboussaoud, 2014,)

Les colorants, une fois dissous dans l'eau, sont difficiles à traiter car ils ont une structure moléculaire complexe qui les rend plus stables et difficiles à être biodégradé. Ils peuvent ainsi constituer des facteurs de risque pour notre santé et de nuisances pour notre environnement (Benamraoui, 2014).

Les Scientifiques ont mis en place depuis une décennie plusieurs technologies conventionnelles pour le traitement du rejet des eaux usées chargées en matières polluantes (organique ou minérale) ; on peut citer la précipitation chimique, l'échange d'ions, l'osmose inverse, le traitement électrochimique, la coagulation et la floculation, la biodégradation, la filtration membranaire, l'oxydation chimique, l'ozonation et l'adsorption (Asmaa et al., 2010, Aarfane et al., 2014).

La technologie d'adsorption est reconnue par de nombreux auteurs comme l'une des meilleures techniques de traitement des eaux, en termes de faible coût initial comparé à d'autres applications, de flexibilité et de simplicité de conception (Benosman, 2011, Yeddou et al., 2012, Sakr et al., 2014, Mira et al., 2016, Kifuani et al., 2018) Elle présente l'avantage d'être appliquée au traitement de divers effluents et apporte ainsi des réponses aux exigences réglementaires pour la protection de l'environnement. Le principe du traitement par adsorption est de piéger les colorants par un matériau solide appelé adsorbant. La littérature récence plusieurs matériaux solides (argiles, zéolites, alumines activées, boue, biomasses, résidus agricoles, sous-produits industriels et charbon actif, etc) pouvant être utilisés dans des procédés de décoloration des eaux (Sadki et al., 2014). Les nombreux travaux font ressortir l'efficacité du charbon actif comme adsorbant polyvalent ; mais son utilisation reste limitée, à cause des difficultés liées à sa régénération et à son coût élevé (Chawki, 2014.)

Les scientifiques recourent vers les bioadsorbants synthétisés, à partir des résidus d'agricultures, agroindustriels et aquatiques qui font l'objet de plusieurs recherches ces dernières années, en raison de leur faible coût, leur disponibilité locale, leur biodégradabilité leur structure poreuse très importante, leur grande surface spécifique et leur grande capacité d'adsorption pour traiter les effluents (Kumar et al., 2011 ; Bouchemal et al., 2013 ; Daoud et al., 2014), à l'exemple des Noyaux de Dattes (Mounir et al, 2011), Noyaux de jujubes (Daoud et al., 2014), Cucumeropsis mannii Naudin (Kifuani et al., 2018), l'argile (Sadkie et al., 2014).

Le présent travail s'intéresse à développer un bioadsorbant potentiel à l'adsorption des colorants organiques, en utilisant comme matériaux précurseurs les déchets ligno-cellulosiques des épluchures de Musa acuminata. Ces déchets peuvent être à la base de la pollution de l'environnement. La conversion de ces épluchures en bioadsorbant potentiel constitue ainsi un moyen de valorisation de déchets et d'assainissement de l'environnement.

Notre recherche s'attelle sur le traitement des eaux polluées synthétiquement au laboratoire par le bleu de méthylène. Les questions suivantes peuvent être posées en guise de problématique:

· Le bioadsorbant préparé à partir des épluchures de Musa acuminata peut-il être un bioadsorbant potentiel pour l'adsorption du Bleu de méthylène en solution aqueuse ?

· Les paramètres ci-après : masse du bio adsorbant, temps de contact, pH et concentration en bleu de méthylène ont-ils de l'influence sur l'adsorption de Bleu de méthylène par le bioadsorbant Musa acuminata ?

· Comment modéliser les équilibres d'adsorption de bleu de méthylène sur le bioadsorbant Musa acuminata ?

· Quelles sont les mécanismes d'adsorption du Bleu de méthylène sur les bioadsorbants Musa acuminata ?

Sur base de cette série des questions, nous pouvons émettre les hypothèses suivantes :

- Le bio adsorbant préparé à base du résidu ligno-cellulosique des épluchures de Musa acuminata constitue un bio adsorbant potentiel pour l'adsorption de bleu de méthylène en solution aqueuse ;

- La capacité d'adsorption augmente en fonction du temps de contact et du pH de la solution ; elle diminue en fonction de la masse du bioadsorbant ;

- Le pourcentage d'adsorption augmente en fonction du temps de contact, masse du bioadsorbant et pH de la solution.

L'objectif de cette étude est de valoriser un résidu naturel ligno-cellulosique par l'évaluation de son efficacité à l'élimination de bleu de méthylène en solution aqueuse.

· Préparer un bio adsorbant à partir d'un résidu ligno-cellulosique (Musa acuminata).

· Déterminer l'influence des paramètres ci-après sur l'adsorption du bleu de méthylène : la masse du bio adsorbant, le temps de contact, le pH et la concentration de la solution du bleu de méthylène.

· Modéliser l'équilibre d'adsorption du bleu de méthylène sur le bioadsorbant

Pour bien mener notre recherche, nous avons utilisé deux approches méthodologiques (Bibliographique et Expérimentale).

Elle est basée sur la collecte des données primaires, et s'est faite à travers la consultation ou la lecture de divers documents en rapport avec notre thème.

Elle est consacrée sur la collecte des données secondaires à travers l'échantillonnage des épluchures de la banane au marché, de Matadi Kibala et des expérimentations au laboratoire LACOPE où nous avons étudié la variation des paramètres ci-après : La masse du bio adsorbant, le temps de contact, le pH et la concentration de la solution du BM.

Le choix de ce thème se justifie par le désir de vouloir apporter une contribution pragmatique dans le traitement des rejets industriels, en utilisant des résidus agricoles ou bio naturels.

Les résultats obtenus permettront à toute la couche de la population, aux organisations non gouvernementales, aux décideurs tant nationaux qu'internationaux de faire le choix d'utiliser un purifiant non polluant pour traiter les eaux dans la perspective du développement durable.

Ce mémoire est divisé en deux parties principales. La première partie est consacrée à une revue bibliographique sur le sujet, est composé de deux Chapitres ;

· Le premier chapitre traite les eaux usées, tout en donnant les différentes origines et les différents modes de traitement de l'eau usée ainsi qu'une théorie sur les colorants organiques, leur toxicité et leur impact sur l'environnement.

· Le deuxième chapitre, décrit l'adsorption en général en donnant sa définition, les isothermes, les mécanismes ainsi que les différents types d'adsorption, tout en présentant les matériaux adsorbants.

La deuxième partie de ce mémoire est consacrée à une étude expérimentale; elle est composée de deux chapitres ;

Partie Bibliographique

CHAPITRE 1

LES EAUX USEES

1. Les Eaux Usées

1.1. Définition et Classification

D'après Tangou (2016), les eaux usées ou les eaux résiduaires urbaines sont toutes les eaux parvenant des canalisations d'eaux résiduaires dont les propriétés naturelles sont transformées par les utilisations domestiques, les entreprises industrielles, agricoles et autres. On englobe aussi parmi ces eaux, les eaux de pluie qui s'écoulent dans ces canalisations.

D'après Rejsek (2002), les eaux usées ou les eaux résiduaires urbaines sont des eaux chargées des polluants solubles ou non, provenant essentiellement de l'activité humaine.

D'après Ramade (2000), les eaux usées ou les eaux résiduaires urbaines sont des eaux ayant été utilisées pour des usages domestiques, industriels ou même agricole, constituant donc un effluent pollué et qui sont rejetées dans un émissaire d'égout.

Elles proviennent des différents usages domestiques de l'eau. Elles sont essentiellement porteuses de pollution organique. Elles se répartissent en eaux ménagères et en eaux vannes. Les eaux ménagères ont pour origine les salles de bains et les cuisines et sont généralement chargées de détergents de graisses, des solvants, des débris organiques. Les eaux vannes sont constituées des rejets des toilettes, chargés de diverses matières organiques azotées.

1.1.2. Les eaux usées industrielles

Elles sont très différentes des eaux usées domestiques. Leurs caractéristiques varient d'une industrie à l'autre. En plus de matières organiques, azotées ou phosphorées, elles peuvent également contenir des produits toxiques, des solvants, des métaux lourds, des micropolluants organiques, des hydrocarbures.

Ce sont des eaux qui ont été polluées par des substances utilisées dans les domaines agricoles. Dans le contexte d'une agriculture performante et intensive, l'agriculture est conduite à utiliser divers produits d'origines industrielles dont certains peuvent présenter des risques pour l'environnement et plus particulièrement pour la qualité des eaux.

Collectées par le réseau d'assainissement d'une agglomération, les eaux usées urbaines contiennent de nombreux éléments polluants, provenant de la population (eaux ménagères, eaux des activités commerciales et industrielles). Elles sont acheminées vers une station d'épuration où elles subissent plusieurs phases de traitement pour éviter des problèmes d'environnement et de santé publique. Plusieurs techniques de traitement des eaux usées existent : les traitements biologiques, chimiques et physiques.

1.2.1. Les objectifs d'épuration des eaux usées

Trois principaux paramètres mesurent les matières polluantes des eaux usées domestiques :

Ce sont les matières non dissoutes contenues dans l'eau. Elles comportent à la fois des éléments minéraux et organiques.

Exprimée en mg d'oxygène par litre. Elle exprime la quantité de matières organiques biodégradables présente dans l'eau. Plus précisément. Ce paramètre mesure la quantité d'oxygène nécessaire à la destruction des matières organiques grâce aux phénomènes d'oxydation par voie aérobie. Pour mesurer ce paramètre, on prend comme référence la quantité d'oxygène consommée par les micro-organismes au bout de cinq jours. C'est la DBO₅, demande biochimique en oxygène sur cinq jours.

Exprimée en mg d'oxygène par litre. Elle représente la teneur totale de l'eau en matières oxydables. Ce paramètre correspond à la quantité d'oxygène qu'il faut fournir pour oxyder par voie chimique ces matières.

Les teneurs en azote et en phosphore sont également des paramètres très importants. Les rejets excessifs de phosphore et d'azote contribuent à l'eutrophisation des lacs et des cours d'eau. Ce phénomène se caractérise par la prolifération d'algues et la diminution de l'oxygène dissous, ce qui appauvrit la faune et la flore des eaux superficielles (cours d'eau, lacs, etc)

Les eaux usées contenant aussi des contaminants microbiologiques, bactéries, virus pathogènes et parasites, le rejet des eaux usées à proximité de lieux de baignade ou de zone d'élevage de coquillages fait courir un risque pour la santé. Il doit faire l'objet de précautions particulières.

Pour quantifier globalement des matières polluantes contenues dans les eaux usées domestiques (et assimilées), on utilise comme unité de mesure `'l'équivalent habitant''. La notion d'équivalent habitant est utilisée pour quantifier la pollution émise par une agglomération à partir de la population qui y réside et des autres activités non domestiques.

1.2.2. Étapes du traitement des eaux usées

La dépollution des eaux usées nécessite une succession d'étapes. L'épuration doit permettre, au minimum, d'éliminer la majeure partie de la pollution carbonée.

Le prétraitement consiste à retirer des eaux les déchets insolubles (sable, graviers, corps flottants branches, plastiques) en vue d'une réduction préliminaire de la turbidité de la protection des conduites et des équipements contre l'introduction de sable, graviers, corps flottants et éventuellement pour une pré désinfection (Tangou, 2016).

Le traitement primaire fait appel à des procédés qui permettent de retirer le sable par filtration, les graisses par flottaison et les matières en suspension par décantation. (Raven et al, 2011).

1.2.2.3. Le traitement secondaire

Le traitement secondaire ou traitement biologique des eaux usées consiste en la décomposition des polluants organiques dans l'eau par les microorganismes. En effet, des micro- organismes (bactéries, souvent aérobies) décomposent les composés organiques (glucides, protéines, lipides) en suspension dans les eaux issues du traitement primaire. Pour ce faire, cette biomasse épuratrice qui a tendance à croitre aura besoin d'une source de carbone organique (hétérotrophe) ou minéral (autotrophe), des nutriments (N, P), des oligoéléments (Ca²⁺ Na⁺, Cu²⁺, etc.) et une source d'énergie (lumière, soleil) pour la synthèse cellulaire.

Il existe de nombreux procédés de traitement secondaire des eaux usées, notamment les procédés intensifs d'épuration par boues activées (foc mobile, biomasse libre), par lits bactériens et biodisques (biomasse fixée) et les procédés extensifs d'épuration (lagunage aéré, lagunages naturels à microphytes ou à macrophytes).

Appelés aussi le traitement complémentaire, le traitement tertiaire vise l'élimination de la pollution azotée et phosphatée ainsi que la pollution biologique des eaux usées, ayant déjà subies au préalable des traitements primaire et secondaire qui s'avèrent insuffisants pour arriver ou bout de ces polluants.

Pour cela le traitement tertiaire s'impose et devient plus que nécessaire, afin de garantir une meilleure protection des milieux naturels récepteurs. Le traitement tertiaire souvent considéré comme facultatif ou complémentaire permet d'affiner ou d'améliorer le traitement secondaire. De telles opérations sont nécessaires pour assurer une protection complémentaire de l'environnement récepteur ou une réutilisation de l'effluent en agriculture ou en industrie.

Le traitement tertiaire vise à améliorer la qualité générale de l'eau. Son utilisation s'impose lorsque la nature des milieux récepteurs recevant l'eau polluée l'exige. On distingue généralement les opérations suivantes :

Ø La nitrification-dénitrification et déphosphatation biologique ou mixte (biologique et physicochimique) ;

Le traitement tertiaire vise aussi l'élimination de certains polluants chimiques persistants notamment les métaux lourds et les colorants organiques.

Introduction

Depuis quelques décennies, l'industrie des colorants constitue un secteur capital de la chimie moderne. L'industrie alimentaire mondiale utilise une quantité importante de plus en plus importante de colorants naturels ou artificiels. Les colorants sont employés dans différents domaines à savoir : la coloration du papier, de cuir, des matières plastiques, vernis, peintures, encres, cosmétiques, fourrures, produits alimentaires et pharmaceutiques ainsi qu'en photographie (sensibilisateurs) et en biologie (coloration des préparations microscopiques) ainsi que les indicateurs colorés de pH.

Ces derniers sont responsables de la coloration des eaux et sont susceptibles de présenter une toxicité. En effet il est connu que certains colorants se fixent plus ou moins efficacement malgré l'emploi d'agents fixants. Il en résulte alors des eaux colorées, qu'il est nécessaire de traiter avant rejet.

Un colorant est une matière colorée par elle-même, capable de se fixer sur un support. La coloration plus ou moins intense des différentes substances est liée à leur constitution chimique. Un colorant est un corps susceptible d'absorber certaines radiations lumineuses et de réfléchir alors les couleurs complémentaires. Ce sont des composés organiques comportant dans leurs molécules trois groupes essentiels : le chromophore, l'auxochrome et la matrice. Le site actif du colorant est le chromophore, il peut se résumer à la localisation spatiale des atomes absorbant l'énergie lumineuse. Le chromophore est constitué de groupes d'atomes dont les plus classiques sont le nitro (-NO₂), le diazo (-N-N-), le nitroso (-N-O), le thiocarbonyl (-C-S), le carbonyl (-C-O), ainsi que les alcènes (-C-C-).

