Memoire Online - Etude en reacteur agitee du traitement des eaux de consommation par un biofloculant: triumfetta cordifolia

En partant d'une masse de 500 g de sol argileux de Wak trempé dans un sceau de 20 L, après plusieurs rinçages on obtient une masse moyenne de 140,47 #177; 4,55 g d'argile de granulométries inférieures ou égales à 50 um soit une proportion de 71 ,91 %. Nous avons procédé par le tamisage humide qui lessive tout l'agrégat du sol qui devient dépourvu de la fraction inférieure ou égale à 50 um. En plus, il y a possibilité de rincer plus d'une fois les déchets du premier lavage ce qui augmente le rendement. Ces résultats diffèrent de ceux de (Abderahim, 2009) où ils trouvent une teneur de 36,43% pour la fraction de granulométries inférieures ou égales à 63 um lors de l'extraction de la kaolinite de Tunisie.

Le tableau 7 représente les caractéristiques chimiques des écorces, des extraits purifiés de T. cordifolia. La composition chimique des écorces se caractérise par une teneur importante en sucres totaux avec une teneur de 68,15 #177; 1,54 g/100g MS. Ces sucres totaux regroupent les sucres libres et les polysaccharides solubles dans l'eau et laissent apparaitre une prédominance de ce dernier avec une teneur d'environ 51%. Ces résultats sont semblables à ceux de (Saïdou et al., 2012) où ils trouvent une teneur de 74,11 #177; 1,09 g/100g MS pour les sucres totaux et de 54,96 #177; 2,15 g/100g MS pour les polysaccharides solubles dans l'eau. De leurs travaux, il ressort une teneur en protéine de 07,21 #177; 0,01 g/100g MS qui est 7 fois inférieures à celles de nos polysaccharides. Ces résultats laissent à priori penser que les polysaccharides seraient responsables des propriétés fonctionnelles développées par les écorces de cette plante. Ces écorces de T. cordifolia se caractérisent également par une teneur importante en minéraux avec une teneur de 10,25 #177; 0,10 g/100g MS représentée prioritairement par le calcium (701,4 #177; 8,16 g/100g MS), le magnésium (324,17 #177; 11,28 g/100g MS). Selon Anderson et Wang, (1991), Anderson et Weiping (1992) et Chikamai et Bank (1993), la composition minérale d'une gomme végétale est fonction du sol sur lequel la plante grandit et elle peut varier entre les échantillons de gommes de la même espèce ou des espèces différentes. Cette richesse en matière minérale pourrait être bénéfique aussi pour le traitement des eaux. Le tableau 7 permet aussi de comparer les différentes matières sèches constitutives des écorces et des extraits purifiés de T. cordifolia. On observe une différence significative au niveau de leur taux. La présence de faible quantité (0,727 #177; 1,37 g/100g MS) de matières sèches peut entrainer un faible taux de matières organiques dissout

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dans l'eau traitée. La teneur en humidité d'une matière végétale est un paramètre qui est lié avec la stabilité de substances actives présentes dans cette matière. Un grand taux d'humidité favorise la croissance microbienne et l'hydrolyse des composés actifs (Djiobie, 2012). La matière sèche des écorces de T. cordifolia est 85,79 #177; 2,96 % g/100g MS soit une teneur en eau de 14,21 #177; 2,96 % g/100g MS. Cette valeur est appartient à la gamme des matières sèches (6 à 14%) établie pour les extractions des matières séchées (AFNOR 1981).

III.3. Influence du pH sur le traitement des suspensions synthétiques avec les extraits purifiés de T. cordifolia

Les essais de clarification avec la méthode du type « jar-test » effectués avec le

biofloculant ont permis de mettre en évidence des différences dans leur activité floculante à différentes turbidités initiales. Les figures ci-dessous présentent les résultats des essais de clarification effectués avec les extraits de T. cordifolia.

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La figure 18 présente l'évolution de la turbidité résiduelle en fonction de la dose en gomme à deux pH (5 et 6). Nous avons réalisé nos expériences avec des doses de gommes compris dans un domaine de 0 à 3 mL. Mais le domaine intéressant est celui de 0 à 1mL. D'où nous avons donc dilaté l'échelle dans ce domaine.

Figure 18 : Variation de la turbidité résiduelle (A), du volume de boue (B), de l'activité (C), du

pH final (D) et de la conductivité finale (D) à pH 5() et 6() en fonction de la dose e gomme A partir des résultats (figure 1) on remarque que le pH final des deux traitements (pH 5

respectivement pour les traitements à pH 5 et 6 avec des turbidités résiduelles de 27,6 #177; 0,14 NTU et de 28,8 #177; 0,42 NTU (fig. 18A). Ces deux turbidités respectives traduisent un taux

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d'abattement de 22,25 #177; 0,40 % et 18,87 #177; 1,20 % de cette turbidité (fig. 18C). Pour ces deux pH (5 et 6), on constate que le pH n'a pas d'influence sur l'abattement de la turbidité pour une turbidité initiale très faible. Parallèlement, ceci est conféré par le volume de boue (fig. 18B). Concernant les paramètres physico-chimiques, on constate en général que l'augmentation de la dose en gommes n'a pas d'influence sur le pH final et sur la conductivité finale pour cette faible turbidité initiale (35,5NTU).