L'absorption des ondes électromagnétiques par le chromophore est due à l'excitation des électrons d'une molécule. La molécule qui les contient devient chromogène. La molécule chromogène n'a des possibilités tinctoriales que par l'adjonction d'autres groupements d'atomes appelés «auxochrome». Ces groupes auxochromes permettent la fixation des colorants et peuvent modifier la couleur du colorant. Ils peuvent être acides (COOH, SO₃, OH) ou basiques (NH₂, NHR, NR₂). Le reste des atomes de la molécule correspond à la matrice, la troisième partie du colorant (Mehdjoubi et Belmimouni, 2010 ; Benaissa, 2012 ; Chawki, 2014 ; Benamraoui, 2014 ;, Benmakhlouf et Bouiche, 2015). Le tableau 1 présente les principaux groupements chromophores et auxchromes :

Tableau 1 : Principaux groupements chromophores et auxochromes (Benamraoui, 2014)

Une alimentation sans additifs est désormais inconcevable. Les aliments à l'état brut paraîtraient aux yeux des consommateurs comme « moins bons ». La couleur, l'aspect de la nourriture ont une influence psychologique sur le goût perçu des aliments. On consommerait avec réticence des aliments de couleur inhabituelle (poulet bleu, frites vertes, viande jaune), alors que le goût resterait le même (Amrouche et Arouri, 2013)

Amrouche et Arouri (2013), stipulent que les colorants ont parfois une utilité autre que commerciale comme les caroténoïdes qui sont transformés en vitamine A1. La tartrazine stabilise la vitamine C dans les boissons. Les couleurs sombres font office d'écran solaire et protègent les éléments photosensibles. Le marché des colorants alimentaires représente plusieurs milliards de francs, ce qui montre bien l'importance des colorants dans notre alimentation.

Les grands domaines d'application des colorants sont les suivants (Saoudi et Hamouma, 2013) :

· dans l'industrie textile de la fourrure, du cuir (textile à usage vestimentaire, de décoration de bâtiment, de transport, textile à usage médical, etc) ;

· des matières plastiques (pigments), pharmaceutique (colorants), des cosmétiques, agroalimentaire (colorants alimentaires) ;

Chawki (2014) rapporte qu'il existe seulement une dizaine de colorants naturels, alors que l'on compte des milliers de colorants synthétiques. Ces derniers peuvent être classés en fonction de leur mode d'application sur les substrats ou de leur structure chimique. La seconde classification est fondée sur la nature du chromophore.

En fonction de la nature du chromophore, les colorants sont regroupés selon certains dispositifs structuraux chimiques communs. Suivant cette méthode de classification un colorant textile peut être classé selon son groupement chromophore qui lui confère la couleur, ou selon son groupement auxochrome, qui permet sa fixation, (voire tableau 1)

En fonction du mode d'application sur les substrats, les méthodes pour teinter varient avec la structure chimique de la fibre à colorer. Un colorant approprié aux laines ou la soie peut être insuffisant pour le coton. Le tableau 2 résume la classification des colorants en fonction du mode d'application sur les substrats.

Colorant	Application	Systèmes	Exemple
Acides	Polyamide (70 à 75 %) Laine (25 à 30 %) Soie, fibres acryliques	Azoïques
Mordant	Laine Soie	Azoïques avec du chrome favorisant sa fixation
Métallifères	Fibres polyamides	Mono-Azoïques Contenant des groupements carboxyles et aminés pour former des complexes métalliques (Cr, Co, Ni,Cu)
Directs	Viscose, le lin, le jute, la soie, les fibres polyamides et le coton	Azoïques, longues structures moléculaires planes qui permettent à ces molécules de s`aligner avec les macromolécules plates de cellulose
Basiques (cationiques)	Fibres : acryliques, polyamide	Azoïques contiennent un groupe amine quaternaire
Au Soufre	Coton et viscose les polyamides et polyesters rarement la soie	Structure chimique exacte n`est pas toujours connue
De Cuve et leurs Leuco-esters	Teinture et l`impression du coton et de fibres cellulosiques polyamide et de polyester avec des fibres cellulosiques	Indigoïdes et anthraquinoniques	Colorant de cuve Colorant leuco-esters
Dispersés	Polyester fibres cellulosiques fibres de polyamide et d'acrylique	- Azoïques 50% - Anthraquinoniques (25 %), + méthine, nitro et naphthoquinone. Caractéristiques : l`absence de groupes de solubilisation et un poids moléculaire faible
Réactifs		Azotiques, ont la particularité de posséder des groupements chimiques spécifiques capables de former des liaisons covalentes avec le support textile
Pigments	Utilisés dans les procédés d`impression	Les pigments organiques sont en grande partie des dérivés benzoïques. Les pigments inorganiques (minéraux) sont des dérivés de métaux tels que Ti, Zn, Ba, Pb, Fe, Mo, Ca, Al, Ma, Cd, Cr.

La toxicité des différents types de colorants (mortalité, effet muta génique et Cancérigène) a été étudiée par plusieurs travaux de recherche aussi bien sur des organismes aquatiques (poissons, algues, bactéries, etc.) que sur les mammifères.

Kifuani (2018), Karim et al, (2018) indiquent que le colorant organique Bleu de Méthylène, est susceptible de provoquer des brûlures oculaires chez l'homme ou l'animal. L'inhalation induit des difficultés respiratoires et l'ingestion buccale provoque des nausées, des vomissements, transpiration et sueurs froides abondantes.

Un certain nombre de colorants présente un caractère toxique sur le milieu aquatique provoquant la destruction directe des communautés aquatiques (Madani, 2014).

· La fuchsine, en concentration supérieure à 1mg/L, exerce un effet de ralentissement sur l'activité vitale des algues (Madani, 2014).

· Les rejets des usines de teinturerie et de textile sont à l'origine de diverses pollutions telles que : l'augmentation de la DBO₅ et la DCO, diminuant la capacité de réaération des cours d'eau et retardant l'activité de photosynthèse (Madani, 2014).

Beaucoup de colorants sont visibles dans l'eau même à de très faibles concentrations (< 1 mg L^-1). Ainsi, ils contribuent aux problèmes de pollution liés à la génération d'une quantité considérable d'eau usée contenant des colorants résiduels. Le rejet de ces eaux résiduaires dans l'écosystème est une source dramatique de pollution, d'eutrophisation et de perturbation non esthétique dans la vie aquatique et par conséquent présente un danger potentiel de bioaccumulation, qui peut affecter l'homme par transport à travers la chaîne alimentaire.

Sous l'action des microorganismes, les colorants libèrent des nitrates et des phosphates dans le milieu naturel. Ces ions minéraux introduits en quantité trop importante peuvent devenir toxiques pour la vie piscicole et altérer la production d'eau potable. Leur consommation par les plantes aquatiques accélère leur prolifération anarchique et conduit à l'appauvrissement en oxygène par inhibition de la photosynthèse dans les strates les plus profondes des cours d'eau et des eaux stagnantes (Errais, 2011 ; Meroufel, 2015 ; BenHaoued, 2017)

Lorsque des charges importantes de matière organique sont apportées au milieu aqueux via des rejets ponctuels, les processus naturels de régulation ne peuvent plus compenser la consommation bactérienne d'oxygène. Manahan (1994), estime que la dégradation de 7 à 8 mg de matières organiques par des micro-organismes suffit pour consommer l'oxygène contenu dans un litre d'eau (Benmakhlouf et Bouiche, 2013 ; Meroufel, 2015).

L'accumulation des matières organiques dans les cours d'eau induit l'apparition de mauvais goûts, une prolifération bactérienne, des odeurs pestilentielles et des colorations anormales. Willmott et al. (1998) ont évalué qu'une coloration pouvait être perçue par l'oeil humain à partir de 5.10^-6 g/L. En dehors de l'aspect inesthétique, les agents colorants ont la capacité d'interférer avec la transmission de la lumière dans l'eau, bloquant ainsi la photosynthèse des plantes aquatiques (Belaroussi et Belkacem, 2013 ; Benmakhlouf et Bouiche, 2013 ; Meroufel, 2015, Ben Haoued, 2017)

Les colorants organiques synthétiques sont des composés très difficiles à épurer par dégradations biologiques naturelles (Meroufel, 2015). Cette persistance est en étroite relation avec leur réactivité chimique (Meroufel, 2015 et Ben Haoued, 2017):

- Les substituants halogènes augmentent la persistance des colorants plus que les groupements alkyles.

Si un organisme ne dispose pas de mécanismes spécifiques, soit pour empêcher la résorption d'une substance, soit pour l'éliminer une fois qu'elle est absorbée, alors cette substance s'accumule. Les espèces qui se trouvent à l'extrémité supérieure de la chaîne alimentaire, y compris l'homme, se retrouvent exposées à des teneurs en substances toxiques pouvant être jusqu'à mille fois plus élevées que les concentrations initiales dans l'eau (Errais, 2011 ; Benmakhlouf et Bouiche, 2013 ; Ben Haoued, 2017)

Si la plupart des colorants ne sont pas toxiques directement, une portion significative de leurs métabolites l'est. Leurs effets mutagènes, tératogène ou cancérigène apparaissent après dégradation de la molécule initiale en sous-produits d'oxydation : amine cancérigène pour les azoïques, leuco-dérivé pour les triphénylméthanes (Gouarir, 2014).

Vu l'ampleur de dégât que peuvent avoir les colorants sur l'environnement biophysique et la santé de l'homme, le traitement des rejets industriels contenant les colorants s'avèrent d'un grand intérêt. Une large variété de techniques physiques, chimiques et biologiques a été développée et testée dans le traitement des effluents chargés en colorants. Ces procèdes incluent la floculation, la précipitation, l'échange d'ions, la filtration sur membrane, l'irradiation et l'ozonation. Toutefois, ces procédés sont coûteux et ne peuvent être utilisés efficacement pour traiter des larges gammes des eaux chargées en colorants.

Les procédés d'épuration par voie biologique sont basés sur la biotransformation microbienne des colorants. La majorité des colorants sont très stables et non biodégradables ; néanmoins, beaucoup de recherche ont démontré la biodégradation partielle ou complète des colorants par voie biologique. Si ces techniques sont adaptées à un nombre de polluants organiques, elles ne sont pas toujours applicables sur les effluents industriels en raison de fortes concentrations de polluants, de leur toxicité qui entraînent la mort des microorganismes ou de leur très faible biodégradabilité. De plus, ces techniques génèrent des quantités importantes de boues biologiques, à retraiter. Selon Loehr, la biodégradabilité est favorable pour les eaux usées présentant un rapport DBO₅/DCO > 0,5 ; par contre elle est très limitée lorsque ce rapport devient inférieur à 0,2. Ce rapport, appelé degré de dégradation biochimique, sert de mesure pour la dégradation biochimique des polluants dans les eaux usées (Bouafia, 2010). Principalement, on distingue deux méthodes de biodégradation: aérobie et anaérobie.

C'est un traitement biologique usant de micro-organismes, en présence d'oxygène. Des réacteurs dits à lits bactériens sont utilisés pour cet effet. Ils sont constitués d'une unité de boue activée où les polluants sont décomposés par des bactéries aérobies. Après épuration, la boue est séparée des eaux usées par sédimentation dans un décanteur. Une partie des eaux est recyclée et le surplus est évacué après pressage ou centrifugation. Ce procédé est resté longtemps un moyen pour dégrader un grand nombre de polluants organiques Il s'est avéré efficace pour une certaine catégorie de rejets textiles. Notons cependant que des colorants tels que les azoïques, les colorants acides et les colorants réactifs se sont révélés persistants à ce mode de traitement (Gouarir, 2014 ; Benaouda et Bentaiba 2016).

En l'absence d'oxygène, la digestion anaérobie des composés organiques conduit à la formation du dioxyde de carbone, du méthane et de l'eau. Ce procédé est d'une grande efficacité dans le traitement des effluents très chargés, caractérisés par une DCO relativement élevée. Ce procédé utilisé dans les stations d'épuration des eaux, permet de produire des quantités importantes de méthane. Ce dernier est utilisé comme source d'énergie notamment pour le chauffage et l'éclairage. Des études ont montré que la réduction voire la disparition de la couleur n'est pas synonyme d'une minéralisation totale des colorants. Par-contre, la formation de composés intermédiaires plus toxiques, notamment des amines a été signalée (Gouarir, 2014).

La coagulation - floculation est un processus physico-chimique par lequel des particules colloïdales ou des solides en fine suspension sont transformés, à l'aide des coagulants et floculants chimiques en espèces plus visibles et séparables (les flocs). Les particules colloïdales sont déstabilisées tout d'abord par l'addition des sels tels que Al₂(SO₄)₃ ou Fe₂(SO₄)₃. Les floculants facilitent l'agglomération des particules déstabilisées conduisant à la formation des flocs. Les flocs formés sont ensuite séparés par décantation et filtration, puis évacués. Les coagulants inorganiques tels que l'alun, (Al₂(SO₄)₃.14H₂O), donnent les résultats les plus satisfaisants pour la décoloration des effluents textiles contenant des colorants dispersés, de cuve et au soufre, mais sont totalement inefficace pour les colorants réactifs, azoïques, acides et basiques. Par ailleurs, la coagulation - floculation ne peut être utilisée pour les colorants fortement solubles dans l'eau. D'importantes quantités de boue sont formées avec ce procédé : leur régénération ou réutilisation reste la seule issue mais demande des investissements supplémentaires (Bouafia, 2010).

La filtration sur membrane pilotée par pression hydraulique se décline en microfiltration, ultrafiltration, nanofiltration et osmose inverse. L'effluent passe à travers une membrane semi-perméable qui retient en amont les contaminants de taille supérieure au diamètre des pores, pour produire un perméat purifié et un concentrât qui reçoit les impuretés minérales ou organiques. D'après Taylor et Jacobs, parmi les quatre types de procédés, la nanofiltration et l'osmose inverse sont les plus adaptés à la réduction partielle de la couleur et des petites molécules organiques, mais selon Calabro, l'osmose inverse reste la plus répandue (Bouafia, 2010). La nanofiltration s'applique surtout au traitement des bains de teinture de colorants réactifs en agissant comme un filtre moléculaire tandis que la microfiltration retient les matériaux colloïdaux, tels que les colorants dispersés ou de cuve grâce à une "membrane écran". L'ultrafiltration ne s'applique qu'à la réduction de DCO et des solides en suspension, et ne se montre réellement efficace qu'en combinaison avec la coagulation/ floculation (Bouafia, 2010).

L'adsorption est un procédé de transfert de matière entre une phase liquide (ou gazeuse) chargée en composés organiques ou inorganiques et une phase solide, l'adsorbant. Pendant des décennies, les charbons actifs commerciaux ont été les principaux, voire les seuls adsorbants utilisés dans les filières de traitement d'eaux. En effet, l'adsorption sur charbons actifs présente de nombreux avantages : elle permet l'élimination d'une large gamme de polluants, dont différents types de colorants, mais aussi d'autres polluants organiques et inorganiques, tels que les phénols, les ions métalliques, les pesticides, les substances humiques, les détergents, ainsi que les composés responsables du goût et de l'odeur. A l'inverse de la précipitation, l'adsorption est plutôt efficace dans le domaine des faibles concentrations.

Les techniques d'oxydation chimiques sont généralement appliquées quand les procédés biologiques sont inefficaces. Elles peuvent être ainsi utilisées en étapes de prétraitement pour les procédés biologiques. L'oxydation chimique est souvent appliquée pour le traitement des composés organiques dangereux présents en faibles concentrations et des effluents chargés de constituants résistants aux méthodes de biodégradation. Les réactifs les plus souvent énumérés pour ce type de traitement sont H₂O₂, Cl₂ et O₃. Le peroxyde d'hydrogène est un oxydant moyennement fort et son application pour le traitement des polluants organiques et inorganiques est bien établie. L'oxydation seule par H₂O₂ n'est pas suffisamment efficace pour de fortes concentrations en colorant. Hamada et al (2009) ont proposé de traiter les colorants azoïques par l'hypochlorure de sodium mais même si la molécule initiale est oxydée, les halogènes sont susceptibles de former des trihalométhanes cancérigènes pour l'homme avec les sous-produits de dégradation (Bouafia, 2010).

Le tableau 3 présente les principaux avantages et inconvénients des techniques citées précédemment pour le traitement des colorants (Zawlotski et al, 2004). On peut constater que chaque technique peut être employée en décoloration, moyennant des objectifs bien établis et des conditions opératoires de traitement bien déterminées.

Tableau 3 : Principaux avantages et inconvénients des techniques de traitements des colorants (Zawlotski et al, 2004).

Technologies

Exemples

Avantages

Inconvénients

Coagulation/

Floculation

Chaux,

FeCl₃,

Polyélectrolyte

-Equipement simple

-Décoloration relativement rapide

-Réduction significative de la DCO

-Formation de boues

-Adjonction de produits

chimiques nécessaires

-Fonctionnement onéreux

-Coagulants non réutilisables

-Réduction spécifique de la

couleur

-Peu d'informations sur la

réduction de DBO et DCO

Filtration

sur

membranes

Osmose

inverse,

Nanofiltration,

Microfiltration,

Ultrafiltration.

-Utilisation simple et rapide

-Pas d'addition de produits chimiques

-Faible consommation

énergétique

-Réduction de la couleur

-Investissement important

-Sélectif

-Encrassement rapide des

membranes

-Pré et post traitement

Nécessaires

Adsorption

Charbon actif,

Silice,

-Réduction efficace de la

couleur

-Technologie simple

-Faible coût d'utilisation

pour certains adsorbants

-Investissement et coût de

fonctionnement élevés

-Lent et limité en volume

-Régénération des adsorbants

Onéreuse, voire impossible

-Sélectif

-Formation de boue

Oxydation

Chimique

Ozone

Réactifs de

Fenton

Chloration

-Traitement de gros volumes

-Diminution nette de la

Chloration

-Décoloration rapide et

efficace

-Opération simple

-oxydant puissant

Investissement et coût de

fonctionnement très élevés

-Efficacité limitée pour certains colorants

-Produits d'oxydation inconnus

-Cout élevé

-Produits d'oxydation inconnus

-Formation de sous produits de chloration (cancérigènes)

Procédés

biologiques

Aérobie

-Approprié pour les colorants Insolubles

-Spécifique à certains colorants

-Décoloration variable

-Grandes quantités de boues

générées

-Besoins énergétiques

Importants

Anaérobie

Décolore la plupart des

colorants par un mécanisme

de réduction

-Réutilisation du méthane produit comme source d'énergie sur le site

-Produits de dégradation

inconnus

-Beaucoup de produits toxiques non dégradés

-Nécessite de grands réservoirs

d'aération

Il est soluble dans l'eau (50 g/L à 20 °C) et plus légèrement dans l'alcool (10 g/L dans l'éthanol à 20 °C). Il existe sous plusieurs formes : poudre (appelé aussi cristaux) d'un bleu sombre, soluble dans l'eau moins soluble dans l'alcool. Les solutions aqueuses ou alcooliques ont une couleur bleu peu profonde. C'est un colorant non toxique. Le bleu de méthylène est utilisé comme colorant bactériologique et aussi comme indicateur.

Tableau 4: Caractéristiques et Propriétés physico-chimiques du Bleu de Méthylène (Zawlotski et al, 2004).

C'est le plus important des colorants basiques. On peut utiliser le bleu de méthylène en prévention contre toutes les maladies dues à un champignon. En biologie le bleu de méthylène est un colorant extrêmement pratique pour étudier les cellules en milieu aqueux. Il s'agit d'un colorant vital, c'est à dire susceptible d'être utilisé sur les cellules vivantes.

· Il sert d'indicateur coloré redox : sa forme oxydée est bleue, tandis que sa forme réduite est incolore.

· Il est employé comme colorant histologique. Le bleu de méthylène teint le collagène des tissus en bleu. Il tache la peau durant plusieurs semaines. Il est donc utilisé comme encre alimentaire pour les viandes, par tampon.

· En médecine, il est fréquemment utilisé comme marqueur afin de tester la perméabilité d'une structure.

Le bleu de méthylène est le colorant le plus couramment utilisé dans la teinture du coton, du bois et de la soie. Il peut provoquer des brûlures oculaires responsables de blessures permanentes aux yeux de l'homme et des animaux. Son inhalation peut donner lieu à des difficultés respiratoires, entrainer des cas d'anémie après une absorption prolongée et son ingestion par la bouche produit une sensation de brûlure, provoque des nausées, des vomissements, transpiration et sueurs froides abondantes. Il est aussi toxique pour les algues et les petits crustacés à partir des concentrations de 0,1 mg L^-1 et 2 mg L^-1 , respectivement.

CHAPITRE 2

ADSORPTION

Introduction

L'utilisation intensive des colorants dans la vie courante a engendré des problèmes aussi bien dans l'environnement que dans l'alimentation. Il sied de mentionner qu'environnement, la pollution est due aux rejets d'effluents des industries textiles, tandis qu'en alimentation, la toxicité est due à l'incorporation de plusieurs colorants synthétiques dans les produits alimentaires.

Pour parer à cette situation, une large variété des méthodes physiques, chimiques et biologiques ont été développées, mais, ces méthodes sont coûteuses et conduisent à la génération de grandes quantités de boues ou à la formation de dérivés (Karim et al., 2010).

L'adsorption s'est révélée être la méthode la plus prometteuse et la plus efficace en raison de sa commodité et de sa simplicité d'utilisation (Boumchita et al,.2016). Le charbon actif est l'adsorbant le plus largement utilisé en raison de sa grande capacité d'adsorption des matériaux organiques, par contre, sa régénération est une opération délicate et ne fait pas l'unanimité sur son utilité et aussi son coût est très élevé (Sadkie et al., 2014). La solution alternative consiste à utiliser d'autres matériaux adsorbants efficaces, plus économiques et disponible à partir de déchets d'agriculture, agroindustriel et aquatique, et etc (Boumchita et al., 2016).

2.1. Définition et Principe

Plusieurs définitions ont été développées pour le terme adsorption parmi lesquels, nous retenons :

n L'adsorption est l'un des traitements, voire le traitement le plus répandu dans la dépollution des eaux ; un phénomène physique de séparation (pas de réaction chimique) par lequel des molécules (macromolécules ou ions) polluantes présentes dans un liquide (solvant) se fixent à la surface d'un matériau solide, de manière plus ou moins réversible (Sancey, 2011).

n L'adsorption est un phénomène d'interface (phénomène physique de fixation des molécules adsorbat sur la surface d'un solide adsorbant), pouvant se manifester entre un solide et un gaz, ou entre un solide et un liquide (Nouacer, 2014).

n L'adsorption est le processus au cours duquel des molécules d'un fluide (gaz ou liquide), appelé un adsorbat, viennent se fixer sur la surface d'un solide, appelé adsorbant.

Par la surface du solide, on sous-entend les surfaces externes et internes engendrées par le réseau de pores et cavités à l'intérieur de l'adsorbant. Le polluant peut s'adsorber non seulement parce qu'il est attiré par le solide (par exemple pour former une liaison physique ou une interaction chimique), mais aussi parce que la solution peut le rejeter en raison de son hydrophobicité (dans le cas d'un polluant organique).

Le mot adsorption indique qu'il s'agit d'un phénomène de surface et ne doit pas être confondu avec le mot absorption qui indiquerait que le fluide a pénétré dans la masse du solide

Plusieurs auteurs rapportent dans la littérature qu'il existe deux types d'adsorption à savoir :

La physisorption est un phénomène réversible et spontané, qui résulte des forces intermoléculaires d'attraction entre les molécules du solide et celles de la substance adsorbée. Elle est exothermique, et favorisé aux basses températures. Les forces d'interaction mises en jeu sont de l'ordre de 30 à 40 kJ/mol (Forces de Van der Waals), tandis que la chimisorption met en jeu une ou plusieurs liaisons chimiques covalentes ou ioniques entre l'adsorbat et l'adsorbant. La chimisorption est généralement irréversible puisqu'elle produit une monocouche. La chaleur d'adsorption, relativement élevée, est comprise entre 20 et 200 lcal/mol, la distance entre la surface et la molécule adsorbée est plus courte que dans le cas de la physisorption ( Benaissa, 2012 ; Saoudi et Hamoum, 2013). Le tableau 5 présente succinctement la différence entre les deux types d'adsorption. La physisorption et la chimisorption diffèrent par le type de forces qui retiennent les solutés à la surface du solide.

Tableau 5 : Principales différences entre l'adsorption physique et l'adsorption chimique

2.2. Système ternaire adsorbant/adsorbat/solvant

Le phénomène d'adsorption dépend de l'adsorbant, de l'adsorbat et de la solution, et il faut donc tenir compte des différentes interactions pouvant exister entre le trois systèmes (ternaire) (Figure 3). L'efficacité de la technique dépend non seulement des caractéristiques de l'adsorbant, mais aussi des différentes interactions existant entre le matériau et le polluant, le matériau et le solvant, le polluant et le solvant, et enfin entre les molécules de polluant(s). Il est important de noter que, dans le système ternaire, chaque composant possède ses caractéristiques propres (Sancey, 2011).

Figure 3 : Caractéristiques et interactions à prendre en compte dans un système ternaire adsorbant/adsorbat/solvant, d'après Sancey, 2011.

2.3. Les deux principales méthodes d'analyse de l'adsorption

D'après Sancey (2011), Il existe plusieurs techniques d'adsorption, la plus utilisée étant la technique en mode cuvé dite méthode en batch. On a aussi la méthode dynamique en colonne ouverte.

La technique en mode cuvé dite méthode en batch ou discontinu est une méthode statique qui consiste à mettre en contact un volume fixe de solution à épurer avec une masse d'adsorbant donnée, dans des conditions préalablement établies (temps d'agitation, concentration, pH, température, etc). L'ensemble (solution + adsorbant) est alors agité pendant un certain temps, puis séparé par centrifugation, sédimentation ou simple filtration. La comparaison du surnageant et de la solution initiale par dosage analytique permet de déterminer l'efficacité de l'adsorbant utilisé. Les méthodes batch sont très utilisées car elles sont simples, faciles à mettre en place (constituées de trois étapes successives, d'abord une mise en solution, suivie d'une étape de séparation, et terminé par une étape de dosage analytique), et rapides. Elles permettent ainsi de faire varier un nombre important de paramètres (type des particules, granulométrie, masse de particules, concentration, force ionique, etc) tout en obtenant des résultats reproductibles et facilement interprétables.

La méthode dynamique en colonne ouverte ou continu est une méthode largement utilisée en milieu industriel du fait des volumes d'eau à traiter ; elle consiste à utiliser un adsorbant sous forme d'un lit filtrant. La solution à traiter traverse le matériau adsorbant placé à l'intérieur d'un réacteur.

2.4. Capacité d'adsorption

La capacité d'adsorption d'un adsorbant est définie comme étant la quantité de substrat (masse ou volume) adsorbée par unité de masse d'adsorbant pour une température donnée. Elle nécessite la prise en compte de nombreux paramètres aussi bien pour l'adsorbat (taille des molécules, solubilité dans l'eau, etc.) que pour l'adsorbant (surface spécifique, structure et type de particules, le constituant, etc.). Elle est exprimée par la relation suivante (Benmakhlouf et Bouiche, 2015) :

2.5. Cinétique d'adsorption

La cinétique d'adsorption est le second paramètre indicateur de la performance épuratoire d'un adsorbant. Elle permet d'estimer la quantité de polluants adsorbée en fonction du temps. La cinétique fournit des informations relatives au mécanisme d'adsorption et sur le mode de transfert des particules du soluté de la phase liquide à la phase solide (Ben Haoued, 2017).

Les vitesses d'adsorption sont beaucoup plus faibles en phase liquide qu'en phase gazeuse. Cette cinétique, relativement lente, se traduit par des délais assez importants pour atteindre l'équilibre d'adsorption.

La cinétique d'adsorption d'un matériau peut être modélisée. A cet effet, la littérature rapporte un certain nombre de modèles tels que le modèle de Lagergren (modèle de pseudo-premier ordre), le modèle cinétique de pseudo-second ordre et le modèle de diffusion intra particulaire (BenHaoued, 2017).

Il a été supposé dans ce modèle que la vitesse d'adsorption à l'instant t est proportionnelle à la différence entre la quantité adsorbée à l'équilibre q_e et la quantité q_tadsorbée à cet instant et que l'adsorption est réversible. La constante de vitesse d'adsorption du premier ordre est déduite à partir du modèle exprimé par l'équation de Langergren:

L'équation du pseudo-second ordre est souvent utilisée avec succès pour décrire la cinétique de la réaction de fixation des polluants sur l'adsorbant. Le modèle du pseudo-second ordre permet de caractériser la cinétique d'adsorption en prenant en compte à la fois le cas d'une fixation rapide des solutés sur les sites les plus réactifs et celui d'une fixation lente sur les sites d'énergie faible. Ce modèle est donné par l'équation suivante :

k₂: constante de vitesse d'adsorption pour le pseudo-second ordre (g.mol^-1.min^-1).

2.6. Isothermes d'adsorption

Tous les systèmes adsorbant/adsorbât ne se comportent pas de la même manière. Les phénomènes d'adsorption sont souvent abordés par leur comportement isotherme. Les courbes isothermes décrivent la relation existant à l'équilibre d'adsorption entre la quantité adsorbée et la concentration en soluté dans un solvant donné à une température constante.

Expérimentalement, on distingue quatre classes principales d'isothermes nommées :

S (Sigmoïde), L (Langmuir), H (Haute affinité) et C (partition Constante). La figure 4 illustre la forme de chaque type d'isothermes.