La figure 19 présente l'évolution de la turbidité résiduelle en fonction de la dose en gomme à trois pH (5, 6 et 8).

Figure 19: Variation de la turbidité résiduelle (A), du volume de boue (B), de l'activité (C), du pH final (
· ; ; ) (D) et de la conductivité (D)(? ;× ;?) à pH 5 (), 6 () et 8 (?) en fonction de la concentration en biofloculant (Ti =261NTU )

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De la figure 19A, on remarque que la turbidité résiduelle pour le traitement à pH8 ne varie presque pas avec l'augmentation de la dose de gomme de T. cordifolia, de même que les paramètres physico-chimiques (pH final et conductivité finale). Par contre, pour les traitements à pH 5 et 6, il ressort de la figure 19A plusieurs zones. Dans un premier temps, on observe une baisse brutale de la turbidité initiale (261NTU) respectivement de 66,3 #177; 0,00 NTU et 134,5 #177; 0,00 NTU pour les doses respectives de 1mL et de 0,5mL pour les traitements à pH5 et pH6. Ces doses respectives correspondent aux doses critiques de floculant. Puis on a une deuxième zone qui tend à se stabiliser puis une troisième zone qui tend à augmenter pour le traitement à pH5. La troisième zone pourrait correspondre à l'inversion de charge et par conséquent à la restabilisation du système colloïdal. Pour le traitement à pH6, à des doses de biofloculants comprises entre 0,5 et 5mL, on pourrait observer une neutralisation des charges ayant un potentiel zêta proche de zéro (proche de 0mV). Ceci pourrait se justifier par le comportement en dent de scie de la courbe dans cette zone. À une dose de 4,5mL, on observe une même valeur de turbidité résiduelle (147,3NTU) pour les deux traitements (pH5 et 6). Ceci est conféré par le volume de boues. Pour les traitements à pH5 et 6, l'activité aux doses de biofloculant critique est respectivement égale à 74,59 #177; 0,00 % et 48,48 #177; 0,00 % pour les traitements à pH5 et 6. À ces doses de biofloculant critique, les volumes de boues correspondant sont respectivement égales à 3,5 et 2 mL pour pH5 et 6. Le processus de formation des boues pourrait s'effectuer par neutralisation et réticulation des charges négatives portées par les colloïdes suite à l'adjonction de l'acide uronique contenu dans les extraits d'écorce de T. cordifolia.

Concernant les paramètres physico-chimiques (fig.19D), on constate en général que

l'augmentation de la dose en gomme n'a pas d'influence sur le pH final et la conductivité finale des deux traitements (pH5 et 6).

La figure 20 présente l'évolution de la turbidité résiduelle en fonction de la dose en gomme à trois pH (5, 6 et 8). Pareillement aux études précédentes, on remarque que les gommes de T. cordifolia n'ont pas une influence significative sur la turbidité à pH8 et par conséquent sur l'agrégation et la sédimentation des particules colloïdales traduit par le volume de boue. Ce dernier est invariable et nul (fig. 20A et B). Le taux d'abattement maximal obtenu pour ce traitement est de 11,14 #177; 1,24 %. De la figure 20D, on constate que ce traitement effectué n'a pas d'influence sur le pH final et la conductivité finale. De ces mêmes figures, on constate que les traitements à pH6 et pH5 influence significativement la turbidité initiale et le

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volume de boues. Une diminution de la turbidité résiduelle est observée suite aux deux traitements alors que leur volume de boue augmente.

Figure 20: Variation de la turbidité résiduelle (A), du volume de boue (B), de l'activité (C),

du pH final (D) et de la conductivité finale (D) à pH 5, 6 et 8 en fonction de la concentration en biofloculant (Ti =495,4NTU)

A l'issue de ces deux traitements, il ressort que les volumes critiques à pH5 et 6 sont respectivement égal à 5 et 0,5 mL et ceux-ci correspondent à une turbidité résiduelle de 15,6 #177; 0,00 NTU et 342,7 #177; 1,04 NTU et traduisant un taux d'abattement de 96,86 #177; 0,00 % et de 30,81 #177; 0,21 % respectivement pour le traitement à pH5 et 6. Parallèlement, ceci est conféré par le volume de boue où on a des quantités importantes à pH5 (fig. 22B). Ceci pourrait s'expliquer par une neutralisation et réticulation maximale des charges négatives portées par

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les colloïdes suite à l'adjonction de l'acide uronique contenu dans les extraits d'écorce de T. cordifolia maximale.