Le solvant s'adsorbe sur les mêmes sites que le soluté. Ceci implique l'existence d'une compétition d'adsorption entre le solvant et le soluté.

Le nombre de sites susceptibles d'accueillir les molécules de soluté à la surface du solide diminue quand la quantité adsorbée augmente.

L'orientation des molécules à la surface. On peut citer le cas où les molécules sont adsorbées verticalement ou horizontalement sur la surface.

Enfin, les interactions attractives ou répulsives entre les molécules adsorbées se manifestent d'une façon notable dans le phénomène d'adsorption.

a) Classe L : les isothermes de classe L présentent, à faible concentration en solution, une concavité tournée vers le bas qui traduit une diminution des sites libres au fur et à mesure de la progression de l'adsorption.

Ce phénomène se produit lorsque les forces d'attraction entre les molécules adsorbées sont faibles. Elle est souvent observée quand les molécules sont adsorbées horizontalement, ce qui minimise leur attraction latérale. Elle peut également apparaître quand les molécules sont adsorbées verticalement et lorsque la compétition d'adsorption entre le solvant et le soluté est faible. Dans ce cas, l'adsorption des molécules isolées est assez forte pour rendre négligeable les interactions latérales.

b) Classe S : Les isothermes de cette classe présentent, à faible concentration, une concavité tournée vers le haut. Les molécules adsorbées favorisent l'adsorption ultérieure d'autres molécules (adsorption coopérative). Ceci est dû aux molécules qui s'attirent par des forces de Van Der Waals, et se regroupent en îlots dans lesquels elles se tassent les unes contre les autres.

c) Classe H : La partie initiale de l'isotherme est presque verticale, la quantité adsorbée apparaît importante à concentration quasiment nulle du soluté dans la solution. Ce phénomène se produit lorsque les interactions entre les molécules adsorbées et la surface du solide sont très fortes. L'isotherme de classe H est aussi observée lors de l'adsorption de micelles ou de polymères formées à partir des molécules de soluté.

d) Classe C : Les isothermes de cette classe se caractérisent par une partition constante du soluté entre la solution et le substrat jusqu'à un palier. La linéarité montre que le nombre de sites libres reste constant au cours de l'adsorption. Ceci signifie que les sites sont créés au cours de l'adsorption. Ce qui implique que les isothermes de cette classe sont obtenues quand les molécules de soluté sont capables de modifier la texture du substrat en ouvrant des pores qui n'avaient pas été ouverts préalablement par le solvant

2.7. Applications de l'adsorption

La technologie de séparation par adsorption constitue aujourd'hui une des méthodes de séparation la plus importante. Elle est largement utilisée pour la séparation et la purification des gaz et des liquides dans des domaines très variés, allant des industries pétrolières, pétrochimiques et chimiques, aux applications environnementales et pharmaceutiques, le traitements de l'air, des eaux et des effluents pour l'élimination des polluants, le séchage, la production de médicaments, etc.

Dans le cas du traitement des eaux, les applications sont multiples. On trouve par exemple (Naima, 2016) :

· le traitement des eaux potables pour enlever les goûts et odeurs résiduelles ;

2.8. Matériaux adsorbants

La littérature rapporte que plusieurs matériaux et solides sont utilisés comme adsorbants pour traiter l'eau. Cependant, seul les solides et/ou les matériaux répondant à la définition de Chenine (2012) peuvent avoir des intérêts pratiques un adsorbant est un solide microporeux présentant des surfaces par unité de masse importantes (de 100 m²/g et jusqu'à ou plus de 1000 m²/g) afin de maximiser la capacité d'adsorption (quantité adsorbé par unité de masse d'adsorbant).

Un adsorbant est caractérisé par un certain nombre de propriétés physiques telle que : la porosité interne, la masse volumique de la particule, la surface spécifique des pores, le rayon moyen des pores et la capacité théorique d'adsorption, correspondant à la quantité maximale de soluté qui peut être adsorbée dans les conditions opératoires par unité de masse d'adsorbant frais.

Le choix des adsorbants dépend étroitement des applications visées. D'une manière générale, l'évaluation des qualités d'un adsorbant peut être basée sur plusieurs critères notamment la capacité, la sélectivité, la régénérabilité, la cinétique, la résistance et le coût de fabrication.

Les sélectivités sont des capacités relatives d'adsorption des constituants par rapport à d'autres constituants.

Pour les procédés avec régénération in situ, les adsorbants doivent être faciles à régénérer.

La recherche des meilleurs coûts pour les procédés d'adsorption conduit à l'utilisation de cycles d'adsorption de plus en plus rapides afin d'augmenter les productivités horaires et diminuer les investissements.

Les adsorbants doivent être résistants à l'attraction, au changement de conditions opératoires et aux éventuelles attaques des différentes impuretés présentes pour assurer des durées de vie suffisantes.

Le coût des adsorbants peut représenter une part importante de l'investissement global d'un procédé et il peut même devenir un critère primordial dans certaines applications de traitement des eaux.

Il existe dans la littérature les adsorbants industriels et les bioadsorbants. Les premiers se sont révélés être les adsorbants parfait à l'occurrence du charbon actif qui est l'adsorbant le plus polyvalent. De nombreux travaux font ressortir son efficacité, mais son utilisation reste limitée à cause des difficultés de sa régénération et de son coût élevé.

Pour cette raison, de nouveaux matériaux (bioadsorbants) peux coûteux font l'objet de plusieurs recherches ces dernières années. Ces nouveaux matériaux tirent leurs origines de l'utilisation des matériaux précurseurs, disponibles localement à partir des sources naturelles renouvelables, comme les déchets agro-industriels ayant des propriétés intrinsèques qui leur confèrent une capacité d'adsorption.

Ce sont des déchets végétaux tels que l'écorce de pin, l'écorce d'hêtre, la bagasse de canne à sucre, le vétiver, les pulpes de betterave, les fibres de jute, de noix de coco et de coton, les noyaux de tamarin, le sagou, les écorces de riz, la biomasse bactérienne morte ou vivante, les algues, les levures et les champignons (Chawki, 2014 ; Kifuani et al., 2018).

Les zéolites, les gels de silice et les alumines activées font aussi partis des adsorbants industriels. Notons que les biosorbants peuvent être regroupés en deux catégories : les biosorbants d'origine aquatique et ceux provenant du secteur agro-industriel. Le tableau 6 présente les différents bioadsorbants et les adsorbats utilisés au cours de ces dix dernières années.

Les bioadsorbants agro-industriels regroupent les matériaux d'origine végétale, qui sont riches en tanins qui, grâce aux groupements polyhydroxy-polyphénol, leur confère une grande efficacité dans la rétention des polluants. Leur capacité d'adsorption est en général attribuée aux polymères qui les constituent. Par ordre d'abondance décroissant, ces polymères sont la cellulose, l'hémicellulose, les pectines, la lignine et les protéines. En moyenne, la matière ligno-cellulosique contient 40-60% de cellulose, 20-40% d'hemicelluloses et 10-25% de lignine (Chawki, 2014 ; Nouacer, 2015).

N°	Adsorbants / Matériaux	Adsorbats	Références
	1. Albizzia Lebbeck	Bleu de méthylène et Bleu de coomassie G-250	Benaouda et Bentaiba, 2016
	2. Argile de Safi	Bleu de Méthylène	Karim et al, 2010
	3. Arundo donax	Bleu de Méthylène	Kharfallah et Fratsa, 2017
	4. Cendres volantes et les mâchefers	Red195 et Bleu de méthylène	Aarfane et al, 2014
	5. Coquilles d'oeufs	Bleu brillant (E133), Jaune (E102) et Rouge cochenille (E124)	Yeddou et al, 2012
	6. Cucumeropsis mannii Naudin	Bleu de Méthylène	Kifuani et al., 2018
	7. Epluchure de pomme de terre	Bleu de méthylène	Boumchita et al, 2016
	8. Eucalyptus Libanais	Bleu de Méthylène	Abdallah et al, 2016
	9. Grignons d'olives	Rouge Congo	Nait et al, 2016
	10. Kaolin ,diatomite	Bleu de Méthylène	KHALDI et al,
	11. Kaolin, racines de Calotropis procera et Noyaux de dattes	Rouge Congo et Violet de gentiane	MEROUFEL, 2015
	12. Les feuilles de palmier et les déchets des dattes	Bleu de Méthylène	Ben Haoued, 2017
	13. Les graines de chardon de lait	Bleu de Méthylène	Chawki 2014
	14. Noyaux des dattes	Bleu de méthylène	Dbik, et al, 2014
	15. Peaux d'Orange et de Banane		Khalfaoui, 2012
	16. Sciure de bois	Rouge basique Neutral Red Bleu de méthylène	Belaid et al, 2011 Kifuani, 2013
	17. Sciure de bois d'eucalyptus (Eucalyptus globulus)	Rouge Congo	Venkat et al, 2013.
	18. Tiges de Chardons	Bleu de Méthylène	Zoubida SMAHI, 2017
	19. Noyaux des dattes et Grignons d'olives		Aksas, 2013

L'évaluation de l'efficacité d'un adsorbant est réalisée par la détermination de la capacité d'adsorption du matériau et des paramètres liés à la cinétique d'adsorption. La capacité d'adsorption permet de dimensionner l'adsorbeur, en termes de quantité de matériau nécessaire, tandis que la cinétique permet l'estimation du temps de contact entre le sorbant et les polluants.

2.9. Musa Acuminata

La banane est le fruit le plus répandu dans presque tous les pays tropicaux. En tant que sous-produits agroalimentaires, les peaux représentent environ 30-40 g /100g du poids du fruit et peuvent contribuer, d'une manière significative, à certains problèmes écologiques si des mesures adéquates pour leur ramassage ne sont pas prises. La cellulose, la lignine et le contenu de l'hémicellulose d'écorces de banane constituent les fractions insolubles des fibres et sont variables allant de 7 à 12 g/ 100 g, de 6, 4 à 9, 6 g/100 g et de 6, 4 à 8, 4 g/100 g, respectivement, avec le contenu en pectine s'étalant de 13, 0 à 21, 7 g/ 100 g. (Khalfoui, 2012).

La cellulose est un glucide. Elle est un polymère du glucose (ou polysaccharide du glucose), de formule (C₆H₁₀O₅)_n (n compris entre 200 et 14000) et principal constituant des végétaux, en particulier de la paroi cellulaire. Elle garantit la rigidité de la paroi cellulaire des plantes. La cellulose constitue la molécule organique la plus abondante sur terre (plus de 50 % de la biomasse) (Nouacer, 2015).

La lignine est constituée d'un groupe de substances chimiques appartenant aux composés phénoliques. Elle est le deuxième bio polymère après la cellulose, synthétisée par les végétaux. La biomasse cumulée entre la cellulose et la lignine représente environ 70% de la biomasse totale. La lignine est un polymère constitué par trois types de monomères : le coniféryle, le p-coumaryle et les alcools sinapiques. La lignine, étant très résistante à la compression, confère aux cellules végétales de la solidité. Grâce à ses groupements fonctionnels (alcool, aldéhydes, éthers, hydroxydes de phénols, acides, cétones), la lignine joue un rôle important au niveau des mécanismes d'adsorption des biosorbants. Elle est d'ailleurs isolée et extraite de certains biosorbants, pour être utilisée dans la rétention des polluants. C'est le cas, entre autres, de la lignine extraite de la bagasse, étudiée par Peternel et al., dont la capacité d'adsorption vis-à-vis du plomb (0,388 mmol/g) est plus de trois fois supérieure à celle obtenue avec le charbon actif en poudre (0,13 mmol/g) dans des conditions opératoires identiques (pH= 5, T= 30 °C).( Chawki, 2014).

La chitine est un polymère linéaire contenant un grand nombre de groupements fonctionnels aminés. Elle constitue le squelette de différents arthropodes, comme les crustacés et les insectes et dans la paroi des cellules de certaines espèces de champignons. La chitine possède une bonne capacité d'adsorption. Cependant son dérivé deacétylé, le chitosane, est plus utilisé dans les processus d'adsorption, en raison de l'existence de ses groupements aminés libres qui lui confèrent une plus grande capacité d'adsorption. Le chitosane est obtenue soit chimiquement ou naturellement dans les parois cellulaires de certains champignons (Chawki, 2014).

Contrairement à la cellulose, l'hémicellulose est une famille de composés hétéropolysaccharidiques variés. Les unités monomériques de ces macromolécules glucidiques sont des pentoses (principalement xylose et arabinose), des hexoses (principalement glucose, mannose, galactose, rhamnose et fucose) et des acides carboxyliques (principalement les acides mannuronique et galacturonique). Les unités monomériques sont assemblées en chaînes ramifiées et constituent des macromolécules de nature amorphe qui diffèrent par les associations diverses d'oses et d'acides glucidiques, de degré de polymérisation variant de quelques dizaines à plusieurs centaines d'unités monomériques. (Nouacer, 2015).

Partie Expérimentale

CHAPITRE 3

MATERIELS ET METHODES

Dans ce chapitre, nous abordons les différents aspects pratiques de notre étude, à savoir la méthodologie employée pour la préparation et la caractérisation de l'adsorbant utilisé. Nous décrivons ensuite le mode de préparation des solutions, les techniques de mesure et d'analyse ainsi que le mode opératoire suivi pour l'étude de la cinétique d'adsorption de l'adsorbat utilisé qui est le bleu de méthylène sur le Musa acuminata.

3.1. Matériels et Réactifs

3.2. Méthodes Expérimentales

Les échantillons des épluchures de Musa acuminata ont été collectés dans le dépôt des bananes se trouvant au marché Matadi Kibala dans la commune de Mont Ngafula.

Les épluchures de Musa acuminata ont été coupés en petits morceaux et lavés à l'eau de robinet, pour enlever les impuretés puis à l'eau distillée pour la stérilisation des échantillons. Ensuite, les échantillons de Musa acuminata ont été séchés dans le Laboratoire de Chimie Organique, Physique, Eau et Environnement, LACOPE, en sigle, au moyen de l'énergie solaire, à l'air libre, pendant deux semaines, en vue de prévenir toute éventuelle altération des propriétés physicochimiques des échantillons.

La masse séchée a été broyée à afin d'obtenir des échantillons homogènes pour le besoin des études de laboratoire, donnant des grains de petite taille, généralement inférieure à 1mm. Les figures 5 à 7 représentent les épluchures de Musa acuminata dans leur état brut après collecte, après deux semaines de séchage et après broyage. Ces échantillons ont été ensuite isolés mécaniquement au moyen d'un tamiseur dont la dimension des mailles correspond à un diamètre inférieur à 1mm. Seuls les grains représentant la masse d'échantillons qui passe par les mailles de tamis de 1mm ont été considérés et utilisés comme bioadsorbant MA pour les essais d'adsorption. Les tamisat ainsi recueillis ont été mis à l'étuve pendant 48 h à 105 ^oC pour chasser de l'eau ; c'est aussi une autre forme de séchage. En somme la préparation du bioadsorbant comporte cinq étapes, repris dans la figure 5.

Figure 7 : Epluchure de Musa acuminata après deux semaines de séchage (Photo Michée N'KWADY)

Figure 6 : Epluchures de Musa acuminata à l'Etat brut (Photo Michée N'KWADY)

La connaissance des propriétés physico-chimiques et structurelles d'un matériau quel qu'il soit, est nécessaire pour contribuer à la compréhension de beaucoup de phénomènes, tels que l'adsorption, la désorption, l'échange ou autres. Dans ce but, le bioadsorbant MA a été caractérisé en utilisant différents paramètres de caractérisation.

L'humidité a été déterminée par séchage du Bioadsorbant dans une étuve. A cet effet, 5 g de bioadsorbant MA contenus dans un creuset sont placés dans une étuve (Heraeus de type électrique) à 105°C pendant 48 h. La masse étuvée a été pesée après refroidissement dans un dessicateur et le taux d'humidité est alors déterminé par la relation suivante :

Le pourcentage de la cendre a été déterminé par calcination du 5 g du bioadsorbant M A. A cet effet la masse du bioadsorbant a été placée dans un four à moufles (Naber, model N7/H) à 550 °C pendant 8 h. Le taux de cendre est calculé selon la relation :

La teneur en matière sèche est déterminée en déduisant la masse d'eau de la masse totale du bioadsorbant.

La valeur de pH pour lequel, la charge nette de la surface du adsorbant est nulle est appelée pHzpc. Ce paramètre est très important dans les phénomènes d'adsorption, surtout quand des forces électrostatiques sont impliquées dans les mécanismes. Une façon simple et rapide pour déterminer le pHzpc est de placer 1000 mg de bioadsorbant dans 100 mL de solutions de NaCl 0,01 M compris entre 3 et 12, pH ajustés par addition des solutions de HCl 0,1M ou de NaOH 0,1M. Les suspensions sont maintenues en agitation, à température ambiante, pendant 72 h. Le pH final de chacune des solutions est alors déterminé. On porte sur un graphe le pH final en fonction du pH initial. L'intersection de la courbe avec l'axe qui passe par le zéro donne le point isoélectrique ou pHzpc.

3.3. Choix de l'adsorbat et Préparation des solutions du bleu de méthylène

3.1.6. Choix de l'adsorbat

Le bleu de méthylène est choisi comme modèle représentatif des colorants organiques, à cause de sa large gamme d'utilisation en laboratoire, sa toxicité, sa persistance dans l'environnement, sa solubilité dans l'eau, sa nature chimique et sa disponibilité. C'est le prototype des colorants de taille moyenne.

La solution mère du BM est préparée à partir de la poudre du BM de masse molaire 371,91 g/mol. Nous avons pesé 1600 mg de BM à l'aide d'une balance de précision (JINNUO JT 2003B), et nous avons dissout cette masse dans deux litres de solution.

A partir de cette solution mère, nous avons prélevé une fine quantité avec laquelle nous avons préparé par dilutions successives avec de l'eau distillée, 12 solutions filles de concentrations de: 1 mg/L à 100 mg/L.

3.4. Méthode analytique

Les solutions de bleu de méthylène avant et après adsorption ont été analysées à l'aide d'un spectrophotomètre UV-Visible (Hack, SP1105) dans des cellules en quartz et en verre de 1 cm d'épaisseur.

Pour établir, la droite d'étalonnage, nous avons mis en application la loi de Lambert-Beer

À une longueur d'onde donnée cette loi établie une relation entre l'absorbance et la concentration de la substance.

En spectroscopie UV-Vis, on utilise l'énergie émise par une lumière monochromatique. Si un faisceau monochromatique d'intensité I₀traverse la solution à analyser, une partie de cette lumière d'intensité I_r sera reflétée, une autre, d'intensité I_a, sera absorbée par la solution et enfin une troisième, d'intensité I, traversera la solution à analyser. (Figure 9).

L'absorption molaire traduit la probabilité de transition entre la lumière et la solution c'est-à-dire plus grande est l'absorption molaire plus l'interaction lumière-solution est élevée.

La relation de Lambert-Beer prouve que l'absorbance d'un faisceau monochromatique est directement proportionnelle à longueur du chemin optique (å) à travers l'échantillon (l), à la concentration de l'espèce absorbante (C) et l'absorptivité, dépendant de la substance.

Le tableau 8 présente les variations de l'absorbances en fonction des concentrations de Bleu de méthylène et les figure 10 à 16 donnent l'évolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution pour différents pH de Bleu de Méthylène.

Tableau 8 : Variation de l'absorbance en fonction des concentrations de la solution de Bleu de Méthylène pour différents pH.

C_i(mg L^-1)	pH 3,05	pH 4,01	pH 5,14	pH 6,69	pH 8,30	pH 10,01	pH 12,05
1	0,021	0,023	0,03	0,031	0,0 31	0,037	0,039
5	0,085	0,092	0,10	0,093	0,049	0,053	0,052
10	0,149	0,171	0,176	0,179	0,1	0,097	0,094
20	0,329	0,329	0,313	0332	0,192	0,101	0,186
30	0,495	0,488	0,453	0,502	0,389	0,319	0,237
40	0,669	0,658	0,62	0,637	0,503	0,496	0,393
50	0,855	0,819	0,786	0,756	0,748	0,698	0,594
60	0,999	1,008	0,925	0,902	0,898	0,998	0,881
70	1,173	1,167	1,098	1,07	1,089	1,054	1,029
80	1,302	1,322	1,251	1,245	1,399	1,203	1,371
90	1,497	1,5	1,408	1,420	1,425	1,448	1,417
100	1,625	1,659	1,547	1,575	1,599	1,501	1,561
R²	0,9961	0,99991	0,99982	0,9999	0,99979	0,99987	0,99979
(L.mg^-1cm^-1)	0,016	0,017	0,016	0,016	0,016	0,017	0,016
ë _max	664	662	664	664	664	662	662

Figure 10: Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 664 ; T : 28#177;01°C; V : 100 mL ; pH 3,05

Figure 11: Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 664 ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; pH 4,01

Figure 12: Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 662 ; T : 28#177;01°C ; V : 100 mL ; pH 5,14

Figure 13: Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 664 ; T : 28#177;01°C ; V : 100 mL ; pH 6,69

Figure 14: Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 664 ; T : 28#177;01°C ; V : 100 mL ; pH 8,30

Figure 15: Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 662 ; T : 28#177;01°C ; V : 100 mL ; pH 10,01

Figure 16: Evolution de l'absorbance en fonction de la concentration de la solution de Bleu de Méthylène ë _max 662 ; T : 28#177;01°C ; V : 100 mL ; pH 12,05

3.5. Etude de la capacité d'adsorption du bioadsorbant vis-à-vis du BM

3.1.8. Essais d'adsorption

Les essais d'adsorption ont été effectués dans un adsorbeur LACOPE avec 100 mL de solution du BM pour déterminer l'adsorption en fonction de la masse, du temps, du pH et de la concentration du bleu de méthylène.

Cette étude a permis de déterminer les paramètres suivants : le temps nécessaire pour atteindre l'équilibre entre l'adsorbant en solution et l'adsorbat fixé sur le bioadsorbant, le pourcentage d'adsorption (%) et la capacité d'adsorption (Q).

3.1.9. Capacité d'adsorption du bioadsorbant en fonction du temps d'adsorption

Les expériences d'adsorption en fonction du temps d'adsorption ont été effectuées suivant le mode cuvé (batch ou discontinu) dans des adsorbeurs hermétiques (LACOPE ADS X-3), avec les masses de 10 mg à 1000 mg de Bioadsorbant MA. La solution de BM 50 mg L^{- 1} est utilisée pour toutes les expériences d'adsorption en fonction du temps d'adsorption de Bioadsorbant MA. L'adsorption en fonction du temps d'adsorption de bioadsorbant BMA a été étudiée en solution aqueuse au pH d'autoéquilibre (6,69).

Pour chaque expérience d'adsorption, une masse de bioadsorbant est placée dans l'adsorbeur ; on ajoute 100 mL de la solution de BM. La suspension est agitée pendant 1 à 450 minutes.

Après agitation, la suspension est centrifugée (Centrifugeuse LABOFUGE 200 HERAEUS) pendant 30 minutes à 3000 rpm ; le centrifugeât est alors analysé à la longueur d'onde requise. La capacité d'adsorption du bioadsorbant MA a été calculée selon la formule :

La concentration résiduelle de la solution après adsorption est donnée par la relation suivante :

3.1.10. Capacité d'adsorption du B.A en fonction de la masse du Bioadsorbant

Les expériences d'adsorption en fonction de la masse du Bioadsorbant ont été effectuées selon le même mode et le même protocole expérimental que pour les expériences d'adsorption en fonction du temps d'adsorption. Les masses de 10 mg à 1000 mg de Bioadsorbant ont été utilisées et le temps d'agitation a été varié de 1 à 450 minutes. La concentration résiduelle (Cr), la capacité d'adsorption (Q), le pourcentage d'adsorption (% _ads) ont été calculés selon les formules présentées ci-haut.

L'effet du pH de la solution de BM sur la capacité d'adsorption du Bioadsorbant a été étudié aux pH suivants : 3, 4, 5, 8, 10 et 12. Les expériences sont réalisées suivant le mode discontinu en utilisant 100 mL de la solution de BM 50 mg L^-1 et 200 mg de Bioadsorbant, masse optimale déterminée expérimentalement en étudiant l'adsorption en fonction de la masse de bioadsorbant. Le temps d'adsorption est varié de 0 à 450 minutes. Le même protocole expérimental utilisé pour les expériences d'adsorption en fonction du temps a été appliqué.

L'effet de la concentration initiale est réalisé suivant le mode discontinu pour les concentrations des solutions de BM de 1 mg L^-1 à 100 mg L^-1, en vue de déterminer les isothermes d'adsorption. Le temps d'agitation est fixé à 240 minutes pour le pH 3 et pH 4 et à 300 minutes pour le pH 5, 8, 10 et 12, temps se situant dans le domaine d'équilibre, pour tous les pH étudiés. Le protocole expérimental est le même que celui suivi pour l'adsorption en fonction du temps d'adsorption.

Les isothermes d'adsorption ont été obtenues en étudiant l'adsorption de BM sur le Bioadsorbant 100 mL des solutions de concentrations 1 mg L^-1 à 100 mg L^-1 ont été utilisés. Les essais ont été effectués avec 200 mg de bioadsorbant, masse optimale déterminée expérimentalement.

La modélisation des isothermes d'adsorption a été faite en recourant aux modèles d'équilibre de Langmuir et de Freundlich (Kifuani, 2013).

Le modèle de Langmuir a été utilisé sous sa forme linéaire donnée par l'équation ci-dessous :

Q_e: quantité du soluté fixée par unité de masse de l'adsorbant (capacité apparente d'adsorption) ;

En portant 1/Q_e en fonction de 1/C_e , Cette équation permet de calculer les paramètres Q_m et K_L, à partir de l'ordonnée à l'origine et de la pente, respectivement.

· Q_e et C_e : concentrations du soluté dans le complexe solide et en solution, respectivement ;

· K_F : constante de Freundlich, une constante qui est relative à la capacité d'adsorption ;

C'est donc la capacité d'adsorption lorsque la concentration à l'équilibre est unitaire.

La constante adimensionnelle n est en rapport avec l'intensité d'adsorption. En portant log Qe en fonction de log Ce, cette équation permet de calculer les paramètres K_L et 1/n à partir de l'ordonnée à l'origine et de la pente, respectivement.

Chapitre 4

RESULTATS ET DISCUSSION

L'adsorption du bleu de méthylène sur le bioadsorbant à base des épluchures de Musa acuminata a été étudiée en fonction de la masse de bioadsorbant, du temps d'adsorption, du pH de la solution de BM et de la concentration initiale de la solution de BM. Pour chaque paramètre, la capacité ultime d'adsorption apparente et le pourcentage d'adsorption ont été calculés.

4.1. Caractérisation du Bioadsorbant MA

Les résultats sur les caractéristiques physiques du bioadsorbants MA sont présentés par le tableau 9 et la figure 17.

D'après les résultats présentés par le tableau 9, le bioadsorbant M.A présente une teneur d'humidité de 9, 49 %, un taux de cendre de 8, 10% et la teneur en matière sèche de 90,51%. Derbal (2012), a déterminé une teneur en matière sèche de 86.851%, la teneur en humidité de 13.148% et le taux de cendre 19.05% pour la peau de banane brute. Cet écart peut-être attribué au conditionnement de travail tel que la différence des températures.

La figure 17 montre les graphes de la dérivée du pH pour le bioadsorbant utilisé à partir duquel la valeur du pHpzc est déduite. Le pH avec lequel la charge de la surface est zéro est mentionné comme le point nul de charge (pHpzc). Au-dessus du pHpzc, la charge extérieure de l'adsorbant est négative en dessous la charge de la surface du bioadsorbant est positive. La valeur obtenue dans ce travail est assez proche de la valeur obtenue par Derbal (2012) ; soit 5,73 contre 5,60.

4.2. Effet du temps d'adsorption de BM sur le bioadsorbant M A

4.1.3. Présentation des résultats

Cette étude a permis la détermination du temps d'équilibre d'adsorption de BM sur le bioadsorbant M.A pour les masses de 10 mg, 50 mg, 100 mg, 200 mg, 400 mg, 800 mg et 1000 mg, à une température constante (28 ^oC) et au pH d'autoéquilibre (6,69).

Elle a permis aussi de calculer la concentration résiduelle, la capacité d'adsorption ainsi que le pourcentage d'adsorption. Chaque valeur est une moyenne de 3 essais expérimentaux. Les résultats obtenus sont présentés par les figures 18 à 31 donnent l'évolution de la capacité d'adsorption et du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant M.A vis-à-vis de BM en fonction du temps. Les valeurs déterminées sont données dans les tableaux 12 à 18, en annexes. Les résultats sont obtenus avec un seuil de confiance supérieur ou égale à 95%.

Figure 18 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 10 mg ; pH 6,69.

Figure 19 : Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 10 mg ; pH 6,69.

Figure 20 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 50 mg ; pH 6,69.

Figure 21 : Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 50 mg ; pH : 6,69.

Figure 22 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 100 mg ; pH : 6,69.

Figure 23 : Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 100 mg ; pH 6,69

Figure 24 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg; pH 6,69

Figure 25 : Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg; pH 6,69

Figure 26 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA: 400 mg; pH 6,69

Figure 27 : Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 400 mg; pH 6,69

Figure 28 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 800 mg; pH 6,69

Figure 29 : Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 800 mg; pH 6,69

Figure 30 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 1000 mg; pH 6,69

Figure 31 : Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 1000 mg; pH 6,69

L'étude de la capacité d'adsorption du bioadsorbant vis-à-vis de BM en fonction du temps, décrite par les figures 18 à 31, montre que la cinétique d'adsorption présente trois étapes distinctes dans l'évolution de l'élimination du BM. La première étape est rapide et correspond au transfert de masse externe, la seconde est lente et est liée au phénomène de diffusion (transfert de masse interne en d'autre terme transfert de l'adsorbat de la phase liquide à la surface du matériau) et la troisième étape correspond à l'établissement d'un plateau qui suggère la saturation des sites du bioadsorbant.