? Influence de la turbidité initiale sur le traitement de la suspension de latérite

La figure 21 présente l'évolution de l'abattement de la turbidité résiduelle en fonction de la turbidité initiale et de la dose en gomme à pH 5 et 6.

Figure 21: Variation de l'activité à différentes turbidités initiales (35,5, 261 et 495,4NTU) en fonction de la dose en gomme.

Le tableau 8 présente l'évolution de la turbidité résiduelle aux différents volumes

critiques de biofloculant en fonction de la turbidité initiale et du pH initial. Tableau 8: condition optimale des différents traitements

Du tableau 8, il ressort que la turbidité initiale a une influence positive sur l'abattement de la turbidité et sur la demande en biofloculant à pH5. Car l'abattement et le volume du

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biofloculant augmente avec l'augmentation de la turbidité initiale. Ce constat n'est pas valable à pH 6. Parallèlement, ceci est conféré par la figure 23 où les mêmes constats sont observés.

T. cordifolia est composé majoritairement des polysaccharides. Selon Sanderson, 1981 et Glicksman, 1982, la gélification est un mécanisme physico-chimique qui aboutit à la formation d'un gel. Au niveau moléculaire, la gélification peut être décrite simplement par l'association des macromolécules ou des fragments des macromolécules pour former un réseau tridimensionnel continu retenant entre ses mailles la phase liquide et capable de résister à certaines contraintes physiques (force de cisaillement). D'où l'élimination des colloïdes pourrait se faire par gélification.

Nous constatons que l'utilisation des gommes de T. cordifolia améliore nettement le rendement d'élimination de la turbidité en milieu acide. Si on se fie aux propos de Saïdou et al., 2012 qui stipule « qu'au fur et à mesure que le pH augmente, les macromolécules s'ionisent, leur teneur en groupements carboxyles augmente », De par le type de latérite présente dans nos eaux synthétiques, ceux-ci peuvent s'adsorber à la surface des particules de latérite par l'intermédiaire de liaisons hydrogènes entre les groupements silanol et (R-OH) aluminol situés à la surface des particules. Les interactions électrostatiques attractives entre les segments du polymère chargés positivement et les sites chargés négativement à la surface des particules favorisent l'adsorption, ce qui engendre une augmentation du taux d'abattement de la turbidité. La taille du polymère élevée combinée à sa configuration très étendue en suspension, du fait de fortes répulsions entre segments de même signe, favorisent le pontage des particules par les segments de polymère adsorbé. L'obtention des volumes de boue important pour les turbidités initiales de 261 NTU et 495,4 NTU peut s'expliquer par le fait que la neutralisation et la réticulation des charges négatives portées par les colloïdes suite à l'adjonction des gommes est la résultante de son haut poids moléculaire supérieur à 10⁶ Da (Saidou et al., 2012). On constate qu'au-delà de ces doses optimales, on observe une restabilisation ou une inversion de charge. Pour justifier le principal mécanisme de floculation dans ces différents traitements, nous devons connaitre la densité de charge. Ceci nous permettra de dire si le processus mis en jeu est un pontage ou une neutralisation. Car ces deux mécanismes sont liés aux propriétés de masse et de charge du polymère et à sa conformation à l'équilibre lorsqu'il est adsorbé. Ces mécanismes peuvent intervenir en synergie ou de façon concurrentielle. D'après Hogg, (2000) ; Besra, (2002) et leurs collaborateurs, Le pontage a lieu en présence de polymères de fortes

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masses moléculaires (>1Ø⁶), non ioniques ou faiblement chargés. Il est le résultat de l'adsorption via des liaisons hydrogènes d'un polymère avec plusieurs particules, formant ainsi des ponts moléculaires entre particules adjacentes dans le floc. Or d'après Gregory, (1981), lorsque des polymères de haute densité de charge (ionicité >15%) interagissent avec des particules portant des charges de signe contraire, la floculation a lieu surtout par neutralisation ou compensation de charge.

A l'aide du plan de box-behnken nous avons évalué l'influence du pH, de la Concentration en biofloculant, et de la vitesse d'agitation sur l'activité du biofloculant d'une part et le pH final et d'autre part de la conductivité finale . Ceci pour voir l'écart entre les valeurs théoriques et les valeurs réelles. Les principales réponses expérimentales et théoriques du plan d'expérience sont présentées dans le tableau.