Au cours de la première étape, il y a l'élimination rapide de colorant jusqu'à environ 120 min pour la masse de 50 mg et environ 30 min pour les masses de 100, 200, 400, 800 et 1000 mg. L'adsorption avec la masse de 10 mg est quasi-rapide ; ceci se justifie par le fait qu'en début d'adsorption le nombre des sites actifs disponibles à la surface du matériau adsorbant, est beaucoup plus important que celui des sites restant après un certain temps. La deuxième étape est plus lente, elle correspond à l'établissement d'un équilibre entre les vitesses d'adsorption et de désorption.

On remarque une augmentation rapide du pourcentage d'adsorption dans les 30 premières minutes pour atteindre un optimum 12, 38%, 70,75%, 84,13%, 89,69%, ce pourcentage reste à peu près constant après 300 minutes, indiquant un état d'équilibre. Puis, l'adsorption se ralentit progressivement. Cela est dû à la disponibilité du nombre élevé de sites d'adsorption vacants sur la surface du bioadsorbant M.A au stade initial de l'adsorption et qui se saturent progressivement.

Abdallah et al., (2016), affirment que les molécules de BM sont de moyenne taille et peuvent être facilement diffusées dans les pores internes jusqu'à leur saturation, ce qui réduira le transfert de masse entre la phase liquide et la phase solide avec le temps. Ceux-ci mènent à une diminution de la vitesse d'adsorption et on observe un plateau qui correspond à l'état d'équilibre, après 300 minutes.

On observe aussi, une diminution progressive de la concentration résiduelle jusque à une valeur qui reste constante malgré l'accroissement du temps, Kifuani et al.,(2012), indiquent que cette diminution traduit la saturation graduelle des pores de l'adsorbant.

La capacité d'adsorption (Q) augmente avec le temps de contact jusqu'à atteindre une valeur maximale qui reste constante, malgré l'accroissement du temps. Cette valeur maximale correspond à la capacité ultime d'adsorption.

4.3. Effet de la masse sur l'adsorption de BM sur le bioadsorbant M.A

Les résultats de la capacité et du pourcentage maximal d'adsorption de BM sur le bioadsorbant M.A pour les masses 10 mg, 50 mg, 100 mg, 200 mg, 400 mg, 800 mg et 1000 mg sont donnés par les figures 32 et 33 et le tableau 10.

Tableau 10 : Variation de la capacité et du pourcentage maximale d'adsorption en fonction de la masse du bioadsorbant

Figure 32: Evolution de la capacité maximale d'adsorption vis-à-vis de différentes masses de bioadsorbant ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; pH 6,69

Figure 33: Evolution du pourcentage maximal d'adsorption vis-à-vis de différentes masses de bioadsorbant ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; pH 6,69

Les résultats présentés par les Figures 31 et 32 montrent un décroissement brutal de la capacité maximale d'adsorption (Q_max) avec l'accroissement de la masse du bioadsorbant de 10 mg à 1000 mg. Par contre, on observe une augmentation du pourcentage maximal d'adsorption avec l'augmentation de la masse du Bioadsorbant. Le pourcentage maximal d'adsorption passe ainsi de 21,00 % à 93, 25 %, lorsque la masse du Bioadsorbant passe de 10 à 100 mg (Tableau 10). A partir de 200 mg, le pourcentage maximal d'adsorption demeure pratiquement constante (93, 38 %) jusqu'à 1000 mg.

Cette augmentation est due à la disponibilité de sites libres d'adsorption qui augmente avec la quantité d'adsorbant jusqu'à la masse 50 mg. Aux faibles doses de Bioadsorbant, les cations du colorant BM accèdent facilement aux sites d'adsorption du bioadsorbant, d'où l'accroissement rapide de la quantité adsorbée avec la masse du bioadsorbant. Au-delà de cette masse, le nombre de sites libres accessibles devient stable. L'addition du bioadsorbant ajoute le nombre des sites libres mais ces additions supplémentaires entraînent la formation des agglomérations des particules du bioadsorbant, et excluent certaines particules de bioadsorbant du processus d'adsorption ; le pourcentage d'adsorption demeure ainsi constant jusqu'à 1000 mg de bioadsorbant ajoutés. Cette déduction est rapportée par différents auteurs (Mane et al., 2007 ; Hui et al., 2011 ; Kifuani et al, 2018).

Cette étude a permis la détermination du temps d'équilibre d'adsorption de BM sur le bioadsorbant MA pour la masse de 200 mg et à différents pH. Elle a permis de calculer la concentration résiduelle, la capacité d'adsorption ainsi que le pourcentage d'adsorption. Les figures 36 et 37 donnent l'évolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH.

Figure 34 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL.

Figure 35 : Evolution du pourcentage du bioadsorbant vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL.

A la lumière de résultats obtenus et présentés par les figures 36 et 37, nous observons une augmentation lente de la capacité et du pourcentage d'adsorption avec l'accroissement du pH. La capacité d'adsorption du MA passe de 23, 13 mg/g à 24,41 mg/g,. Lorsque le pH passe de 3,05 à 12,01.

4.4. Effet du pH sur l'adsorption de BM sur le bioadsorbant MA

Les résultats sur l'effet du pH sur l'adsorption de BM sur le bioadsorbant sont donnés par les figures 36 et 37.

Figure 36 : Evolution de la capacité d'adsorption maximale d'adsorption du bioadsorbant vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL.

Figure 37 : Evolution du pourcentage maximal d'adsorption du bioadsorbant vis-à-vis de BM en fonction du temps pour différents pH ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL.

Les résultats ci-haut indiquent l'augmentation de la capacité d'adsorption maximale avec le pH de la solution de BM.

La figure 39 montre une augmentation élevée du pourcentage adsorption, lorsque le pH de la solution passe de 3 à 12. Au-delà du pH 5, on remarque toujours l'augmentation du pourcentage mais avec un rythme plus faible pour atteindre 97, 63 % à pH=12.

Le pH_ZPC permet de mieux appréhender ces résultats. Le pH_ZPC est de 5, 73, ce qui signifie que la surface de l'adsorbant est chargée positivement au pH inférieur à 5, 73, et négativement au pH supérieur à 5, 73. Plus le pH augmente au-delà du pH_ZPC, plus la densité d'ions négatives sur la surface de MA augmente à son tour, ce qui permet plus l'adsorption des cations du BM. Ceci est confirmé par la faible fixation des molécules de BM en milieu fortement acide ; due à la répulsion des molécules cationiques BM et la surface de M.A à cause de l'attraction électrostatique élevée entre la surface du M.A et les ions cationiques de BM ce qui entraîne la réduction d'adsorption du colorant. Un maximum d'adsorption du BM sur le bioadsorbant MA a été atteint au-dessus du pH_ZPC.

A des faibles valeurs du pH, la surface de l'adsorbant serait entourée par les ions H⁺ ce qui diminue l'interaction des ions du bleu de méthylène (polluant cationique) avec les sites de l'adsorbant, par contre au pH élevé, la concentration en H⁺ diminue ce qui engendre une bonne interaction entre les ions du colorant et les sites de la surface.

On observe une diminution de la concentration résiduelle de BM avec le temps. Kifuani (2013), attribue cette diminution à la fixation des molécules de BM sur la surface du bioadsorbant M.A. Cette diminution se fait progressivement avec la disponibilité des sites libres.

A la lumière de ces résultats, il ressort que l'adsorption de BM sur MA est meilleure en milieu basique comparé au milieu acide.

4.5. Adsorption de BM sur le bioadsorbant en fonction de la concentration de BM

Les figures 38 et 39 donnent l'évolution de la capacité et du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant M.A vis-à-vis de BM en fonction de la concentration initiale.

Figure 38 : Evolution de la capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la concentration, ë _max : 664 ; C1 : 10 mg/L, : 20 mg/L, C3 : 40 mg/L, C4 : 60 mg/L, C5 : 80 mg/L, C6 : 100 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; mBA : 200 mg; pH 6,69

Figure 39 : Evolution du pourcentage d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la concentration, ë _max : 664 ; C1 : 10 mg/L, : 20 mg/L, C3 : 40 mg/L, C4 : 60 mg/L, C5 : 80 mg/L, C6 : 100 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; mBA : 200 mg; pH 6,69

Les résultats consignés dans les figures 38 et 39 indiquent que la capacité (Q) et le pourcentage d'adsorption montrent une tendance à la baisse lorsque la concentration initiale du BM augmentée. A des concentrations plus faibles, tous les BM présents dans le milieu d'adsorption peuvent interagir avec les sites de liaison sur la surface de l'adsorbant, donc des rendements plus élevés d'adsorption ont été obtenus. A des concentrations plus élevées, des rendements d'adsorption plus faibles ont été observés, en raison de la saturation des sites d'adsorption Abdallah et al. (2016) ont trouvé des résultats similaires aux nôtres.

Les formes d'isothermes de l'adsorption de BM sur le bio adsorbant M.A sont présentées par les figures 40 à 46.

Figure 41 : Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant MA à pH 4, 01; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664

Figure 40 : Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant MA à pH 3, 05; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664

Figure 43 : Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 6, 69; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664

Figure 42 : Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant à pH 5, 14; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664

Figure 44 : Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant MA à pH 8, 30; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664

Figure 45 : Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant MAà pH 10, 01; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664

Figure 46 : Isotherme d'adsorption du BM sur le Bioadsorbant MA à pH 12, 05; V : 100 mL ; mB : 200 mg ; T°= 28,0#177;0,1°C ; ëmax= 664

Les résultats obtenus pour la détermination des isothermes (figures 40 à 46) montrent que les formes d'isothermes obtenues sont toutes des types C pour le pH 3, 5, 6, 8 et 10 et des types S pour le pH 4 et 12. La classe des isothermes de type C se caractérise par une partition constante entre la solution et le substrat. La linéarité montre que le nombre de sites libres reste constant au cours de l'adsorption. Ceci signifie que les sites sont créés au cours de l'adsorption. Les isothermes de cette classe sont obtenues quand les molécules de soluté sont capables de modifier la texture du substrat en ouvrant des pores qui n'avaient pas été ouverts préalablement par le solvant. La classe des isothermes de type S présente, à faible concentration, une concavité initiale tournée vers le bas. Les molécules adsorbées favorisent l'adsorption ultérieure d'autres molécules (adsorption coopérative). Ceci est dû aux molécules qui s'attirent par des forces de Van Der Waals, et se regroupent en îlots dans lesquels elles se tassent les unes contre les autres (Benmakhlouf, 2011).

La capacité maximale (Qmax) d'adsorption vis-à-vis du BM a été déterminée à partir des isothermes d'équilibre qui représentent la variation de Qe=f (Ce). Les modèles d'adsorption testés en phase liquide pour les résultats obtenus sont ceux de Langmuir et Freundlich. L'analyse des résultats expérimentaux, selon ces modèles a permis d'avoir les représentations graphiques présentées par les figures 47 à 60 :

Les figures 47 à 53 présentent les figures linéairises des isothermes de Langmuir pour l'adsorption de bleu méthylène sur le bioadsorbant MA ;

Figure 48: Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 4,00 (modèle de Langmuir)

Figure 47 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 3,00 (modèle de Langmuir)

Figure 49 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 5,00 (modèle de Langmuir)

Figure 50 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 6,00 (modèle de Langmuir)

Figure 52 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 10,00 (modèle de Langmuir)

Figure 51 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 8,00 (modèle de Langmuir)

Figure 53 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 12,00 (modèle de Langmuir)

Les figures 54 à 60 présentent les formes linéaires des isothermes de Freundlich pour l'adsorption de bleu de méthylène sur le bioadsorbant.

4.1.14.4. Figure 54 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 3,00 (modèle de Freundlich)

Figure 55 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 4,00 (modèle de Freundlich)

Figure 46 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 3,00 (modèle de Freundlich)

Figure 57 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 6,00 (modèle de Freundlich)

Figure 56 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 5,00 (modèle de Freundlich)

Figure 59 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 10,00 (modèle de Freundlich)

Figure 58 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 8,00 (modèle de Freundlich)

Figure 60 : Isotherme d'adsorption linéarisée du BM sur le MA à pH 12,00 (modèle de Freundlich)

Le tableau 11 donne les paramètres de Langmuir et de Freundlich déterminés pour l'adsorption de bleu de méthylène sur le bioadsorbant MA.

Tableau 11 : Paramètres de Langmuir et de Freundlich pour l'adsorption du BM sur le bioadsorbant MA

- Les coefficients de corrélation sont supérieurs à 0,75, ce qui indique que l'adsorption du BM sur le bioadorbant M.A peut être décrite par le modèle de Langmuir et le modèle de Freundlich. Toutefois, le modèle de Freundlich est le mieux approprié pour décrire l'adsorption de BM sur le bioadsorbant MA, car les coefficients de corrélation du modèle de Freundlich sont plus élevés comparés à ceux obtenus avec le modèle de Langmuir, pour tous les pH ;

- Les valeurs du paramètre de Freundlich 1/n sont inférieurs à 1 pour tous les pH étudiés montrent l'adsorption est favorable.

CONCLUSION

L'objectif principal de ce travail est de valoriser un résidu naturel ligno-cellulosique en vue d'évaluer son efficacité dans l'élimination par adsorption du bleu de méthylène en solution aqueuse. Les essais ont été réalisés en mode cuvé dans un adsorbeur LACOPE. La première étape a consisté à la préparation et à la caractérisation du biodadsorbant (épluchures de Musa acuminata). Elle a été suivie des essais d'adsorption du bleu de méthylène sur le bioadsorbant M.A en évaluant l'influence des paramètres ci-après : temps d'adsorption, masse du bioadsorbant, pH de la solution du bleu de méthylène, concentration de la solution de BM sur l'adsorption.

Cette étude a révélé que l'adsorption de BM en fonction de différents paramètres montre trois phases de cinétique de sorption :

§ Une vitesse d'élimination rapide due à une sorption rapide par la surface externe du solide et à la différence entre la concentration du soluté dans la solution et à la surface du solide : la force motrice.

§ Un ralentissement de la vitesse de sorption au fur et à mesure que le soluté est adsorbé, du fait de la diminution du nombre de sites de sorption et de la force motrice.

§ Un stade d'équilibre, où il n'y a plus des sites de sorption libres ou accessibles. Le début de cette phase est indiqué par un temps appelé temps d'équilibre.

Les résultats obtenus au cours de cette étude nous conduisent aux conclusions générales suivantes :

- Le bioadsobant M.A présente une teneur d'humidité de 9,49%, un taux de cendre de 8,10% et une teneur en matière sèche de 90, 11% ;

- La capacité d'adsorption augmente en fonction du temps de contact et du pH de la solution. Elle diminue avec l'accroissement de la masse du bioadsorbant Musa acuminata;

- Le pourcentage d'adsorption augmente en fonction de la masse du bioadsorbant de Musa acuminata, du temps de contact et du pH de la solution de bleu de méthylène ;

- La masse optimale pour l'élimination de bleu de méthylène par bioadsorbant Musa acuminata a été estimée à 200 mg, le temps d'équilibre optimum est de 300 minutes et le pH optimum est de 10 ;

- L'adsorption de BM sur l bioadsorbant M.A est meilleure en milieu basique comparé au milieu acide à cause de la charge de surface négative de ce bioadsorbant en milieu basique ;

- Les isothermes d'adsorption de BM sur le bioadsorbant M.A sont de types C et S ;

- Le modèle de Freundlich décrit mieux l'adsorption du bleu de méthylène sur le bioadsorbant Musa acuminata ;

- Le bioadsorbant préparé à base du résidu ligno-cellulosique de l'épluchure de Musa acuminata constitue un bio adsorbant potentiel pour l'adsorption de bleu de méthylène en solution aqueuse. Le bioadsorbant Musa acuminata est un bioadsorbant potentiel pour l'élimination du bleu de méthylène et peut donc servir pour le traitement d'épuration des eaux usées.

A partir des résultats de cette étude, quelques recommandations et perspectives peuvent être suggérés :

- Effectuer des essais d'adsorption supplémentaires sur les effluents résiduaires industriels variés afin d'envisager quelques applications

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Annexes

Annexe 1 : Résultats de l'adsorption du BM sur le Musa acuminataen fonction du temps et de la masse

Tableau 12 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C ; V : 100 mL ; m_BA : 10mg

Temps (min)	A	Cr (mg/L)	Q _Ads (mg/g)	% _Ads
1	0,73	45,63	43,75	8,75
3	0,725	45,31	46,88	9,38
5	0,712	44,50	55,00	11,00
10	0,71	44,38	56,25	11,25
20	0,701	43,81	61,88	12,38
30	0,696	43,50	65,00	13,00
60	0,687	42,94	70,63	14,13
90	0,675	42,19	78,13	15,63
120	0,666	41,63	83,75	16,75
150	0,652	40,75	92,50	18,50
180	0,654	40,88	91,25	18,25
210	0,652	40,75	92,50	18,50
240	0,652	40,75	92,50	18,50
270	0,639	39,94	100,63	20,13
300	0,632	39,50	105,00	21,00
330	0,632	39,50	105,00	21,00
360	0,632	39,50	105,00	21,00
390	0,632	39,50	105,00	21,00
420	0,632	39,50	105,00	21,00
450	0,632	39,50	105,00	21,00

Tableau 13 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temp ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 50mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,483	30,19	39,63	39,63
3	0,359	22,44	55,13	55,13
5	0,237	14,81	70,38	70,38
10	0,235	14,69	70,63	70,63
20	0,234	14,63	70,75	70,75
30	0,227	14,19	71,63	71,63
60	0,189	11,81	76,38	76,38
90	0,154	9,63	80,75	80,75
120	0,105	6,56	86,88	86,88
150	0,1	6,25	87,50	87,50
180	0,1	6,25	87,50	87,50
210	0,098	6,13	87,75	87,75
240	0,092	5,75	88,50	88,50
270	0,091	5,69	88,63	88,63
300	0,079	4,94	90,13	90,13
330	0,076	4,75	90,50	90,50
360	0,07	4,38	91,25	91,25
390	0,07	4,38	91,25	91,25
420	0,07	4,38	91,25	91,25
450	0,07	4,38	91,25	91,25

Tableau 14 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C ; V : 100 mL ; m_BA : 100 mg

Temps (min)	A	Cr (mg/L)	Q Ads (mg/g)	%Ads
1	0,238	14,88	35,13	70,25
3	0,198	12,38	37,63	75,25
5	0,157	9,81	40,19	80,38
10	0,142	8,88	41,13	82,25
20	0,127	7,94	42,06	84,13
30	0,087	5,44	44,56	89,13
60	0,087	5,44	44,56	89,13
90	0,081	5,06	44,94	89,88
120	0,077	4,81	45,19	90,38
150	0,068	4,25	45,75	91,50
180	0,063	3,94	46,06	92,13
210	0,063	3,94	46,06	92,13
240	0,062	3,88	46,13	92,25
270	0,062	3,88	46,13	92,25
300	0,06	3,75	46,25	92,50
330	0,056	3,50	46,50	93,00
360	0,054	3,38	46,63	93,25
390	0,054	3,38	46,63	93,25
420	0,054	3,38	46,63	93,25
450	0,054	3,38	46,63	93,25

Tableau 15 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)		A		Cr (mg/L)		Q_Ads(mg/g)		%_Ads
1		0,197		12,31		18,84		75,38
3		0,184		11,50		19,25		77,00
5		0,175		10,94		19,53		78,13
10		0,166		10,38		19,81		79,25
20		0,131		8,19		20,91		83,63
30		0,082		5,13		22,44		89,75
60		0,071		4,44		22,78		91,13
90		0,069		4,31		22,84		91,38
120		0,066		4,13		22,94		91,75
150		0,064		4,00		23,00		92,00
180		0,059		3,69		23,16		92,63
210		0,058		3,63		23,19		92,75
240		0,058		3,63		23,19		92,75
270		0,064		4,00		23,00		92,00
300		0,053		3,31		23,34		93,38
330		0,053		3,31		23,34		93,38
360		0,053		3,31		23,34		93,38
390		0,053		3,31		23,34		93,38
420		0,053		3,31		23,34		93,38
450		0,053		3,31		23,34		93,38
Temps(min)	A		Cr (mg/L)		QAds(mg/g)		%Ads
1	0,14		8,75		10,31		82,50
3	0,118		7,38		10,66		85,25
5	0,106		6,63		10,84		86,75
10	0,106		6,63		10,84		86,75
20	0,1		6,25		10,94		87,50
30	0,084		5,25		11,19		89,50
60	0,078		4,88		11,28		90,25
90	0,072		4,50		11,38		91,00
120	0,07		4,38		11,41		91,25
150	0,069		4,31		11,42		91,38
180	0,069		4,31		11,42		91,38
210	0,065		4,06		11,48		91,88
240	0,062		3,88		11,53		92,25
270	0,062		3,88		11,53		92,25
300	0,061		3,81		11,55		92,38
330	0,06		3,75		11,56		92,50
360	0,058		3,63		11,59		92,75
390	0,053		3,31		11,67		93,38
420	0,053		3,31		11,67		93,38
450	0,053		3,31		11,67		93,38

Tableau 16 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 400 mg

Tableau 17 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C ; V : 100 mL ; m_BA : 800 mg

Temps(min)	A			Cr (mg/L)		Q_Ads(mg/g)		%_Ads
1	0,14			8,75		5,16		82,50
3	0,126			7,88		5,27		84,25
5	0,114			7,13		5,36		85,75
10	0,106			6,63		5,42		86,75
20	0,084			5,25		5,59		89,50
30	0,084			5,25		5,59		89,50
60	0,076			4,75		5,66		90,50
90	0,071			4,44		5,70		91,13
120	0,071			4,44		5,70		91,13
150	0,066			4,13		5,73		91,75
180	0,064			4,00		5,75		92,00
210	0,064			4,00		5,75		92,00
240	0,061			3,81		5,77		92,38
270	0,061			3,81		5,77		92,38
300	0,053			3,31		5,84		93,38
330	0,053			3,31		5,84		93,38
360	0,053			3,31		5,84		93,38
390	0,053			3,31		5,84		93,38
420	0,053			3,31		5,84		93,38
450	0,053			3,31		5,84		93,38
Temps(min)		A	Cr (mg/L)		Q_Ads(mg/g)		%_Ads
1		0,12	7,50		4,25		85,00
3		0,116	7,25		4,28		85,50
5		0,098	6,13		4,39		87,75
10		0,091	5,69		4,43		88,63
20		0,083	5,19		4,48		89,63
30		0,079	4,94		4,51		90,13
60		0,066	4,13		4,59		91,75
90		0,064	4,00		4,60		92,00
120		0,061	3,81		4,62		92,38
150		0,059	3,69		4,63		92,63
180		0,062	3,88		4,61		92,25
210		0,056	3,50		4,65		93,00
240		0,056	3,50		4,65		93,00
270		0,056	3,50		4,65		93,00
300		0,053	3,31		4,67		93,38
330		0,053	3,31		4,67		93,38
360		0,053	3,31		4,67		93,38
390		0,053	3,31		4,67		93,38
420		0,053	3,31		4,67		93,38
450		0,053	3,31		4,67		93,38

Tableau 18 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du temps ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; V : 100 mL ; m_BA : 1000 mg

Tableau 19 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; pH : 3 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Annexe 2 : Résultats de l'adsorption du BM sur le bioadsorbant en fonction du pH

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,23	14,38	17,81	71,25
3	0,179	11,19	19,41	77,63
5	0,145	9,06	20,47	81,88
10	0,111	6,94	21,53	86,13
20	0,102	6,38	21,81	87,25
30	0,092	5,75	22,13	88,50
60	0,085	5,31	22,34	89,38
90	0,083	5,19	22,41	89,63
120	0,079	4,94	22,53	90,13
150	0,073	4,56	22,72	90,88
180	0,067	4,19	22,91	91,63
210	0,063	3,94	23,03	92,13
240	0,06	3,75	23,13	92,50
270	0,06	3,75	23,13	92,50
300	0,06	3,75	23,13	92,50
330	0,06	3,75	23,13	92,50
360	0,06	3,75	23,13	92,50
390	0,06	3,75	23,13	92,50
420	0,06	3,75	23,13	92,50
450	0,06	3,75	23,13	92,50

Tableau 20 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH ; ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01°C ; pH : 4 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,272	17,00	16,50	66,00
3	0,199	12,44	18,78	75,13
5	0,163	10,19	19,91	79,63
10	0,127	7,94	21,03	84,13
20	0,105	6,56	21,72	86,88
30	0,082	5,13	22,44	89,75
60	0,077	4,81	22,59	90,38
90	0,074	4,63	22,69	90,75
120	0,069	4,31	22,84	91,38
150	0,066	4,13	22,94	91,75
180	0,065	4,06	22,97	91,88
210	0,063	3,94	23,03	92,13
240	0,06	3,75	23,13	92,50
270	0,06	3,75	23,13	92,50
300	0,047	2,94	23,53	94,13
330	0,047	2,94	23,53	94,13
360	0,047	2,94	23,53	94,13
390	0,047	2,94	23,53	94,13
420	0,047	2,94	23,53	94,13
450	0,047	2,94	23,53	94,13

Tableau 21 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C ; pH : 5 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,263	16,44	16,78	67,13
3	0,228	14,25	17,88	71,50
5	0,161	10,06	19,97	79,88
10	0,117	7,31	21,34	85,38
20	0,099	6,19	21,91	87,63
30	0,077	4,81	22,59	90,38
60	0,07	4,38	22,81	91,25
90	0,089	5,56	22,22	88,88
120	0,065	4,06	22,97	91,88
150	0,057	3,56	23,22	92,88
180	0,051	3,19	23,41	93,63
210	0,045	2,81	23,59	94,38
240	0,045	2,81	23,59	94,38
270	0,032	2,00	24,00	96,00
300	0,033	2,06	23,97	95,88
330	0,033	2,06	23,97	95,88
360	0,033	2,06	23,97	95,88
390	0,033	2,06	23,97	95,88
420	0,033	2,06	23,97	95,88

450	0,033	2,06	23,97	95,88

Tableau 22 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; pH : 8 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,197	12,31	18,84	75,38
3	0,178	11,13	19,44	77,75
5	0,159	9,94	20,03	80,13
10	0,124	7,75	21,13	84,50
20	0,109	6,81	21,59	86,38
30	0,076	4,75	22,63	90,50
60	0,055	3,44	23,28	93,13
90	0,054	3,38	23,31	93,25
120	0,054	3,38	23,31	93,25
150	0,054	3,38	23,31	93,25
180	0,046	2,88	23,56	94,25
210	0,046	2,88	23,56	94,25
240	0,045	2,81	23,59	94,38
270	0,033	2,06	23,97	95,88
300	0,025	1,56	24,22	96,88
330	0,025	1,56	24,22	96,88
360	0,025	1,56	24,22	96,88
390	0,025	1,56	24,22	96,88
420	0,025	1,56	24,22	96,88
450	0,025	1,56	24,22	96,88

Tableau 23 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH, ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 ; pH : 10 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,15	9,38	20,31	81,25
3	0,136	8,50	20,75	83,00
5	0,095	5,94	22,03	88,13
10	0,093	5,81	22,09	88,38
20	0,082	5,13	22,44	89,75
30	0,058	3,63	23,19	92,75
60	0,057	3,56	23,22	92,88
90	0,057	3,56	23,22	92,88
120	0,055	3,44	23,28	93,13
150	0,055	3,44	23,28	93,13
180	0,055	3,44	23,28	93,13
210	0,05	3,13	23,44	93,75
240	0,048	3,00	23,50	94,00
270	0,047	2,94	23,53	94,13
300	0,023	1,44	24,28	97,13
330	0,023	1,44	24,28	97,13
360	0,023	1,44	24,28	97,13
390	0,023	1,44	24,28	97,13
420	0,023	1,44	24,28	97,13
450	0,023	1,44	24,28	97,13

Tableau 24 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction du pH, ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 ; pH : 12 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,111	6,94	21,53	86,13
3	0,085	5,31	22,34	89,38
5	0,078	4,88	22,56	90,25
10	0,078	4,88	22,56	90,25
20	0,068	4,25	22,88	91,50
30	0,062	3,88	23,06	92,25
60	0,052	3,25	23,38	93,50
90	0,052	3,25	23,38	93,50
120	0,052	3,25	23,38	93,50
150	0,048	3,00	23,50	94,00
180	0,037	2,31	23,84	95,38
210	0,033	2,06	23,97	95,88
240	0,029	1,81	24,09	96,38
270	0,025	1,56	24,22	96,88
300	0,019	1,19	24,41	97,63
330	0,019	1,19	24,41	97,63
360	0,019	1,19	24,41	97,63
390	0,019	1,19	24,41	97,63
420	0,019	1,19	24,41	97,63
450	0,019	1,19	24,41	97,63

Tableau 25 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale ; ë _max : 664 ; Ci : 10 mg/L ; T : 28#177;01 °C; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Annexe 3 : Résultats de l'adsorption du BM sur le bioadsorbant en fonction de la Concentration

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,075	4,69	22,66	90,63
3	0,073	4,56	22,72	90,88
5	0,039	2,44	23,78	95,13
10	0,037	2,31	23,84	95,38
20	0,036	2,25	23,88	95,50
30	0,034	2,13	23,94	95,75
60	0,033	2,06	23,97	95,88
90	0,029	1,81	24,09	96,38
120	0,028	1,75	24,13	96,50
150	0,025	1,56	24,22	96,88
180	0,025	1,56	24,22	96,88
210	0,023	1,44	24,28	97,13
240	0,021	1,31	24,34	97,38
270	0,019	1,19	24,41	97,63
300	0,016	1,00	24,50	98,00
330	0,016	1,00	24,50	98,00
360	0,016	1,00	24,50	98,00
390	0,016	1,00	24,50	98,00
420	0,016	1,00	24,50	98,00
450	0,016	1,00	24,50	98,00