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Tableau 9: Réponses expérimentales et théoriques du plan de box-behnken de la clarification de l'eau assisté par jar test

	NIVEAU DE VARIABLES REELLES			VALEURS CALCULEES			VALEURS EXPERIMENTALES				Résidus
N°	A	B	C	YAi (%)	YpHrési	Y_÷ (uS/cm)	YAi (%)	YpHrési	Y_÷ (uS/cm)	YAi (%)	YpHrési	Y_÷ (uS/cm)
1	8	5	175	25,9	8,1	408,4	23,7	8,24	407	2,2	-0,14	1,4
2	6,5	1	100	13,0	7,3	353,2	12,4	7,34	354	0,6	-0,04	-0,8
3	6,5	1	250	12,8	7,3	358,2	12,4	7,18	356	0,4	0,12	2,2
4	6,5	3	175	11,3	7,2	352,0	14,7	7,12	361	-3,4	0,08	-9
5	6,5	5	100	12,1	7,2	359,3	12,4	7,33	361,5	-0,3	-0,13	-2,2
6	8	3	250	16,1	8,1	402,8	17,8	8,07	405	-1,7	0,03	-2,2
7	6,5	5	250	8,0	7,4	354,8	8,6	7,30	354	-0,6	0,1	0,8
8	8	3	100	14,6	8,0	406,3	16,6	7,84	405,5	-2	0,16	0,8
9	6,5	3	175	11,3	7,2	352,0	10,1	7,30	345,5	1,2	-0,1	6,5
10	8	1	175	26,9	8,2	406,0	25,6	8,26	406	1,3	-0,06	0
11	6,5	3	175	11,3	7,2	352,0	9,1	7,33	349,5	2,2	-0,13	2,5
12	5	3	100	53,8	5,9	407,2	52,1	5,91	405	1,7	-0,01	2,2
13	5	3	250	48,1	5,9	411,2	46,2	6,08	412	1,9	-0,18	-0,8
14	5	1	175	64,3	6,0	411,6	66,6	5,93	413	-2,3	0,07	-1,4
15	5	5	175	59,7	6,1	412,0	61,1	5,96	412	-1,4	0,14	0

Avec _YAi(%) : activité ; YpHrési : pH final et Y_÷(uS/cm) : conductivité finale

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Des résultats obtenus, nous constatons qu'il n'y'a pas de différence significative au seuil de 95 % entre les valeurs expérimentales et les valeurs théoriques mais les variations de la dose en biofloculant, vitesse d'agitation ainsi que le pHi de la suspension synthétique ont une influence sur les réponses expérimentale observée. Les réponses ici sont Ai, pHrési ainsi que la _÷rési.De plus, on observe que les pourcentages en Ai est comprise entre 8,6 à 66,6 %. La valeur maximale en Ai (66,6 %) est obtenue à des conditions expérimentales de A=5 ; B = 1 mL et C = 175 rpm (Tableau 12). En ce qui concerne les réponses physiques c'est-à-dire le _pHrésiainsi que la _÷rési,celles-ci sont comprises entre 5,91 à 8,26 et 345,5 à 413 uS/cm respectivement. Les valeurs optimales sont obtenues à des conditions expérimentales de A = 6,5 ; B = 3 mL et C= 175 rpm (Tableau 9).

Ainsi, la réalisation d'un processus d'optimisation combinée doit être effectuée afin d'obtenir une eau clarifiée à des paramètres désirables.

Les coefficients de régressions pour les modèles empiriques donnés par la matrice du

plan de box-behnken ont été déterminés. A l'issue des analyses trois modèles ont été obtenus.

YAi (%) = 11,308 - 17, 7877×A - 1, 40811×B - 1, 05807×C + 27, 3198×A²+ 0, 899108×A×B + 1, 81194×A×C + 5, 59889×B²- 0, 949367×B×C - 5, 45121×C²

YpHrési = 7,24833 + 1,06625×A + 0,015625×B + 0,026875×C - 0,232917×A²- 0,01375×A×B + 0,01625×A×C+ 0,0783333×B²+ 0,0325×B×C - 0,0416667×C²

Y_÷(uS/cm) = 352,0 - 2,3125×A + 0,6875×B + 0,125×C+ 54,0×A²+ 0,5×A×B - 1,875×A×C+ 3,5×B²- 2,375×B×C+ 0,875×C²

Avec A : pH initial, B : dose du biofloculant et C : la vitesse d'agitation, YAi :

l'activité du floculant, _YpHrési:pH final de l'eau traitée et Y_÷(uS/cm) : conductivité finale de l'eau traitée.

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A partir des équations des modèles, les paramètres de validation ont été déterminés et

		YAi	YpHrési			Y_÷
	Coef.	P-	Coef.	P-	Coef.	P-value
Constante	11,308		7,24833		352,0
A	-17,7877	0,0000	1,06625	0,0000	-2,3125	0,2931
B	-1,40811	0,2451	0,015625	0,7913	0,6875	0,7412
C	-1,05807	0,3679	0,026875	0,6513	0,125	0,9518
AA	27,3198	0,0000	-0,232917	0,0368	54,0	0,0000
AB	0,899108	0,5781	-0,01375	0,8689	0,5	0,8645
AC	1,81194	0,2846	0,01625	0,8454	-1,875	0,5306
BB	5,59889	0,0163	0,0783333	0,3853	3,5	0,2812
BC	-0,949367	0,5577	0,0325	0,6983	-2,375	0,4326
CC	-5,45121	0,0180	-0,0416667	0,6345	0,875	0,7749

Les modèles obtenus ont été validés grâce aux indicateurs de validation. Citée par Djiobie Tchienou et al., 2013, Joglekar et May (1987) considèrent qu'un modèle peut être valide si le modèle explique au moins 80 % de la variabilité de la réponse (R²ajusté). Dalgaard et Jorgesen (1998) estime un modèle valide si le facteur d'exactitude et de biais est compris entre 0,75 et 1,25. Bas et Boyac (2007) juge un modèle valide si l'AADM est

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compris entre 0 et 0,3. En se basant sur ces différents travaux et en faisant une déduction du tableau 10 il ressort que le modèle de l'activité du floculant est valide.

Une fois le modèle validé la signification des différents effets a été effectuée en comparant la moyenne quadratique de chacun des effets par rapport à une estimation de l'erreur expérimentale. Les effets ayant une probabilité inférieure à 0,05 sont considérés comme significatifs au seuil de confiance de 95% (en rouge dans le tableau 11).

Pour le modèle de l'activité du biofloculant, l' effet direct (pHi) et les effets quadratiques (pHi, dose du floculant et vitesse d'agitation) sont significatifs au seuil de confiance de 95 % et contribuent à augmenter l'activité du biofloculant. Le pHi (A) prise comme variable individuelle a un impact significatif (P= 0,0000) (tableau 14) sur la réduction de l'activité. Sa contribution est de 29%.

De la figure 22 , On constate que le taux d'abattement des colloïdes diminue significativement au seuil de 5% lorsqu'on augmente le pH de 5 à 7,16 avec les valeurs de 62,45% à 9,24% d'activité. Au-delà de 7,16, plus le pH augmente, plus l'activité augmenter.

significativement au seuil de 5% lorsqu'on augmente la dose du biofloculant de 1 à 3,24

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avec les valeurs de 61,16% à 53,75% d'activité. Au-delà de 3,24, plus la dose augmente, plus l'activité augmente faiblement.

La baisse de l'activité avec l'augmentation du biopolymère peut se traduire par une surdose de ce dernier. Gallard et al., (2002) stipule que cette surdose produit inévitablement une restabilisation des particules colloïdales qui sont susceptibles de la charge de surface. Aussi les sites d'adsorption des particules colloïdales ne seraient plus disponibles pour la formation des ponts interparticulaires. Une utilisation de biofloculant mal ajusté peut donc conduire à une dégradation rapide de la qualité de l'eau et à des dépenses d'exploitation non justifiées. Bien souvent, la dose de floculant conditionne le fonctionnement des ouvrages de séparation et il se trouve tout simplement impossible de réaliser la clarification si cette dose est mal ajustée.

De la figure 24 , On constate que le taux d'abattement des colloïdes augmente significativement au seuil de 5% lorsqu'on augmente la vitesse d'agitation de 100 à 160rpm avec les valeurs de 60,79% à 64,48% d'activité. Au-delà de 160rpm, plus la vitesse augmente, plus l'activité diminue faiblement.

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L'augmentation de l'activité à partir d'un certain seuil par augmentation de la vitesse d'agitation pourrait se justifier par le fait qu'il y a eu une augmentation de l'énergie cinétique des particules ce qui à favoriser l'adhésion des particules, et par ricochet la rupture de la barrière énergétique de répulsion entre les particules.

III.5. Influence du pH sur le traitement des suspensions synthétiques avec les sels hydrolysables

III.5.1. Coagulation de la suspension de turbidité initiale 261 NTU avec le sulfate d'aluminium

La figure 25 présente l'évolution de la turbidité résiduelle en fonction de la

concentration en sulfate d'aluminium. Cette concentration est exprimée sous forme de rapport massique dans l'axe des abscisses. La turbidité résiduelle est quant à elle, exprimée sous forme de taux d'abattement Tr (%) en annexe. Le sulfate d'aluminium a été ajouté aux suspensions de latérite dans une plage de concentration suffisamment large pour englober l'inversion de charge de surface des particules. L'optimum de coagulation est caractérisé par un paramètre appelé concentration critique de coagulation (CCC) qui par définition est la plus petite quantité de coagulant qui engendre la plus grande baisse de turbidité du surnageant [Baschini et al., 1999].