Tableau 26 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale ; ë _max : 664 ; Ci : 20 mg/L ; T : 28#177;01 °C ; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,064	4,00	23,00	92,00
3	0,063	3,94	23,03	92,13
5	0,063	3,94	23,03	92,13
10	0,062	3,88	23,06	92,25
20	0,06	3,75	23,13	92,50
30	0,045	2,81	23,59	94,38
60	0,038	2,38	23,81	95,25
90	0,036	2,25	23,88	95,50
120	0,035	2,19	23,91	95,63
150	0,027	1,69	24,16	96,63
180	0,026	1,63	24,19	96,75
210	0,023	1,44	24,28	97,13
240	0,021	1,31	24,34	97,38
270	0,02	1,25	24,38	97,50
300	0,019	1,19	24,41	97,63
330	0,019	1,19	24,41	97,63
360	0,019	1,19	24,41	97,63
390	0,019	1,19	24,41	97,63
420	0,019	1,19	24,41	97,63
450	0,019	1,19	24,41	97,63

Tableau 27 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale ; ë _max : 664 ; Ci : 40 mg/L ; T : 28#177;01 °C ; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,26	16,25	16,88	67,50
3	0,174	10,88	19,56	78,25
5	0,158	9,88	20,06	80,25
10	0,153	9,56	20,22	80,88
20	0,106	6,63	21,69	86,75
30	0,088	5,50	22,25	89,00
60	0,079	4,94	22,53	90,13
90	0,079	4,94	22,53	90,13
120	0,075	4,69	22,66	90,63
150	0,071	4,44	22,78	91,13
180	0,07	4,38	22,81	91,25
210	0,069	4,31	22,84	91,38
240	0,065	4,06	22,97	91,88
270	0,064	4,00	23,00	92,00
300	0,065	4,06	22,97	91,88
330	0,065	4,06	22,97	91,88
360	0,048	3,00	23,50	94,00
390	0,048	3,00	23,50	94,00
420	0,048	3,00	23,50	94,00
450	0,048	3,00	23,50	94,00

Tableau 28 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale ; ë _max : 664 ; Ci : 60 mg/L ; T : 28#177;01 °C ; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,302	18,88	15,56	62,25
3	0,301	18,81	15,59	62,38
5	0,27	16,88	16,56	66,25
10	0,215	13,44	18,28	73,13
20	0,181	11,31	19,34	77,38
30	0,132	8,25	20,88	83,50
60	0,111	6,94	21,53	86,13
90	0,11	6,88	21,56	86,25
120	0,108	6,75	21,63	86,50
150	0,105	6,56	21,72	86,88
180	0,098	6,13	21,94	87,75
210	0,087	5,44	22,28	89,13
240	0,08	5,00	22,50	90,00
270	0,075	4,69	22,66	90,63
300	0,063	3,94	23,03	92,13
330	0,061	3,81	23,09	92,38
360	0,059	3,69	23,16	92,63
390	0,059	3,69	23,16	92,63
420	0,059	3,69	23,16	92,63
450	0,059	3,69	23,16	92,63

Tableau 29 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale ; ë _max : 664 ; Ci : 80 mg/L ; T : 28#177;01 °C; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,436	27,25	11,38	45,50
3	0,414	25,88	12,06	48,25
5	0,374	23,38	13,31	53,25
10	0,298	18,63	15,69	62,75
20	0,246	15,38	17,31	69,25
30	0,175	10,94	19,53	78,13
60	0,146	9,13	20,44	81,75
90	0,146	9,13	20,44	81,75
120	0,134	8,38	20,81	83,25
150	0,132	8,25	20,88	83,50
180	0,132	8,25	20,88	83,50
210	0,122	7,63	21,19	84,75
240	0,122	7,63	21,19	84,75
270	0,119	7,44	21,28	85,13
300	0,117	7,31	21,34	85,38
330	0,117	7,31	21,34	85,38
360	0,117	7,31	21,34	85,38
390	0,117	7,31	21,34	85,38
420	0,117	7,31	21,34	85,38
450	0,117	7,31	21,34	85,38

Tableau 30 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale ; ë _max : 664 ; Ci : 100 mg/L ; T : 28#177;01 °C ; pH : 6,69 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Temps(min)	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	%_Ads
1	0,593	37,06	6,47	25,88
3	0,441	27,56	11,22	44,88
5	0,41	25,63	12,19	48,75
10	0,378	23,63	13,19	52,75
20	0,248	15,50	17,25	69,00
30	0,247	15,44	17,28	69,13
60	0,244	15,25	17,38	69,50
90	0,199	12,44	18,78	75,13
120	0,181	11,31	19,34	77,38
150	0,148	9,25	20,38	81,50
180	0,143	8,94	20,53	82,13
210	0,144	9,00	20,50	82,00
240	0,139	8,69	20,66	82,63
270	0,134	8,38	20,81	83,25
300	0,132	8,25	20,88	83,50
330	0,132	8,25	20,88	83,50
360	0,132	8,25	20,88	83,50
390	0,132	8,25	20,88	83,50
420	0,132	8,25	20,88	83,50
450	0,132	8,25	20,88	83,50

Annexe 4 : Résultats de la Modélisation de l'adsorption du BM sur les bioadsorbants MA

Tableau 31 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale ; ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 °C; pH : 3 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Ci	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	1/Cr	1/Q	lnCe	lnQe
1	0,004	0,25	0,38	4,00	2,67	-1,39	-0,98
5	0,006	0,38	2,31	2,67	0,43	-0,98	0,84
10	0,01	0,63	4,69	1,60	0,21	-0,47	1,54
20	0,019	1,19	9,41	0,84	0,11	0,17	2,24
30	0,027	1,69	14,16	0,59	0,07	0,52	2,65
40	0,035	2,19	18,91	0,46	0,05	0,78	2,94
50	0,042	2,63	23,69	0,38	0,04	0,97	3,16
60	0,051	3,19	28,41	0,31	0,04	1,16	3,35
70	0,061	3,81	33,09	0,26	0,03	1,34	3,50
80	0,071	4,44	37,78	0,23	0,03	1,49	3,63
90	0,077	4,81	42,59	0,21	0,02	1,57	3,75
100	0,085	5,31	47,34	0,19	0,02	1,67	3,86

Tableau 32 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 ; pH : 4 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Ci	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	1/Cr	1/Q	lnCe	lnQe
1	0,005	0,31	0,34	3,20	2,91	-1,16	-1,07
5	0,006	0,38	2,31	2,67	0,43	-0,98	0,84
10	0,008	0,50	4,75	2,00	0,21	-0,69	1,56
20	0,015	0,94	9,53	1,07	0,10	-0,06	2,25
30	0,022	1,38	14,31	0,73	0,07	0,32	2,66
40	0,029	1,81	19,09	0,55	0,05	0,59	2,95
50	0,037	2,31	23,84	0,43	0,04	0,84	3,17
60	0,045	2,81	28,59	0,36	0,03	1,03	3,35
70	0,051	3,19	33,41	0,31	0,03	1,16	3,51
80	0,059	3,69	38,16	0,27	0,03	1,30	3,64
90	0,067	4,19	42,91	0,24	0,02	1,43	3,76
100	0,074	4,63	47,69	0,22	0,02	1,53	3,86

Tableau 33 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 ; pH : 5 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Ci	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	1/Cr	1/Q	lnCe	lnQe
1	0,003	0,19	0,41	5,33	2,46	-1,67	-0,90
5	0,006	0,38	2,31	2,67	0,43	-0,98	0,84
10	0,009	0,56	4,72	1,78	0,21	-0,58	1,55
20	0,016	1,00	9,50	1,00	0,11	0,00	2,25
30	0,024	1,50	14,25	0,67	0,07	0,41	2,66
40	0,033	2,06	18,97	0,48	0,05	0,72	2,94
50	0,041	2,56	23,72	0,39	0,04	0,94	3,17
60	0,049	3,06	28,47	0,33	0,04	1,12	3,35
70	0,057	3,56	33,22	0,28	0,03	1,27	3,50
80	0,064	4,00	38,00	0,25	0,03	1,39	3,64
90	0,072	4,50	42,75	0,22	0,02	1,50	3,76
100	0,08	5,00	47,50	0,20	0,02	1,61	3,86

Tableau 34 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 ; pH : 6 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Ci	A	Cr(mg/L)	Q_Ads(mg/g)	1/Cr	1/Q	lnCe	lnQe
1	0,003	0,19	0,41	5,33	2,46	-1,67	-0,90
5	0,007	0,44	2,28	2,29	0,44	-0,83	0,82
10	0,01	0,63	4,69	1,60	0,21	-0,47	1,54
20	0,019	1,19	9,41	0,84	0,11	0,17	2,24
30	0,03	1,88	14,06	0,53	0,07	0,63	2,64
40	0,04	2,50	18,75	0,40	0,05	0,92	2,93
50	0,049	3,06	23,47	0,33	0,04	1,12	3,16
60	0,059	3,69	28,16	0,27	0,04	1,30	3,34
70	0,069	4,31	32,84	0,23	0,03	1,46	3,49
80	0,079	4,94	37,53	0,20	0,03	1,60	3,63
90	0,09	5,63	42,19	0,18	0,02	1,73	3,74
100	0,099	6,19	46,91	0,16	0,02	1,82	3,85

Tableau 35 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 664 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 ; pH : 8 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Ci	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	1/Cr	1/Q	lnCe	lnQe
1	0,003	0,19	0,41	5,33	2,46	-1,67	-0,90
5	0,005	0,31	2,34	3,20	0,43	-1,16	0,85
10	0,01	0,63	4,69	1,60	0,21	-0,47	1,54
20	0,016	1,00	9,50	1,00	0,11	0,00	2,25
30	0,023	1,44	14,28	0,70	0,07	0,36	2,66
40	0,03	1,88	19,06	0,53	0,05	0,63	2,95
50	0,038	2,38	23,81	0,42	0,04	0,86	3,17
60	0,045	2,81	28,59	0,36	0,03	1,03	3,35
70	0,053	3,31	33,34	0,30	0,03	1,20	3,51
80	0,061	3,81	38,09	0,26	0,03	1,34	3,64
90	0,068	4,25	42,88	0,24	0,02	1,45	3,76
100	0,075	4,69	47,66	0,21	0,02	1,54	3,86

Tableau 36 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 ; pH : 10 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Ci	A	Cr (mg/L)	Q_Ads(mg/g)	1/Cr	1/Q	lnCe	lnQe
1	0,002	0,13	0,44	8,00	2,29	-2,08	-0,83
5	0,005	0,31	2,34	3,20	0,43	-1,16	0,85
10	0,008	0,50	4,75	2,00	0,21	-0,69	1,56
20	0,015	0,94	9,53	1,07	0,10	-0,06	2,25
30	0,021	1,31	14,34	0,76	0,07	0,27	2,66
40	0,029	1,81	19,09	0,55	0,05	0,59	2,95
50	0,036	2,25	23,88	0,44	0,04	0,81	3,17
60	0,044	2,75	28,63	0,36	0,03	1,01	3,35
70	0,051	3,19	33,41	0,31	0,03	1,16	3,51
80	0,058	3,63	38,19	0,28	0,03	1,29	3,64
90	0,066	4,13	42,94	0,24	0,02	1,42	3,76
100	0,072	4,50	47,75	0,22	0,02	1,50	3,87

Tableau 37 : Capacité d'adsorption du bioadsorbant MA vis-à-vis de BM en fonction de la Concentration initiale, ë _max : 662 ; Ci : 50 mg/L ; T : 28#177;01 ; pH : 12 ; V : 100 mL ; m_BA : 200 mg

Ci	A	Cr(mg/L)	Q_Ads(mg/g)	1/Cr	1/Q	lnCe	lnQe
1	0,002	0,13	0,44	8,00	2,29	-2,08	-0,83
5	0,002	0,13	2,44	8,00	0,41	-2,08	0,89
10	0,004	0,25	4,88	4,00	0,21	-1,39	1,58
20	0,007	0,44	9,78	2,29	0,10	-0,83	2,28
30	0,015	0,94	14,53	1,07	0,07	-0,06	2,68
40	0,022	1,38	19,31	0,73	0,05	0,32	2,96
50	0,029	1,81	24,09	0,55	0,04	0,59	3,18
60	0,037	2,31	28,84	0,43	0,03	0,84	3,36
70	0,043	2,69	33,66	0,37	0,03	0,99	3,52
80	0,051	3,19	38,41	0,31	0,03	1,16	3,65
90	0,059	3,69	43,16	0,27	0,02	1,30	3,76
100	0,065	4,06	47,97	0,25	0,02	1,40	3,87

Valorisation des déchets agricoles issus des épluchures de musa acuminata en bioadsorbant pour l’adsorption du bleu de méthylène en solution aqueuse.

EPIGRAPHE

DEDICACE

REMERCIEMENTS

LISTE DES TABLEAUX

LISTE DES FIGURES

ABREVIATIONS

RESUME

ABSTRACT

TABLE DE MATIERE

INTRODUCTION GENERALE

Partie Bibliographique

CHAPITRE 1

LES EAUX USEES

1. Les Eaux Usées

1.1. Définition et Classification

1.1.2. Les eaux usées industrielles

1.2.1. Les objectifs d'épuration des eaux usées

1.2.2. Étapes du traitement des eaux usées

1.2.2.3. Le traitement secondaire

Introduction

CHAPITRE 2

ADSORPTION

Introduction

2.1. Définition et Principe

2.2. Système ternaire adsorbant/adsorbat/solvant

2.3. Les deux principales méthodes d'analyse de l'adsorption

2.4. Capacité d'adsorption

2.5. Cinétique d'adsorption

2.6. Isothermes d'adsorption

2.7. Applications de l'adsorption

2.8. Matériaux adsorbants

2.9. Musa Acuminata

Partie Expérimentale

CHAPITRE 3

MATERIELS ET METHODES

3.1. Matériels et Réactifs

3.2. Méthodes Expérimentales

3.3. Choix de l'adsorbat et Préparation des solutions du bleu de méthylène

3.1.6. Choix de l'adsorbat

3.4. Méthode analytique

3.5. Etude de la capacité d'adsorption du bioadsorbant vis-à-vis du BM

3.1.8. Essais d'adsorption

3.1.9. Capacité d'adsorption du bioadsorbant en fonction du temps d'adsorption

3.1.10. Capacité d'adsorption du B.A en fonction de la masse du Bioadsorbant

Chapitre 4

RESULTATS ET DISCUSSION

4.1. Caractérisation du Bioadsorbant MA

4.2. Effet du temps d'adsorption de BM sur le bioadsorbant M A

4.1.3. Présentation des résultats

4.3. Effet de la masse sur l'adsorption de BM sur le bioadsorbant M.A

4.4. Effet du pH sur l'adsorption de BM sur le bioadsorbant MA

4.5. Adsorption de BM sur le bioadsorbant en fonction de la concentration de BM

CONCLUSION

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES

Annexes