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Figure 25: Variation de la turbidité résiduelle (A et du volume de boue (B) à pH 5(),
6() et 8(L) en fonction de la concentration en sulfate d'Aluminium (Ti =261NTU)

A l'issue de la figure 25A, il ressort que l'augmentation en sulfate d'aluminium influence positivement le rabattement de la turbidité résiduelle. L'abattement de la turbidité augmente progressivement et atteint une valeur maximale à la concentration critique de coagulation, puis décroît ensuite, laissant supposer une restabilisation du système latérite/eau pour les trois traitements (pH5, pH6 et pH8). Ce phénomène se distingue par la présence de trois zones distinctes ; la zone I où il n'y a pas assez de coagulant, la zone II qui pourrait correspondre à la neutralisation des charges (proche de 0 mV), la zone III où il y aurait inversion de charge et restabilisation du système. Au pH des eaux naturelles (pH8), les hydroxydes précipités sont chargés positivement, la coagulation peut avoir lieu par neutralisation de charge ou entraînement en fonction de la dose de sels. Cette assertion peut justifier le volume de boue à ce pH qui est plus important que ceux des deux autres traitements (pH 5 et 6). Ces résultats corroborent ceux de [Gregory, 2005]. Pour le traitement à pH5, on obtient une concentration critique de coagulant (CCC) de 24 mg/l correspondant à un abattement de 91 #177; 0,27 % soit une turbidité résiduelle de 23,5 #177; 0,71 NTU. Pour le traitement à pH6, on obtient une CCC de 24 mg/l correspondant à un abattement de 79,66 #177; 0,22 % soit une turbidité résiduelle de 53,1 #177; 0,57 NTU. Pour le traitement à pH8, on obtient une CCC de 24 mg/l correspondant à un abattement de 82,60 #177; 0,30 % soit une turbidité résiduelle de 45,4 #177; 0,77 NTU. Dans certains cas, notamment aux très faibles et très élevées teneurs en coagulant, le taux d'abattement de la turbidité est négatif, c'est-à-dire que la turbidité effective (en NTU) du système suite à l'ajout du coagulant est supérieure

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à la turbidité initiale avant coagulation. Ce comportement traduit, soit une augmentation de la taille des particules dans la suspension, auquel cas il est révélateur d'une forme d'instabilité du système, soit une augmentation du nombre de ces particules, le supplément étant de l'aluminium sous l'une de ses formes d'hydrolyse que l'on mesure dans le système. Les volumes de boue obtenue pour les différents traitements (pH5, 6 et 8) aux différentes CCC sont respectivement 3mL, 4,25 mL, et 11 mL. De ces valeurs, on remarque que plus le pH augmente, plus le volume de boue augmente.

III.5.2. Coagulation de la suspension de turbidité initiale (261 NTU) avec le sulfate de fer

La figure 26 présente l'évolution de la turbidité résiduelle en fonction de la concentration en sulfate de fer.

Figure 26: Variation de la turbidité résiduelle (A) et du volume de boue (B à pH 5(), 6() et 8(?) en fonction de la concentration en sulfate de Fer (Ti =261NTU )

A l'issu de cette figure, il y ressort trois zones. La zone I où il y a soit augmentation de la turbidité initiale, ceci étant valable pour les traitements à pH6 et 8 ; soit une diminution de la turbidité initiale jusqu'à atteindre une CCC équivalent à 8mg/L où au-delà de cette valeur on observera une inversion de charge. Le comportement à la zone I (0 - 24 mg/L pour pH6 et 0 - 12 mg/L pour pH8) des traitements à pH6 et 8 pourrait se justifier par les propos de Beckett et Le [1990] stipulant que l'adsorption de substances humiques à la surface des colloïdes minéraux peut augmenter la charge négative de ces colloïdes et donc augmenter leur stabilité et leur mobilité. Or n'ayant pas éliminé la matière organique dans nos échantillons d'argiles, les colloïdes de fer introduit dans nos eaux auraient donc adsorbé les substances humiques présentes et augmenter leur stabilité. La zone II (24 - 36

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mg/L pour p116 ; 12 - 40 mg/L pour p118) pourrait correspondre à la neutralisation des charges la zone III (8 - 36 mg/L pour p115 ; 36 - 200 mg/L pour p116 et 40 - 20 mg/L pour p118) où il y aurait inversion de charge et restabilisation du système, la zone IV (36 - 200 mg/L pour p115) avec des turbidités résiduelles faibles et qui correspond à la précipitation des hydroxydes. Pour le traitement à p115, on obtient une concentration critique de coagulant (CCC) de 8 mg/L correspondant à un abattement de 5,32 #177; 0,94 % soit une turbidité résiduelle de 247,1 #177; 2,46 NTU. Pour le traitement à p116, on obtient une CCC de 36 mg/l correspondant à un abattement de 57,07 #177; 0,71 % soit une turbidité résiduelle de 112 #177; 1,86 NTU. Pour le traitement à p118, on obtient une CCC de 40 mg/l correspondant à un abattement de 90,07 #177; 0,34 % soit une turbidité résiduelle de 25,9 #177; 0,89 NTU. Concernant le volume de boue, on remarque que pour les traitements à p115, p116 et p118 le dépôt des flocs se fait respectivement à partir des concentrations de 40 mg/L, 24 mg/L et 12 mg/L. Les volumes de boue obtenue aux différentes CCC des trois traitements sont 0 mL, 14 mL et 26 mL respectivement pour les traitements à p115, p116 et p118. A l'issu de ces trois traitements, on remarque que le volume de boue est maximal pour les traitements à p118 et à p116.

Contrairement à ce qui a été fait dans la partie précédente où le coagulant et le floculant ont été ajoutés à des instants différents, le coagulant et le floculant ont été ajoutés simultanément, sans pour autant changer les quantités de coagulants ajoutés et en maintenant les quantités de floculant fixe (3,5 mL pour p118 ; 3 mL pour p116 et 2,5 mL pour p115). Il ne s'agissait donc pas de rechercher les quantités optimales de déstabilisation, mais d'observer l'impact du mode d'ajout du floculant sur les propriétés du surnageant.

Dans cette partie de l'étude, nous avons toujours utilisé les systèmes dilués c'est- à dire de turbidité initial égale à 261 NTU. La figure 27 représente l'évolution de la turbidité résiduelle et du volume de boue en fonction de la concentration en sulfate d'aluminium à p118 pour trois traitements différents.

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Figure 27: Variation de la turbidité résiduelle (A), du volume de boue (B) à pH 8 en fonction de la concentration en sulfate d'Aluminium / biofloculant (Vbi_o=3,5mL)

A l'issu de la figure 27A, il ressort que la concentration critique en sulfate d'aluminium est plus élevé dans le traitement où on combine le sulfate d'aluminium et le biofloculant (80 mg/L) par rapport au traitement avec le coagulant seul (24 mg/L). Mais par contre, la turbidité résiduelle est plus faible avec le traitement combiné (4,4 #177; 0,37 NTU) que celui avec le coagulant seul (45,4 #177; 0,77 NTU). Ces différentes turbidités résiduelles traduisent un abattement respectif de 98,31 #177; 0,14 % et de 82,60 #177; 0,30 % pour le traitement combiné et le traitement avec le coagulant seul. Ceci est conféré par le volume de boue où il est plus important dans le traitement combiné.

La figure 28 représente l'évolution de la turbidité résiduelle et du volume de boue en fonction de la concentration en sulfate d'aluminium à pH6 pour trois traitements différents.

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Figure 28: Variation de la turbidité résiduelle (A) et du volume de boue (B) à pH 6 en
fonction de la concentration en sulfate d'Aluminium / biofloculant (VBio= 3mL)

A l'issu de la figure 28A, il ressort que la concentration critique en sulfate d'aluminium est plus élevé dans le traitement où on combine le sulfate d'aluminium et le biofloculant (28 mg/L) par rapport au traitement avec le coagulant seul (24 mg/L). Mais par contre, la turbidité résiduelle est plus faible avec le traitement combiné (7,8 #177; 0,38 NTU) que celui avec le coagulant seul (53,1 #177; 0,57 NTU). Ces différentes turbidités résiduelles traduisent un abattement de 97,03 #177; 0,14 % et de 79,66 #177; 0,22 % respectivement pour le traitement combiné et le traitement avec le coagulant seul. Ceci est conféré par le volume de boue où il est plus important dans le traitement combiné, car le volume de boue pour le traitement combiné est au moins 10 fois plus élevé que celui au coagulant seul.

La figure 29 représente l'évolution de la turbidité résiduelle et du volume de boue en fonction de la concentration en sulfate d'aluminium à pH5 pour trois traitements différents.

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Figure 29: Variation de la turbidité résiduelle (A) et du volume de boue (B) à pH 5 en fonction de la concentration en sulfate d'Aluminium / biofloculant (Vbio= 2,5mL)

A l'issu de la figure 29A, il ressort que la concentration critique en sulfate d'aluminium est moindre dans le traitement où on combine le sulfate d'aluminium et le biofloculant (4 mg/L) par rapport au traitement avec le coagulant seul (24 mg/L). De plus, la turbidité résiduelle est plus faible avec le traitement combiné (11,1 #177; 0,00 NTU) que celui avec le coagulant seul (23,5 #177; 0,71 NTU). Ces différentes turbidités résiduelles traduisent un abattement de 97,61 #177; 0,00 % et de 91 #177; 0,27 % respectivement pour le traitement combiné et le traitement avec le coagulant seul. Ceci est conféré par le volume de boue où il est plus important dans le traitement combiné, car le volume de boue pour le traitement combiné est au moins 15 fois plus élevé que celui au coagulant seul.

La figure 30 représente l'évolution de la turbidité résiduelle et du volume de boue en fonction de la concentration en sulfate de fer à pH8 pour trois traitements différents.

A l'issu de la figure 30A, il ressort que la concentration critique en sulfate de fer est plus élevé dans le traitement où on combine le sulfate de fer et le biofloculant (104 mg/L) par rapport au traitement avec le coagulant seul (32 mg/L). De plus, la turbidité résiduelle est plus faible avec le traitement combiné (12,5 #177; 0,00 NTU) que celui avec le coagulant seul (25,9 #177; 0,89 NTU). Ces différentes turbidités résiduelles traduisent un abattement de 95,23 #177; 0,00 % et de 90,07 #177; 0,34 % respectivement pour le traitement combiné et le traitement avec le coagulant seul.

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Ceci est conféré par le volume de boue où il est plus important dans le traitement combiné, car le volume de boue pour le traitement combiné est au moins 2 fois plus élevé que celui au coagulant seul.

Figure 30: Variation de la turbidité résiduelle (A) et du volume de boue (B) à pH 8 en fonction de la concentration en Sulfate de Fer / Biofloculant (Vbio= 3,5mL)

La figure 31 représente l'évolution de la turbidité résiduelle et du volume de boue en fonction de la concentration en sulfate de fer à pH6 pour trois traitements différents.

Figure 31: Variation de la turbidité résiduelle (A) et du volume de boue (B) à pH 6 en fonction de la concentration en sulfate de Fer et en biofloculant (VBio= 3mL)

A l'issu de la figure 31A, il ressort que la concentration critique en sulfate de fer est

plus élevé dans le traitement où on combine le sulfate de fer et le biofloculant (36 mg/L) par

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rapport au traitement avec le coagulant seul (36 mg/L). De plus, la turbidité résiduelle est plus faible avec le traitement combiné (150,8 #177; 0,00 NTU) que celui avec le coagulant seul (112 #177; 1,86 NTU). Ces différentes turbidités résiduelles traduisent un abattement de 42,21 #177; 0,00 % et de 57,07 #177; 0,71 % respectivement pour le traitement combiné et le traitement avec le coagulant seul. Mais par contre, le volume de boue est plus important dans le traitement combiné que le traitement avec le sulfate de fer seul.

La figure 32 représente l'évolution de la turbidité résiduelle et du volume de boue en fonction de la concentration en sulfate de fer à pH5 pour trois traitements différents.

Figure 32: Variation de la turbidité résiduelle (A) et du volume de boue (B) à pH 5 en fonction de la concentration en Sulfate de Fer et en biofloculant (VBio= 2,5mL)

A l'issu de la figure 32A, il ressort que la concentration critique en sulfate de fer est moindre dans le traitement où on combine le sulfate de fer et le biofloculant (16 mg/L) par rapport au traitement avec le coagulant seul (8 mg/L). De plus, la turbidité résiduelle est plus faible avec le traitement combiné (15,6 #177; 0,49 NTU) que celui avec le coagulant seul (247,1 #177; 2,46 NTU). Ces différentes turbidités résiduelles traduisent un abattement de 94,03 #177; 0,19 % et de 5,32 #177; 0,94 % respectivement pour le traitement combiné et le traitement avec le coagulant seul. Ceci est conféré par le volume de boue. Car on constate que le volume de boue est plus important dans le traitement combiné que le traitement avec le sulfate de fer seul.

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III.7. Récapitulatifs des conditions optimales Tableau 12: Résumé des conditions optimales à pH 5

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Les différents résultats obtenus pour les différentes expériences réalisées ont montrées que l'ajout de produits chimiques ou naturels améliorait l'abattement de la matière en suspension en formant des particules plus volumineuses et denses. De plus, ils ont permis de mettre avant les bonnes performances d'abattement après ajout de T. cordifolia, identiques ou supérieures à l'abattement avec l'ajout de coagulants chimiques et de biopolymère. Les gommes de T. cordifolia semblent donc être un produit intéressant pour la coagulation et la floculation des particules présentes dans les eaux de consommation et vis-à-vis des faibles impacts environnementaux qu'il engendre en comparaison des coagulants chimiques et des polymères synthétiques.

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Etude en reacteur agitee du traitement des eaux de consommation par un biofloculant: triumfetta cordifolia

CHAPITRE III : RESULTATS ET DISCUSSION